1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Экология
  4. № 2, 2020

Экология, 2020, № 2, стр. 110-118

Техногенные радионуклиды в почвах и растениях наземных экосистем в зоне воздействия атомных предприятий

Л. Н. Михайловская Ð°, *, В. П. Гусева Ð°, О. В. Рукавишникова Ð°, З. Б. Михайловская Ð°

а Институт экологии растений и животных УрО РАН
620144 Екатеринбург, ул. 8 Марта, 202, Россия

* E-mail: mila_mikhaylovska@mail.ru

Поступила в редакцию 11.04.2019
После доработки 10.08.2019
Принята к публикации 19.08.2019

Полный текст (PDF)

Аннотация

На территории Среднего Урала работают два близко расположенных крупных источника радиоактивного загрязнения: Белоярская АЭС (БАЭС) и Институт реакторных материалов (ИРМ). В зоне наблюдения БАЭС плотность загрязнения автоморфных почв 239,240Pu поддерживается на уровне глобального фона, а 90Sr и 137Cs – на уровне регионального фона, сложившегося за счет выпадений из атмосферы радионуклидов различного генезиса. За последние 35 лет фронт радиоактивного загрязнения сместился в глубь почвенного профиля. На основании проведенных исследований впервые оконтурена территория приземления факела газоаэрозольных выбросов БАЭС и ИРМ. Вклад предприятий в ее загрязнение 137Cs составляет 2.7 кБк/м2. Коэффициенты перехода радионуклидов в растения в зоне БАЭС выше, чем на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа, где уровни загрязнения 90Sr и 137Cs на 3–4 порядка величин превышают фоновые. Коэффициенты перехода зависят от свойств радионуклидов, таксономической принадлежности растений и снижаются со временем. Временно́й тренд вызван уменьшением атмосферных выпадений, вертикальной миграцией радионуклидов и увеличением прочности закрепления 137Cs в почвах.

Ключевые слова: радионуклиды, выпадения из атмосферы, АЭС, пространственное распределение, накопление растениями, Урал

Урал – один из регионов России, характеризующийся сложной радиоэкологической обстановкой. Вклад глобальных радиоактивных выпадений из атмосферы в загрязнение почв здесь соответствует выпадениям в средних широтах Северного полушария: 90Sr – 1.3 кБк/м2, 137Cs – 2.2 кБк/м2, 239,240Pu – 0.011–0.30 кБк/м2 [1, 2]. Деятельность расположенных на Урале промышленных предприятий ядерного топливного цикла привела к дополнительному загрязнению почв региона 90Sr до 1.6–3.0 кБк/м2, 137Cs – до 4.6–6.8 кБк/м2 [3]. Белоярская АЭС (БАЭС) и расположенный рядом Институт реакторных материалов (ИРМ) – предприятия, определяющие радиоэкологическую ситуацию на Среднем Урале. Разделить их вклад в загрязнение окружающей среды невозможно [4]. Радиоэкологическая ситуация в зоне влияния предприятий уникальна, поскольку на одной площадке БАЭС функционировали разные типы реакторов (АМБ и БН) и ИРМ. В настоящее время работают БН-600 (с 1980 г.) и БН-800 (с 2015 г.) – единственные в мире промышленные энергоблоки с реакторами на быстрых нейтронах [5]. Реакторы типа БН выбрасывают в окружающую среду меньше радиоактивных веществ, чем реакторы АМБ [3], но примерно такое же количество, как реакторы ВВЭР и их зарубежные аналоги PWR [4, 6]. Небольшое количество радионуклидов поступает в окружающую среду от любых реакторных установок, как правило, оно на порядки ниже допустимых норм, принятых в отечественных нормативно-методических документах и рекомендациях МАГАТЭ [4, 5]. Незначительное влияние газоаэрозольных выбросов АЭС на загрязнение зон наблюдения подтверждают и радиоэкологические исследования [7, 8], в том числе в зоне наблюдения БАЭС [3, 9]. Однако в единичных случаях в зоне вероятного приземления факела выбросов БАЭС плотность загрязнения почв 137Cs достигала 9 кБк/м2, что в 4 раза превышало уровень глобального фона [1, 2]. Попытки оконтурить зону приземления факела выбросов не проводились. Современный уровень выпадений радиоактивных веществ из атмосферы в зоне наблюдения БАЭС действительно очень мал (n Бк/м2 в год) по сравнению с общей плотностью загрязнения почв (n · 103 Бк/м2), но соизмерим с количеством радионуклидов, содержащихся в растительном покрове, и может вносить заметный вклад в загрязнение растений [10, 11].

