CC BY
14
УДК 574.4+631.438.2
ПЕРЕХОД ЦЕЗИЯ-137 ИЗ РАДИОАКТИВНО ЗАГРЯЗНЕННОГО ЧЕРНОЗЕМА В ТЕСТ-КУЛЬТУРЫ ОВСА И САЛАТА В УСЛОВИЯХ МОДЕЛЬНОГО ОПЫТА*
Т.А. Парамонова, Н.В. Кузьменкова, М.М. Годяева, В.Р. Беляев, М.М. Иванов, Г.И. Агапкина
Особенности корневого поглощения цезия-137 (137Cs) растениями ярового овса (Avena sativa L.) и листового салата (Lactuca sativa L.) изучали в условиях модельного опыта с имитацией поступления радионуклида в составе атмосферных осадков в монолиты пахотных черноземных почв ненарушенного сложения. На основе интегрированного подхода с использованием методов цифровой авторадиографии и у-спектро-метрии выявлен гетерогенный характер вертикального и латерального распределения 137Cs в профиле почв и показана низкая биологическая доступность радионуклида растениям. Отмечены биологические особенности использованных тест-культур в отношении корневого потребления 137Cs: у овса — ограничение транслокации элемента в побеги путем его относительной аккумуляции в корнях, у салата — ограничение общего поступления радионуклида в растения при его равномерном распределении между корнями и побегами.
Ключевые слова: цезий-137 (137Cs), радиоактивное загрязнение, система почва— растение, коэффициент перехода, авторадиография, гамма-спектрометрия.
Введение
Последствием техногенного поступления загрязняющих веществ в природные ландшафты является их дальнейшее распространение в ходе геохимических миграционных процессов с вовлечением поллютантов в биологический круговорот элементов. В частности, после аварии на Чернобыльской АЭС (1986 г.) вследствие распространения радионуклидов в приземном и тропосферном слоях атмосферы и последующего их поступления в наземные экосистемы статус радиоактивно загрязненных получили сельскохозяйственные угодья на площади 2955 тыс. га, причем 17,1 тыс. га из них выведены из хозяйственного использования для предотвращения риска передачи радиоактивных элементов по пищевым цепям, конечным потребителем в которых является человек [2]. На территориях с меньшим уровнем радиоактивного загрязнения земель, которые оставались в обороте, превышение нормативов содержания основного дозообразующего компонента чернобыльских выпадений — 137С8, в продукции растениеводства отмечалось спустя несколько лет после чернобыльской аварии, когда биогеохимические потоки элемента уже полностью определялись интенсивностью его корневого потребления из почв. Так, в Тульской обл. превышение величины удельной активности этого элемента в урожае сельскохозяйственных растений встречалось в 1987 г.; в Калужской обл. несоблюдение
санитарно-гигиенических и ветеринарных требований по содержанию радионуклида в зерне и картофеле отмечалось до 1988, в кормах — до 1995, в травостое естественных сенокосов и пастбищ — до 2000 г., а в единичных пробах кормовых трав регистрируется вплоть до настоящего времени [8]. Аналогичная ситуация неполного соответствия нормативным требованиям содержания 137С8 в урожае некоторых сельскохозяйственных культур характерна и для территории Брянской обл., несмотря на уже прошедший первый период полураспада радионуклида (Т1/2 = 30,17 лет).
В этой связи даже на отдаленных стадиях после масштабных аварий на радиационных объектах сохраняется актуальность всестороннего изучения закономерностей биологической миграции радионуклидов в системе почва—растение, которое может послужить основой для оценки экологических рисков и выработки решений по рациональному землепользованию на радиоактивно загрязненных землях путем подбора культур и сортов сельскохозяйственных растений. В случае способности культуры к гипераккумуляции радиоцезия теоретически ее можно использовать для фиторемедиа-ции почв, а в случае выраженной дискриминации корневого поглощения радионуклида культурой, напротив, можно рекомендовать ее к использованию в севооборотах. Помимо прямой угрозы распространения радионуклидов по пищевым цепоч-
* Работа проведена по теме «Биогеохимия радионуклидов и экотоксикантов в наземных экосистемах» (№ 01200606077) при финансовой поддержке проекта РФФИ № 14-05-00903 «Биогеохимический цикл С8-137 в травянистых экосистемах черноземной зоны, загрязненных чернобыльскими выпадениями».
