CC BY
5
УДК 574.4+631.41
СРАВНИТЕЛЬНЫЙ АНАЛИЗ БИОЛОГИЧЕСКОЙ МИГРАЦИИ ЦЕЗИЯ-137 И СТАБИЛЬНОГО КАЛИЯ В АГРОЦЕНОЗАХ ЧЕРНОЗЕМНОЙ ЗОНЫ
О. Л. Комиссарова1*, Т. А. Парамонова1'2, Н. В. Кузьменкова3'4, Л. А. Турыкин5, К. В. Павлов1, А. И. Щеглов1
1 МГУ имени М.В. Ломоносова, ф-т почвоведения, 119991, Россия, Москва, Ленинские горы, д. 1, стр. 12
2 ФГБУ «Институт глобального климата и экологии имени академика Ю.А. Израэля», 107258, Россия, Москва, ул. Глебовская, д. 20Б
3 МГУ имени М.В. Ломоносова, химический ф-т, 119991, Россия, Москва, Ленинские горы, д. 1, стр. 3
4 Институт геохимии и аналитической химии им. В.И. Вернадского, 119991, Россия, Москва, ул. Косыгина, д. 19
5 МГУ имени М.В. Ломоносова, географический ф-т, 119991, Россия, Москва, Ленинские горы, д. 1
* E-mail: [email protected]
Исследование было проведено с целью выявления особенностей поведения 137Cs и К в системе «почва-растение» в агроценозах и природном луговом биогеоценозе черноземной зоны в отдаленный период после чернобыльских выпадений. В центральной части Плавского радиоактивного пятна Тульской области были выбраны площадки опробования в агроценозах с пшеницей, соей, гречихой, рапсом, подсолнечником, злаково-бобовой травосмесью, а также в естественном биогеоценозе суходольного луга. Установлено, что средний уровень радиоактивного загрязнения почв территории 137Cs составил 171 ± 26 кБк/м2 (498 ± 100 Бк/кг); среднее содержание валового К — 2,0 ± 0,1%, в том числе Кобм — 235 ± 54 мг/кг, Кнеобм — 816 ± 116 мг/кг. Профильное распределение 137Cs в пределах загрязненного 30-см поверхностного слоя агроценозов, а также Квал во всех почвах было равномерно-аккумулятивным, в то время как распределение Кобм и Кнеобм носило регрессивно-аккумулятивный характер; при этом микрораспределение 137Cs в корнеобитаемой зоне было инвариантным, а для подвижных форм калия показано градиентное обогащение почвы вблизи поверхности корней. Интенсивность перехода 137Cs из почв в растения для всех исследованных культур на 1-2 порядка уступала интенсивности корневого потребления растениями К. Различались и особенности распределения элементов между органами растений, причем для 137Cs оно было акропетальным для представителей сем. Злаковые и базипетальным для культур из других семейств, а К распределялся базипетально во всех опробованных растениях.
Ключевые слова: радиоактивное загрязнение, радиоцезий (137Cs), биогеохимический цикл, чернобыльские выпадения, коэффициент накопления (КН), коэффициент биологического поглощения (КБП).
Введение
Физиологическая роль в растениях ряда микроэлементов, в том числе потенциально токсичных, остается малоизученной, несмотря на значительные достижения в понимании процессов минерального питания растений [22]. К подобным элементам с неопределенной физиологической ролью относится цезий — щелочной одновалентный металл с кларковым содержанием в земной коре 3,7Т0-4% [4], который по своим химическим свойствам является аналогом необходимого для растений макроэлемента калия.
Известно, что проникновение иона С8+ в клетку растения происходит по неспецифическим ионным каналам, которые также транспортируют в цитоплазму К+ и МН4+ [26]. Однако, несмотря на равную валентность С8+ с этими компонентами, С8+ относится к группе тяжелых металлов из-за большой атомной массы [3], что при внедрении в биологический круговорот, по-видимому, опреде-
ляет проблематичность функционального замещения им калия и аммонийного азота в растительной клетке.
Стабильный природный изотоп 133С8 оказывает в вегетационных экспериментах фитотоксическое воздействие на ювенильной и более поздних фазах развития растений при концентрациях в почвенном или гидропонном растворе > 200 мкМоль/л [27]. Подобные уровни содержания 133Св в природных условиях не достигаются — средние концентрации 133С8 в почвенном растворе оцениваются как 2 мкМоль/л [27].
При этом, с экологической точки зрения, наибольший интерес для изучения поведения в системе «почва-растение» представляет техногенный радиоактивный изотоп 137Св, который впервые массово поступил в биосферу в 60-е гг. ХХ в. при испытаниях атомного оружия в атмосфере, а впоследствии рассеивался на значительные пространства северного полушария в результате крупных радиационных аварий, таких как авария в Уинд-
скейле, на АЭС «Три-Майл-Айленд», на Чернобыльской АЭС, на АЭС «Фукусима-1» и др. [7].
Формирование в окружающей среде биогеохимического цикла 137Сз не только расширяет общие параметры миграции элемента в ландшафтах, но и существенно увеличивает потенциальные экологические риски из-за радиотоксичности антропогенного нуклида. Предполагается, что негативные эффекты воздействия на растения радиоактивного изотопа 137Сз более выражены, чем стабильного изотопа 133С8 [18]. В частности, воздействие 137Сз приводит к угнетению роста и развития растений при меньших пороговых концентрациях — > 200 кБк/л (> 63 мг/кг) в растворах [23] и > 2800 кБк/м2 (> 2 мг/ кг) в почвах [5].