Цели настоящей работы: 1) изучить пространственное распределение радионуклидов в зоне влияния БАЭС и ИРМ; 2) оценить вклад газоаэрозольных выбросов БАЭС и ИРМ в загрязнение почвенно-растительного покрова; 3) изучить закономерности накопления радионуклидов растениями разной таксономической принадлежности, произрастающими в зоне влияния двух атомных предприятий.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ

БАЭС и ИРМ расположены в 42 км к востоку от г. Екатеринбурга, работают в безаварийном режиме с 1964 г. и 1966 г. соответственно (рис. 1). Исследования проводили в период с 2005 г. по 2015 г. на территории радиусом 13 км, соответствующей границам зоны наблюдения БАЭС и включающей санитарно-защитную зону. На большей части (85.2%) обследованной территории представлены почвы земель лесного фонда: буроземы, ржавоземы, дерново-подбуры, дерново-подзолистые, серые и темно-серые почвы среднего и легкого гранулометрического состава [9]. Наиболее распространены смешанные сосново-березовые леса. Широко представлена луговая растительность. Вся территория носит следы интенсивного воздействия человека, на лугах и опушках леса встречаются рудеральные растения. Мохово-лишайниковый покров развит слабо.

Рис. 1.

Схема района исследований: 1 – реперные точки; 2 – предприятия ядерного топливного цикла; 3 – населенные пункты; 4 – санитарно-защитная зона БАЭС.

Реперные участки закладывали в соответствии с преимущественным направлением ветров (от южного до северо-западного) на разном расстоянии от БАЭС и ИРМ (см. рис. 1). Учитывая полученные ранее данные [3, 9, 12], на обследованной территории мы выделили вероятную зону приземления факела газоаэрозольных выбросов двух предприятий – сектор, ограниченный радиусами 3–6 км. Все реперные площадки имели однородный рельеф и почвенно-растительный покров, располагались в наиболее распространенных экосистемах на автоморфных элементах ландшафта. Гидроморфные элементы ландшафта, в том числе находящиеся в зоне воздействия жидких сбросов БАЭС, не включали в исследование. Контрольные участки закладывали за пределами наблюдаемой зоны.

Почвенные разрезы размещали в вершинах равностороннего треугольника с длиной стороны 10 м, образцы почв отбирали слоями по 5 см с учетом площади. Пробы надземной массы основных лесообразующих пород (сосна обыкновенная Pinus sylvestris L. и береза пониклая Betula pendula Roth.), разнотравья, слоевищ эпифитных лишайников, дерновинок эпигейных мхов отбирали по 2–3 повторности.

Содержание 137Сs измеряли на многоканальных гамма-анализаторах фирмы “Canberra-Packard” (США) и “ORTEC” (США) [13], а 90Sr определяли радиохимическим методом по дочернему 90Y с последующей радиометрией осадков на альфа-бета радиометре УМФ-2000 (Россия) [14]. Пределы обнаружения составляли 0.1–0.2 Бк, а погрешность методов не превышала 20%. Изотопы Pu выделяли радиохимическим методом с электролитическим осаждением. Активность образцов измеряли на альфа-спектрометре “ORTEC” (США) [15] – предел обнаружения 0.001 Бк, погрешность метода не превышала 30%. Все анализы выполнены в Отделе континентальной радиоэкологии Института экологии растений и животных УрО РАН (сертификат аккредитации CAPK RU.0001.441492). Аккумулирующую способность растений оценивали величиной коэффициента перехода (КП), которую рассчитывали как отношение удельной активности радионуклида в надземной массе растений (Бк/кг сухой массы) к плотности загрязнения почвы (Бк/м2) [16].

Статистическая обработка данных выполнена с использованием непараметрического критерия Манна-Уитни в программе STATISTICA.