кам в районах радиоактивных чернобыльских выпадений существует опасность нарушения у растений систем неспецифической защиты и иммунитета [12].
К настоящему времени накоплен обширный материал по параметрам перехода 137Cs из почв в ведущие группы полевых культур, который обобщен в работах ведущих отечественных специалистов в области сельскохозяйственной радиоэкологии и в материалах МАГАТЭ [10, 11, 17, 20 и др.]. Показано, что в целом процессы корневого поглощения 137Cs дискриминированы, вследствие чего его активность в биомассе, как правило, в 100—10 000 раз меньше, чем в почве, а порядок интенсивности перехода в съедобные части культур снижается в следующем ряду: многолетние бобовые травы (сено) > злаково-зернобобо-вые травосмеси (сено) > кукуруза на силос > овес (зерно) > ячмень (зерно) > картофель [9]. В отношении тех частей растений, которые не относятся к съедобным, не накоплено столь подробных и систематических знаний. В этой связи количественный анализ корневого поглощения 137Cs и его распределения по органам растений может способствовать как более полному пониманию закономерностей формирования биогеохимического цикла радионуклида на организменном и/или фи-тоценотическом уровнях, так и оценке сбалансированности развития растений в условиях долгосрочного радиоактивного загрязнения наземных ландшафтов.
Объекты и методы исследования
Лабораторный модельный опыт по выращиванию ярового овса (Avena sativa L., сем. Grami-neae, типичный представитель класса однодольных) сорта Кировец и листового салата-латука (Lactuca sativa L., сем. Asteraceae, типичный представитель класса двудольных) сорта Новогодний в вегетационных сосудах объемом 8 л с монолитами пахотных выщелоченных черноземов проводили с имитацией допосевного залпового поступления 137Cs в составе атмосферных конденсационных выпадений. Монолиты почв ненарушенного сложения массой 7,5—8 кг отбирали с глубины 0—20 см в центральной части Плавского радиоактивного пятна Тульской обл. (один из наиболее выраженных ореолов радиоактивного загрязнения почв в пределах европейской части России) [4]. Первоначальный уровень накопления 137Cs в почвах Плавского пятна — 185—555 кБк/м2, а современный уровень поверхностного радиоактивного загрязнения пахотных почв территории варьирует в пределах 140—210 кБк/м2 (350—580 Бк/кг) [7]. Запасы 137Cs непосредственно в помещенных в вегетационные сосуды монолитах пахотных черноземов оценены в 154,2 ±8,2 кБк/м2. В дополнение к со-
держащемуся в почвах «чернобыльскому» 137Cs на поверхность вегетационных сосудов, площадью 17 х 18 см2, в два приема (с суточным интервалом) вносили методом капельного полива по 50 мл раствора 137CsQ с активностью радионуклида 5 МБк/л (2 кБк/см2) и 100 мл воды, что соответствует среднемесячной норме атмосферных осадков в регионе [1] и воспроизводит сценарий поступления радионуклида в почвы Плавского радиоактивного пятна в составе проливных осадков после чернобыльской аварии [4]. Внесение в почву добавочного количества 137Cs определялось необходимостью достигаемого в этом случае повышения аналитической точности оценки поведения радионуклида в системе почва—растение.
