CC BY
24
ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ БЕЗОПАСНОСТЬ
УДК 504.064.2
РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ТЕРРИТОРИИ
УЧЕБНО-ОПЫТНОГО ПОЧВЕННО-ЭКОЛОГИЧЕСКОГО ЦЕНТРА
МГУ им. М.В. ЛОМОНОСОВА «ЧАШНИКОВО»
О.Б. Цветнова, Д.В. Манахов, Д.Н. Липатов, А.И. Щеглов
Проанализирована радиоэкологическая обстановка на территории Учебно-опытного почвенно-экологического центра (УОПЭЦ) МГУ им. М.В.Ломоносова «Чашнико-во», расположенного в Солнечногорском р-не Московской обл. Дана оценка уровня загрязнения почв, растений и почвенного воздуха основными естественными и техногенными радионуклидами. Показано, что по основным показателям территория классифицируется, как радиационно безопасная.
Ключевые слова: радиоэкологическая обстановка, природные и техногенные радионуклиды, почвы, растения, почвенный воздух.
Введение
Радиоэкологическая обстановка является интегральным показателем присутствия в окружающей среде естественных и искусственных радиоактивных элементов. Естественная радиоактивность обусловлена наличием в горных породах и почвах более 80 природных радионуклидов. Основная их часть представлена элементами трех радиоактивных семейств — 238и, 235и, 232№ и продуктами их распада (210Ро, 22^а, 222Яи, 210РЬ и др.). К естественным относятся и легкие радионуклиды (в первую очередь, 40К) и космогенные элементы, поступающие на поверхность Земли из атмосферы (3Н, 7Ве, 14С, 22,24Ыа и др.). Значительная часть дозы облучения, получаемой населением, обусловлена именно естественной радиоактивностью, при этом основной вклад приходится на внутреннее облучение, связанное с ингаляционным поглощением радиоактивных газов, образующихся в результате распада природных материнских радионуклидов, в первую очередь, 222Яи.
Наиболее значимыми источниками радиоактивного загрязнения биосферы техногенными радионуклидами (1311, 137С8, 908г, изотопы плутония и др.) являются глобальные выпадения (испытание и использование ядерных зарядов в мирных и военных целях), а также технологические и аварийные выбросы предприятий ядерно-топливного цикла. В результате аварии на ЧАЭС (1986 г.) радиоактивному загрязнению подверглось все Северное полушарие [2, 10]. Регион Московской обл. относится к зоне умеренного влияния чернобыльского следа. Непосредственно перед аварией средний уровень загрязнения почв по 137С8 здесь составлял 2,2 кБк/м2, после аварии он варьировал от 2 до 10 кБк/м2 с максимальными показателями
на границах с Рязанской, Тульской и Калужской областями [2]. Плотность загрязнения почв Солнечногорского р-на Московской обл. по 137С8, где расположен УОПЭЦ «Чашниково», характеризовалась невысокими показателями — 2—4 кБм/м2.
Для оценки содержания в объектах природной среды естественных радионуклидов используют значения их фоновых показателей. По данным В.И.Вернадского [3], удельная активность 238и и 232^ в почвах оценивается в среднем 50 и 32,8 Бк/кг. Эти показатели приняты за геохимический фон указанных радионуклидов. Фоновые среднемировые удельные активности в почвах других естественных радионуклидов — 450 Бк/кг для 40К и 20 Бк/кг для 22^а [1]. Для техногенных радионуклидов понятие «фоновое значение» соответствует плотности радиоактивного загрязнения от глобальных выпадений. До Чернобыльской аварии эти величины составляли по среднемировым показателям 2,96 кБк/м2 (0,08 Ки/км2) по 137С8 и 2,6 кБк/м2 (0,07 Ки/км2) по 908г. Вместе с тем загрязненными принято считать территории, на которых плотность радиоактивных выпадений превышает 37 кБк/м2 (1 Ки/км2) [11].
В настоящее время весьма актуальны изыскания, направленные на оценку уровня современного радиоактивного загрязнения территории России. Однако для Московской обл., где расположен УОПЭЦ «Чашниково», являющийся местом проведения учебных практик, научных исследований и отдыха, работы по данному направлению до 2008 г. практически не проводились. В 2008 г. на базе Центра сотрудниками кафедры радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ было организовано проведение учебно-производственной практики по радиоэкологии, материалы которой легли в основу настоящей работы.
