Почвоведение, 2020, № 7, стр. 891-900

ВВЕДЕНИЕ

В последние годы изучение северо-таежных экосистем [27, 28] стало одним из наиболее актуальных направлений научных исследований в нашей стране в связи со слабой устойчивостью этих сообществ к различным типам антропогенного воздействия, включая радиационное загрязнение.

Кольская атомная электростанция (КоАЭС) расположена за Полярным кругом на берегу озера Имандра. В настоящий момент в литературе имеются немногочисленные сведения о содержании техногенного ¹³⁷Cs в отдельно взятых объектах окружающей среды в районе расположения атомной станции [4, 5, 11, 12, 20]. Подробное изучение поведения ¹³⁷Cs в почвах зоны влияния КоАЭС, включая его профильное распределение, ранее не проводилось.

Ряд исследований, опубликованных отечественными и зарубежными специалистами, указывает на более высокую подвижность ¹³⁷Cs в подзолах по сравнению с почвами других типов [15, 21, 40]. Высокой подвижности данного радионуклида способствует низкая емкость катионного обмена, малое содержание глинистых минералов и растворимого органического вещества, а также кислая реакция среды [23].

Лесная подстилка имеет важнейшее значение для поведения радионуклидов в подзолах. Она выполняет функцию биогеохимического барьера на пути вертикальной миграции. В условиях хвойных биогеоценозов удерживающая способность ферментативного подгоризонта подстилки по отношению к ¹³⁷Cs максимальна, что может быть обусловлено слабой трансформацией опада в ее составе, ее незначительным смешиванием с минеральной массой (поскольку за счет нарушения капиллярных связей с нижележащими минеральными горизонтами передвижение влаги и веществ в толще почвы несколько затруднено), а также интенсивным развитием мохово-лишайникового покрова [28, 38, 40].

Одним из важнейших на сегодняшний день вопросов является изучение профильного распределения радионуклидов, которое позволяет установить связь их поведения с различными почвенными процессами [2, 21, 24, 27]. Известно, что радионуклиды из почвенной подстилки с течением времени перемещаются в минеральную часть профиля. Этот процесс имеет огромное экологическое значение, поскольку в органогенной части профиля ¹³⁷Cs имеет высокую биодоступность, а мигрируя вниз по профилю, он ее теряет, необменно поглощаясь глинистыми минералами, что приводит к существенным изменениям в его круговороте внутри биогеоценоза [2, 35]. Миграция ¹³⁷Cs в условиях бореальных лесов, как правило, протекает достаточно медленно. Данные [37] показывают, что на автоморфных участках хвойных лесных массивов северной части Швеции, подвергшихся загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС, в 2000 г. в подстилке сосредоточено 6.2% ¹³⁷Cs, в гумусовом слое (0–9 см) – 67%, а в минеральной части профиля на глубине 9–21 см – 27%. В течение 15 лет, прошедших с момента аварии в 1986 г., в минеральную толщу проникло меньше одной трети от всего содержащегося в почве ¹³⁷Cs. В северо-таежной зоне Западной Сибири [26] общая плотность загрязнения почвы радиоцезием находится в пределах 0.5–2.1 кБк/м². При этом глубина проникновения ¹³⁷Cs в автоморфных подзолах не превышает 6 см [25]. Общей закономерностью профильного распределения данного радионуклида в автоморфных ландшафтах является аккумуляция его основной части в верхнем 1–2-сантиметровом подподстилочном слое. Ниже указанной толщи его концентрация резко уменьшается и достигает значений ниже предела детектирования уже на глубине 30–70 см в зависимости от плотности загрязнения биогеоценоза [39, 41]. При этом плотность загрязнения в почвах северо-восточной части Норвегии достигает 1 кБк/м² [41], северной части Финляндии – 1.2 кБк/м² [36], а в почвах северной части Швеции (провинция Умея) – 3–10 кБк/м² [39].