РЕЗУЛЬТАТЫ

Пространственное распределение радионуклидов в почвенном покрове зоны наблюдения БАЭС

В обследованных почвах радионуклиды по уровню содержания располагаются в убывающем ряду: 137Cs > 90Sr > 239,240Pu (табл. 1). Среднее содержание 137Cs в почвах контрольных участков превышает глобальный фон, а 90Sr и 239,240Pu не отличается от уровня, обусловленного глобальными радиоактивными выпадениями [1, 2]. Радионуклиды распределяются на обследованной территории неравномерно. Диапазон значений плотности загрязнения почв 90Sr варьирует в пределах 0.9–2.1 кБк/м2 на контрольных участках и 0.8–4.5 кБк/м2 в зоне наблюдения БАЭС; 137Cs – 2.0–5.7 кБк/м2 (фон) и 0.4–9.2 кБк/м2 (зона БАЭС); 239,240Pu – 0.053–0.175 кБк/м2 и 0.013–0.216 кБк/м2 соответственно. Высокая вариабельность отмечена и для отношения 137Cs/90Sr. Средний уровень загрязнения радионуклидами 13-км зоны наблюдения и контрольных участков не отличается. В зоне вероятного приземления факела выбросов, ограниченной радиусами 3–6 км, плотность загрязнения 90Sr (U-тест, n = 30, p = 0.046) и 137Cs (U-тест, n = 30, p = 0.028) достоверно выше, чем на контрольных участках. Для 239,240Pu отличий не обнаружено (U-тест, n = 30, p = 0.916).

Таблица 1.

Плотность загрязнения радионуклидами почвенного покрова окрестностей БАЭС

Сектор,
км 		90Sr 137Cs 239,240Pu 137Cs/90Sr
min–max M ± δ min–max M ± δ min–max M ± δ
кБк/м2 min–max M ± δ
0–3 0.8–2.0 1.3 ± 0.4 0.4–7.7 4.4 ± 2.4 0.036–0.145 0.099 ± 0.047 1.9–7.2 4.7 ± 1.8
3–6 0.9–4.2 2.2 ± 0.8* 3.1–9.2 5.9 ± 1.5* 0.013–0.167 0.091 ± 0.044 1.0–11.0 3.5 ± 2.7
6–13 0.9–4.5 2.4 ± 0.9 0.5–7.8 4.4 ± 1.9 0.013–0.216 0.101 ± 0.064 0.1–4.3 1.9 ± 1.1
0–13 0.8–4.5 2.1 ± 0.8 0.4–9.2 5.1 ± 1.9 0.013–0.216 0.095 ± 0.049 0.1–11.0 2.9 ± 2.3
Контроль 0.9–2.1 1.4 ± 0.6 2.0–5.7 3.2 ± 1.2 0.053–0.175 0.096 ± 0.052 1.5–6.5 3.1 ± 1.7

* Значимые различия.

Сопоставление этих результатов с данными, полученными в период пуска блока БН-600 (1978–1985 г.), показывает, что уровень загрязнения автоморфных почв изменился незначительно – он составлял 1.3–2.2 кБк/м2 и 4.3–9.3 кБк/м2, а на контрольных участках – 1.2–1.5 кБк/м2 и 4.9–6.8 кБк/м2 для 90Sr и 137Cs соответственно [3, 9]. За истекший период времени плотность загрязнения почв 90Sr и 137Cs должна была бы снизиться более чем в 2 раза за счет радиоактивного распада, а потери не могли быть компенсированы газоаэрозольными выбросами БАЭС и ИРМ, которые составляют единицы Бк/м2 в год. По-видимому, постоянство уровней загрязнения поддерживается за счет атмосферных выпадений от других источников.

Анализ частотного распределения плотности загрязнения почв 239,240Pu показал, что в зоне наблюдения БАЭС и на контрольных участках все значения не превышают фонового уровня, образованного глобальными выпадениями (рис. 2). В зоне наблюдения диапазон уровней загрязнения 90Sr и 137Cs шире, чем на контрольных участках. В большинстве случаев в зоне наблюдения уровень загрязнения почв 90Sr составляет 1–3 кБк/м2 и 137Cs 4–8 кБк/м2, а на контрольных участках – 1–3 кБк/м2 и 2–4 кБк/м2 соответственно. Плотность загрязнения почв в зоне наблюдения в 26% случаев для 90Sr и 41% 137Cs превышает контрольные уровни. Отчетливо выделяется по плотности загрязнения почв 137Cs зона приземления факела выбросов. В этом секторе минимальная плотность загрязнения почв 137Cs > 3 кБк/м2, т.е. выше среднего уровня глобального фона, а максимальная >8 кБк/м2.

Рис. 2.

Частотное распределение плотности загрязнения почв радионуклидами: а – наблюдаемая зона (темная заливка – зона приземления факела выбросов), б – контроль.