Объекты и методы исследования
На территории УОПЭЦ были заложены четыре стационарных пробных площади (ПП), где в период с 2008 по 2016 г. изучалась радиоэкологическая обстановка. Две площадки расположены в лесных экосистемах, одна — на залежи и одна — на пойменном лугу.
ПП-1 заложена на водораздельном склоне, на залежи, интенсивная обработка которой была прекращена более 10 лет назад. К настоящему времени здесь сформировалось разнотравно-злаковое растительное сообщество на дерново-слабоподзолистой глубокопахотной почве на покровных суглинках, подстилаемых мореной. Среди наиболее распространенных видов травянистых растений преобладают злаки: лисохвост луговой (Alopecurus pratensis L.), мятлик луговой (Poa pratensis L.), ежа сборная (Dactylis glomerata L.) и др.; в составе разнотравья доминируют сорные виды: борщевик Сос-новского (Heracleum sosnowskyi Manden.), бодяк полевой (Cirsium arvense (L.) Scop. s.l.), одуванчик лекарственный (Taraxacum officinale Wigg. s.l.); лапчатка гусиная (Potentilla unserina L.), ромашка непахучая (Chamomilla suaveolens (Pursh) Rydb.), лютик едкий (Ranunculus acris L.); встречаются различные виды клевера (Trifolium sp.). (Описание растительности проведено по [6]). Растительный покров участка неоднороден, проективное покрытие варьирует от 60 до 95%.
ПП-2 находится на правом берегу р. Клязьмы, на II надпойменной террасе, на слабопологом склоне северо-восточной экспозиции (1—3°) в ельнике-кисличнике, сформированном на дерново-глубокоподзолистых слабодифференцирован-ных супесчаных почвах на песчаных отложениях. В травяно-кустарничковом ярусе доминирует кислица обыкновенная (Oxulis acetosella L.), встречаются зеленчук желтый (Galeobdolon luteum Huds.), отдельные виды папоротников. Проективное покрытие — менее 70%.
ПП-3 заложена на правом берегу р. Клязьмы, на II надпойменной террасе, на слабопологом склоне северо-восточной экспозиции (1—3°), в непосредственной близости от ПП-2, также в ельнике-кисличнике, но сформированном на дерново-слабоподзолистых среднесуглинистых почвах на покровных суглинках.
ПП-4 расположена в центральной части поймы р. Клязьмы, на разнотравно-злаковом пойменном лугу, сформированном на аллювиальной луговой кислой маломощной почве на аллювиальных отложениях. В видовом составе растительности доминируют злаки: лисохвост луговой, овсяница луговая (Festucapratensis Huds.), ежа сборная, мятлик луговой; из разнотравья встречаются: окопник лекарственный (Symphytum officinale L.), крапива двудомная (Urtica dioica L.), щавель конский (Rumex confertus Willd.), хвощ полевой (Equisetum arven-
se L.), нивяник обыкновенный (Leucanthemum vulgare Lam.), лютик ползучий (Ranunculus repens L.), полынь горькая (Artemisia absinthium L.), зверобой продырявленный (Hypericum perforatum L.), подмаренник болотный (Galium palusrte L.) и др. Проективное покрытие — почти 100%.
На каждой пробной площадке выделяли участок фиксированного размера, который разбивали на сеть точек опробования: на ПП-1 — площадью 60 х 60 м с разбиением на 36 точек, на ПП-2, ПП-3 и ПП-4 — площадью 25 х 25 м с разбиением на 25 точек каждый. В точках опробования измеряли мощность эквивалентной поглощенной дозы гамма-излучателей (МЭПДГИ) на высоте 0,1 и 1 м от поверхности почвы в 7—10-кратной повторно-сти. На основе этих измерений выявляли точки с наиболее высокими показателями, в которых в полевых условиях определяли плотность потока 222Rn с поверхности почвы, объемную активность 222Rn в почвенном воздухе на глубине 1 м, а также удельную активность естественных и искусственных радионуклидов (137Cs). Кроме того, отбирали пробы почв и доминирующих видов растений для оценки уровня накопления естественных и техногенных радионуклидов. Удельную активность естественных радионуклидов и 137Cs определяли в образцах почв, отобранных через каждые 5 см до глубины 20—25 см и в скважинах до глубины 100—120 см.