После аварии на Чернобыльской АЭС в 1986 г. плотность поверхностного загрязнения почв 137Сз в наиболее пострадавших от радиоактивных выпадений районах превышала предельно допустимый уровень, равный 37 кБк/м2 [14], в 5-40 и более раз, а общая площадь радиоактивного загрязнения стран Европы, прежде всего России, Белоруссии и Украины, составила 150 тыс. км2 [19]. Факт столь масштабного радиоактивного загрязнения почв вызывает серьезную озабоченность вследствие долговременного повышения гамма-фона местности и вероятности поступления радионуклида в продукцию растениеводства [10], а также проявления в загрязненных наземных ландшафтах фитотоксических эффектов. Последние могут не только отражаться на процессах роста и развития растений, но и снижать их общую устойчивость к воздействию внешних неблагоприятных факторов абиотической и биотической природы (засухи, засоление почв, вредители, болезни и т.п.). Особенно остро реагировать на стрессовое воздействие 137Сз может растительность культурных сообществ, которые в целом менее устойчивы к неблагоприятным внешним факторам, чем растительность природных ассоциаций [5].
Известно, что при высоком содержании в почвах доступных для растений форм соединений калия (водорастворимая и обменная формы) интенсивность корневого потребления 137Сз культурами существенно снижается, и внесение калийных удобрений в почвы, испытывающие дефицит подвижного калия, относится к эффективным контрмерам для снижения рисков ведения сельского хозяйства на радиоактивно загрязненных пахотных угодьях [11, 13]. С другой стороны, для калиефильных видов растений характерна активная работа как специфических, так и неспецифических каналов ионного транспорта одновалентных катионов, что стимулирует пассивный мембранный транспорт 137Сз при корневом потреблении калия [17]. Таким образом, поведение 137Сз и К в процессах минерального питания растений находится в сложной взаимозависимости, а межвидовые и межсортовые различия
в корневом потреблении радиоцезия базируются на биологических особенностях растений.
В этой связи целью настоящего исследования, проведенного на пострадавшей от чернобыльских выпадений территории Плавского радиоактивного пятна Тульской области, являлось выявление сходства и различия в биогенной миграции 137Сз и К в системе «почва-растение». В задачи работы входили: 1) сравнительная оценка характера современного профильного распределения 137Сз и К в пахотных и целинных почвах; 2) анализ биологически доступных для растений форм соединений элементов в пахотном/дерновом горизонтах почв; 3) исследование распределения микроколичеств 137Сз и К в ризосферном пространстве различных видов травянистых растений; 4) определение интенсивности перехода 137Сз и К из почвы в сельскохозяйственные культуры и дикорастущую луговую растительность в процессах их корневого потребления; 5) выявление особенностей распределения 137Сз и К между корнями и побегами различных видов/биологических групп растений.
Предполагается, что сопоставление характеристик биогенной миграции 137Сз и К в системе «почва-растение» различных культур позволит сделать предположение о возможных механизмах адаптации растений к радиоактивному загрязнению почв.
Материалы и методы
Полевые исследования. Исследование особенностей биогеохимического поведения 137Сз и К в травянистых природных и природно-антропоген-ных экосистемах проводилось в центральной части Плавского радиоактивного пятна Тульской области (рис. 1а), где в 1986 г. плотность загрязнения почв 137Сз варьировала в пределах 185-555 кБк/м2 [19]. В настоящее время загрязнение почв сельскохозяйственных угодий составляет 140-220 кБк/м2 и превышает предельно допустимый уровень в 3-6 раз [15, 24], а по прогнозам территория Плавского радиоактивного пятна останется радиоактивно загрязненной вплоть до конца XXI в. [10].
Пахотные почвы исследуемой территории относятся к агрочерноземам глинисто-иллювиальным со следующей системой горизонтов почвенного профиля: Ар (0-7(10) см) — Ар/ (7(10)-30 см) — Аи (30-55 см) — АВ1Са (55-95 см) — В1Са (95-100 см). Суходольный луг формируется на типичном черноземе глинисто-иллювиальном с горизонтами: Ad (0-15 см) — Аи (15-23 см) — АВ (23-40 см) — В1 (40-60 см). В целом, как используемые в сельскохозяйственном производстве, так и целинные почвы характеризуются легкоглинистым гранулометрическим составом, высоким содержанием органического углерода (4,9-7,3%), нейтральным рНН20 (6,2-6,7).
Для изучения особенностей радиальных миграционных потоков 137Сз и К в травянистых эко-
а б в
Рис. 1. Расположение опорных площадок исследования на территории Плавского радиоактивного пятна: а) карта загрязнения почвы 137Cs в Европе после аварии на Чернобыльской АЭС, май 1986 г. [19]; б) изображение Google Earth; в) схема пробоотбора. Обозначение площадок исследования: 1 — пшеница, 2 — соя, 3 — гречиха, 4 — рапс, 5 — подсолнечник, 6 — травосмесь, 7 — суходольный луг
системах были организованы опорные площадки в агроценозах основных зональных культур полевого и кормового севооборотов, таких как: пшеница, соя, гречиха, рапс, подсолнечник, бобово-злаковая травосмесь, состоящая из козлятника и костреца, а также в природном биогеоценозе разнотравно-злакового суходольного луга, использующегося местными жителями в качестве пастбища (рис. 1б, в).
На каждой опорной площадке по унифицированной методике с помощью кольцевого пробоотборника ПГ-450 проводился отбор монолитов почв ненарушенного сложения с площади 300 см2, который осуществлялся послойно с шагом по 10 см до глубины 30 см. Корни растений также отбирались с помощью кольцевого пробоотборника по схеме, аналогичной пробоотбору образцов почвы. Пробоотбор надземной части растительности осуществлялся методом сплошного укоса с площади 2500 см2. Повторность отбора всех проб почвы и растительности была трехкратной.
Пробоотбор почвы из «ближней» и «дальней» зон ризосферы исследуемых культур производился по Z-образному маршруту, охватывающему всю площадь опорной площадки, в пределах основного корнеобитаемого слоя (8-15 см) (рис. 1в). Под ближней зоной ризосферы подразумевалась часть почвы, оставшаяся на корнях при встряхивании растения после его извлечения из почвы, а почва, осыпавшаяся с корней, условно считалась дальней зоной ризосферы [20].
Лабораторные исследования. Образцы подземной части растений подвергались отмывке от почвенного мелкозема под напорной проточной водой с использованием системы сит с ячейками 1 мм и 0,5 мм. Листья и стебли растений также промывались от адгезированных примесей почвенного мелкозема под проточной водой.