В 1978–1985 гг. 80–95% радионуклидов от суммарного их содержания в почвенном профиле находилось в пределах 0–5 см слоя [12]. Через 35 лет в результате вертикальной миграции радионуклидов в этом слое автоморфных почв осталось около 35% 90Sr, 45% 137Cs и 30% 239,240Pu. В 0–20 см слое почв находится 90–100% от их содержания в почвенном профиле. В качестве примера представлено вертикальное распределение радионуклидов в профиле типичного бурозема (рис. 3). Для всех изученных радионуклидов оно носит сходный характер. Минимальные значения плотности загрязнения наблюдаются в подстилке, максимальные – в слое 0–5 см. Характер распределения 90Sr и 137Cs по почвенному профилю не зависит от района исследований. Для 239,240Pu отмечено заглубление максимума на глубину 5–10 см в буроземах наблюдаемой зоны БАЭС.

Рис. 3.

Вертикальное распределение радионуклидов в буроземе типичном: 1 –контроль, 2 – зона наблюдения.

Детальное исследование зоны вероятного приземления факела выбросов по 5 азимутальным направлениям провели только для 90Sr и 137Cs, так как для 239,240Pu не было обнаружено какого-либо вклада выбросов станции. Из табл. 2 видно, что максимальная вариабельность загрязнения наблюдается в подстилках. Загрязнение индикаторных компонентов почв (подстилка и слой 0–5 см) не отличается от контрольного уровня. Аналогичные данные получает и служба радиационной безопасности БАЭС, которая в ходе радиационного мониторинга обследует верхний 0–5 см слой почв [4]. Повышенный на 37%, или 0.8 кБк/м2, уровень загрязнения 90Sr наблюдается в 0–25 см слое почв в секторе СВ (U-тест, n = 6, p = 0.028), а 137Cs на 45%, или 2.7 кБк/м2, в секторах от С до ЮВ (U-тест, n = 6, p = 0.028–0.046), что соответствует преимущественному направлению ветров. Характер пространственного распределения радионуклидов в почвенном покрове позволяет заключить, что загрязнение зоны приземления факела выбросов произошло, вероятно, в период эксплуатации первой очереди станции, когда штатные выбросы БАЭС были значительно выше [3].

Таблица 2.  

Распределение 90Sr и 137Cs в зоне вероятного приземления факела выбросов Белоярской АЭС в зависимости от азимутального направления (плотность загрязнения, кБк/м2)

Сектор 90Sr 137Cs
А0 0–5 см 0–25 см А0 0–5 см 0–25 см
С 0.12 ± 0.07 0.72 ± 0.38 2.10 ± 0.79 0.073 ± 0.043 0.94 ± 0.44 5.98 ± 1.18*
С-В 0.09 ± 0.07 0.58 ± 0.14 2.28 ± 0.56* 0.050 ± 0.036 2.78 ± 1.56 5.84 ± 1.54*
В 0.07 ± 0.08 0.73 ± 0.24 2.30 ± 0.67 0.079 ± 0.077 3.17 ± 1.04 6.05 ± 1.84*
Ю-В 0.11 ± 0.14 0.66 ± 0.35 2.11 ± 1.26 0.059 ± 0.071 2.46 ± 1.79 5.96 ± 1.92*
Ю 0.04 ± 0.03 0.47 ± 0.22 1.39 ± 0.56 0.025 ± 0.037 1.61 ± 0.11 3.97 ± 0.75
Контроль 0.09 ± 0.06 0.73 ± 0.35 1.44 ± 0.58 0.036 ± 0.035 2.35 ± 0.61 3.22 ± 1.23

* Значимые различия.

Накопление радионуклидов растениями

В соответствии с высокой гетерогенностью пространственного распределения радионуклидов наблюдается вариабельность их содержания в растениях (табл. 3). В обследованных таксономических группах растений диапазон концентраций радионуклидов в надземной массе может достигать порядка величин. Следует отметить, что хвоя и листья древесных растений накапливают радионуклиды так же, как и надземная масса трав, а содержание радионуклидов в стволах деревьев существенно меньше. Растения наблюдаемой зоны и контрольных участков накапливают радионуклиды практически одинаково. Уровень загрязнения растений не превышает показателей, наблюдаемых в других регионах [7, 17, 18].

Таблица 3.  