Дозиметрическое обследование территории осуществляли с помощью дозиметра-радиометра ДКС-96 с блоком детектирования БДМГ-96. Плотность потока 222Rn с поверхности почвы и объемную активность на глубине 1 м определяли с предварительным отбором проб воздуха с помощью пробоотборного устройства (ПОУ) и радиометра радона (РРА-01м-01). Образцы воздуха отбирали в 5-кратной повторности для каждой точки с площади 0,4 м2, зачищенной от растительности. Для определения объемной активности радона (ОАР) бурили шпур диаметром 3—5 см и глубиной 1 м, в который помещали пробоотборник воздуха; для выравнивания концентрации радона в почвенном воздухе и пробоотборнике его оставляли на 12 ч. Повторность определения ОАР — 5-кратная.
Удельную активность естественных радионуклидов (232Th, 226Ra, 40K) и 137Cs в образцах почв и растений определяли с помощью сцинтилляцион-ного спектрометрического комплекса «МУЛЬТИ-РАД» с блоками детектирования БДИБ-70-01А и БДКС-63-01А. В скважинах эти показатели оценивали с помощью портативного сцинтилляцион-ного гамма-спектрометра СКС-99 «СПУТНИК» с блоком детектирования БДФИ-02.
Результаты и их обсуждение
Проведенные исследования показали, что, согласно показателям МЭПДГИ, территория УОПЭЦ
Таблица 1
Статистические характеристики МЭПДГИ на пробных площадях (п = 25—36), мкЗв/ч
Расстояние от поверхности почвы, м Среднее Медиана Минимум Максимум Стандартное отклонение Коэффициент вариации, %
Залежь (ПП-1)
0,1 0,121 0,123 0,100 0,160 0,012 10,2
Ельник-кисличник (ПП-2)
0,1 0,116 0,112 0,094 0,145 0,015 12,8
1 0,121 0,121 0,099 0,146 0,011 8,8
Ельник-кисличник (ПП-3)
0,1 0,122 0,122 0,106 0,148 0,010 7,9
1 0,105 0,100 0,080 0,130 0,014 13,0
Пойменный луг (ПП-4)
0,1 0,128 0,123 0,104 0,158 0,013 10,1
1 0,116 0,117 0,098 0,132 0,010 8,7
«Чашниково» классифицируется, как радиацион-но безопасная [5] (табл. 1).
На всех пробных площадях значения МЭПДГИ, даже по максимальным показателям, не превышают контрольные уровни 0,2 [4] и 0,3 мкЗв/ч [5, 7] и соответствуют фоновому уровню, установленному для региона Московской обл. Следует подчеркнуть, что для всех растительных сообществ уровни МЭПДГИ значимо не различаются, при этом наибольшие значения наблюдаются на высоте 0,1 м от поверхности почвы, что вполне закономерно. Также невелико варьирование данного показателя в пределах исследуемой территории (от 9 до 13%), что свидетельствует о стабильности здесь радиационной обстановки.
Очень важный показатель — радоноопасность территории. Как уже отмечалось, значительная часть дозы облучения, получаемой населением, на 32% обусловлена радиоактивным газом 222Яи, образующимся в результате распада 22^а [8,11]. В связи с этим при проведении радиоэкологических обследований целесообразно учитывать особенности радоновой обстановки. В процессе работы проведено измерение плотности потока радона (ППР) с по-
верхности почвы, его объемной активности в почвенном воздухе; полученные результаты оценены, согласно принятым подходам [4, 5]. Исследования по данному направлению показали, что ППР с поверхности почвы и его объемная активность в почвенном воздухе в точках с максимальными показателями МЭПДГИ в пределах заложенных пробных площадей изучаемой территории меняется неоднозначно (табл. 2). Наибольших величин эти показатели достигают в лесных биогеоценозах (ПП-2 и ПП-3). Здесь средние значения ППР или отдельные частные определения превышают 80 мБк/м2 • с; соответственно, данная территория может быть отнесена к потенциально «радоноопас-носной». Наименьшие значения — на участке пойменного луга (категория «нерадоноопасная»); залежный участок по рассматриваемым показателям занимает промежуточное положение.
