CC BY
3
*
Food Hyg. Soc. Jap.— 1985.— Vol. 26. — P. 184.
69. Scherf H. R., Sclimahl £>.// J. environm. Sci. Hlth. — 1983, —Vol. 18. —P. 233.
70. Schlag P., Bockler R.. Ulrich H. et al. //Lancet — 1980. — Vol. 1, — P. 717—719.
71. Sclimahl D., Scherf H. R. / Naturwiss. enschaflen. — 1983. — Bd 70. — S. 94.
72. Sen N. P., Donnaldson B. A., Seaman S. et al.// IARC Sci. Publ.— 1978, — N 19, —P. 373-393.
73. Sen N. P., Kushwana S. C„ Seaman S. W„ Clark-son S. G.//J. Agricult. Food Chem. — 1985.— Vol. 33, — P. 428.
74. Shibamoto T. // Food Chem. Toxicol. — 1983. — Vol. 21, —P. 745.
75. Spiegelhalder B. //Das Nitrosamin-Problem / Hrsg. R. Preussmann. — Wcinhaim, 1983. — S. 27—40.
76. Spiegelhalder B„ Eisenbrand G., Preussmann R. // An-gew. Chem.— 1978.— Bd 17, —S. 367—368,
77. Spiegelhalder В., Preussmann R. // Carcinogenesis. — 1985. —Vol. 6. —P. 545.
78. Von der Hoeven J. С. M.. Lagerweij W. J., van Ga-slel A. et al. // Mutat. Res. — 1984. — Vol. 130,— P. 391.
79. Van Slee E. W., Sloane R. A., Simmons J. E„ Brunne-mann К. D.Hi. nat. Cancer Inst. (Wash.). — 1983. — Vol. 70. — P. 375.
80. Walters C. L., Carr F. P., Dyke С. S. et al.//Food Cosmet. Toxico!.—1979.— Vol. 17. —P. 473.
81. Whong «7. Z„ Long R„ Arnes R. G„ Ong Т. М.Ц Environm. Res. — 1983. —Vol. 32. — P. 298.
82. Yamada Т.. Yamamoto M., Tanimura А. И i. Agriculat. Food Sci. — 1984. — Vol. 32. — P. 480.
83. Young D; Tannenbaum S. R., Buchi G„ Lee G. С. /VI.// Carcinogenesis. — 1984.— Vol. 5. — P. 1219.
84. Zaldivar R. // Experientia (Basel).—1977, —Vol. 33.— P. 264—265.
Поступила 01.04.87
Из практики
УДК 614.778:546.36.02.134]-02:1628.191:546.36.02.134]:628.387.3
М. А. Троицкий, Ю. А. Томилин
НАКОПЛЕНИЕ >з<Сз СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННЫМИ КУЛЬТУРАМИ И ПОЧВОЙ ПРИ ПОСТУПЛЕНИИ РАДИОНУКЛИДА С ПОЛИВНОЙ ВОДОЙ
Николаевская областная санэпидстанция
Увеличение масштабов строительства атомных электростанций (АЭС) и других предприятий ядерного топливного цикла (ЯТЦ) приводит к значительному возрастанию объемов воды, прошедшей через различные эта-^пы ЯТЦ. Использование этих вод, содержащих искусственные и естественные радионуклиды, для орошения сельскохозяйственных угодий может привести к увеличению суммарной дозы облучения человека вследствие потребления сельскохозяйственных продуктов с орошаемой территории. Количественная оценка этого увеличения для той или иной местности более достоверна, если основана на результатах экспериментов, проводимых в натурных условиях. Не менее важен в радиационно-гигиенической оценке сельскохозяйственного производства на таких территориях прогноз возможного накопления радионуклидов в различных компонентах орошаемых агроценозов, особенно в почве, при их длительном поступлени с поливной водой.
В литературе описано увеличение интенсивности миграции многих радионуклидов по почвенному профилю и пищевым цепочкам под вляни-ем орошения. Сведения о радионуклидах цезия неоднозначны и подчас противоречивы [5]. Вместе с тем из-за большого периода полураспада и способности в ряде случаев легко мигрировать по
пищевым цепочкам одним из самых биологически значимых искусственных радионуклидов является 137Сз, важное значение имеет и 134Сз [2, 3, 5].
Изложенное послужило основанием для постановки экспериментов с целью изучения накопления радионуклидов цезия из поливной воды сельскохозяйственными культурами и почвой орошаемых угодий.
Опыты проводили в натурных условиях, типичных для степной зоны юга Украины. Площадь опытного участка составляла 0,5 га, размер делянок 9 м2. Почва на участке представлена тяжелосуглинистым южным черноземом с содержанием гумуса (по Тюрину) 3,4%.
