Содержание материала

Поведение радионуклидов в звене почва-растение. Закономерности поступления радионуклидов в растения. Содержание радиоактивных нуклидов в растениях определяется плотностью радиоактивного загрязнения почвы как основного депо радиоактивного вещества в любых ландшафтах или экосистемах. 

Рис. 2.12. Динамика распределения запаса 90Sr в профиле дерново- подзолистой почвы (а) серой лесной почвы (б); выщелоченного чернозема (в) [5]: 1-5 лет после аварии 1957 г.; 2-10 лет; 3-25 лет

Процессы переноса радионуклидов в звене почва - растения складываются из физических и биогеохимических процессов транспорта собственно радионуклидов, а также радиоактивной матрицы (почвы и биологической субстанции), содержащих радионуклиды. К физическому процессу относится непосредственное отложение частиц почвы, содержащих радионуклиды, на поверхности растений, в результате чего происходит внекорневое поступление радионуклидов в растения, а к биогеохимическому процессу - корневое усвоение радионуклидов из почвы. Оба эти потока миграции, особенно в применении к растительному покрову в целом, дополняются также биологическим круговоротом растительной массы.

Внекорневое поступление.

Существуют три типичных источника загрязнения растений, определяющих внекорневое поступление радионуклидов: непосредственное осаждение и задерживание радиоактивных выпадений из атмосферы растительным покровом; выпадения, связанные с ветровым подъемом с поверхности почвы; вторичные факторы, обусловленные контактом растений с поверхностью почвы и загрязнением растений при возделывании почв и уборке урожая.
Непосредственное радиоактивное загрязнение растительного покрова играет важнейшую роль при радиационных авариях с выбросом радиоактивного вещества в окружающую среду, особенно при аварии, приходящейся на вегетационный период.
Удельная активность радионуклида в продуктивных частях сельскохозяйственных растений и в лугопастбищной растительности спустя время t (сут.) после разовых выпадений в период вегетации может быть оценена по соотношению [30]

где q(t) - удельная активность радионуклида, Бк кг-1; σ(t0) - начальная плотность выпадений радионуклида, Бк м-2; Kз(t0) - коэффициент первоначального удерживания радиоактивных выпадений надземной вегетативной массой в момент выпадений t0, отн. ед.; R - отношение удельной активности в продуктивной части растений к удельной активности в надземной вегетативной массе в целом; а - скорость прироста биомассы (в предположении линейной зависимости прироста от времени), кг (сут м2)-1; Δt - время, прошедшее с начала вегетации до времени t, сут; λ - константа радиоактивного распада, сут1; λэк - константа убыли запаса радионуклида в надземной вегетативной массе под влиянием факторов окружающей среды, сут1: λэк=0,05 сут-1 (Тэк=14 сут).
Коэффициент первоначального удерживания выпадений Kз(t0) - важный фактор, зависящий от степени развития биомассы в момент выпадений:

где μ - эмпирическая константа в модели аэродинамической фильтрации потока радиоактивных выпадений растительным покровом: μ=3 м2 кг-1 сухого вещества; р(t0) - запас надземной биомассы в момент выпадений t0, кг м-2:- сроки
начала вегетации.
Соотношение (2.11) показывает, что начальное содержание (запас) радионуклидов в растительном покрове возрастает по мере увеличения запаса биомассы в момент выпадений.
Радиоактивные выпадения, обусловленные аварией 1957 г., имели место в конце вегетации, когда надземная травянистая растительность была в стадии стагнации и отмирания и местами (вблизи населенных пунктов) характеризовалась существенно низкой надземной биомассой вследствие выпаса скота.
Уровни загрязнения травы 15 октября 1957 г. соответствовали ~ 10% выпавшей на единицу площади активности, или 20% непосредственно после выпадений [5]. Значительно большая доля выпадений была задержана кронами деревьев; начальная удельная активность хвои сосны превышала таковую для травы на 1-2 порядка величины при одинаковой плотности загрязнения территории [5]. Это было обусловлено высоким первоначальным удерживанием выпадений кронами деревьев (табл. 2.52). Последующее воздействие факторов окружающей среды (осенний листопад, опад отмерших растений, атмосферные осадки, ветер) привело к сосредоточению большой и даже преобладающей доли активности в подстилке и почве (80-90% в березовых лесах и 50-60% в хвойных) через 8 мес. после аварии.