В лабораторных условиях образцы почвы высушивались до воздушно-сухого состояния, растительность высушивалась при температуре 75оС в сушильном шкафу. После этого пробы почв и растений измельчались в целях гомогенизации на
лабораторной мельнице, почва дополнительно просеивалась через сито с ячейкой диаметром 1 мм. Из общего объема растительной пробы путем квартования отбиралась репрезентативная средняя проба массой 2-3 г, которую озоляли в муфельной печи при температуре 520оС.
Измерения удельной активности 137Cs в почве проводились в геометрии «дента» на гамма-спектрометре «Мультирад» с блоком детектирования БДКС-63-01А с использованием программы обработки спектров «Прогресс 5.1» (Россия), экспозиция измерения 30 минут; в компонентах растительной биомассы — в геометрии «дента» или «чашка Петри» на гамма-спектрометре Canberra GR 3818 с детектором из особо чистого германия HPGe (США), экспозиция измерения 1440 минут. Всего гамма-спектро-метрически было проанализировано 91 образец почвы и 69 образцов растительности.
Содержание валового К в почве (81 образец) определялось атомно-эмиссионным методом с индуктивно-связанной плазмой на приборе iCAP-6500, Thermo Scientific (США) после мокрого озо-ления проб смесью 96% HNO3 и 30% Н2О2 в автоклавной установке. Определение обменного К в почве проводилось по методу Масловой с использованием уксуснокислого аммония (CH3COONH4 = 1 моль/дм3), необменного К — по методу Пчелкина (вытяжка 2 н HCl) с последующим определением элемента на пламенном фотометре с максимумом пропускания в области 766-770 нм в 190 образцах [1]. Содержание К в золе растений определялось в 69 образцах после растворения золы в 5 мл 20% HCl с добавлением 15-20 мл горячей дистиллированной воды на пламенном фотометре.
Расчеты и статистическая обработка результатов. Определение запаса 137Cs в почве = плотности радиоактивного загрязнения почвы (3cs-137, кБк/м2):
З&137 = A(C) • р • h • S/1000 (1),
где А — удельная активность 137Cs, Бк/кг; р — плотность сложения почвы, г/см3; h — мощность слоя почвы, см; S — опробованная площадь, м2.
Определение ризосферного коэффициента, РК (безразмерная величина):
РК = А (С) / А (С) (2)
V /ближняя зона ' V /дальняя зона
где Аближняя зона — удельная активность 137Сз (Бк/кг) или Сближняя зона — содержание К (мг/кг) в ближней зоне ризосферы; Адальняя зона — удельная активность 137С8 (Бк/кг) или Сдальняя зона — содержание К (мг/кг) в дальней зоне ризосферы.
Расчет массовых концентраций 137Сз в почве и растительности С (мг/кг) на основании измеренных величин А (Бк/кг):
C=A/n • 137•1000000
(3),
где С — содержание 137Сз в почве или растительности, мг/кг; А — удельная активность 137Сз в почве или растительности, Бк/г; п = ЩМа; N = А/\; \ = 0,693/Т1/2; 0,693 = 1п(2); Т1/2 — период полураспада 137Сз, с; Na — число Авогадро; 137 — массовое число радиоизотопа 137Сз.
Определение коэффициента биологического поглощения, КБП (безразмерная величина):
КБП= Сяппя / Сп,
(4),
где Сзола — содержание элемента в золе растений, мг/кг; Спочва — содержание элемента в почве, мг/кг.
Оценка коэффициента накопления, КН (безразмерная величина):
КН= А (С)растение / А (С)почва (5),
где Арастение — удельная активность 137Сз (Бк/кг) или С — содержание К (мг/кг) в абсолютно сухой биомассе растений; Апочва — удельная активность 137Сз (Бк/кг) или С — содержание К (мг/кг) в почве.
Интенсивность корневого поглощения (ИКП) К растениями с учетом содержания в почве его обменной и необменной (специфически сорбированной) форм:
ИКП = С /С
^ _ ^растение ' ^обм (необм) почва
(6),
где С
растение
— содержание К (мг/кг) в абсолютно
содержание обменного и необменного К (мг/кг) в почве, соответственно.
Анализ распределения элементов между подземными и надземными органами растений проводили на основе величины акропетального коэффициента (АК):
АК = А (С) корни / А (С) побеги
(7),
сухой биомассе растений; С(
обм почва
и С
необм почва
где Акорни — удельная активность 137Cs (Бк/кг) или Скорни — содержание К (мг/кг) в абсолютно сухой биомассе корней растений; Апобеги — удельная активность 137Cs (Бк/кг) или Спобеги — содержание К (мг/кг) в абсолютно сухой биомассе побегов растений.
Полученные данные были проанализированы с помощью Microsoft Excel (Microsoft Corporation, США, 2010) для базовой описательной статистики со статистической значимостью 0,05.
Результаты
С учетом радиоактивного распада 137Cs на период 2021 г. плотность поверхностного радиоактивного загрязнения почв опорных площадок на территории Плавского пятна в среднем составила 171 ± 26 кБк/м2 (удельная активность 137Cs в почве — 498 ± 100 Бк/кг), что превысило допустимые уровни присутствия радионуклида примерно в 5 раз. При этом между площадками опробования наблюдалась пространственная неоднородность уровней радиоактивного загрязнения почв с коэффициентом вариации 19%, свидетельствовавшая о неравномерном характере чернобыльских выпадений и вторичном перераспределении 137Cs в системе склоновых агроландшафтов в составе твердого эрозионного стока (табл. 1). Миграция 137Cs в составе поверхностного и/или внутрипочвенного стока в растворенном состоянии весьма незначительна, т.к. в пуле радионуклида водорастворимая фракция составляла не более 0,1%, обменная — не более 1%. Таким образом, фактически весь поступивший в почвы 137Cs прочно закрепился в межпакетном пространстве глинистых минералов в необменной форме [6].