Содержание радионуклидов в растениях наблюдаемой зоны БАЭС (а) и на контрольных участках (б), Бк/кг воздушно-сухого вещества

Объект Часть растения Место отбора 90Sr 137Cs
min–max M ± δ min–max M ± δ
Деревья:
хвойные Хвоя а 4.9–20.6 9.8 ± 1.5 0.7–5.4 1.8 ± 0.4
б 11.2–20.6 14.7 ± 5.6 0.9–3.0 1.76 ± 0.9
Ветки а 2.9–12.5 7.6 ± 3.6 0.28–2.41 1.02 ± 0.79
б 11.6–24.5 16.7 ± 7.6 0.66–2.4 1.29 ± 1.54
  Ствол а 12.4–27.4 19.9 ± 13.3 1.88–2.50 2.19 ± 0.55
лиственные Листья а 20.3–57.5 38.1 ± 5.6 1.8–7.9 4.4 ± 0.9
Ветки а 30.1–35.5 31.9 ± 3.0 0.69–3.18 2.07 ± 1.47
  Ствол а 10.5–21.0 15.1 ± 1.6 0.46–0.75 0.60 ± 0.17
Разнотравье Надземная масса а 9.0–37.3 22.8.0 ± 16.5 2.6–12.3 7.3 ± 4.5
б 9.4–88.3 38.3 ± 7.9 0.4–5.5 1.6 ± 0.5
Лишайники Биомасса а 13.5–57.8 28.6 ± 12.4 96.0–226.0 138.1 ± 23.0
б 9.5–95.3 34.7 ± 11.4 14.5–46.0 23.0 ± 7.4
Мхи Биомасса а 11.5–42.5 20.7 ± 3.1 14.5–138.0 49.9 ± 11.1
б 2.1–24.0 12.8 ± 10.6 14.4–96.6 50.7 ± 39.9

Согласно рис. 4, в 1981–1991 гг. высшие сосудистые растения (деревья и травы) накапливали 90Sr и 137Cs в меньших количествах (КП = 2.0–30.0 для 90Sr и 0.2–7.9 для 137Cs), чем мхи и лишайники (КП = 97.4–209.2 для 90Sr и 76.0–131.3 для 137Cs) [19]. К настоящему времени КП 90Sr для высших растений изменились незначительно, а для мхов и лишайников уменьшились от 6 до 30 раз. Накопление 137Cs разными таксономическими группами растений снизилось в разной степени. В итоге на этапе 2011–2014 гг. мхи и лишайники накапливают в большей степени 137Cs (КП 4.5–21.7), а высшие растения 90Sr (КП 6.0–33.4).

Рис. 4.

Коэффициенты перехода радионуклидов в растения наблюдаемой зоны БАЭС (A), на контрольных участках (B) и на территории ВУРСа (C). Использованы данные [3, 19, 23]. Сосна: 1 – хвоя, 2 – ветки, 3 – ствол; береза: 4 – листья, 5 – ветки, 6 – ствол; 7 – разнотравье; 8 – эпифитные лишайники; 9 – эпигейные мхи.

Ранее мы обнаружили нелинейную связь концентрации радионуклидов в надземной массе растений с плотностью загрязнения почв [11, 20]. Сравнение КП растений разных таксономических групп, произрастающих в окрестностях БАЭС и на участке Восточно-Уральского радиоактивного следа, уровни загрязнения почв которого на 3–4 порядка величин выше [11], показало, что на территории головной части следа они ниже, чем в окрестностях БАЭС.

ОБСУЖДЕНИЕ

Обследованный район отличается гетерогенностью пространственного распределения радионуклидов. Сходный характер распределения складывается на территориях, загрязненных радиоактивными выпадениями из атмосферы разного генезиса [1, 2, 21]. Территория Свердловской области с 1953 г. (начало испытаний ядерного оружия) загрязнялась глобальными выпадениями [22], газоаэрозольными выбросами БАЭС и ИРМ. Свой вклад (0.3–7.8 кБк/м2) в загрязнение территории 137Cs внесли аварийные выпадения Чернобыльской АЭС [3, 23]. Нельзя исключить многолетнего влияния комплекса радиохимических предприятий ПО “Маяк”, расположенного в Челябинской области, а также Восточно-Уральского радиоактивного следа, проходящего через территорию Свердловской области [24]. Во всех источниках загрязнения присутствовали долгоживущие 90Sr и 137Cs, но их соотношение было разным. Не всегда можно привести точный состав выбросов, тем более что на разных предприятиях он изменялся с течением времени. Известно, что в современных штатных газоаэрозольных выбросах БАЭС величина отношения 137Cs/90Sr колеблется в пределах 0.5–2.5, ПО “Маяк” – 0.5–1.9, в глобальных выпадениях – 1.6 [2, 4]. В аварийных выпадениях ЧАЭС она составляла 4.5, а ПО “Маяк” – 0.014 и 3.3 [1, 24]. В эти пределы укладываются средние значения для обследованной территории (2.9–3.1).