Через двое суток после имитации залпового поступления 137Cs в почвенные монолиты в них высеивали с неглубокой заделкой предварительно замоченные семена овса (по 12 шт. на монолит) и салата (по 6 шт. на монолит) — тест-культур, которые рекомендовано использовать в экспериментах как типичных представителей классов однодольных и двудольных травянистых растений [5, 16]. Паузы между повторными инцидентами радиоактивного загрязнения и перед посадкой растений обеспечивали прочное закрепление внесенного в почвы 137Cs в форме селективно сорбированного иона в межпакетных пространствах глинистых минералов, поскольку считается, что реакции быстрой (обменной) сорбции радиоцезия в почвах протекают примерно около двух часов, а при необменной сорбции квазиравновесное состояние распределения форм элемента в почве устанавливается примерно за сутки [3, 6, 15, 23]. Установленные ранее основные свойства пахотных черноземов Плавского радиоактивного пятна — значительная мощность органопрофиля (А + АВ 64—78 см) с содержанием гумуса 6—7%, нейтральная реакция среды (рН 6,5—7,2), легкоглинистый гранулометрический состав и хорошая оструктуренность верхних горизонтов профиля с плотностью сложения мелкозема 1,1—1,2 г/см3 [7], — благоприятствуют высокой сорбционной емкости почв, быстрой и прочной фиксации в них поступившего с модельными осадками 137Cs.
Растения выращивали при досветке светодиодной фитолампой Оптимум 15 Вт в режиме 12 ч дневной освещенности/12 ч ночного покоя при климат-контроле с температурой воздуха 22 ± 3° и относительной влажности воздуха 50—60%. Полив отстоявшейся водопроводной водой методом капельного дождевания осуществляли по мере биологических потребностей растений. Выращивание длилось в течение 16 нед. За это время овес достиг вегетационной фазы выметывания и имел среднюю высоту побегов 46 см; салат вошел в фазу бутонизации со средней высотой побегов 26 см. Повтор-
ность опыта для каждого вида растений — двукратная, один загрязненный монолит почв использовали как контрольный (без выращивания растений, но с поливами, соответствующими по срокам и нормам полива культур) для сравнительной оценки интенсивности процессов водной миграции 137Cs при отсутствии растительного компонента.
После периода выращивания растения аккуратно выбирали из почвы, тщательно отмывали водопроводной водой на сите с диаметром ячейки 0,25 мм и высушивали при комнатной температуре (22—25°) около двух часов. После этого производили учет сырой биомассы растений с раздельным определением ее надземной и подземной фракций. По два растения из каждого вегетационного сосуда высушивали в течение недели под прессом и исследовали методом цифровой авторадиографии. Остальные растения высушивали при температуре 80° и после определения абсолютно сухой массы размалывали на мельнице для последующего у-спектрометрического определения удельной активности 137Cs в надземной и подземной фракциях их биомассы.
Из каждого ненарушенного извлечением растения модельного монолита в двукратной повтор-ности выбирали мини-монолиты и помещали в прямоугольную форму с площадью сечения 4,5 х 2 см2 (пластмассовый кабельный канал) без изменения их структуры и физических свойств. После проведения авторадиографии мини-монолиты разделяли по слоям, шаг которых соответствовал выявленным полуколичественным результатам профильного распределения 137Cs и составлял: 0—1 см, 1—2, 2—3, 3—4, 4—5, 5—6, 6—8, 8—10, 10—15(20) см. Полученные послойные образцы почв высушивали до воздушно-сухого состояния с определением их массы и плотности сложения, растирали в ступке, просеивали через сито с диаметром отверстий 1 мм и использовали для проведения у-спектро-метрических анализов.
Подготовленные образцы почв и растительности анализировали при помощи цифровой авторадиографии на приборе Cyclone фирмы «Perkin-Elmer» (США). Образцы изолировали от внешнего у-фона с помощью укрытия из свинцовых плит. В связи с разной активностью 137Cs время экспонирования подбирали индивидуально, в среднем оно составляло 8 ч для почв и 24 ч для растений. Спектрометрические измерения производили на полупроводниковом у-спектрометре GR 3818 с высокочистым (HPGe) детектором фирмы «Canberra» (США); аналитическая ошибка не превышала 2%.