Таблица 1
Параметры радиоактивного загрязнения почвы 137Cs и содержания К в 30-см слое почв агроценозов и биогеоценоза суходольного луга на территории Плавского радиоактивного пятна
Агроценоз/ биогеоценоз 137Cs К
удельная активность, Бк/кг запас в почве, кБк/м2 ^ил % Кнеобм, мг/кг Кобм, мг/кг
Пшеница 258±13 154±11 2,0±0,2 1058±11 423±9
Соя 183±18 138±20 2,1±0,1 718±44 399±43
Гречиха 243±24 212±38 1,9±0,1 738±85 632±88
Рапс 217±17 161±10 2,1±0,3 1135±163 419±23
Подсолнечник 270±39 136±11 2,0±0,2 1136±151 348±53
Травосмесь 245±6 172±5 2,0±0,1 1091±28 553±18
Суходольный луг 300±65 226±21 1,8±0,1 1098±54 709±37
Среднее содержание валовой формы К в почвах исследованной территории составляло 2,0% и характеризовалось меньшей пространственной изменчивостью (коэффициент вариации 6%). Доля обменной и необменной форм элемента в пуле соединений составляла во всех исследованных почвах незначительную часть от валового содержания и колебалась в сравнительно узких пределах 1,9-3,9 и 3,3-6,0%, соответственно. В свою очередь, соотношение обменной и необменной фракций соединений К в почвах агроценозов изменялось от 1:1,2 (гречиха) до 1:3,3 (подсолнечник), составляя в почве суходольного луга 1:1,5, что, по-видимому, отражало уровни внесения и остаточное содержание компонентов калиевых удобрений в агроценозах различных культур.
Анализ вертикального распределения 137Сз по профилю пахотных черноземов через ~ 35 лет после чернобыльской аварии показал, что 98% запасов радионуклида сосредоточено в пределах верхнего 30-см слоя — в пахотном и старопахотном горизонтах — а в целинных черноземах его массовое проникновение (93% общих запасов) зафиксировано
до глубины 25 см (рис. 2а). Старопахотный горизонт мощностью 28-30 см повсеместно отмечался в агрочерноземах Плавского радиоактивного пятна благодаря проведенной в 1986-1987 гг. глубокой реабилитационной вспашке [25]. При этом распределение 137Сз в 30-см слое пахотных почв было практически равномерным, что связано с регулярными агротурбациями (рис. 2в). Для целинного чернозема суходольного луга, который не подвергался ни реабилитационным мероприятиям, ни вспашке, характерно регрессивно-аккумулятивное (поверхностное) распределение 137Сз в 30-см слое с выраженным убыванием удельной активности 137Сз за пределами горизонта А^ где было сосредоточено = 60% от общего запаса 137Сз в профиле почвы.
Вертикальное распределения валового калия по почвенному профилю пахотных и целинных черноземов, в отличие от 137Сз, имело равномерно-аккумулятивный характер, отражая ведущую роль этого элемента в химическом составе первичных и вторичных минералов почв и почвообразующих пород (рис. 2б). Вместе с тем распределение обменных и необменных форм соединений К в пределах
Рис. 2. Вертикальное распределение в профиле пахотных и целинных черноземов Плавского радиоактивного пятна: а) величин удельной активности 137Сз (Бк/кг) и б) валового К (%); детализированное распределение в пределах поверхностного 30-см слоя почв; в) величин удельной активности 137Сз (Бк/кг); г) обменной
и необменной форм соединений К (мг/кг)
0-30-см слоя почв в большинстве агроценозов относилось к аккумулятивно-регрессивному типу, что, по-видимому, обусловливалось биогенностью калия, определяющей ежегодный возврат поглощенного растениями элемента с растительными и/ или пожнивными остатками в приповерхностный слой почвы, а также регулярным внесением в поверхностный слой агрочерноземов агроценозов калийных удобрений (рис. 2г). Особенно заметна обо-гащенность обменными и прочно фиксированными соединениями К верхнего 10-см слоя, являющегося основным корнеобитаемым пространством почв, в относительно статичных системах «почва-растение» — в агроценозе многолетней злаково-бобовой травосмеси и в природном фитоценозе суходольного луга, где обнаруживалось убывание содержания данных форм соединений К с глубиной в 1,5-2 раза. Содержание Кобм в верхнем 30-см слое исследуемых почв в среднем варьировало от 183 до 300 мг/кг, что определяло высокую обеспеченность этим необходимым элементом всех опробованных культур севооборота [8].
Выявленные закономерности инвариантного распределения 137Сз в пределах загрязненной им пахотной толщи почв и обогащения корнеобита-емого слоя культур обменным калием подтвердились трендами распределения микроколичеств этих элементов в ризосферном пространстве ближней и дальней зон почв. Если в агрочерноземах градиент величин удельной активности 137Сз вблизи поверхности корней и в относительном удалении от них фактически не был выражен (величины РК варьировали для всех культур в пределах 0,9-1,1, за исключением повышения РК до 1,3 в ризосфере суходольного луга), то РК для величин содержания Кобм составлял в среднем 1,4, варьируя от 1,1 до 2,0 (рис. 3). Исключение представлял собой случай выявленного обеднения обменным калием ближней зоны ризосферы в агроценозе рапса, где РК оценивался как 0,6, возможно, из-за торможения процессов реутилизации питательных элементов к концу вегетационного сезона этой культуры. Зато в ризосфере сообщества дикорастущих растений суходольного луга, многие представители которого относятся к многолетним видам, отмечались самые высокие градиенты микронеоднородности распределения элементов с обогащением ближней зоны обменным калием в 2,2 раза.
Феномен относительного обогащения ближней к поверхности корня массы почвы элементами минерального питания был также установлен рядом исследователей и интерпретирован ими как отражение активного прижизненного обмена эссенци-альными веществами между растениями и средой их обитания [12]. Отсутствие же ризосферного градиента концентраций, как это отмечалось для 137Сз, косвенно может свидетельствовать о низкой биофильности элемента.
I йШлШ
□ Коб.