В связи с имеющимися данными, свидетельствующими о высокой подвижности ¹³⁷Cs в почвах Фенноскандии, и отсутствием детальных данных о его накоплении в подзолах Кольского полуострова, мы поставили в своей работе цель изучить содержание и распределение ¹³⁷Cs в подзолах в районе расположения Кольской атомной электростанции.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Район расположения КоАЭС находится за Полярным кругом в Мурманской области в юго-западной части Кольского полуострова. Он представляет собой полого-холмистую равнину с абсолютными высотами 120–250 м с обилием ледниковых форм рельефа: конечно-моренных гряд, камов и озов, зандровых конусов. Депрессии заняты низинными болотами и озерами. Коренные породы – гнейсы и амфиболиты (последние встречаются существенно реже) – перекрыты маломощными (0–10 м), грубозернистыми, сильно завалуненными песчано-супесчаными ледниковыми и, местами, озерными, аллювиальными, а также торфяными отложениями, которые являются почвообразующими породами [29].

Исследуемые участки расположены рядом с озерами Имандра и Верхняя Пиренга, в 33 км к северу от г. Кандалакша и 60 км к югу от г. Мончегорска, в непосредственной близости от КоАЭС.

Почвы вокруг КоАЭС исследованы по сети мониторинговых площадок в виде радиально-концентрической системы, состоящей из 12 стационарных площадок:

• одна площадка расположена в пределах санитарно-защитной зоны (СЗЗ) атомной станции –C-1;

• 6 пробных площадок – в зоне наблюдения (ЗН), на расстоянии до 10 км от станции – С-2, П-1, П-2, П-3, П-4 и П-5;

• 4 контрольные площадки – на границе ЗН на расстоянии 15 км – К-I, К-II, К-III и К-IV;

• одна фоновая площадка – на расстоянии 30 км от станции – Ф (рис. 1).

Рис. 1.

Схема расположения стационарных мониторинговых площадок вокруг КоАЭС: в СЗЗ – C-1; в ЗН, на расстоянии до 10 км от станции – С-2, П-1, П-2, П-3, П-4 и П-5; на границе ЗН на расстоянии 15 км – К-I, К-II, К-III и К-IV; фоновая площадка на расстоянии 30 км от станции – Ф.

Для площадок выбирали автоморфные участки с однородной растительностью. На каждой из выбранных площадок исследовано по одному почвенному разрезу. Пробы органогенных горизонтов отбирали с использованием рамки площадью от 400 до 1600 см² (в зависимости от мощности горизонтов подстилки). Образцы минеральных горизонтов отбирали из толщи генетических горизонтов. Для расчета плотности загрязнения (запаса) ¹³⁷Cs в горизонтах подстилки использовали ее запас, а в минеральных горизонтах – мощность горизонта и плотность почвы, которую определяли стандартным буровым методом (объемом около 100 см³, при диаметре кольца 5.6 и высоте 4 см), а в тех случаях, когда это было невозможно (недостаточная мощность горизонта или повышенная каменистость) использовали насыпную плотность.

Доминирующим типом лесных сообществ на площадках являются сосняки чернично-лишайниковые и сосняки зеленомошно-лишайниково-черничные (табл. 1). Древостой здесь характеризуется преобладанием сосны обыкновенной (Pinus sylvestris L.) с участием гибридных форм березы повислой и пушистой (Betula pendula Roth. × × Betula pubescens Ehrh.), а также ели сибирской (P-icea obovata Ledeb.). В травяно-кустарничковом покрове доминируют представители рода Vaccinium: преимущественно черника обыкновенная (или черника миртолистная) – V. myrtillus L, встречаются также брусника (V. vitis-idaea L.), вороника (Empetrum hermaphroditum Langeex Hagerup.), голубика (V. Uliginosum L.) и багульник (Ledum palustre L.). В мохово-лишайниковом покрове доминируют Cladonia stellaris (Opiz) Pouzar&Wezda и C. Rangiferina (L.) Weberex. F.N. Wigg. Встречаются лишайники C. deformis (L.) Hoffm. и Cetraria islandica (L.) Ach. На камнях обычна мозаика из накипных эпилитных лишайников родов Bellemerea, Lecidea и Porpidia. Из зеленых мхов характерны Pleurozium schereberi (Brid) Mitt. и Hylocoтniuт splendens Hedw.

Почвенные свойства определяли с помощью стандартных методов исследования [17, 18]. Удельные активности ¹³⁷Cs в почвенных образцах измеряли с помощью сцинтилляционного спектрометрического комплекса “Мультирад” с гамма-детектором NaI(Tl) 63 × 63 с программным обеспечением “Прогресс” (ООО “НТЦ Амплитуда”, Россия) в геометрии “сосуд Маринелли 1 л” в пятикратной повторности с экспозицией 10800 с.