Полученные данные согласуются с таковыми других исследователей, а также с выводами мониторинга, проведенного НИИ радиационной гигиены Санкт-Петербурга и НИЦ по радиационной безопасности Минздрава РФ, где было показано, что на территории РФ выявлены обширные
Таблица 2
Оценка потенциальной радоноопасности изучаемой территории (средние значения при п = 3)
Пробная площадь ППР, мБк/м2•с ОАР в почвенном воздухе, кБк/м3 Категория потенциальной радоноопасности
Залежь (ПП-1) 36,49 6,93 неопасная
Ельник-кисличник (ПП-2) 59,21 3,66 неопасная (опасная в отдельных точках)
Ельник-кисличник (ПП-3) 85,25 5,03 опасная
Пойменный луг (ПП-4) 8,60 0,68 неопасная
участки повышенной радоноопасности, в частности в Московской обл. [9]. Причиной этого является тот факт, что эмиссия радона с почвенной поверхности наблюдается в местах со значительным содержанием материнских элементов (226Ra, 23Ш) в верхней толще почвенного профиля (на глубине 10—20 см) и, как правило, приурочена к зонам микротектонических разломов. Кроме того, эмиссия радона в большой степени определяется такими свойствами почвы, как влажность, температура и гранулометрический состав, определяющий показатели порозности почв [12, 13]. Для пахотных почв зафиксировано снижение эмиссии радона в сравнении с залежными и целинными аналогами, что, вероятно, является следствием выравнивания концентрации материнских элементов, а также улучшения условий аэрации в пределах пахотного слоя. Указанные факторы, по-видимому, обусловили заметные различия как в плотно-
сти потока, так и в объемной активности радона в почвенном воздухе на глубине 1 м в исследуемых экосистемах.
Как известно, радиационная обстановка в большей степени определяется радионуклидами, аккумулированными в поверхностных слоях почвы. Гамма-спектрометрические исследования выявили присутствие здесь на диагностируемом уровне лишь естественных (40^ 232Г^ 226Ra) и техногенных (137Cs) радионуклидов (табл. 3). При этом удельная активность естественных радионуклидов, таких как 232^ и 226Ra, близка к среднемировым показателям, в то время как для 40K она превышает их, особенно в более глубоких почвенных слоях, что, по-видимому, определяется спецификой литологического строения земной коры в пределах исследуемого региона.
Как отмечалось выше, объемная активность радона в окружающей среде зависит от концент-
Таблица 3
Удельная активность естественных и искусственных радионуклидов в почвах, Бк/кг
Глубина, см 137Cs 232^
Залежь (ПП-1)
0—5 3,86 ±2,95 582 ± 128 33,10 ±7,79 26,39 ± 6,73
5—10 5,68 ±3,11 576 ± 126 34,68 ± 7,85 24,25 ± 6,38
10—15 6,73 ±3,13 589 ± 127 34,02 ±7,61 26,43 ± 6,52
15—20 5,16 ±2,97 543 ± 120 37,42 ±8,03 24,85 ± 6,36
20—25 5,70 ±3,05 526 ±117 32,03 ± 7,42 25,62 ±6,45
30—60 4,40 ± 3,79 684 ±43,1 24,32 ±2,30 43,50 ± 10,60
60—90 — 708 ±45,8 51,77 ± 10,14 51,77 ± 10,14
90—120 — 692 ±43,6 27,27 ±2,39 36,20 ± 9,79
Ельник-кисличник (ПП-2)
0—30 3,58 ± 2,37 355 ±26,5 12,75 ± 1,49 26,41 ± 5,82
30—60 6,51 ± 2,83 546 ±31,9 18,04 ± 1,92 11,46 ±6,93
60—90 — 447 ±31,1 13,08 ± 1,75 21,21 ±6,72
90—120 — 560 ±33,7 33,94 ± 1,85 25,98 ± 7,22
Ельник-кисличник (ПП-3)
0—30 4,63 ± 3,66 576 ±42,2 22,45 ± 2,22 40,79 ± 9,38
30—60 2,31 ±3,46 613 ±40,4 19,95 ±2,09 40,60 ± 8,85
60—90 — 616 ±43,2 22,19 ±2,23 53,69 ±9,55
90—120 — 590 ±43,6 22,81 ±2,28 53,73 ± 9,72
Пойменный луг (ПП-4)
0—25 5,42 ± 5,86 796 ±66,7 33,52 ±3,71 35,94 ± 15,05
25—50 4,34 ±6,09 937 ± 69,77 38,15 ±3,80 52,43 ± 15,64
50—75 — 773 ±72,16 37,89 ±4,09 48,05 ±16,61
75—100 — 1073 ± 80,0 44,37 ±4,40 54,53 ± 17,99
100—125 — 876 ± 74,7 36,84 ±4,05 65,30 ± 16,88
Рис. 1. Взаимосвязь удельной активности 226Ra в почвах ПП-2 (ельник-кисличник) с объемной активностью 222Кп в почвенном воздухе
рации 22^а в почвообразующих породах и почвах. В наших исследованиях прослежена определенная взаимосвязь между удельной активностью 22^а в почвах и объемной активностью 222Яи в почвенном воздухе, особенно в нижних почвенных горизонтах (рис. 1). Это, несомненно, обусловлено обогащенностью почвообразующей породы 22^а, продуктом распада которого является радон. Несоответствие рассматриваемых показателей в верхней части почвенного профиля (слой 0—25 см) может быть связано с улучшением условий аэрации в верхних почвенных горизонтах и усилением эмиссии радона в атмосферу.