Рис. 3. Значения РК 137Сз и К^бм в ризосфере агрочерно-земов и целинного чернозема суходольного луга на территории Плавского радиоактивного пятна
Различие биогеохимических циклов 137Сз и К, выявленное на основе сравнительного анализа параметров их аккумуляции и распределения в почвах, подтверждалось и при анализе интенсивности перехода в растения. Согласно ранжированию интенсивности биологической миграции элементов по величине КБП [9], К принадлежит к элементам сильного биологического накопления, Сз — слабого и очень слабого биологического захвата со значениями КБП в диапазонах п-Ю^п-Ш1 и п-10-3-п-10-4е, соответственно. Оценки величин данного показателя в исследованных агроценозах и луговом биогеоценозе хорошо согласовывались с классическими представлениями (табл. 2), демонстрируя существенную разницу в интенсивности корневого поглощения 137Сз и К. В тесной корреляции с показателями КБП для различных культур и групп растений варьировали показатели КН (г = 0,75 и г = 0,81 соответственно при Р = 0,95). Доминирование корневого потребления К над 137Сз четко проявлялось и по этим показателям: КНК для всех растений был на 1-2 порядка выше, чем КНСз-137. При этом значения КНС5-137 в общей биомассе растений находились в диапазоне 2-7 • 10-2, что не противоречило обобщенным количественным оценкам МАГАТЭ для агросистем зон умеренного климата [21] и подтверждало выраженную дискриминацию корневого потребления потенциального экотоксиканта всеми видами опробованных культур, равно как разнотравной и злаковой группами растительной ассоциации суходольного луга.
При анализе распределения 137Сз и К между подземными и надземными вегетативными, а также генеративными органами растений было обнаружено, что для представителей сем. Злаковые (пшеница, кострец, злаки суходольного луга) характерно ярко выраженное акропетальное распределение 137Сз (АКС5-137 1,6-4,1), обусловленное преимущественным накоплением радионуклида в корнях, игравших роль биологического барьера в процессе детоксикации тканей побегов растений. Например, соотношение величин удельной активности радионуклида в корнях: стеблях и листьях: зерне пшеницы было оценено как 25:6:1. Для представителей сем.
Таблица 2
Интенсивность корневого поглощения и параметры аккумуляции 137Cs и К растениями, произрастающими на территории Плавского радиоактивного пятна
Агроценоз / биогеоценоз Компонент растения Зольность % Бк /кг К, % а.с.в. КБП КН ИКП АК
137Cs К К к Кнеобм Кобм К
Пшеница общая биомасса 4,9 29,1±5,6 0,54±0,07 3,6х10-3 5,2 0,07 0,20 4,6 18,8 4,05 0,12
корни 5,4 93,5±17,4 0,15±0,01 8,3х10-3 2,0 0,22 0,08 1,4 7,0
стебли и листья 4,6 23,1±8,6 1,22±0,06 3,1х10-3 10,8 0,05 0,61 13,8 56,7
зерно 4,1 3,8±1,6 0,25±0,03 4,0х10-4 3,0 0,01 0,12 1,3 11,5
Соя общая биомасса 7,0 15,3±2,9 1,52±0,09 3,5х10-3 9,1 0,04 0,54 19,1 74,8 1,03 0,19
корни 6,0 15,8±2,3 0,62±0,20 1,5х10-3 7,9 0,04 0,32 10,4 40,8
стебли и листья 8,0 15,4±2,7 3,28±0,07 3,1х10-3 16,0 0,04 1,56 54,8 214,6
бобы 3,8 3,2±0,9 0,67±0,01 8,1х10-4 3,3 0,01 0,32 11,2 43,7
Гречиха общая биомасса 6,6 21,8±4,0 1,68±0,03 2,2х10-3 13,9 0,03 0,65 20,0 60,7 0,76 0,20
корни 6,1 18,0±5,1 0,79±0,01 1,7х10-3 6,8 0,03 0,41 12,7 38,7
стебли и листья 6,8 23,8±6,3 3,85±0,04 2,4х10-3 31,6 0,04 2,03 62,5 199,8
зерно 5,9 9,3±4,3 0,29±0,01 7,3х10-4 3,4 0,01 0,15 4,7 14,3
Рапс общая биомасса 5,5 15,8±4,2 0,68±0,07 3,3х10-3 4,2 0,04 0,40 8,8 45,9 0,39 0,19
корни 5,3 7,3±1,6 0,23±0,02 6,9х10-4 3,3 0,02 0,24 3,4 17,5
стебли и листья 6,4 18,8±5,3 1,45±0,05 3,8х10-3 7,1 0,04 0,81 17,9 93,0
стручки 4,9 3,5±0,7 0,37±0,03 8,3х10-4 2,1 0,01 0,15 5,2 27,1
Подсолнечник общая биомасса 7,5 17,4±0,1 0,78±0,09 4,5х10-3 7,3 0,05 0,29 6,7 25,8 0,69 0,15
корни 5,3 13,8±3,4 0,13±0,05 1,6х10-3 1,7 0,05 0,07 1,6 6,0
стебли и листья 13,1 20,1±0,4 0,88±0,01 4,6х10-3 4,3 0,06 0,44 10,2 39,0
семена 4,7 9,4±3,7 1,32±0,05 1,1х10-3 16,0 0,03 0,66 15,2 58,3
Козлятник (травосмесь) общая биомасса 6,7 20,6±4,2 1,27±0,06 2,8х10-3 9,2 0,04 0,64 13,9 62,1 0,43 0,48
корни 4,5 13,7±1,2 0,83±0,01 1,1х10-3 9,0 0,02 0,42 9,0 40,5
стебли и листья 10,6 31,5±2,5 1,72±0,05 5,0х10-3 9,4 0,06 0,86 18,7 83,7
Кострец (травосмесь) общая биомасса 8,9 28,3±1,8 1,21±0,05 4,0х10-3 6,7 0,05 0,54 11,7 52,3 1,59 0,09
корни 9,2 37,7±9,3 0,27±0,01 4,2х10-3 1,5 0,07 0,09 2,0 8,9
стебли и листья 8,6 23,7±6,4 1,96±0,04 1,8х10-3 11,9 0,04 0,96 21,3 95,6
Разнотравье (суходольный луг) общая биомасса 9,6 17,7±1,2 0,31±0,02 2,5х10-3 1,6 0,02 0,17 3,2 11,9 1,08 0,49
корни 9,2 17,4±3,7 0,20±0,04 1,7х10-3 1,1 0,02 0,11 2,1 7,8
стебли и листья 9,7 16,1±5,8 0,41±0,01 2,8х10-3 2,1 0,02 0,23 4,4 16,1
Злаки (суходольный луг) общая биомасса 7,7 45,5±8,4 0,12±0,03 4,6х10-3 1,9 0,06 0,07 1,9 4,6 2,14 0,50
корни 7,3 55,1±7,3 0,08±0,01 5,6х10-3 1,6 0,07 0,05 1,2 3,2
стебли и листья 8,1 25,7±2,7 0,15 2,7х10-3 2,2 0,04 0,09 2,6 6,0
Гречишные, Капустные, Сложноцветные (гречиха, рапс, подсолнечник, козлятник), в целом обладающих признаками дискриминаторов 137Сз, был обнаружен базипетальный градиент распределения радионуклида по органам растений (АКСз-137 0,4-0,8), свидетельствовавший об активной транслокации инкорпорированного корнями элемента, возможно, для детоксикации апекса корня [2]. Наконец, у сои (сем. Капустные) и разнотравной группы растений суходольного луга значения АКС5-137 были = 1, что свидетельствовало о безбарьерном распределении 137Сз по органам и тканям растений. При этом даже при базипетальном или инвариантном распределении радионуклида между корнями и побегами генеративные органы сельскохозяйственных культур (бобы сои, зерно гречихи, стручки рапса, семена подсолнечника) всегда накапливали его в меньшей степени, чем вегетативные органы.
Для вовлеченного в биомассу растений К было выявлено его базипетальное распределение во всех исследованных культурах (АКК 0,1-0,5), что соотносится с базовыми особенностями накопления других эссенциальных макроэлементов (Ы, Р) и отражает участие элемента в регулировании водного режима, фотосинтезе и синтезе сахаров, происходящих в побегах растений [16]. Генеративные органы растений, за исключением семян подсолнечника, аккумулировали соединения К с наименьшей интенсивностью.
Таким образом, при сопоставлении накопления в растениях 137Сз и К, помимо количественных различий в параметрах аккумуляции между ними, было выявлено отсутствие корреляции элементов в надземной и подземной биомассе (г = -0,14, г = -0,12 и г = -0,21 соответственно для пар КБПс8-137-КБПк и КНс8-137-КНк и КНСз-137-ИКПКнеобм при Р = 0,95). Относительно повышенные уровни аккумуляции К в надземных или подземных органах не свидетельствовали о низком накоплении в них 137Сз, и наоборот. Следовательно, поведение 137Сз и К в системе «почва-растение» в травянистых экосистемах находится в сложном нелинейном взаимодействии. Различия в миграции 137Сз и К в системе «почва-растение», их аккумуляции в органах растений могут быть связаны с разными путями поступления этих элементов в клетки корневой системы растений, а также с неодинаковой скоростью транслокации 137Сз и К в надземную биомассу растений.
Обсуждение
В процессах минерального питания растений существенную роль играют формы соединений потребляемых ими элементов [20]. В этой связи для сравнительной оценки биогеохимических циклов 137Сз и К помимо традиционных показателей КБП и КН было целесообразно сопоставить параметры корневого поглощения элементов растениями, учитывая обеспеченность почв доступными
(водорастворимыми, обменными) и потенциально доступными (необменно сорбированными) формами. Поступивший в наземные ландшафты с аварийными выпадениями антропогенный 137Сз фактически полностью закрепился в межслоевом пространстве глинистых минералов и гидрослюд в процессах специфической (необменной) сорбции [6], что определило его низкую биологическую доступность растениям. Биологическая доступность К также ограничена тем, что основная масса элементов входит в состав кристаллических решеток первичных и вторичных алюмосиликатов и не вовлекается непосредственно в процессы биологической миграции. Сравнение величин КНС5-137 и ИКПКнеобм, являющихся смысловыми аналогами, отражающих интенсивность корневого потребления растениями элементов с учетом содержания в почвах их необ-менно сорбированных форм, показало, что потоки инкорпорирования К в общую биомассу растений, нормированные к содержанию в черноземах Кнеобм, были в среднем в = 200 раз более интенсивными, чем у 137Сз. Переход в растения подвижных форм соединений К, обменно закрепленных в ППК, был еще более активным — среднее значение ИКПКобм составляло = 40 и тесно коррелировало с показателем ИКПКнеобм (г = 0,95 при Р = 0,95), отражая динамическое равновесие между данными формами соединений элемента.
На фоне общей закономерности дискриминации корневого потребления 137Сз и активного метаболического поглощения К из почв между исследованными культурами наблюдались существенные различия, связанные с биохимической специализацией видов растений и избирательностью аккумуляции ими отдельных компонентов. При этом значения КНС5-137 в общей биомассе исследованных культур варьировали в средней степени (Су 34% при Р = 0,95), а относительные колебания значений КНК, ИКПКнеобм, ИКПКобм были существенно больше (Су 56-67% при Р = 0,95), отражая заметные отличия в потребности отдельных видов растений в калии.
Ранжирование величин КНС5-137 в общей биомассе растений происходило следующим образом: пшеница > злаки суходольного луга > подсолнечник, кострец (компонент злаково-бобовой травосмеси) > соя, рапс, козлятник (компонент злаково-бобовой травосмеси) > гречиха > разнотравье суходольного луга. При этом, вопреки предположениям о более интенсивном вовлечении 137Сз в биологическую миграцию многолетними растениями [11], видовые различия между отдельными растениями в процессах аккумуляции 137Сз, по-видимому, важнее, чем жизненные формы (однолетние или выращиваемые как однолетние сельскохозяйственные культуры или компоненты многолетней злаково-бобо-вой травосмеси и многолетние виды суходольного луга). По интенсивности накопления К (по вели-
чинам КНк, ИКПКнеобм, ИКПКобм с генерализованными вариациями) опробованные виды и группы растений образовывали следующий убывающий ряд: гречиха, козлятник (компонент злаково-бо-бовой травосмеси), соя, кострец (компонент зла-ково-бобовой травосмеси) > рапс > подсолнечник, пшеница, разнотравье суходольного луга > злаки суходольного луга. Хотя между количественными показателями индексов интенсивности биологического поглощения 137Сз и К не обнаруживалось статистически подтвержденной взаимозависимости варьирования (в частности, г = -0,38 при Р = 0,95 для КНс8-137 и ИКПКнеобм), однако общие тренды их изменения в пределах серии опробованных культур имели обратную направленность. Если считать показатели интенсивности биологической миграции К маркерами биогеохимической активности видов растений, то возникает предположение, что в условиях радиоактивного загрязнения почв калиефиль-ные культуры, благодаря высокой видоспецифиче-ской представленности у них мембранных каналов активного транспорта калия, успешнее развили стратегию дискриминаторов 137Сз, чем культуры, генетически менее специализированные к корневому поглощению элемента.
Заключение
После 35-летнего периода, прошедшего с момента аварии на Чернобыльской АЭС, почвы сельскохозяйственных угодий на территории Плавского радиоактивного пятна остаются радиоактивно загрязненными с превышением предельно допустимой нормы содержания 137Сз в среднем в 5 раз. При этом основной запас 137Сз сосредоточен в пределах пахотного и старопахотного горизонтов агрочерно-земов, а в целинном черноземе суходольного луга — в корнеобитаемом слое (до глубины = 25 см). Распределение валового К по почвенному профилю, в отличие от 137Сз, имело равномерно-аккумулятивный характер, Кобм и Кнеобм — регрессивно-аккумулятивный характер. Концентрации Кобм в непосредственной близости от корней растений были выше, чем на удалении 1-2 см от них. Для 137Сз не было выявлено градиента значений удельной активности в ближней и дальней зонах ризосферы.
Переход 137Сз из целинных и пахотных черноземов в биомассу растений характеризовался низкой интенсивностью, многократно уступающей метаболическому поглощению К из почв. Значения КБПСз-137 и КНСз-137 для исследованных культур были < 0,005 и < 0,07 соответственно, тогда как аналогичные показатели для К составляли > 1,6 и > 0,1 соответственно. Для опробованных в исследовании культур был выявлен качественный тренд к снижению интенсивности корневого поглощения 137Сз калиефильными видами растений.
Также было установлено, что особенностью распределения 137Сз между надземной и подземной фракциями биомассы растений сем. Злаковые (пшеница, кострец, злаки суходольного луга) являлось сравнительно повышенное депонирование 137Сз в корнях растений и низкая интенсивность транслокации радионуклида в надземные органы (акропе-тальный тип распределения). Для других представленных в исследовании растений накопление 137Сз в побегах было выше, чем в корнях (базипетальный тип распределения). Распределение содержания К между органами растений носило базипетальный характер, причем корреляции между показателями
КБПс8 -137 КБПк и КНс8 -137-КНК и КНС8-137-ИКПКнеобм
не было обнаружено.
Таким образом, биогеохимические циклы 137Сз и К в агроценозах ореолов радиоактивного загрязнения в пределах черноземной зоны существенно различаются по количественным и качественным параметрам, поэтому поведение К в системе «почва-растение» не может экстраполироваться для прогноза процессов корневого поглощения 137Сз, несмотря на химическую схожесть этих элементов.
Информация о финансировании работы
Исследование выполнено при финансовой поддержке Российского фонда фундаментальных исследований (проект № 20-35-90119/20) и при поддержке Междисциплинарной научно-образовательной школы Московского государственного университета имени М.В. Ломоносова «Будущее планеты и глобальные изменения окружающей среды».
Благодарность
Авторы выражают благодарность Азаровой Екатерине, студентке факультета почвоведения, Годяевой Марии и Шопиной Ольге, аспиранткам факультета почвоведения и географического факультета Московского государственного университета имени М.В. Ломоносова соответственно, за их вклад в проведение лабораторных исследований.
Вклад авторов
О.Л. Комиссарова: методология, проведение полевых и лабораторных работ, анализ данных, создание оригинального текста рукописи, визуализация. Т.А. Парамонова: общее руководство, методология, проведение полевых и лабораторных работ, анализ данных, создание оригинального текста рукописи. Н.В. Кузьменкова: проведение лабораторных работ, анализ данных, редактирование рукописи. Л.А. Ту-рыкин: проведение полевых работ. К.В. Павлов: проведение лабораторных работ, редактирование рукописи. А.И. Щеглов: общее руководство, редактирование рукописи.
КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ
Авторы заявляют, что у них нет конфликта интересов.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв. М., 1970.
2. Баргальи Р. Биогеохимия наземных растений. М., 2005.
3. Водяницкий Ю.Н. Функциональные различия тяжелых и сверхтяжелых металлов и металлоидов в почвах // Бюллетень почвенного института им. В.В. Докучаева. 2009. Т. 64.
4. Войткевич Г.В., Мирошников А.Е., Поваренных А.С. и др. Краткий справочник по геохимии. М., 1977.
5. Гродзинский Д.М., Гудков И.Н. Радиационное поражение растений в зоне влияния аварии на Чернобыльской АЭС // Радиационная биология. Радиоэкология. 2006. Т. 46, № 2.
6. Коноплева И.В., Забежайлова А.А. Применение 137Cs при оценке содержания вермикулита в пахотных почвах Европейской части РФ // Геохимия. 2021. Т. 66, № 5.
7. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры / Под ред. Л.А. Ильина, В.А. Губанова. М., 2001.
8. Минеев В.Г. Агрохимия. М., 2004.
9. Перельман А.И. Геохимия. М., 1989.
10. 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.
11. Сельскохозяйственная радиоэкология / Под ред. P.M. Алексахина, H.A. Корнеева. М., 1992.
12. Соколова Т.А. Специфика свойств почв в ризосфере: анализ литературы // Почвоведение. 2015. № 9.
13. Технологические приемы, обеспечивающие повышение устойчивости агроценозов, восстановление нарушенных земель, оптимизацию ведения земледелия и получение соответствующей нормативам сельскохозяйственной продукции товаропроизводителями различной специализации / Под ред. Н.И. Санжаровой, А.Н. Ратникова, С.И. Спиридонова и др. Обнинск, 2010.
14. Федеральный закон от 15 мая 1991 г. № 1244-1 «О социальной защите граждан, подвергшихся воздействию радиации вследствие катастрофы на Чернобыльской АЭС» [Электронный ресурс]. 1991. URL: https://base. garant.ru (дата обращения: 18.06.2022).
15. Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Биологический круговорот 137Cs и 40К в дубравах и агрофитоценозах на темно-серых лесных почвах Тульской области России // Радиационная биология. Радиоэкология. 2017. Т. 57, № 2.
16. Якушкина Н.И., Бахтенко Е.Ю. Физиология растений. М., 2004.
17. Broadley M.R., White Ph.J. Some elements are more equal than others: soil-to-plant transfer of radiocaesium and radiostrontium, revisited // Plant Soil. 2012. Vol. 355.
18. Burger A., Lichtscheidl I. Stable and radioactive cesium: A review about distribution in the environment, uptake and translocation in plants, plant reactions and plants' potential for bioremediation // Science of The Total Environment. 2018. Vol. 618.
19. De Cort, M., Dubois, G., Izrael, Yu. et. al. Atlas of caesium deposition on Europe after the Chernobyl Accident. EUR Report 16733. Brussels, Luxembourg, 1998.
20. Gregory P. J. Roots, rhizosphere and soil: the route to a better understanding of soil science // European Journal of Soil Science. 2006. Vol. 57, № 1.
21. Handbook of parameter values for the transfer and freshwater environments. International Atomic Energy Agency, 2010.
22. Kabata-Pendias A. Trace elements in soils and plants. 4th ed. Boca Raton, FL, 2010.
23. Kamel H.A., Eskander S.B., Aly M.A.S. Physiological response of Epipremnum aureum for cobalt-60 and cesium-137 translocation and rhizofiltration // International Journal Phytoremediation. 2007. Vol. 9.
24. Komissarova O., Paramonova T. Land use in agricultural landscapes with chernozems contaminated after Chernobyl accident: Can we be confident in radioecological safety of plant foodstuff? // International Soil and Water Conservation Research. 2019. Vol. 7, № 2.
25. Paramonova T., Belyaev V., Komissarova O. et al. Homo/heterogeneity of Cs-137 distribution within ploughed horizon of arable chernozems, 30 years after Chernobyl accident // Radiation and Applications. 2017. Vol. 2, № 3.
26. White Ph.J., Broadley M.R. Mechanisms of caesium uptake by plants // New Phytol. 2000. Vol. 147.
27. White Ph.J., Swarup K., Escobar-Gutierrez A.J. Selecting plants to minimize radiocaesium in the food chain // Plant and Soil. 2003. Vol. 249.
Поступила в редакцию 06.05.2022 После доработки 17.07.2022 Принята к публикации 09.09.2022
COMPARATIVE ANALYSIS OF BIOLOGICAL CAESIUM-137 AND STABLE POTASSIUM MIGRATION IN AGROSYSTEMS OF CHERNOZEM ZONE
O. L. Komissarova, T. A. Paramonova, N. V. Kuzmenkova, L. A. Turykin, K. V. Pavlov, A. I. Shcheglov
The study of 137Cs and K behavior in «soil-plant» system of chernozem zone in remote period after Chernobyl accident was carried out. Experimental plots in agrosystems such as wheat, soybean, buckwheat, rapeseed, sunflower, grass mixture, and natural biosystem of a dry meadow were selected in the central part of Plavsk radioactive hotspot in Tula region. The level of 137Cs soil contamination was 171 ± 26 kBq/m2 (498 ± 100 Bq/kg). Average gross K content in soils was 2,0 ± 0,1%, including exchangeable K — 235 ± 54 mg/kg and non-exchangeable K — 816 ± 116 mg/kg. Vertical distribution of 137Cs within contaminated 30-cm soil layer of agrosystems, as well as gross K, was uniformly accumulative, while Kx and Knon-ex distribution was regressive and accumulative. At the same time, 137Cs microdistribution in root zone was invariant, and gradient enrichment of soil near the root surface was shown for mobile forms of potassium. Intensity of 137Cs transfer from soils to plants for all studied crops was 1-2 orders lower than intensity of K root uptake. Element distribution between plant organs differed. 137Cs distribution was acropetal for Cereals and basipetal for crops from other families, and K was distributed basipetally in all tested plants.
Key words: radioactive contamination, radiocaesium (137Cs), biogeochemical cycle, Chernobyl fallout, accumulation coefficient (TF), biological absorption coefficient (BAC).
СВЕДЕНИЯ ОБ АВТОРАХ
Комиссарова Ольга Леонидовна, аспирант каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: [email protected]
Парамонова Татьяна Александровна, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, вед. науч. сотр. Института глобального климата и экологии имени академика Ю.А. Израэля, e-mail: [email protected]
Кузьменкова Наталья Викторовна, канд. геогр. наук, вед. науч. сотр. каф. радиохимии химического ф-та МГУ имени М.В. Ломоносова, ст. науч. сотр. Института геохимии и аналитической химии имени В.И. Вернадского, e-mail: [email protected]
Турыкин Леонид Анатольевич, канд. геогр. наук, ст. науч. сотр. научно-исследовательской лаб. эрозии почв и русловых процессов имени Н.И. Маккавеева географического ф-та МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: [email protected]
Павлов Кирилл Васильевич, канд. биол. наук, ст. ассистент каф. агрохимии и биохимии растений ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: [email protected]
Щеглов Алексей Иванович, докт. биол. наук, проф., зав. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: [email protected]