Результаты и их обсуждение
Комбинированное использование методов авторадиографии и у-спектрометрии в модельном опыте с внесенной меткой 137Cs позволило обна-
ружить интересные особенности его поведения в системе почва—растение. Так, послойное у-спект-рометрическое опробование монолитов почв наиболее часто фиксировало экспоненциальное убывание вниз по профилю удельной активности 137С8, которое соответствует классическим представлениям о регрессивно-аккумулятивном (поверхностном) распределении поллютантов, поступающих в почвы аэрогенным путем (рис. 1). Вместе с тем выявленная методом авторадиографии визуализация локусов радиоактивного загрязнения наглядно показала значительную неоднородность распределения 137С8 в монолитах пахотных черноземов, при которой удельная активность радионуклида контрастно изменялась в пределах даже одного тонкого слоя почв, и часто обнаруживались зоны «оторванного» загрязнения.
С учетом однородного характера исходного распределения радионуклида в пахотном горизонте черноземов Плавского радиоактивного пятна (фракция «чернобыльского» 137С8), установлено, что в условиях проведенного опыта 137С8 аккумулируется в самых верхних слоях монолитов, массово проникая на глубину в среднем 4—6 см (максимально до 8 см), а также одиночно мигрируя до глубины 15 см по межагрегатным трещинам, крупным порам и по поверхности крупных корней культуры-предшественника (картофель), отобранных в составе монолитов (наличие этих каналов усиленной миграции радионуклида подтвердилось при сопоставлении результатов авторадиографии с морфологическими особенностями мини-монолитов почв и заметно на их фотографиях). В этой связи можно предположить, что ведущий механизм формирования первичного профиля загрязнения почв при конденсационных выпадениях 137С8 — конвективно-дисперсионный перенос, при котором центрами рассеивания водно-миграционных потоков радионуклида явились водопрочные почвенные агрегаты, особенно их глыбистая фракция. При этом скорость фильтрации цезийсодержащих растворов, очевидно, несколько превышает показатели кинетики сорбции 137С8 твердой фазой почв, поэтому мощность толщи радиоактивного загрязнения монолитов определяется глубиной их промачивания. Как правило, основная аккумуляция радионуклида проходит в поверхностном 1—2-сантиметровом слое черноземов, но локально — при наличии условий для ускоренной или провальной фильтрации модельных растворов — пики удельной активности 137С8 фиксируются в более глубоких слоях почвенного профиля (табл. 1).
Внешняя поверхность крупных водопрочных агрегатов почв, напротив, служит для фильтрующихся цезийсодержащих растворов микробарьером экранного типа, на котором происходит прочная фиксация радионуклида. В то же время эти микро-
ьо сл
Таблица 1
Распределение запасов 137Сб в мини-монолитах пахотных черноземов, загрязненных модельными осадками
Вариант опыта Глубина, см 137сб, кБк/м2
1-1 1-2 3-1 3-2
0—1 305,0 1476,1 1304,8 1220,9
1—2 20,0 240,7 597,6 753,2
2—3 36,8 272,9 582,7 790,7
Овес 3—4 8,1 195,7 198,2 191,9
4—5 91,7 29,9 92,0 239,7
5—6 11,7 45,4 44,4 17,9
6—8 10,8 38,5 94,5 19,3
8—10 5,4 15,7 13,8 17,9
0—10 489,4 2314,9 2928 0 3251,4
2-1 2-2 4-1 4-2
0—1 341,4 2735,8 987,2 446,8
1—2 461,5 1632,0 287,2 886,6
2—3 598,1 1422,3 452,9 722,1
Салат 3—4 1682,4 1075,7 1483,0 610,0
4—5 963,2 511,3 1066,7 533,6
5—6 263,0 72,8 708,3 201,5
6—8 396,3 397,2 834,8 678,4
8—10 66,7 237,7 197,7 928,8
0—10 4772,7 8084,7 6018,0 5007 7
К-1 К-2 — —
0—1 151,9 872,2 — —
1—2 151,6 752,4 — —
2—3 54,5 486,6 — —
Контроль 3—4 29,0 72,3 — —
4—5 250,3 20,4 — —
5—6 32,3 36,0 — —
6—8 20,7 42,1 — —
8—10 21,7 31,4 — —
0—10 711,9 2313,4 — —