Данные о скорости и повторяемости ветров за период 2012–2016 гг., полученные метеостанцией АМС-1 автоматизированной системы контроля радиационной обстановки (АСКРО) Кольской АЭС, расположенной на территории КоАЭС вблизи площадки С1, предоставлены на рис. S1 .

При статистической обработке данных для проверки нормального закона распределения использован критерий Уилка–Шапиро. Средние уровни изучаемых показателей на различных площадках сравнивали с помощью одновыборочного t-критерия Стьюдента. Зона наблюдения в данном случае рассматривалась как единая выборка, средние величины в которой сравнивались со значениями в СЗЗ АЭС и на фоновой площадке как с постоянными величинами [6]. Выявление взаимосвязей проводилось с помощью коэффициента корреляции Спирмена.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Свойства подзолов района расположения КоАЭС представлены в табл. S1 . Эти почвы (очень) сильно кислые, супесчаные или песчаные, с высоким содержанием органического вещества в подстилке и низким содержанием гумуса в минеральной толще. Почти во всех почвенных разрезах наблюдается элювиально-иллювиальная дифференциация органического вещества, ила, обменных катионов и величины гидролитической кислотности.

Плотность загрязнения (запас) ¹³⁷Cs в корнеобитаемой толще (0–30 см) исследованных почв составляет 0.53–2.46 кБк/м² (табл. S2 ), что существенно ниже установленного уровня относительно удовлетворительной экологической обстановки в 37 кБк/м² (1 Ки/км²) и позволяет отнести исследованные участки к незагрязненным территориям [9]. Плотность загрязнения почвы глобальными выпадениями ¹³⁷Cs для широтного пояса 60°–70° с. ш. с учетом радиоактивного распада должна составлять в настоящее время около 1.0–1.5 кБк/м² [3, 13]. По данным Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP), в 2009 г. в северной части Финляндии плотность загрязнения почв ¹³⁷Сs составила 1.2 кБк/м² [32]. В западной Швеции плотность загрязнения почвы от глобальных выпадений между 1962 и 1966 гг. составляла 1.42–2.70 кБк/м², а от глобальных выпадений в 1987 г. (на территориях, не подвергнувшихся сильному загрязнению в первые дни после Чернобыльской аварии) 0.82–2.61 кБк/м². В 2003 г. эти показатели уменьшились до 0.57–1.90 кБк/м² [30]. Зафиксированные в нашей работе значения плотности загрязнения ¹³⁷Cs вокруг КоАЭС близки к этому уровню, и, по-видимому, обусловлены преимущественно глобальными выпадениями.

Вертикальное распределение ¹³⁷Cs имеет регрессивно-аккумулятивный характер. Максимальные значения удельных активностей ¹³⁷Cs наблюдаются в подстилке и составляют 30.1–103.5 Бк/кг. В переходном горизонте AO удельная активность снижается в 2–6 раз и составляет 13.6–68.0 Бк/кг. По данным исследований Кузьменковой [10], проводившихся вблизи северо-западного побережья Кольского залива, для верхних слоев подстилок иллювиально-железистых подзолов фоновых территорий Кольского полуострова характерна удельная активность ¹³⁷Cs 34 Бк/кг. По данным исследований AMAP, для верхних 3 см органогенных горизонтов почв Финляндии, находящихся на широте КоАЭС, этот показатель находится в пределах 50–100 Бк/кг [31]. В верхней части органогенной толщи почв северо-западной части Норвегии удельная активность ¹³⁷Cs составляет 151 Бк/кг, а в более глубоких органогенных слоях уменьшается до 12.7–57.0 Бк/кг [34]. Эти значения сопоставимы с полученными нами результатами. В нижележащих горизонтах удельная активность ¹³⁷Cs многократно снижается. В подзолистом горизонте Е она составляет 1.2–7.9, в B1f – 1.0–7.4, вB2f– от <0.7 до 2.9 Бк/кг. В горизонтах ВС и С активность ¹³⁷Cs составляет менее 0.7 Бк/кг. В некоторых почвенных профилях (площадки П-2, П-3, С-2, К-I, К-IV) наблюдается элювиально-иллювиальная дифференциация по ¹³⁷Cs: его удельная активность в горизонте B1f выше, чем в подзолистом. Это может быть связано с характерной для подзолов дифференциацией по профилю веществ, способствующих удержанию ¹³⁷Cs: илистых частиц и органического вещества [1].