На опытных делянках выращивали яровой ячмень Донецкий (в течение одного года), люцерну Херсонская, кукурузу ВИР 42мВ, столовую свеклу Носовская плоская, помидоры Волгоградские, огурцы Нежинские и капусту Амагер. Поливные нормы и сроки поливов устанавливали, исходя из требований агротехники, разработанных для данного региона. Полив растений проводили в двух вариантах — дождеванием и по бороздам.
Концентрация радиоактивного цезия в поливной воде на протяжении эксперимента не превы-
Таблица 1
Коэффициент перехода из поливной воды в сельскохозяйст-
/ нКи/кг „ \ венные растения 134С5 (—г.- /мг ■ 100% I
Культура Дождевание Полип по бороздам
1981 г. 1982 г. среди яя величина 1981 г. 1982 г. средняя величина
Люцерна (зеленая
масса) 0,73 0,75 0,74 0,33 0,61 0,47
Ячмень:
зерно 0,19 — 0,19 0,11 — 0,11
солома 3,4 — 3,4 2,4 — 2,4
Кукуруза:
зерно 0,06 0,05 0,055 0,04 0,05 0,045
стебли 0,45 0,22 0,34 0,23 0,18 0,21
Свекла:
корнеплод 0,07 0,08 0,075 0,04 0,08 0,06
ботва 0,92 1,0 0,96 0,8 0,72 0,76
Огурцы:
плоды 0,07 0,04 0,055 0,08 0,03 0,055
ботва 3,0 2,8 2,9 3,0 3,3 3,2
Томаты:
плоды 0,07 0,03 0,05 0,04 0,02 0,03
ботва 1,2 2,2 1,7 1,1 2,0 1,6
Капуста (кочан) 0,07 0,08 0,075 0,03 0,07 0,05
шала установленных для питьевой воды норм и составила 500 Бк/л.
Отбор и подготовку проб почвы и растений проводили общепринятыми методами [2]. Содержания радионуклидов цезия в пробах почвы и золы растений определяли гаммаспектрометри-ческим методом на многоканальном анализаторе АИ 1024-95 с полупроводниковым детектором ДГДК 20.
Как показали проведенные исследования, переход радионуклида из поливной воды в растения происходит в незначительной степени. Наибольшая величина показателя за изученный период не превысила 3,4 % (табл. 1).
Вариация значений коэффициентов перехода для разных культур составляет два порядка. Наименьшей способностью к накоплению 134Сз из поливной воды характеризуется кукуруза. Наиболее интенсивен переход радионуклида в ботву огурцов и солому ячменя.
В меньшей степени выражены вариации коэффициентов перехода по сезонам и способам полива.
У изученных в эксперименте сельскохозяйственных культур радионуклид более интенсивно накапливался в вегетативной части растения, чем в товарной продукции (плоды, зерно, а также корнеплоды). Это различие наиболее выражено для овощей — огурцов и томатов, несколько меньше для ячменя и свеклы и минимально для кукурузы (табл. 2).
Полученные данные свидетельствуют о наличии дискриминации '^Сэ в изученных сельскохозяйственных растениях в звене вегетативная мас-
Таблица 2
Величина дискриминации 131С5 товарной продукцией сельскохозяйственных культур по сравнению с вегетативной массой (в среднем за изучаемый период)
Культура Дождевание Полив по бороздам
Ячмень 17,9 21,8
Кукуруза 6,0 4,7
Свекла 12,9 14,5
Огурцы 56,5 73,8
Томаты 44,5 63,8
са — репродуктивные органы и надземная вегетативная масса — корнеплоды, причем степень дискриминации минимальная у кукурузы и максимальная у овощей. Следовательно, при одинаковом поступлении радионуклидов цезия с поливной водой загрязнение плодов томатов и огурцов меньше, чем зерна ячменя и кукурузы.
При поступлении 134Сз на орошаемые сельскохозяйственные угодья с поливной водой растениями аккумулируется незначительная часть его, основная же масса аккумулируется почвенным звеном агроценоза. Верхним 5-сантиметровым слоем почвы задерживается от 49 до 75 % поступившего с поливной водой радионуклида. Максимальное депонирование его отмечено для ячменя, люцерны, огурцов, минимальное — для свеклы. Эти различия в депонировании, по нашему мнению, обусловлены особенностями строения корневых систем. Так, у культур с максимальным депонированием 134Сз корневые системы равномерно заполняют верхний слой почвы на всей площади делянки, снижая тем самым скорость нисходящего потока влаги при поливе. Что же касается свеклы, для которой отмечено минимальное депонирование, то ее корневая система развивается только в пределах занятой' корнеплодами площади, оставляя свободной от корней площадь междурядий.
Максимальные различия по способам полива наблюдаются для кукурузы, для остальных культур они несущественны.
Количество :34Сэ, депонированного верхним 5-сантиметровым слоем почвы, не остается постоянным. В результате обработки почвы, а также процессов вертикальной миграции за осенне-зимний период вглубь мигрирует в среднем 30 % первоначально задержанного радионуклида.