барьеры ограничивают проникновение 137Сз во внутрипедную массу. Наличие на ранних стадиях радиоактивного загрязнения почв подобных градиентов концентраций 137Сз, ярко выраженных на агрегатном уровне, доказано работами А.Д. Фокина и С.П.Торшина с соавт. [13, 14], а долгосроч-ность эффекта неравномерного его распределения
Таблица 2
Характеристика варьирования параметров накопления 137Сб в 10-сантиметровом поверхностном слое пахотных черноземов Плавского радиоактивного пятна в условиях модельного опыта и по данным натурных наблюдений
Показатель Модельный опыт (п = 10) Натурные наблюдения (п = 3)
Бк/г кБк/м2 Бк/г кБк/м2
Среднее 39,7 3589 0,40 36,1
Доверительный интервал, ± 18,3 1478 0,08 9,3
Медиана 34 3090 0,43 40,6
Минимум 6,2 489 0,31 26,7
Максимум 104,5 8085 0,46 41,2
V, % 74 66 19 23
внутри почвенных агрегатов с частичным сохранением кластеров поверхностного первичного закрепления радионуклида подтверждена натурными наблюдениями в постчернобыльской зоне спустя 25 лет после аварии [18]. Как следствие, корни растений, приуроченные в основном к межагрегатным трещинам, порам и участкам структурной организации почв с более рыхлым сложением, могут развиваться в условиях микрозон с относительно повышенным уровнем 137Сз.
Значительная пространственная неоднородность характерна не только для вертикального, но и для латерального распределения 137Сз в почвах. Общие уровни его удельной активности и запасов не только в повторностях опыта, взятых для выращивания растений овса, салата и контроля, но и показатели аккумуляции радионуклида в мини-монолитах, отобранных из одного и того же модельного сосуда, изменяются в широких пределах с коэффициентом вариации 60—70% (табл. 2). По-видимому, с течением времени можно ожидать некоторое снижение степени гетерогенности радиоактивного загрязнения за счет процессов диффузии, биотурбации, дезагрегации—агрегации структурных отдельностей, а на пахотных угодьях эффективным механизмом выравнивания концентраций 137Сз в почвах может быть агротурбация. Тем не менее полная гомогенизация пространственного распределения 137Сз, видимо, не достигается даже в пахотных почвах, о чем свидетельствуют показатели варьирования величин удельной активности и запасов радионуклида (с коэффициентом вариации » 20%) в поверхностном 10-сантиметровом слое гор. Апах черноземов, отобранных на террито-
Рис. 1. Распределение 137С8 по профилю пахотных черноземов при имитации его поступления с модельными осадками: а — при выращивании овса (монолиты 1 и 3), б — при выращивании салата (монолиты 2 и 4), в — контрольный вариант без растительности (монолит К); слева — фотографии, по центру — авторадиографии, справа — результаты у-спектрометрии
рии Плавского радиоактивного пятна спустя 30 лет после чернобыльской аварии и послуживших основой для проведения модельного опыта.
Показатели перехода 137Cs в растения обладают несколько меньшей вариабельностью и проявляют видоспецифичность. Количественная интерпретация результатов авторадиографии несколько затруднена неодинаковой толщиной препаратов растений, при которой темные участки снимков соответствуют не только органам-накопителям 137Сз, но и просто утолщениям тканей. Подобные особенности авторадиографических снимков растительных образцов, меченых 137Cs, выявлялись и в исследованиях P. Soudek с соавт. [22] и Н. №ка-nashi с соавт. [19]. Тем не менее с учетом поправки полученных результатов авторадиографии овса и салата на неравномерную толщину их гербаризированных образцов, удалось выявить присутствие 137Cs во всех органах растений и отметить, что в корнях и побеге салата он распределяется сравнительно равномерно, а в растениях овса его повышенные значения активности приурочены к корням (рис.2).