Вертикальное распределение запасов ¹³⁷Cs по генетическим почвенным горизонтам имеет несколько иной характер. Наибольшие запасы ¹³⁷Cs отмечены в горизонтах E (рис. 2, А), а также B1f (рис. 2, Б). Следовательно, плотность загрязнения (запас) ¹³⁷Cs в органогенных горизонтах оказалась существенно меньше, чем в минеральных. В горизонтах O и AO исследованных подзолов сосредоточено лишь10–40% от запаса ¹³⁷Cs в слое 0–30 см, тогда как в северо-таежной зоне Западной Сибири запас ¹³⁷Cs в подстилке достигает 0.42 кБк/м² и составляет до 40% его запасов во всем ландшафте [26]. В лесной подстилке подзолов 30-километровой зоны Чернобыльской АЭС по состоянию на 1995 г. было зафиксировано 66–83% суммарного запаса этого радионуклида [40]. При этом запас ¹³⁷Cs в слое 0–30 см, включающем горизонты О, ОА, Е и верхнюю часть B1f исследованных подзолов, составляет от 60 до 90% от суммарного по всей глубине почвенных профилей. Значит, до 1/3 запаса ¹³⁷Cs сосредоточено в более глубоких горизонтах почвы и почвообразующей породе. Такая более интенсивная миграция ¹³⁷Cs обусловлена значительной долей подвижных форм радионуклида, поступавшего в составе глобальных выпадений, по сравнению с чернобыльскими, характеризовавшимися присутствием труднорастворимых топливных частиц [15, 16]. Еще одним фактором, обусловливающим достаточно интенсивную вертикальную миграцию ¹³⁷Cs в исследованных профилях, является низкое содержание илистой фракции в верхних горизонтах подзолов [1].

Рис. 2.

Профильное распределение запаса ¹³⁷Cs в подзолах площадок П-4 (1) и П-2 (2), Бк/м².

Зафиксированные уровни удельных активностей и плотностей загрязнения ¹³⁷Cs в почвах в зоне наблюдения КоАЭС характеризуются широкими диапазонами варьирования (табл. 2). Статистические распределения исследуемых показателей (плотности загрязнения ¹³⁷Cs подстилки и толщи 0–30 см; удельные активности ¹³⁷Cs в отдельных горизонтах подзолов) в зоне наблюдения КоАЭС удовлетворяют нормальному закону (p < 0.05). Для ЗН КоАЭС среднее значение плотности загрязнения ¹³⁷Cs в корнеобитаемом слое 0–30 см было равным 1.26 кБк/м², тогда как отдельно в подстилке – в 6 раз меньше (p < 0.05). При этом коэффициент вариации (47%) больше, чем на фоновых территориях европейской части России в дочернобыльский период – 15–25% [22]. Увеличение коэффициентов вариации удельной активности ¹³⁷Cs в средних и глубоких горизонтах подзолов указывает на неравномерность проникновения этого радионуклида в исследованные профили.

Средняя плотность загрязнения ¹³⁷Cs в слое 0–30 см почв ЗН КоАЭС не имеет статистически значимых отличий (р < 0.05) от уровня 1.03 кБк/м², зафиксированного на фоновой площадке (табл. 3). Значения плотностей загрязнения слоя 0–30 см и органогенных горизонтов для СЗЗ КоАЭС, наиболее близко расположенной к атомной станции площадки, статистически значимо (р < 0.05) меньше, чем средняя плотность загрязнения в ЗН КоАЭС.

Для наиболее удаленной от АЭС фоновой площадки плотность загрязнения подстилки значимо (р = 0.05) меньше, чем среднее по ЗН КоАЭС. Однако полученный результат, по-видимому, обусловлен локальным уменьшением запаса подстилки на фоновой площадке. При этом между величинами мощности органогенной толщи в СЗЗ КоАЭС, на фоновой площадке и в ЗН статистически достоверных (р < 0.05) различий не обнаружено. Такие особенности варьирования мощности и запасов подстилки в различных биогеоценотических условиях необходимо учитывать при сравнении значений плотности загрязнения этого горизонта на различных площадках.