Основным дозообразующим техногенным радионуклидом в исследуемом регионе является 137Сз. Вместе с тем его удельная активность невелика и зачастую находится на пределе обнаружения, о чем свидетельствует большая погрешность определения. С целью более детального анализа плотности загрязнения и распределения данного радионуклида в верхней почвенной толще были проведены расчеты запасов 137С8 в слоях 0—5, 5—10, 10—20,20—30 см (рис.2).
По средним показателям максимальная плотность загрязнения по 137С8 верхней 0—30-сантиметровой толщи отмечается в почвах пойменного луга ПП-4 — 2,11 кБк/м2 и залежных экосистем ПП-1 — 2,05 кБк/м2. В почвах лесных фито-ценозов этот показатель составляет 1,29 (ПП-2) и 1,62 (ПП-3) кБк/м2. В целом полученные данные ниже или практически соответствуют установленным величинам глобального «фона» для территории Московской обл. (0,06 Ки/км2, или 2,2 кБк/м2) [1], что свидетельствует о том, что плотность радиоактивного загрязнения на территории УОПЭЦ значительно ниже нормативного критерия — 1 Ки/км2 (37 кБк/м2), т.е. все участки являются практически не загрязненными.
Немаловажное значение при оценке радиоэкологической обстановки имеют особенности рас-
пределения радионуклидов в почве. В профиле сформированных на данной территории почв распределение естественных и искусственных радионуклидов различно (табл. 3). Как уже отмечалось, содержание естественных радионуклидов в первую очередь зависит от их наличия и концентрации в материнской породе, а профильное распределение этих элементов в целом определяется течением почвообразовательных процессов. В связи с этим максимальные концентрации рассматриваемых элементов, как правило, отмечаются в более глубоких почвенных горизонтах. Возможна также аккумуляция естественных радионуклидов в поверхностных почвенных слоях, обусловленная биологическим круговоротом.
Вместе с тем распределение в почве техногенного радионуклида 137С8 иное. При радиоактивных выпадениях данный радионуклид первоначально аккумулируется в верхних органогенных горизонтах, которые являются биогеохимическим барье-
Рис. 2. Распределение 137С8 в верхней почвенной толще лесных фитоценозов (% от суммарной плотности загрязнения)
Таблица 4
Удельная активность естественных и искусственных радионуклидов в разнотравной растительности луговых экосистем (по данным на 2016 г.)
Радионуклид Удельная активность, Бк/кг
226Ra 4,22 + 7,96
232Th 0,92 + 9,74
40K 523 + 174
137Cs 2,92 + 5,24
90Sr 11,2 + 24,1
ром на пути его вертикальной миграции [10, 14]. Так, максимальная удельная активность 137С на исследуемой территории приурочена к гумусово-ак-кумулятивному гор. А, в то время как в минеральных горизонтах ее величина снижается до следовых количеств.
Сопоставление особенностей миграции радиоактивных элементов в системе элементарных ландшафтов показало, что уровни аккумуляции естественных радионуклидов в почвах элювиальных и аккумулятивных позиций рельефа примерно одинаковы. В то же время для 137Cs отмечается незначительная разница в его запасах в почвах рассматриваемых позиций. Последнее может быть связано с особенностями поступления первичных аэраль-ных выпадений, а также миграции 137Сз в системе сопряженных ландшафтов [10, 14]. Полученные данные в целом свидетельствуют о том, что в настоящее время значимого влияния процессы перераспределения радионуклидов в системе сопряженных элементов рельефа на структуру полей загрязнения не оказывают. В связи с этим в долговременной перспективе не следует ожидать появления зон вторичной аккумуляции 137Cs на данных территориях.