Предположение о разном характере адаптивного потенциала овса и салата к радиоактивному загрязнению почв подтвердилось результатами у-спектрометрии корней и побегов растений. Величина удельной активности 137Cs составила 8—11 Бк/г для листьев и стеблей и 40—121 Бк/г для корней овса (большой разброс значений между повторностями объясняется малой массой счетных образцов, что увеличивает аналитическую погрешность метода), 33—49 Бк/г для листьев и стеблей и 26—55 Бк/г для корней салата. Следовательно, поглощение в модельном опыте 137Cs культурой салата в целом несколько интенсивнее, а его распределение по органам растений практически однородное, в то время как общие параметры поглощения радионуклида культурой овса отличаются меньшими величинами, но при этом ярко выражен процесс депонирования радионуклида в корнях растений и его слабая транслокация в побеги.
В целом, в условиях высокого уровня радиоактивного загрязнения почв, заданного в модельном эксперименте, овес и салат развиваются без видимых признаков угнетения, хотя корни растений
Рис. 2. Накопление 137С8 тест-культурами овса и салата: а — фотографии, б — авторадиографии, в — результаты у-спектро-
метрии (по фракциям биомассы)
Распределение 137Сб по фракциям надземной и подземной биомассы овса и салата и оценка интенсивности корневого поглощения радионуклида по величине коэффициента перехода
Вариант опыта Фракция биомассы Биомасса, г/м2 Запасы 137Cs КП
кБк/м2 %
Овес надземная 75,2 0,65 73,4 0,018
53,3—97,1 0,57—0,73 61,1—85,8 0,015—0,021
подземная 3,1 0,28 26,6 0,161
2,4—3,8 0,09—0,46 14,2—38,9 0,79—0,243
общая 78,3 0,93 — 0,024
55,7—101,0 0,46—0,67 0,023—0,024
Салат надземная 54,5 2,23 95,1 0,082
52,4—56,7 1,88—2,58 95,0—95,1 0,066—0,098
подземная 3,1 0,12 4,9 0,081
2,4—3,8 0,10—0,13 4,9—5,0 0,052—0,111
общая 57,6 2,35 — 0,082
54,8—60,5 1,98—2,71 0,065—0,099
Примечание: над чертой -той — размах показателей.
среднее арифметическое значение, под чер-
составляют меньшую долю от общей биомассы, чем это характерно для культур, выращиваемых в натурных условиях. Средняя сырая биомасса овса и салата через 16 нед. вегетации составила 430 и 680 г/м2, абсолютно сухая масса — 75 и 55 г/м2 соответственно. Несмотря на меньшую биопродуктивность салата, итоговое накопление в нем 137С8 в 2,5 раза больше, чем в растениях овса (табл. 3).
Параметры распределения запасов радионуклида по их корням и побегам во многом следуют за таковым самих фракций биомассы, поэтому в надземную биомассу овса транслоцировалось « 70, а салата — до 95% поглощенного растениями 137С8. Можно предположить, что в натурных условиях может возрастать доля запасов 137С8, депонирующегося в подземной фракции биомассы овса.
Для количественной оценки интенсивности процесса поступления 137С8 из радиоактивно загрязненных черноземов в растения овса и салата рассчитывали коэффициенты перехода (КП) — соотношение величин удельной активности радионуклида в биомассе растения или ее фракции к его общим запасам в почве. Запасы 137С8 в почве принимали одинаковыми для всех сосудов (501,1 кБк/сосуд) и оценивали на основе суммарного содержания «чернобыльского» радионуклида
Таблица 3 в корнеобитаемом 10-сантиметровом слое монолитов черноземов и количества 137С8, поступившего с модельными осадками. Поскольку мощность корнеобитаемого слоя почв (3—5 см) практически совпадала с загрязненной радиоцезием толщей, то допускали, что корневое поглощение происходит из всего 137С8-содержащего объема почвенного монолита. Оцененные таким образом величины КП варьировали в диапазоне 0,02 (овес) — 0,08 (салат), что отражает общую дискриминацию процесса корневого поглощения 137С8 растениями. Как показали сравнительные исследования перехода 137С8 из почв в растения в условиях модельных опытов и натурных наблюдений, в первом случае интенсивность контролируемого процесса может быть заметно завышена [21]. Таким образом, можно полагать, что при существующих в настоящее время уровнях поверхностного радиоактивного загрязнения почв в районах чернобыльских выпадений растительность агроэкосистем успешно подавляет процесс внедрения 137С8 в биологический круговорот, причем стратегия адаптации у использованных в модельном опыте тест-культур овса и салата различна.