Средние значения параметров радиоактивного загрязнения, сформированного глобальными выпадениями в северном полушарии Земли, довольно условны, поскольку разные регионы по степени загрязнения различаются очень сильно. Повышенное содержание 137Cs в почвах давно присуще Уральскому региону [3, 24]. Гетерогенность загрязнения почв, большое количество источников загрязнения, изменение состава и количества выбросов со временем, низкий уровень современных выпадений затрудняют оценку вклада БАЭС и ИРМ в загрязнение всей обследованной территории. Ранжирование территории по уровню загрязнения почв 137Cs позволило оконтурить зону приземления факела выбросов. Определить вклад двух предприятий в загрязнение этого сектора с высокой точностью не представляется возможным. Однако источником повышения плотности загрязнения почв 137Cs на 2.7 кБк по сравнению с контролем можно считать БАЭС и ИРМ.

Изучение поступления радионуклидов в надземную массу растений разной таксономической принадлежности показало, что накопление 90Sr и 137Cs подчиняется тем же закономерностям, что и на других территориях, загрязненных выпадениями из атмосферы. Так, повышенное накопление радионуклидов листьями и хвоей по сравнению со стволами древесных растений, а также мхами и лишайниками по сравнению с высшими растениями наблюдалось и в других исследованиях [10, 17, 19]. Эти различия объясняются морфофизиологическими характеристиками растений и зависят от свойств радионуклидов. У разных видов растений КП радионуклидов характеризуются высокой вариабельностью и снижаются с течением времени. Полученные данные находятся в соответствии с наблюдаемой пространственной гетерогенностью загрязнения почв и изменением интенсивности радиоактивных выпадений из атмосферы [2, 10, 19]. Снижению КП высших сосудистых растений способствует и вертикальная миграция за пределы корнеобитаемого слоя почв. Для 137Cs большое значение имеет увеличение прочности его закрепления почвами с течением времени [3].

На территориях, прилегающих к БАЭС, уровень загрязнения почв которых сравним с фоновым, КП растений разных таксономических групп выше, чем в зоне выбросов Кыштымской аварии 1957 г. на ПО “Маяк”. Аналогичные данные имеются и для других территорий [11, 26]. Это не может быть следствием разной подвижности радионуклидов в почвах. Например, на территории ВУРСа содержание подвижных форм радионуклидов выше, чем в зоне БАЭС [20, 27]. Возможно, этот феномен обусловлен диспропорциональностью между уровнем выпадений и плотностью загрязнения почв. Так, плотности загрязнения почв 90Sr в головной части ВУРСа и зоне влияния БАЭС и ИРМ различаются на 4, а 137Cs – на 3 порядка величин. Уровень выпадений из атмосферы различается в меньшей степени: в зоне влияния БАЭС ежегодно выпадает 2.5–3.3 Бк/м2 90Sr и 1.0–1.1 Бк /м2137Cs, а в зоне ПО “Маяк” – 5–49 Бк/ м2 и 9–107 Бк /м2 соответственно [4, 5]. Вклад атмосферных выпадений в загрязнение почвенного покрова составляет менее 0.1%. Однако по сравнению с содержанием радионуклидов в растительном покрове головной части ВУРСа атмосферные выпадения не превышают 0.2%, а на территории, прилежащей к БАЭС, могут достигать 38.0% [11].

Это предположение подтверждается прямым определением (по 134Cs в 2011 г.) вклада аварийных выпадений АЭС Фукусима в загрязнение растений Среднего Урала 137Cs: для растений разной таксономической принадлежности он составил 1.9–26.6% от суммарного содержания радионуклида в надземной массе растений [10]. С выпадениями АЭС Фукусима в почвы окрестностей БАЭС поступило около 1–3 Бк/м2 137Cs [27], что сопоставимо с количеством радионуклида, выпадающим здесь ежегодно.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В зоне наблюдения БАЭС плотность загрязнения автоморфных почв 239,240Pu поддерживается на уровне глобального фона, а 90Sr и 137Cs – на уровне регионального фона, сложившегося за счет выпадений из атмосферы радионуклидов различного генезиса. За 35-летний период функционирования энергоблока с реактором БН-600 запасы радионуклидов в почвах наблюдаемой зоны изменились незначительно, но фронт радиоактивного загрязнения сместился в глубь профиля почв.