Представляется важным оценить вклад процессов миграции, поскольку в литературе сообщается о малой подвижности радиоактивного цезия в богарных условиях, а в отношении орошаемых условий данные малочисленны и не касаются большинства регионов [1,5].
Для изучения процессов вертикальной миграции ,34Сз по профилю почвы нами использованы делянки, засеянные люцерной. Выбор такой модели для изучения миграционных процессов
*
Таблица 3
Вертикальное распределение 134С5 по профилю почвы (в % от верхнего 10-сантиметрового слоя)
Глубина, см Срок после внесения радионуклида, дни
30 150
0—10 100±1,5 100+0,95
10—20 13,4+0,6 14,1+2,6
20—30 7,3+0,7 1,7+0,1
30—40 5,1±0,5 1,1+0,1
40—50 0,3±0,1 2,1+0,11
50—60 0,6±0,05 2,5+0,42
60—70 0,8+0,03 1,2+0,08
70—80 0,3+0,1 1.0+0,1
^представляется нам обоснованным по целому **ряду факторов. Во-первых, люцерна — многолетнее растение, и таким образом исключается влияние смены культур и севооборотов. Во-вто-рых, агротехника обработки почвы под люцерну исключает значительные механические перемещения верхнего слоя почвы, что позволяет исключить вклад этого процесса в оценку скорости миграции. В-третьих, в натурных условиях не встречается почва вообще, она всегда составляет единое целое с возделываемой культурой. В этой связи люцерна является представительной для юга Украины культурой (ее удельный вес в орошаемых полевых севооборотах планируется довести до 20—30 %). Включение люцерны в структуру севооборотов орошаемых посевных площадей является непременным условием сохранения нормального водного баланса, гумус-ного состояния и питательного режима почв [4].
На первом этапе изучали убыль радионуклида за осенне-зимний период. Как оказалось, на глубину более 5 см мигрирует в среднем 15 % ^первоначально задержанного радиоактивного цезия. На втором этапе изучали динамику вертикальной миграции 134Сз при одноразовом внесении радионуклида с поливной водой (опыт повторяли двукратно). На протяжении одного вегетационного периода отбирали пробы почвы на глубину 80 см через 10 см. Первый отбор проводили через месяц после внесения радионуклида, последний — в конце оросительного периода (через 5 мес после внесения).
Как видно из табл. 3, максимальное количество радионуклида депонируется в верхнем 10-сантиметровом слое почвы. Однако некоторое коли-
чество его (не более 15—20 % содержания в верхнем слое) проникает на глубину до 40 см уже через месяц после внесения. Интересно, что через 5 мес после внесения радионуклида дальнейшей вертикальной миграции его из верхнего слоя не происходит, а наблюдается лишь перераспределение 134Сз, первоначально проникшего ниже 10 см, по более глубоким слоям почвы. Такой характер динамики вертикального распределения позволяет предположить, что в основном вертикальная миграция радиоактивного цезия обусловлена водорастворимыми формами радионуклида. В дальнейшем их количество уменьшается в результате почвенной трансформации.
Выводы. 1. При поступлении 134Сз на орошаемые сельскохозяйственные угодья с поливной водой наиболее значительная часть его (до 75 % суммарного поступления) депонируется в верхнем слое почвы. Сельскохозяйственными растениями задерживается не более 3 % суммарно поступившего на угодья ,34Сз.
2. Полученные коэффициенты перехода ,34Сэ для основных сельскохозяйственных культур юга Украины позволяют прогнозировать накопление радионуклида в урожае при его поступлении с поливной водой.
3. 134Сз более интенсивно накапливается в вегетативной массе растений, чем в товарной продукции — плодах, зерне и корнеплодах. Эта дискриминация максимально выражена для овощей (до 60—70 раз).
4. Максимальное депонирование радиоактивного цезия в пахотном слое почвы наблюдается в сельскохозяйственных угодьях, занятых люцерной и ячменем.
Литература
1. Куликов Н. В.. Молчанова Н. В. Континентальная радиоэкология. — М., 1975.
2. Марей А. Н„ Бархударов Р. М., Чумак В. К. и др. // Гиг. и сан. — 1970. — № 1, —С. 61—67.
3. Методические рекомендации по санитарному контролю за содержанием радиоактивных веществ в объектах внешней среды/Под ред. А. Н. Марея, А. С. Зыковой. — М., 1980.
4. Полупан И. //.//Съезд почвоведов и агрохимиков УССР. 2-й: Тезисы докладов. — Харьков, 1986,— С. 22—23.
5. Радиоэкология орошаемого земледелия / Алексахнн Р. М., Буфатнн О. И., Маликов В. Г. и др. — М., 1985.
Поступила 18.03.87
3 Гигиена и санитария № 4