Заключение
На основе результатов модельного эксперимента выявлена большая неоднородность вертикального и латерального распределения 137С8 в профиле пахотных черноземов, подверженных аэрогенному поступлению радиоактивных выпадений конденсационного типа. Показана общая дискриминация корневого поглощения 137С8 из почв, а также биологические особенности использованных тест-культур в отношении корневого потребления радионуклида: у овса — ограничение транслокации элемента в побеги путем его относительной аккумуляции в корнях, у салата — ограничение общего поступления 137С8 в растения при его равномерном распределении между корнями и побегами.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Агроклиматический справочник по Тульской области. М., 1966.
2. Алексахин P.M., Пристер Б.С., Санжарова Н.И. и др. Радиоактивное загрязнение агроэкосистем // Ра-
диоэкологические последствия Чернобыльской аварии / Под ред. И.И. Крышева. М., 1991.
3. Анисимов А.С., Санжарова Н.И., Алексахин Р.М. О формах нахождения и вертикального распределения
137Cs в почвах в зоне аварии на Чернобыльской АЭС // Почвоведение. 1991. № 9.
4. Атлас загрязнения Европы цезием после Чернобыльской аварии / Науч. рук. Ю.А. Израэль. Люксембург, 1998.
5. ГОСТ 33061-2014. Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Наземные растения: тест на всхожесть семян и развитие проростков. М., 2016.
6. ^ноплева И.В. Селективная сорбция радиоцезия сорбентами на основе природных глин // Сорб-ционные и хроматографические процессы. Т. 16. Воронеж, 2016.
7. Парамонова Т.А., Беляев В.Р., Иванов М.М. и др. Анализ вертикального распределения цезия-137 в профиле пахотных черноземов при различных схемах их опробования // Радиоактивность после ядерных взрывов и аварий: последствия и пути преодоления. Обнинск, 2016.
8. Российский национальный доклад: 30 лет чернобыльской аварии. Итоги и перспективы преодоления ее последствий в России. 1986—2016 / Под ред. В.А. Пучкова, Л.А. Большова. М., 2016.
9. Санжарова Н.И., Ратников А.Н., Спиридонов С.И. и др. Технологические приемы, обеспечивающие повышение устойчивости агроценозов, восстановление нарушенных земель, оптимизацию ведения земледелия и получение соответствующей нормативам сельскохозяйственной продукции товаропроизводителями различной специализации. Обнинск, 2010.
10. Санжарова Н.И., Фесенко С.В., Шубина О.А. и др. Пересмотр параметров миграции радионуклидов в агроэкосистемах // Радиац. биол. Радиоэкол. 2009. Т. 49. № 3.
11. Сельскохозяйственная радиоэкология / Под ред. P.M. Алексахина, H.A. Корнеева. М., 1992.
12. Солдатенко А.В. Экологические аспекты регулирования накопления радионуклидов растениями овощных культур: Дис. ... докт. с.-х. наук. М., 2016.
13. Фокин А.Д., Торшин С.П., Бебнева Ю.М. и др. Поступление в растения 137Cs и 90Sr с поверхности почвенных агрегатов и из внутрипедного пространства // Почвоведение. 2014. № 12.
14. Фокин А.Д., Торшин С.П., Каупенйоханн М. Формирование первичных градиентов концентраций 137Cs в почвах на агрегатном уровне // Почвоведение. 2003. № 8.
15. Comans R.N.J., Hockley D.E. Kinetics of cesium sorption on illite // Geochim. Cosmochim. Acta. 1992. Vol. 56.
16. DIN EN ISO 11269-2 Soil quality — Determination of the effects of pollutants on soil flora. Part 2: Effects of contaminated soil on the emergence and early growth of higher plants (ISO 11269-2:2012).
17. IAEA, Handbook of Parameter Values for the Prediction of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments. Techn. Rep. Ser. N 472. Vienna, 2010.
18. Korobova E.M., Dogadkin N.N., Shiryaev A.A. et al. A study of Cs-137 spatial distribution in soil thin sections by digital autoradiography and microscopy // J. Geo-chem. Explor. 2014. Vol. 142.
19. Nakanishi H, Tanaka H, Takeda K. et al. Radioactive cesium distribution in bamboo (Phyllostachys reti-culata (Rupr) K. Koch) shoots after the TEPCO Fukushi-ma Daiichi Nuclear Power Plant disaster // Soil Sci. Plant Nutr. 2014. Vol.60.
20. Quantification of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments for Radiological Assessments. IAEA-TECDOC-1616. Vienna, 2009.
21. Quinto F, Sabbarese C, Visciano L. et al. 137Cs, 60Co and 40K uptake by lettuce plants in two distributions of soil contamination //J. Environ. Radioact. 2009.Vol. 100.
22. Soudek P., Tykva R., Vanek T. Laboratory analyses of 137Cs uptake by sunflower, reed and poplar // Che-mosphere. 2004. Vol. 55.
23. Staunton S, Roubaud M. Adsorption of 137Cs on Montmorillonite and Illite: Effect of Charge Compensating Cation, Ionic Strength, Concentration of Cs, K and Fulvic Acid // Clays and Clay Miner. 1997. Vol. 45, N 2.
Поступила в редакцию| 19.06.2017
CAESIUM-137 ROOT UPTAKE BY TEST-CULTURES OF OAT
AND LETTUCE FROM ARTIFICALLY CONTAMINATED CHERNOZEM SOIL:
MODEL POT EXPERIMENT
T.A. Paramonova, N.V. Kuzmenkova, M.M. Godyaeva, V.R. Belyaev, M.M. Ivanov, G.I. Agapkina
The features of the caesium-137 (137Cs) root uptake by spring oat (Avena sativa L.) and lettuce (Lactuca sativa L.) were studied in a model experiment with simulation of the radionuclide fallout into undisturbed monoliths of arable chernozems from Plavsky radioactive hotspot. The integrated approach using digital autoradiography and y-spectrometry methods was applied for this purpose. A heterogeneity of vertical and lateral distribution of 137Cs within soil profile was revealed and a low bioavailability of the radionuclide for root uptake by plants was shown. Definite biological features of tasted cultures were demonstrated: relative accumulation of 137Cs in roots and limited the radionuclide translocation into shoots for oat, and general elimination of 137Cs root uptake with its uniform distribution between roots and shoots for lettuce.
Key words: caesium-137 (137Cs), radioactive contamination, soil—plant system, transfer factor, digital autoradiography, y-spectrometry.
Сведения об авторах
Парамонова Татьяна Александровна, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: tparamonova@ soil.msu.ru. Кузьменкова Наталья Викторовна, канд. геогр. наук, вед. науч. сотр. каф. радиохимии химического ф-та МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: kuzmenkova213@gmail.com. Годяева Мария Михайловна, студентка каф. общего почвоведения ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: airrune@yandex.ru. Беляев Владимир Ростиславович, канд. геогр. наук, ст. науч. сотр. НИЛ эрозии почв и русловых процессов им. Н.И. Мак-кавеева, географический ф-т МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: vladimir.r.belyaev@ gmail.com. Иванов Максим Михайлович, мл. науч. сотр. НИЛ эрозии почв и русловых процессов им. Н.И. Маккавеева, географический ф-т МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: ivanovm@bk.ru. Агапкина Галина Ивановна, канд. хим. наук, вед. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: galina_agapkina@mail.ru.