Присутствие в почвах исследуемых участков естественных и искусственных радионуклидов обусловливает их накопление растительностью (табл. 4). Наиболее высокий уровень накопления отмечен для 40К, что вполне закономерно, поскольку он является постоянным спутником элемента-биофи-ла — калия. Наличие других естественных и искусственных радиоактивных элементов находится на пределе обнаружения, поэтому очень высока ошибка их определения.
Выводы
В настоящее время радиоэкологическая обстановка на территории УОЭПЦ «Чашниково» является вполне удовлетворительной и не создает специфических ограничений для проведения учебных практик студентов, проживания и отдыха населения, природопользования и строительства [7]. Удельная активность естественных радиоактивных элементов по значениям средних показателей для различных радионуклидов в большинстве случаев находится на уровне геохимического фона, за исключением 40К; плотность радиоактивного загрязнения почв по 137Cs не превышает 2,2 кБк/м2, т.е. величины глобального «фона» для территории Московской обл. [1]. Это обусловливает невысокие уровни накопления естественных и искусственных радионуклидов в растениях, за исключением 40К.
На территории УОПЭЦ «Чашниково» отмечаются участки повышенной радоноопасности, которые приурочены в основном к лесным и залежным площадям. На этих участках наблюдаются повышенная плотность потока радона с поверхности почвы и показатели объемной активности 222Ял в почвенном воздухе на глубине 1 м, что, однако, обусловлено природными факторами, характерными для территории Московской обл. в целом.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Алексахин Р.М. Ядерная энергия и биосфера. М., 1982.
2. Атлас загрязнения Европы цезием после чернобыльской аварии. ЕК/ИГКЭ, Росгидромет / Минчер-нобыль (Украина) / Белгидромет, 1998.
3.Вернадский В.И. Очерки по геохимии. М., 1934.
4. Методические указания. МУ 2.6.1.2398-08.2.6.1. Ионизирующее излучение, радиационная безопасность. Радиационный контроль и санитарно-эпидемиологическая оценка земельных участков под строительство жилых домов, зданий и сооружений общественного и производственного назначения в части обеспечения радиационной безопасности.
5. НРБ-99/2009. Нормы радиационной безопасности. СанПиН 2.6.1.2523-09. 2009.
6. Определитель сосудистых растений центра Европейской России. М., 1995.
7. ОСПОРБ-99/2010. Основные санитарные правила обеспечения радиационной безопасности. СП 2.6.1.2612-10. 2010.
8. Титаева Н.А. Ядерная геохимия. М., 1992.
9. Тихонов М.Н. Радон: источники, дозы и нерешенные вопросы // Санитарный врач. 2009. № 12.
10. Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах. М., 1999.
11. Ядерная энциклопедия. М., 1996.
12. Iskandar D, Iida T, Koarashi J. et al. Radon concentration profiles in soil at a mysterious spot and a normal spot // Distribution and speciation of radionuclides in the environment. Japan, 2000.
13. Rogers V.C, Nielson K.K. Multiphase radon gene- 14. Shcheglov A.I., Tsvetnova O.B., Klyashtorin A.L.
ration and transport in porous materials // Health Physics. Biogeochemical migration of technogenic radionuclides in 1991. Vol. 60 (6). forest ecosystems. M., 2001.
Поступила в редакцию 15.12.2016
RADIOECOLOGICAL CHARACTERISTICS OF TERRITORY
OF EDUCATIONAL-EXPERIMENTAL SOIL AND ECOLOGICAL CENTER
LOMONOSOV MOSCOW STATE UNIVERSITY "CHASHNIKOVO"
O.B. Tsvetnova, D.V. Manakhov, D.N. Lipatov, A.I. Shcheglov
The radioecological situation in the territory of the Educational-experimental soil and ecological canter of Lomonosov Moscow State University "Chashnikovo" located in the Sol-nechnogorsk district of the Moscow region is analyzed. The assessment of levels of soil contamination of soils, plants and soil air by the main natural and technogenic radionuclides is given. It is shown that the "Chashnikovo" territory is classified by the main characteristic as radiation safe.
Key words: radioecological situation, natural and technogenic radionuclides, soils, plants, soil air.
Сведения об авторах
Цветнова Ольга Борисовна, канд. биол. наук, вед. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: tsvetnova@mail.ru. Манахов Дмитрий Валентинович, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: demian2@yandex.ru. Липатов Денис Николаевич, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: denis_lipatov@mail.ru. Щеглов Алексей Иванович, докт. биол. наук, профессор, зав. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: shchegl@mail.ru.