Впервые оконтурена территория приземления факела газоаэрозольных выбросов БАЭС и ИРМ. Она представляет собой сектор 180°, ограниченный радиусами 3–6 км и азимутальными направлениями от С до ЮВ. Вклад двух предприятий в ее загрязнение 137Cs составляет не менее 2.7 кБк/м2.

Накопление радионуклидов растениями, произрастающими в зоне влияния БАЭС, определяется свойствами радионуклидов, таксономической принадлежностью растений и снижается с течением времени. Полученные результаты позволяют предположить, что временно́й тренд вызван уменьшением атмосферных выпадений, а также вертикальной миграцией радионуклидов и увеличением прочности закрепления 137Cs в почвах. Относительное снижение КП радионуклидов в растения с возрастанием уровня загрязнения почв соответствует снижению вклада атмосферных выпадений в радиоактивное загрязнение территорий.

Работа выполнена в рамках государственного задания Института экологии растений и животных УрО РАН при частичной финансовой поддержке Российского фонда фундаментальных исследований (грант № 19-05-00469).

Список литературы

  1. Радиационная обстановка на территории СССР в 1989 г. / Под ред. Махонько К.П. Ежегодник. Обнинск: НПО “Тайфун”, 1990. 108 с.

  2. Атлас Восточно-Уральского и Карачаевского радиоактивных следов, включая прогноз до 2047 года /Под ред. Израэля Ю.А. М.: ИГКЭ Росгидромета и РАН, Фонд “Инфосфера” – НИА – Природа, 2013. 140 с.

  3. Трапезников А.В., Молчанова И.В., Караваева Е.Н., Трапезникова В.Н. Миграция радионуклидов в пресноводных и наземных экосистемах. Екатеринбург: Изд-во Уральского ун-та, 2007. Т. 2. 399 с.

  4. Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств в 2014 году/Под ред. Шершакова В.М., Булгакова В.Г., Крышева И.И. и др. Ежегодник. Обнинск: ФГБУ “НПО Тайфун”, Росгидромет, 2015. 350 с.

  5. Sources and effects of ionizing radiation: Report of the United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation to the General Assembly with scientific annexes. V. 1. Sources. New York: United Nations, 2008. 463 p.

  6. Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств в 2005 году / Под ред. Вакуловского С.М.. Ежегодник. Обнинск: НПО “Тайфун”, 2006. 273 с.

  7. Djingova R., Kuleff I. Concentration of caesium-137, cobalt-60 and potassium-40 in some wild and edible plants around the nuclear power plant in Bulgaria // J. of Environmental Radioactivity. 2002. V. 59. P. 61–73.

  8. Цветнова О.Б., Якубовская П.М., Щеглов А.И. Радиоэкологическая характеристика почвенно-растительного покрова и водных объектов в зоне влияния Нововоронежской атомной электростанции // Вестн. МГУ. Сер. 17. Почвоведение. 2016. № 1. С. 26–31.

  9. Молчанова И.В., Кайгородова С.Ю., Михайловская Л.Н. и др. Состав, свойства и уровень радионуклидного загрязнения почвенного покрова 15-км зоны Белоярской АЭС//Журн. СФУ. Биология. 2016. Т. 9. № 3. С. 321–337.

  10. Михайловская Л.Н., Молчанова И.В., Нифонтова М.Г. Радионуклиды глобальных выпадений в растениях наземных экосистем Уральского региона // Экология. 2015. № 1. С. 9–15. [Mikhailovskaya L.N., Molchanova I.V., Nifontova M.G. Global fallout radionuclides in plants of terrestrial ecosystems of the Ural region // Russ. J. of Ecology. 2015. V. 46. № 1. P. 7–13.] https://doi.org/10.1134/S1067413615010129

  11. Mikhailovskaya L.N., Pozolotina V.N., Antonova E.V. Accumulation of 90Sr by plants of different taxonomic groups from the soils at the East Ural Radioactive Trace // Behavior of Strontium in Plants and the Environment. Eds. Gupta D.K. and Walther C. Cham: Springer International Publishing AG, 2018. P. 61–73. https://doi.org/10.1007/978-3-319-66574-0_5

  12. Молчанова И.В., Караваева Е.Н., Чеботина М.Я., Куликов Н.В. Распределение 90Sr и 137Cs по компонентам болотно-речной экосистемы // Экология, 1982. № 2. С. 42–47. [Molchanova I.V., Karavaeva E.N., Chebotina M.Y., Kulikov N.V. The distribution of 90Sr and 137Cs over components of the Swamp-River Ecosystem // Sov. J. of Ecology. 1982. № 2. P. 42–47.]