Таким образом, при анализе всей верхней почвенной толщи 0–30 см не выявлено статистически значимого (р < 0.05) увеличения средней плотности загрязнения ¹³⁷Cs в ЗН КоАЭС по сравнению с фоновым уровнем. Следовательно, плотность загрязнения ¹³⁷Cs в ЗН обусловлена преимущественно глобальными выпадениями, а воздействие КоАЭС на распределение этого радионуклида не подтверждается. Плотность загрязнения ¹³⁷Cs в СЗЗ АЭС значимо снижена по сравнению со средним уровнем этого показателя в ЗН. При опробовании в пределах поверхностных органогенных горизонтов отмечено увеличение плотности загрязнения ¹³⁷Cs в ЗН КоАЭС по сравнению с фоновой площадкой, которое обусловлено меньшим запасом подстилки на ней.

Для оценки возможного влияния атомной станции на накопление ¹³⁷Cs проведен анализ корреляционных связей между радиоэкологическими показателями и географическими, метеорологическими и почвенными характеристиками. Статистически достоверных (р < 0.05) связей между содержанием ¹³⁷Cs в почвах площадок и расстоянием от объекта воздействия, скоростью и повторяемостью ветров в этом районе, высотой над уровнем моря не обнаружено (табл. 3). По-видимому, зафиксированные значения содержания ¹³⁷Cs в почвах на различных площадках вокруг КоАЭС связаны с региональным распределением глобальных выпадений этого радионуклида.

Особенности накопления ¹³⁷Cs почвами разных площадок могут быть обусловлены физическими и химическими свойствами почвенных горизонтов. При расчете коэффициентов корреляции Спирмена между плотностями загрязнения ¹³⁷Cs в генетических горизонтах исследованных почв и их химическими свойствами (табл. 4) выявлены статистически значимые (p < 0.05) прямые взаимосвязи с содержанием физической глины (<0.01 мм) для горизонта E и с запасом подстилки и запасом органического вещества для горизонта O.

Выявленные корреляционные связи показывают, что органическое вещество, с одной стороны, способствует удержанию ¹³⁷Cs в почве, и, следовательно, увеличению плотности загрязнения ее верхнего корнеобитаемого слоя. Подобная закономерность отмечалась для ¹³⁷Cs в различных типах лесных экосистем [28, 40] и агропочвах [19]. С другой стороны, вследствие низкого содержания илистой фракции в верхних минеральных горизонтах исследованных подзолов этот техногенный радионуклид проникает глубже, чем в песчаных почвах, подвергшихся загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС [40]. Действительно, содержание илистой фракции в горизонтах E исследованных подзолов не превышает 0.95%, в то время как в подзолах Брянской и Калужской областей, подвергшихся загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС, оно составляет 2.6–3.3%. При этом миграция ¹³⁷Cs по профилям подзолов осуществляется, по всей видимости, в составе подвижных органоминеральных комплексов.

Таким образом, в исследованныхнами почвах наблюдаются условия, способствующие высокой подвижности ¹³⁷Cs.

ВЫВОДЫ

1. Плотность загрязнения ¹³⁷Cs корнеобитаемой толщи (0–30 см) в исследованных почвах вокруг КоАЭС варьирует в диапазоне 0.53–2.46 кБк/м², что соответствует фоновым уровням. Плотность загрязнения ¹³⁷Cs в зоне наблюдения обусловлена преимущественно глобальными выпадениями, а воздействие КоАЭС на распределение этого радионуклида не выявлено.

2. Распределение удельной активности ¹³⁷Cs в профилях исследованных подзолов имеет регрессивно-аккумулятивный, а запасов – элювиально-иллювиальный характер.

3. При анализе корреляционных связей с почвенными свойствами установлено, что наибольшее влияние на накопление ¹³⁷Cs оказывает запас органического вещества. Для подзолистого горизонта выявлена связь ¹³⁷Cs с содержанием физической глины.

4. В подзолах района расположения Кольской атомной электростанции ¹³⁷Cs гораздо более подвижен, чем в ранее изученных подзолах России. Создавшиеся физико-химические условия приводят к проникновению этого радионуклида вглубь профиля, и в лесной подстилке остается не более 30% его запаса в 30-сантиметровой толще. Это свидетельствует о том, что для полноценного анализа накопления ¹³⁷Cs в почвенном покрове северо-таежных экосистем недостаточно измерения удельной активности только в образцах, отобранных из верхних горизонтов почвы: требуется их отбор по генетическим горизонтам и расчет плотности загрязнения ¹³⁷Cs.