Таблица 2.52
Изменение распределения запаса радиоактивного вещества в лесных экосистемах через 8 мес. после аварии, % общего запаса в экосистеме [5]


Компонент

Запас в начале аварии

Запас через 8 мес. после аварии

Сосновые насаждения

Березовые насаждения

Сосновые насаждения

Березовые насаждения

Надземная биомасса

80-90

80-90

40-50

10-20

деревьев

 

 

 

 

В том числе:

 

 

 

 

хвоя, листья

60-70

60-70

30-40

0

ветки

20

20

10-20

10-20

Подстилка + трава

10

10

50-60

80-90

Почва

0

0

0-10

0-10

Внекорневое поступление под влиянием ветрового подъема - один из путей поступления радионуклидов в растения в начальный период радиоактивного загрязнения территории (продолжительностью до нескольких лет), особенно при загрязнении территории биогеохимически малоподвижными при корневом поступлении радионуклидами, например плутонием.
Наиболее высокие темпы поступления радионуклидов в растения под действием ветрового подъема наблюдались на территории ВУРСа в первый и второй вегетационные сезоны (1958-1959 гг.). В последующие годы интенсивность внекорневого поступления радионуклидов под влиянием ветрового подъема ослабевала в результате фиксации радионуклидов и их заглубления в поверхностном слое почвы. Анализ данных [5,9] показал преобладание внекорневого поступления за счет ветрового подъема над корневым в 1958 г. Это подтверждалось близостью нуклидного состава загрязнения продукции и почвы и, прежде всего, отсутствием прямой пропорциональной зависимости уровней загрязнения продукции от плотности загрязнения территории в месте производства продукции. Во всех случаях удельная суммарная β-активность растительной продукции, отнесенная к единице начальной плотности загрязнения территории, снижалась по мере повышения плотности загрязнения территории вследствие существования дальнего ветрового переноса активности с более загрязненной территории.
Относительный вклад ветрового подъема в наблюдавшееся в 1958 г. загрязнение продукции был максимальным при минимальной начальной плотности загрязнения 37 кБк м-2 по Sr и составлял 90-95% для зерна и овощей, 45% для картофеля и 65% для травы.
Эксперименты 1961 г. [64], когда на территории головной части ВУРСа создавали делянки с чистой почвой и применяли укрытия выращиваемого урожая прозрачными чехлами, показали, что при сохранении зависимости удельной активности урожая пшеницы от плотности загрязнения вклад ветрового подъема находился на уровне 50-70 %. При этом доля загрязнения, обусловленного дальним переносом с наиболее загрязненных участков, возрастала с 1% при плотности загрязнения 13 МБк м-2 до 10% при плотности загрязнения 280 кБк м 2 по суммарной β-активности.
К 1961 г. произошло значительное снижение вклада ветрового подъема (табл. 2.53), и с этого времени после распада короткоживущих нуклидов стало доминировать корневое усвоение 90Sr [5].

Таблица 2.53
Вклады внекорневого пути поступления, обусловленные ветровым подъемом и корневым усвоением, в наблюдаемое содержание суммарной β-активности в надземной биомассе травянистой растительности, % [5]


Период наблюдения

Пути поступления радионуклидов

Корневое усвоение из почвы

Корневое усвоение из дернины

Контакт с почвой

Ветровой подъем

1958 г.

10

25-70

0,1

20-65

1959-1960 гг.

20

70

-0,01

- 10

1961-1970 гг.

87

10

-0,01

-3

1971-1982 гг.

95

5

-0,001

-0,2

Считают, что в настоящее время вклад внекорневого поступления 90Sr за счет ветрового подъема не превышает 1%. Напротив, вследствие низкого поступления Рu через корневое усвоение из почвы вклад внекорневого поступления Рu в измеренную удельную активность продукции растениеводства является доминирующим и составляет 60-90% [67].
Кроме ветрового подъема существуют и другие механизмы внекорневого поступления радионуклидов, включающие, в частности, отложение частиц почвы на растениях под воздействием природных факторов (непосредственный контакт с поверхностью загрязненной почвы под влиянием ветра и старения растений, а также забрызгивание вегетирующих растений жидкой грязью во время интенсивного дождя) либо в результате операций по возделыванию и уборке урожая. Это поступление по своим масштабам соизмеримо с внекорневым поступлением от ветрового подъема и даже может превосходить его в установившихся условиях поздней послеаварийной фазы. В частности [30], междурядная обработка пропашных культур окучиванием или двукратной культивацией может увеличить содержание 90Sr в зеленой массе до 40-60%; принятые в практике заготовки сена сеяных трав сгребание, ворошение, стогование и прессование - до 20-60%, раздельная уборка урожая зерновых - до 10-35 %. Это объясняется включением в продукцию частиц почвы с значительно более высокой (в 50- 100 раз) активностью, чем у растений. (Обычно считают, что доля массы почвы в продукции составляет 0,01% в зерне, 0,1% в зеленом корме, 1% в картофеле и корнеплодах). Это загрязнение практически всегда входит в оценку общих уровней загрязнения урожая.

Корневое поступление.

Корневое поступление радионуклидов в растения из почвы становится значимым или доминирующим при ослаблении интенсивности внекорневого поступления. Для условий, сложившихся на территории ВУРСа, этот путь стал доминирующим для 90Sr (особенно для сельскохозяйственных растений) спустя 2 года после аварии.
Интенсивность корневого поступления радионуклидов определяется комплексом факторов. Среди характеристик химической природы радионуклидов важную роль играет их биологическая подвижность в системе почва-растение (биофильность). В этом плане 90Sr является более подвижным по отношению к 137Cs (коэффициент накопления КН 90Sr находится в пределах l0-1-1, 137Cs - l0-2-10-1). В определенной мере это соответствует более интенсивному ионному обмену 90Sr в системе почвенный раствор -  твердая фаза почвы. Особенность биогеохимического поведения 90Sr и 137Cs в системе почва-растения заключается в их способности следовать поведению неизотопных стабильных носителей - кальция для 90Sr и, в меньшей степени, калия для 137Cs.
Корневое усвоение радионуклидов зависит от физико-химических и агрохимических свойств почвы: оно усиливается при увеличении доли дисперсных фракций песка в почве, кислотности почвы, а также карбонатности (для 90Sr) и снижается при увеличении доли дисперсных фракций глины и ила, вторичных минералов почвы (глинистые минералы групп монтморрилонит, каолинит, гидрослюды), повышении содержания гумуса и общего плодородия почвы, емкости катионного обмена, прежде всего за счет увеличения содержания в составе поглощенных оснований кальция и магния, а также при повышении влажности почвы и карбонатности почв (только для 137Cs).
При корневом усвоении радионуклидов важную роль играют физиологические особенности минерального и органического питания растений. Оно повышается при увеличении зольности растений и потребности в кальции, определяемых видовыми характеристиками и принадлежностью к различным продуктивным органам, при увеличении продолжительности вегетационного периода. Однако существуют отдельные виды и сорта растений, которые характеризуются меньшей интенсивностью корневого усвоения. В качестве меры подвижности радионуклидов в системе почва-растения на территории ВУРСа можно рассматривать содержание их обменных форм в почве. Относительная биологическая подвижность (без учета степени биологического накопления, характеризуемой коэффициентом КН) 90Sr значительно выше, чем у 137Cs, так как содержание обменных форм 90Sr в типичных почвах ВУРСа находится в пределах 80-85%, a 137Cs - 10-20%.
Основным механизмом поступления радионуклидов в растения при корневом усвоении является осмотическое проникновение радионуклидов через стенки всасывающих корней из почвенного раствора, в котором радионуклид находится в ионных формах минеральных и органических соединений. Поэтому увеличение концентрации биологически подвижных форм радионуклида в почвенном растворе приводит к росту корневого усвоения радионуклида. Корневое поступление 90Sr в растения по отношению к содержанию стабильного Са в почве (обменный Са) и растениях показало практическое отсутствие дискриминации Sr по отношению к Са при корневом поступлении, что выражается близким к постоянному отношением содержания Sr/Ca и в почве, и в растениях [9,26], которое количественно измеряется в стронциевых единицах [0,037 BK(90Sr)(г Са)-1]. Это означает, что при практически постоянной потребности растения (или его частей и органов) в Са, не зависящей от его содержания в почве и определяемой только биологическими свойствами растений (их видов и сортов), повышение содержания обменного Са в почве, зависящего от типа почвы, влечет за собой снижение накопления Sr в растениях.
Но увеличение доли Са в емкости катионного обмена усиливает прочность сорбции 90Sr и снижает его биологическую подвижность. Поэтому содержание Са в почве, наряду с содержанием 90Sr, является одним из главных факторов, определяющих интенсивность корневого поступления 90Sr.   Наиболее благоприятны в практическом плане почвы с высоким содержанием обменного Са; для территории Восточно-Уральского радиоактивного следа это почвы, представленные черноземами [выщелоченный чернозем с содержанием обменного Са до 35 мг-экв. (100 г почвы)1], серой лесной почвой [с содержанием обменного Са до 26 мг-экв. (100 г почвы)-1]. Эти типы почв также хорошо гумусированы, что дополнительно обусловливает снижение корневого поступления.
Ведущая роль обменного Са в корневом поступлении 90Sr по отношению к другим свойствам почвы была оценена [8] методом множественной регрессии на основе экспериментальных данных. Так, для зерна пшеницы было установлено, что накопление 90Sr зависит, прежде всего, от содержания обменного Са в почве, тогда как совокупное влияние других исследуемых факторов (содержания гумуса, дисперсной фракции ила, pH) в 10 и более раз меньше.
Для сельскохозяйственных растений В.М. Клечковским был предложен показатель накопления 90Sr, учитывающей соотношение 90Sr и Са в растениях и почве. Нормированный показатель Клечковского (НПК) выражается как
НПК=(2.13)
и измеряется в единицах

Средние значения НПК для основных видов растениеводческой продукции, получаемой на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа, представлены в табл. 2.54.
При одинаковой плотности загрязнения территории ’“Sth 137 Cs и при аналогичных физико-химических свойствах почвы накопление 137Cs в урожае в 10 раз ниже, чем 90Sr. Это объясняется, как указано выше, меньшей биологической подвижностью 137Cs в почве и связыванием его в кристаллической структуре глинистых минералов.

Таблица 2.54
Средние значения нормированного показателя Клечковского для основных видов продукции растениеводства [26] (в скобках указан разброс значений НПК)

Усредненные значения коэффициентов перехода из почвы 90Sr и 137Cs в основные виды сельскохозяйственной растительной продукции по отношению к единичной начальной плотности радиоактивного загрязнения территории каждым радионуклидом приведены в табл. 2.55 для трех наиболее распространенных в регионе типов почвы. Они показывают следующее:

  1. коэффициент перехода КП, связывающий поступление 90Sr в продукцию с плотностью загрязнения территории, пропорционален обратному содержанию обменного Са в почве. В большой мере это справедливо и для 137Cs вследствие того, что механические и минералогические свойства почвы, определяющие прочность связи 137Cs с глинистыми минералами (фракциями глины и ила), тесно коррелируют с содержанием обменного кальция;
  2. значения коэффициента перехода связаны с потребностью растений, их отдельных частей и органов в стабильных Са и К как неизотопных носителях 90Sr и 137Cs; как правило, продукция с более высоким содержанием этих элементов характеризуется повышенным корневым усвоением 90Sr и 137Cs;
  3. сохраняется постоянство отношения стабильных Sr и Са в различных видах продукции независимо от их свойств, что иллюстрирует одинаковые темпы корневого усвоения этих элементов и независимость этого отношения от потребностей растения в макроносителях 90Sr (отсутствие дискриминации Sr по отношению к Са в звене почва-растение).

 Корневое поступление 90Sr в сельскохозяйственную продукцию, производимую на пашне, снижается с течением времени. Результаты многолетнего непрерывного полевого опыта, начатого в 1960 г. на типичном севообороте, показали, что корневое поступление 90Sr в сельскохозяйственные культуры (злаковые и бобовые зерновые, картофель, кукурузу и многолетние травы) снижается во времени только в соответствии со скоростью радиоактивного распада 90Sr [68]. Однако имеются доказательства и более быстрого уменьшения содержания 90Sr в продукции с пахотных угодий сельскохозяйственных предприятий, осуществляющих свою практическую деятельность за пределами границ Восточно-Уральского радиоактивного следа. Это можно объяснить систематическим ежегодным удалением доли запаса радионуклида в почвенном покрове с хозяйственно-ценной частью урожая культур.

Таблица 2.55
Характеристики корневого поступления 90Sr и 137Cs в урожай сельскохозяйственных культур, производимых на почвах наиболее распространенных на ВУРСе типов [9,26] (в скобках указан разброс КП)

1 Подземный сток радионуклидов на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа практически отсутствует.

Корневое усвоение 90Sr и 137Cs естественной травянистой, кустарниковой и древесной растительностью имеет свои особенности, заметно отличающиеся от механизма корневого усвоения этих радионуклидов культурными растениями на пахотных почвах, где радиоактивное вещество достаточно однородно размещается по всей глубине пахотного слоя. В отличие от пашни на почвах с ненарушенной структурой выпавшее радиоактивное вещество после аварии 1957 г. медленно проникало в глубь почвы, и результатами этого явились преимущественное нахождение радионуклидов в тонком поверхностном слое почвы в течение первых 5-10 лет и последующее размещение основной доли 90Sr в поверхностном слое не глубже 10-12 см. В большинстве случаев это не соответствует глубине размещения основной доли корневых систем, разной для различных видов растений. Кроме этого, на типичных лесных и луговых угодьях существует слой лесной подстилки и луговой дернины, в которых 90Sr представлен биогенными формами, более подвижными и интенсивно поглощаемыми растениями. Запас 90Sr в биогенном слое, покрывающем минеральный слой почвы, может быть существенно ниже, чем в минеральной части почвы, но усвоение из дернины может преобладать над корневым усвоением из минеральной почвы.
Иллюстрацией влияния вертикального распределения содержания радионуклидов в почве служит изменение интенсивности корневого усвоения радионуклидов во времени разными видами дикорастущих растений, включая древесные. После ослабления роли непосредственного загрязнения надземной вегетативной массы, обусловленного ветровым переносом (через 3-4 года после аварии), было зарегистрировано повышение содержания 90Sr в надземной вегетативной массе, которое достигало максимальных значений в различные сроки после аварии в зависимости от глубины размещения корневой системы различных видов растений.
В частности, в динамике поступления 90Sr в древесную фитомассу (коэффициента перехода) можно выделить три стадии:

  1. снижения уровней загрязнения органов древесных растений при преобладании внекорневого поступления радионуклидов над корневым, 2) нарастания корневого поступления и 3) относительно стабильного корневого поступления, медленно снижающегося вследствие радиоактивного распада 90Sr (рис.2.13, 2.14). Для деревьев сосны и березы продолжительность первой стадии достигала 7- 10 лет после аварии, затем в течение следующих 5-7 лет интенсивность корневого поступления нарастала, после чего устанавливался длительный период стабильного корневого усвоения 90Sr.

У травянистых дикорастущих растений, характеризующихся различной глубиной размещения корневой системы в зависимости от их видовой принадлежности, накопление 90Sr в наземной фитомассе в целом определяется биомассой доминирующих видов и интенсивностью корневого усвоения 90Sr слагающих фитоценоз видов растений.

Рис. 2.13. Динамика удельной активности 90Sr в основных частях деревьев сосны [5, 14, 15]: 1 - древесина 2 - хвоя, 3 - ветки, 4 - кора


Рис. 2.14. Динамика удельной активности 90Sr в основных частях деревьев березы [5, 14, 15]: I - древесина 2 - листья, 3 - кора, 4 - ветки
На суходольных угодьях на общем фоне достаточно стабильного на протяжении первых 15 лет корневого усвоения 90Sr общей биомассой растений фитоценозов найдены, тем не менее, несколько групп растений с различными сроками наступления максимального корневого усвоения, которые зависят от глубины размещения корневой системы. В суходольных фитоценозах (например, травянистая растительность в березовом лесу, разнотравный злаковый луг, мятлико-овсяницевый луг) найдены три группы видов растений с временем наступления максимального корневого усвоения 90Sr соответственно через 1 (доминанты), 6 и 8 лет после аварии. Для низинного ячменного луга (преобладание биомассы солонцового ячменя и двудомной осоки) были характерными две группы видов растений с временем достижения максимального усвоения 90Sr через 3 и 5 лет после загрязнения.
Динамика корневого поступления 90Sr в травянистые растения приведена на рис. 2.15 на примере суходольных и низинных фитоценозов. В настоящее время корневое поступление 90Sr у наиболее представительных видов травянистых растений находится на уровне 0,2-0,4 Бк кг1 воздушно-сухого вещества в расчете на 1 кБк м-2 по 90Sr.

Рис. 2.15. Динамика удельной активности 90Sr в надземной вегетативной массе травянистых сообществ [5, 14, 15]: 1 - мятликово- овсянистый луг, березовый лес, разнотравно-злаковый луг;
2 - ячменный луг; ( — 90Sr,         суммарная β-активность)