  13. Бахур А.Е., Гулынин А.В., Стародубов А.В. Методика измерений удельной активности естественных и техногенных радионуклидов 226Ra, 228Ra, 224Ra, 40K, 137Cs, 134Cs, 60Co, 241Am, 152Eu в твердых сыпучих пробах гамма-спектрометрическим методом с использованием полупроводниковых детекторов. ФР.1.40.2013.15401 2013. М.: ФГУП ВИМС, 2013. 17 с.

  14. Цветаева Н.Е., Филин И.В., Иванова Л.А. и др. Использование моноизооктилметилфосфоновой кислоты и миомфата трехвалентного железа для определения содержания радионуклидов в водных сбросах // Атом. энергия. 1984. Т 2. Вып. 57. С. 114–117. [Tsvetaeva N.E., Filin V.M., Ivanova L.A. et al. Use of monoisooctylmethylphosphonic acid and its trivalent iron salt in determining radionuclides in effluents // Sov. Atom. Energy. 1984. V. 57. P. 548–552.]

  15. Chen Q., Aarkrog A., Nielsen S. et al. Determination of plutonium in environmental samples by controlled valence in aniion exchange // J. of Radioanalytical and Nuclear Chemistry. 1993. V. 172. P. 281–288.

  16. Handbook of Parameter Values for the Prediction of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments. Vienna: INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY, 2010. 472 p.

  17. Malikova I.N., Strakhovenko V.D., Shcherbov B.L. Distribution of radionuclides in moss-lichen cover and needles on the same grounds of landscape-climatic zones of Siberia // J. of Environmental Radioactivity. 2019. V. 198. P. 64–78.https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2018.12.013

  18. Mikhailovskaya L.N., Molchanova I.V., Pozolotina V.N. et al. Radioactive contamination of the soil- plant cover at certain locations of Primorsky Krai, Sakhalin Island and Kamchatka Peninsula: Assessment of the Fukushima fallout // J. of Environmental Radioactivity. 2017. V. 172. P. 1–9. https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2017.02.006

  19. Нифонтова М.Г. Лихено- и бриоиндикация радиоактивного загрязнения среды: Автореф. … докт. биол. наук. Пермь, 2003. 50 с.

  20. Karavaeva Ye., Molchanova I., Mikhaylovskaya L. Peculiarities of the technogenical radionuclides transfer from soils into plants in the radioactive contaminated areas // Radioprotection. 2009. V. 44. № 5. P. 371–375. https://doi.org/10.1051/radiopro/20095071

  21. Mikhailovskaya L.N., Modorov M.V., Pozolotina V.N. et al. Heterogeneity of soil contamination by 90Sr and its absorption by herbaceous plants in the East Urals Radioactive Trace area // Sci. of the Total Environmen. 2019. V. 651. Part 2. P. 2345–2353. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.10.119

  22. Атомная наука и техника в СССР / Под ред. Морозова И.Д. М.: Атомиздат, 1977. 348 с.

  23. Karavaeva Ye.N., Kulikov N.V., Molchanova I.V. et al. Accumulation and distribution of long-living radionuclides in the forest ecosystems of the Kyshtym accident zone // Sci. of the Total Environmen. 1994. V. 157. P. 147–151.

  24. Aarkrog A., Dahlgaard H., Nielsen S.P. et al. Radioactivity inventories from the Kyshtym and Karachay accidents: estimates based on soil samples collected in the South Urals (1990–1995) // Sci. of the Total Environmen. 1997. V. 201. P. 137–154.

  25. Beresford N.A., Wright S.M. Non-linearity in radiocaesium soil to plant transfer: Fact or fiction? // Radioprotection. 2005. V. 40 P. 67–72.

  26. Тарасов О.В., Федорова О.В., Тананаев И.Г., Сергиенко В.И. Формы состояния и миграция радионуклидов в почвах Восточно-Уральского радиоактивного следа // Вестник ДВО РАН. 2016. № 1(185). С. 47–52.

  27. Молчанова И.В., Михайловская Л.Н., Позолотина В.Н. и др. Вклад аварийных выпадений АЭС “Фукусима” в загрязнение почвенно-растительного покрова Приморского края и Уральского региона // Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека: Тр. IV междунар. конф. Томск, 2013. С. 371–374.

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

следующая статья выпуска предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Экология

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал