Содержание к диссертации
Введение
1. Литературный обзор 10
1.1. Климатическая характеристика Оренбургской области 10
1.2. Характеристика почвенного покрова Оренбургской области 13
1.3. Растительный покров Оренбургской области 16
1.4. Источники загрязнения почвенно-растительного покрова цезием-137истронцием-90 19
1.5. Физико-химические свойства стронция-90 и цезия-13 7 и их поведение в почве 24
1.6. Закономерности поступления цезия-137 и стронция-90 в растения 28
1.7. Мероприятия по снижению содержания радионуклидов в растениях 32
Выводы 36
2. Теоретические основы миграции радионуклидов 37
2.1. Почва как исходное звено миграции радионуклидов 37
2.2. Механизмы поглощения радионуклидов почвами 39
2.3. Механизмы миграции радионуклидов в почвах 54
2.4. Математическое моделирование миграции радионуклидов в почвенно-растительных комплексах 59
Выводы 66
3. Методика проведения эксперимента 68
3.1. Общая методика эксперимента 68
4. Результаты исследования и обсуждения 74
4.1. Исследование миграции радионуклидов цезия-137 и стронция-90 по почвенному профилю в различных типах почв степной зоны 74
4.2. Корреляционный анализ влияния физико-химических свойств исследуемых почв на содержание Cs-137 и Sr-90 в почвенном профиле 83
4.3. Содержание радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в растениях 86
4.4. Корреляционный анализ влияния физико-химических свойств исследуемых почв на содержание Cs-137 и Sr-90 в растениях 93
4.5. Технология восстановления почв, загрязненных радионуклидами 97
4.5. Методы рекультивации почв, загрязненных радионуклидами, их оценка и эффективность 97
4.5.2. Технология очистки почв степной зоны, загрязненной радионуклидами, с использованием метода фитомелиорации 102
Выводы 108
5. Моделирование процесса миграции радионуклидов в системе почва-растение на основе алгоритмов самоорганизации 112
5.1. Общие положения 112
5.2. Модели, реализующие полиномиальные алгоритмы самоорганизации 114
5.3. Общая схема построения алгоритмов, реализующих МГУА 117
5.4. Методика оценки поступления радионуклидов в растения 121
Выводы 137
Заключение 139
Список использованных источников 143
- Источники загрязнения почвенно-растительного покрова цезием-137истронцием-90
- Механизмы миграции радионуклидов в почвах
- Содержание радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в растениях
- Методика оценки поступления радионуклидов в растения
Введение к работе
Актуальность темы диссертации
Основным реальным источником радиоактивного загрязнения почвенно-растительного комплекса являются глобальные радиоактивные выпадения из атмосферы долгоживущих радионуклидов после ядерных испытаний, а также выбросы техногенных радионуклидов, связанные с работой предприятий ядерного топливного цикла.
Основным источником поступления радионуклидов в наземные пищевые цепи является почва. В результате выпадений радионуклиды поступают на земную поверхность, аккумулируются в почве, включаются в биогеохимические циклы миграции и становятся новыми компонентами почвы. Почва является наиболее важным инерционным звеном, и от скорости миграции радионуклидов в почве во многом зависят темпы их распространения по всей цепочке. В результате перемещения в почве и последующего корневого поглощения радиоактивные вещества поступают в части растений, представляющие пищевую или кормовую ценность (Алексахин, Васильев, Дикарев, 1992).
Cs-137 и Sr-90 являются ведущими с точки зрения радиационной опасности нуклидами на территории, подвергшейся радиоактивному загрязнению с периодом полураспада соответственно 30,17 и 28,6 года (Корнеев, Паваляев, Алексахин, 1988).
По данным исследований (НПО «Радиевый институт» им. В.Г. Хлопина, 1993; НПО «Тайфун», 1991; ТОО «ТЭН-информ», 1993; Молчанова, Караваева, Михайловская, 1997), на территории Оренбургской области имеется несколько потенциальных источников загрязнения окружающей среды радионуклидами: эпицентр ядерного взрыва Тоцкого войскового учения, след радиоактивного облака, распространившегося после взрыва, а также места проведения подземных ядерных взрывов. Вместе с тем значительный интерес представляет исследование динамики радионуклидов Cs-137 и Sr-90, обусловленных глобальными выпадениями из атмосферы.
Имеются сведения (Самусик, 1999), что миграционные свойства Cs-137 и Sr-90 в почвенно-растительных комплексах существенно отличаются в зависимости от типа почв, механического состава и видовых различий растений. В связи с этим является актуальным вопрос выявления закономерностей миграции радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в биогеоценозах степной зоны, а также изучение влияния физико-химических свойств почв на поступление Cs-137 и Sr-90 в растения.
Цель и задачи исследования
Целью настоящей работы является исследование особенностей профильной миграции и поведения радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в системе почва-растение в зависимости от физико-химических параметров почв.
Для достижения указанной цели предусматривается решение следующих задач:
- исследование вертикальной миграции и определение закономерностей распределения радионуклидов Cs-137 и Sr-90 по профилю в зависимости от физико-химических свойств почв естественных экосистем степной зоны;
- исследование физико-химических свойств почв степной зоны Оренбургской области;
- исследование накопления радионуклидов Cs-137 и Sr-90 растениями естественных и агроэкосистем степной зоны;
- определение закономерностей изменения содержания радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в растениях в зависимости от физико-химических параметров почв;
- построение регрессионных зависимостей содержания радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в растениях от физико-химических свойств почв на основе метода группового учета аргументов;
- разработка методики оценки поступления радионуклидов в растения, учитывающая содержание цезия-137 в растениях и физико-химические параметры почв;
- разработка технологии восстановления почв, загрязненных радионуклидами Cs-137 и Sr-90.
Объект и предмет исследования
Объектом исследования являются почвенно-растительные комплексы степной зоны, подверженные глобальным выпадениям радионуклидов. Изучалась вертикальная миграция радионуклидов в почвах различных типов и накопление радионуклидов растениями степной зоны.
Научная новизна работы:
- предложена методика оценки интенсивности вертикальной миграции радионуклидов Cs-137 и Sr-90 по почвенному профилю;
- для оценки поступления радионуклидов в растения разработана методика, учитывающая содержание цезия-137 в растениях и физико-химические параметры почв;
- разработана математическая модель миграции радионуклидов в почвенно-растительных комплексах, учитывающая процессы диффузии, сорбции твердой фазой почвы и корнями растений;
- определены ряды активности поглощения радионуклидов Cs-137 и Sr-90 растениями естественных и агроэкосистем степной зоны;
- предложен алгоритм технологии восстановления почв, загрязненных радионуклидами, с использованием метода фитомелиорации, в сочетании химических и микробиологических факторов воздействия на почву и растения.
Наиболее существенные научные результаты, полученные лично автором, состоят в разработке математической модели миграции радионуклидов в почвенно-растительных комплексах, учитывающей процессы диффузии, сорбции твердой фазой почвы и корнями растений; предложена методика оценки поступления радионуклидов в растения на основе регрессионных зависимостей, построенных методом группового учета аргументов, учитывающих физико-химические свойства почв; предложена технология восстановления почв, загрязненных радионуклидами в условиях степной зоны.
Теоретическая и практическая ценность и реализация результатов работы заключается в разработке методики на основе алгоритма самоорганизации, учитывающей содержание цезия-137 в растениях и физико-химические параметры почв, которая позволяет прогнозировать содержание цезия-137 в растениях с учетом физико-химических свойств почв. Методика позволяет по выделенным физико-химическим показателям почвы определить содержание радионуклидов в растениях. Предложена технология восстановления почв степной зоны, загрязненных радионуклидами. На загрязненных участках предполагается выращивание специально подобранных видов растений степной зоны, обладающих свойством накапливать значительное количество радионуклидов, для извлечения из почвы радионуклидов корневой системой и максимального концентрирования их в наземной биомассе и последующей ее уборке и утилизации. Использование в предлагаемом способе водных растворов нитрата аммония и микроорганизмов позволит интенсифицировать переход радионуклидов в растворимые формы для усвоения корневой системой растений, получения максимальной биомассы растений, аккумулирующих радионуклиды, и значительного сокращения вегетационного периода.
Материалы работы и результаты исследований используются при чтении курса лекций и проведении практических занятий для студентов специальности 280101.65 «Безопасность жизнедеятельности в техносфере» в учебном курсе «Система защиты среды обитания» и по специальным дисциплинам для студентов специальности 280201.65 «Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов» в Оренбургском государственном университете, а также применяются Федеральным государственным учреждением Государственного центра агрохимической службы «Оренбургский» при мониторинге почвенно-растительных комплексов.
Апробация работы
Материалы диссертации докладывались на первой Всероссийской научно-практической конференции «Здоровьесберегающие технологии в образовании» (Оренбург, 2003), на региональных научно-практических конференциях молодых ученых и специалистов Оренбургской области (Оренбург, 2001-2003), на III съезде биофизиков России (Воронеж, 2004), на Всероссийской научно-практической конференции «Актуальные проблемы экологии» (Томск, 2004). На областной выставке научно-технического творчества молодежи «НТТМ-2003» за работу «Исследование накопления подвижных форм тяжелых металлов и радионуклидов цезия-137, стронция-90 в почвенно-растительных комплексах» автор награжден дипломом лауреата (Оренбург, 2003).
По материалам диссертации опубликовано 10 научных работ.
Объем и структура работы
Источники загрязнения почвенно-растительного покрова цезием-137истронцием-90
В течение 1949-1990 г. в нашей стране проведено 715 ядерных взрывов различных типов, что привело к радиоактивному загрязнению окружающей природной среды многих регионов России (Перепелятникова, 1985; Израэль, 1984; Sweeck, Wauters, Valckle, Cremers, 1990).
Одним из таких регионов является Оренбургская область, где в 1954 г. был проведен воздушный ядерный взрыв средней мощности. Кроме того, на территории области и в непосредственной близости от ее границ проведено 13 подземных ядерных взрывов в интересах народного хозяйства (создание подземных газохранилищ, емкостей для захоронения вредных отходов промышленности, сейсмическое зондирование земной коры). Таким образом, на территории Оренбургской области имеется несколько потенциальных источников загрязнения окружающей среды радионуклидами: эпицентр ядерного взрыва Тоцкого войскового учения радиусом 20 км, протяженность ближайшего радиоактивного следа сформированного после взрыва составляет 210 км в северо-восточном направлении, а также места проведения подземных ядерных взрывов (Научно-технический отчет по теме «Детальное обследование участков локальных радиационных загрязнений на территории Оренбургской области», 1993; Молчанова, Караваева, Михайловская, 1997; Sandalls, Segal, Victorova, 1993).
По данным исследования (Молчанова, Караваева, Михайловская, 1997), пиковые значения загрязнения почв цезием-137 в эпицентральной зоне в среднем находятся в пределах 122-138 мКи/км (4,5-5,1 кБк/м ) и превышают допустимое максимальное значение широтного выпадения цезиевого осадка (73 мКи/км , т.е. 2,7 KBK/MZ) в 1,7-1,9 раза. Наиболее высокая плотность загрязнения цезием-137 поверхностного слоя почвы наблюдается в н.п.Уран, расположенном на границе эпицентральной зоны и составляет в среднем 138 мКи/км (5,1 кБк/м ). Достаточно высокие значения цезиевого загрязнения отмечаются так же и вне эпицентральной зоны - 114 мКи/км (4,2 кБк/м ) в н.п.Ермаковка Красногвардейского района. В результате проведения подземных взрывов не произошло ухудшения радиоактивной обстановки в данном регионе. Имеют место лишь локальные загрязнения отдельных участков ограниченных размеров на промплощадках, где проводились технологические операции по захоронению верхнего слоя почвы загрязненного радионуклидами. Промплощадки Дедуровской и Совхозной полостей используются в качестве действующих хранилищ, и в процессе их эксплуатации возможно аварийное или технологическое загрязнение окружающей среды радионуклидами посредством ветрового переноса почвы, миграции радионуклидов с атмосферными осадками и грунтовыми водами. Большая часть территории в районе расположения подземных емкостей занята под сельскохозяйственное производство (поля вокруг промплощадок засеяны зерновыми культурами). По результатам спектрометрического анализа удельная активность проб почв по цезию-137 на расстоянии 100м от границы промплощадки Е-1 составила 30,9 Бк/кг (1,74 10" Ки/км), и на расстоянии 300м от ограждения промплощадки Е-3 1300,6 Бк/кг (6,26 Ки/км ). Таким образом, радиоактивное загрязнение местности в районе расположения промплощадок спецхранилища отсутствует (Отчет эколого-аналитического центра газовой промышленности, 1994; Отчет НПО «Радиевый институт им.Хлопина», 1998; Отчет об исследовательской работе №13-92, 1992).
Вместе с тем основным реальным источником радиоактивного загрязнения почвенно-растительного покрова являются воздушные выбросы техногенных радионуклидов, связанные с работой предприятий ядерного топливного цикла и радиоактивные вещества, поступившие в окружающую среду вследствие испытаний ядерного оружия (Силантьев, Шкуратов, 1983; Kiihn, Handl, Schuller, 1984).
В итоге проведенных испытаний в 1973 г. в биосферу было выброшено, по оценкам различных авторов, только одного стронция-90 0,6 ЭБк (16 Мки). Еще большее количество поступило цезия-/ . В период испытаний в зависимости от их интенсивности, зон и районов земного шара удельная активность приземного слоя воздуха по долгоживущим искусственным изотопам колебалась в пределах от 3,7 10"6 до 5,5 10"4 Бк/л (от 1 10"16 до 1,5 10"14 Ки/л) (Алексахин, 1982; Kiihn, Handl, Schuller, 1984). К глобальным выпадениям относятся радиоактивные продукты, выпадающие из стратосферы. Процесс этого выпадения длится годами. Радиоактивные продукты, распределяясь в стратосфере, выпадают на поверхности всего земного шара. (Максимов, Оджагов, 1989; Schuller, Handl, Trumper, 1988)
Непосредственно в период выпадений из атмосферы наибольшее значение приобретает аэральное загрязнение наземных частей растений. Впоследствии, в результате отмирания наземной растительности, листопада, вымывания атмосферными осадками и ряда других причин значительная доля радионуклидов, первично задержанных растительным покровом, попадает в почву (Бондарь, 1986; Konoplev, Bulgakov, 1992).
В 1957 году на одном из предприятий по переработке и хранению ядерного топлива произошла авария вследствие теплового взрыва емкости, содержащей радиоактивные отходы. Это привело к выбросу в атмосферу 7,4 10 Бк радиоактивных веществ главным образом в виде легкорастворимых соединений. Основным из долгоживущих радионуклидов в составе загрязнения являлся стронций-90. В результате этого выброса образовался уникальный полигон, получивший название Восточно-Уральского радиоактивного следа, площадь загрязнения которого составила более 2 104 км (Апплби, Девелл, Мишра и др., 1999; Konoplev, Bulgakov, 1992).
В результате аварии на Чернобыльской АЭС в окружающую среду было выброшено около 1,85 1018 Бк радиоактивных веществ, из которых 7,4 1016 Бк приходится на долю цезия-137 (Израэль, Соколовский, Соколов и др., 1990; Oughton, Salbu, Brand, 1993).
Для сравнения следует указать, что за счет проведения ядерных взрывов в биосферу поступило 9,6 10 Бк цезия-137. Таким образом авария на ЧАЭС повысила глобальные запасы этого радионуклида примерно на 8% (Алексахин, Крышев, Фесенко, Санжарова, 1990; Aleksakhin, 1993).
Количество радиоактивных веществ (по данным НКДАР при ООН), выпавших из атмосферы на поверхность земли, составляло в 1957 г. - 39 ГБк/км , в 1958 г. - 41218 МБк/км2, в 1959 г. - 36556 МБк/км2, в 1960 г. - 1809 МБк/км2, в 1961 г. - 8140 МБк/км . В 1962 - 1963 г. уровни выпадений достигали 37 ГБк/км в год. Со второй половины 1963 г. количество радиоактивных выпадений постепенно снижалось, и в 1964 и 1965 г. плотность выпадений уменьшилась почти в 10 раз и составила 4107 и 3330 МБк/км2. В 1966г. количество выпавших радиоактивных веществ по сравнению с предыдущим годом уменьшилось вдвое и составляло 1480 МБк/км2 (Алексахин, 1982; Cremers, Elsen, DePreter and Maas, 1988).
Проведем анализ материалов исследований НКДАР при ООН (1982г.) по оценке уровня выпадения и накопления в почве стронция-90 и цезия-137 с 1958 по 1980 годы, представленных на рисунках 1.1 и 1.2. Максимальное количество выпавших радиоактивных веществ наблюдается в северном полушарии, причем содержание цезия-137 больше стронция-90 почти в 1,5 раза и составляет в 1963 г. соответственно 16 10 ПБк и 10 10 ПБк . За период с 1963 по 1980 г. отмечается существенное снижение уровня выпадений радиоактивных веществ, причем спад накопления в почве цезия-137 и стронция-90 не наблюдается (Алексахин, 1982; Cremers, Elsen, Valckle, Wauters, Sandals and Gaudern, 1990).
Измерения радиоактивности почв и приземных слоев атмосферы показали, что радиоактивные выпадения из стратосферы концентрируются главным образом в умеренном поясе. Ландгам выделил широтный пояс с наиболее высоким уровнем выпадений стронция-90 и цезия-137, который находится в северном полушарии, между 20 и 70 с.ш. (Lockhart et.al, 1960).
Механизмы миграции радионуклидов в почвах
Рассматривая миграцию радиоактивных веществ, необходимо учитывать, что в почве одновременно могут действовать несколько механизмов направленного переноса радионуклидов: диффузия свободных и сорбированных ионов, конвективный перенос с инфильтрационными потоками влаги в виде ионов, комплексов с органическими или неорганическими лигандами, коллоидов или тонкодисперсных твердых частиц, перенос по корневой системе растений, почвенной мезофауной или в результате механического перемешивания почвы в процессе ее обработки (Прохоров, 1981; Силантьев и др. 1988).
Под влиянием постоянно протекающих физико-химических, биохимических, микробиологических и иных природных процессов состояние радиоактивных веществ, попавших в природную среду, меняется, происходит трансформация химических форм радионуклидов. При этих изменениях размеры и скорость включения радионуклидов в миграционные процессы в течение определенного периода времени могут зависеть от скорости процессов выветривания, выщелачивания радиоактивных элементов из объема материальных частиц радиоактивных выпадений. Распределение радионуклидов между жидкой и твердой фазами почв зависит от физико-химического состояния и свойств радионуклидов, а также от характеристики сопутствующих микро- и макропримесей (Прохоров, Чай Дянь-ин,1963). Согласно Ковде В.А., ионы элементов, имеющие ионные потенциалы (отношение заряда иона к ионному радиусу) Z/r 1,4, характеризуются свойствами сильных оснований и мигрируют в катионной форме в виде истинных растворов (Na+, К+, Rb+, Cs+, Ra2+ и др.). Ионы элементов с параметрами 1,4 Z/r I Q. О -I- 0-4- 0-1- 0-1- 0-J 3,0 (Li , Са , Sr , Ва , Мп , Со , Ni и др.) передвигаются в основном в катионной форме и в виде истинных растворов, но при увеличении рН могут образовывать труднорастворимые гидрооксиды и основные соли, а в присутствии карбонат-ионов - труднорастворимые карбонаты. В этом случае возможна миграция в виде коллоидов и взвесей. Ионы элементов с параметрами 3 Z/r 7 обладают чувствительностью к реакции среды, образуют труднорастворимые гидрооксиды, более подвижны в щелочной среде, а их миграция происходит в виде комплексных соединений, коллоидов и взвесей (Y3+, Ti4+, Zr4+ Cr3+, Fe3+, Ru4+, Rh3+, U4+, Pu4+ и др.). При значениях Z/r 7 перенос элементов происходит, главным образом, в форме анионов в виде истинных растворов (ТсО , ВО , NOj, POf, SO4" и др.) (Клечковский, Гулякин, 1957).
Исходя из многообразия свойств почвы и действующих в ней факторов, возможности одновременной реализации нескольких физико-химических механизмов переноса можно полагать, что вклад того или иного механизма в процесс направленного переноса будет зависеть как от свойств самого радионуклида и соотношения его физико-химических форм в почве, так и от характеристик почвы и климатических условий. Относительная роль диффузии будет тем выше, чем большая доля радионуклида от общего его количества в почве находится в сорбированном состоянии и чем меньше средняя скорость потока почвенной влаги (Фрид, Граковский, 1988). Скорость конвективного переноса радионуклидов почвенной влагой, напротив, будет зависеть от количества радионуклида, находящегося в ионной форме, водного режима почвы и таких характеристик, как структура и пористость почвы, среднегодовое количество осадков. Влажность почвы оказывает сильное влияние и на диффузию ионов, вызывая изменение коэффициента диффузии в 10 раз и более (Прохоров, 1981).
В связи с тем, что почва представляет собой гетерогенную систему, в которой ионы находятся как в почвенном растворе, так и в поглощенном состоянии, диффузия может происходить в жидкой и твердой фазах. В последнем случае диффузия происходит вследствие передвижения ионов в диффузионной части двойного слоя (Прохоров, 1962, 1965).
Для определения величины коэффициента диффузии D применяют второе уравнение Фика, описывающие зависимость изменения концентрации диффундирующего нуклида С от времени t и расстояния х: dt дх2
При описании миграции радионуклидов моделью диффузии предполагается квазидиффузионный характер миграции и применимость к неоднородным средам уравнений, относящихся к однородной среде (Силантьев, Шкуратов, 1983). Квазидиффузионными называют процессы, имеющие недиффузионную или частично диффузионную природу, но удовлетворительно описываемые уравнениями диффузии. Скорость проникновения загрязнения в почву складывается из скорости диффузионного проникновения, возникающего благодаря существованию градиента концентрации дС/дх от поверхности в глубь почвы, и из скорости 3 направленного движения радионуклида с просачивающимися водами. Оно накладывается на процесс диффузии, изменяя градиент концентрации (Кудряшов, Серебрякова, 1993). Миграция радионуклидов в почвах, происходящая в результате процессов диффузии и переноса с гравитационным током воды, может быть описана с помощью дифференциального уравнения
Конвективный перенос радионуклидов, осуществляемый при инфильтрации атмосферных осадков, имеет существенное значение для почв с промывным режимом и для радиоактивных продуктов, находящихся в почве в водорастворимом и легкоподвижном состояниях. Поэтому одним из факторов, влияющих на миграцию радионуклидов путем конвективного переноса, является избыточная влага (Караваева, Молчанова, Куликов, 1975).
Для объяснения механизма конвективного процесса предложена модель (Thornthwaite, Matter, 1960), которая описывается математической формулой расчета содержания радионуклида в отдельных слоях почвенной колонки в зависимости от количества протекающей воды
Содержание радионуклидов Cs-137 и Sr-90 в растениях
Для изучения особенностей накопления радионуклидов цезия-137 и стронция-90 растениями использовали 14 видов растений, произрастающих на исследуемых типах почв. Результаты трехлетних исследований по аккумуляции цезия-137 и стронция-90 усреднены и представлены в таблице 4.10.
Из анализа таблицы 4.3.1 следует, что содержание в растениях цезия-137 варьируется от 2,0 до 39,1 Бк на кг сухой массы. Для стронция-90 наблюдается меньшая интенсивность накопления растениями, в отличие от цезия-137. Стронций-90 обнаружен в растениях в пределах от 2,1 до 12,3 Бк на кг сухой массы.
Следует отметить, что концентрация радионуклидов цезия-137 и стронция-90 в растениях до 1,5 раз может превышать концентрацию радионуклидов в верхнем (0-5 см) слое почвы (Рахимова, 2003).
Чернозем обыкновенный: максимальная концентрация цезия-137 наблюдается в полыни обыкновенной - 23,3 Бк/кг сухой массы и пижме - 19,4 Бк/кг. Минимальное содержание цезия-137 отмечается в пшенице - 2 Бк/кг. Максимальная концентрация стронция-90 наблюдается в полыни обыкновенной -8,9 Бк/кг сухой массы, минимальное содержание отмечается в пшенице - 2,2 Бк/кг и ржи - 2,1 Бк/кг.
Чернозем типичный: максимальное содержание цезия-137 наблюдается в пижме - 24,8 Бк/кг сухой массы и подсолнечнике - 21,4 Бк/кг. Минимальная концентрация цезия-137 присутствует в пшенице (2,5 Бк/кг). Максимальная концентрация стронция-90 наблюдается в пижме - 9,4 Бк/кг сухой массы, минимальное содержание отмечается в пшенице - 2,1 Бк/кг и ржи - 2,4 Бк/кг.
Чернозем южный неполноразвитый щебневатый: максимальное содержание цезия-137 отмечается в растениях: пижма - 39,1 Бк/кг сухой массы, эспарцет и подсолнечник - 29,8 Бк/кг. Минимальное содержание цезия-137 отмечается в ковыле - 2,2 Бк/кг. Максимальная концентрация стронция-90 наблюдается в пижме - 12,3 Бк/кг и вейнике 11,3 Бк/кг сухой массы, минимальное содержание отмечается в ковыле - 2,5 Бк/кг.
Темно-каштановая почва: максимальная концентрация цезия-137 наблюдается в полыни обыкновенной и пижме - 22,0 Бк/кг сухой массы. Минимальное содержание цезия-137 отмечается в растениях: пшеница - 3,5 Бк/кг, овсюг - 3,2 Бк/кг, овес - 3,9 Бк/кг сухой массы. Максимальная концентрация стронция-90 наблюдается в пижме - 7,7 Бк/кг сухой массы, минимальное содержание отмечается в растениях кострец безостый, овес - 2,2 Бк/кг сухой массы.
Чернозем южный: максимальное содержание цезия-137 наблюдается в пижме - 25,9 Бк/кг сухой массы и полыни обыкновенной - 26,6 Бк/кг. Минимальная концентрация цезия-137 соответствует ковылю - 2,1 Бк/кг. Максимальная концентрация стронция-90 наблюдается в шалфее - 9,1 Бк/кг, пижме - 8,8 Бк/кг сухой массы, минимальное содержание отмечается в растениях ковыль, рожь - 2,2 Бк/кг сухой массы.
В растениях, произрастающих на черноземе южном неполноразвитом щебневатом, концентрация радионуклидов цезия-137 и стронция-90 значительно выше по сравнению с другими типами почв (Ефремов, Рахимова и др., 2004).
В таблице 4.3.2 представлены результаты расчета коэффициентов накопления Cs-137 и Sr-90 растениями, произрастающими на 5 различных типах почв (Ефремов, Рахимова и др., 2004).
Анализ результатов расчета коэффициента накопления цезия-137 и стронция-90 биомассой растений показал, что цезий-137 поглощается растениями более интенсивно и колеблется от 0,12 до 2,20 для цезия-137, для стронция-90 от - 0,18 до 1,00. Радионуклиды цезия-137 и стронция-90 интенсивнее накапливаются растениями, произрастающими на черноземе южном неполноразвитом щебневатом, и меньшая интенсивность накопления отмечается в темно-каштановой почве.
На основании данных коэффициентов накопления, все исследуемые растения по интенсивности аккумуляции цезия-137 можно расположить в следующие убывающие ряды (Ефремов, Рахимова и др., 2005): чернозем обыкновенный - полынь пижма подсолнечник вейник эспарцет шалфей пырей тысячелистник кострец безостый ковыль овес рожь овсюг пшеница; чернозем типичный - пижма подсолнечник вейник эспарцет пырей полынь шалфей тысячелистник кострец безостый ковыль овес рожь овсюг пшеница; чернозем южный щебневатый неполноразвитый - пижма подсолнечник = эспарцет полынь тысячелистник пырей вейник шалфей овес кострец безостый рожь овсюг пшеница ковыль; темно-каштановая - пижма = полынь вейник подсолнечник эспарцет шалфей пырей тысячелистник кострец безостый рожь ковыль овес пшеница овсюг; чернозем южный - полынь пижма вейник подсолнечник эспарцет шалфей тысячелистник пырей кострец безостый пшеница овес рожь овсюг ковыль.
Убывающие ряды интенсивности аккумуляции стронция-90 растениями следующие: чернозем обыкновенный - полынь пижма пырей тысячелистник вейник подсолнечник эспарцет шалфей ковыль овес кострец безостый овсюг пшеница рожь; чернозем типичный - пижма полынь пырей подсолнечник эспарцет овсюг вейник ковыль тысячелистник шалфей овес кострец безостый рожь пшеница; чернозем южный щебневатый неполноразвитый - пижма вейник пырей эспарцет овсюг шалфей подсолнечник = полынь = тысячелистник пшеница рожь овес кострец безостый ковыль; темно-каштановая - пижма шалфей пырей полынь тысячелистник подсолнечник вейник = эспарцет пшеница = ковыль рожь овес = овсюг кострец безостый; чернозем южный - шалфей пижма эспарцет пырей вейник подсолнечник овес полынь = тысячелистник овсюг пшеница кострец безостый рожь ковыль.
Методика оценки поступления радионуклидов в растения
В радиоэкологии для оценки поступления радионуклидов в растения применяют различные показатели, такие как коэффициент накопления, учитывающий концентрационные отношения радионуклидов в растении и в почве, коэффициент пропорциональности, который соотносит концентрацию радионуклидов в растениях к площадному загрязнению почвы. Для оценки поступления радионуклидов Cs-137 и Sr-90 был предложен ряд показателей, учитывающих зависимость поведения этих радионуклидов от концентрации в почве их химических аналогов К и Со, с учетом их сходства с биологической точки зрения. Отношение содержания Sr-90 к Са получило название стронциевые единицы, Cs-137 и К - цезиевые единицы (Алексахин, Васильев, Дикарев и др. 1992).
Далее приведена общая схема определения содержания радионуклидов у в растениях на рисунке 5.2 и результаты регрессионного анализа, представленные на рисунках 5.3-5.16.
По результатам проведенных исследований, коэффициент накопления радионуклидов Cs-137 и Sr-90 для одного вида растения значительно меняется в зависимости от типов почв. Коэффициент накопления и другие показатели, в основе которых лежат линейные зависимости концентраций радионуклидов в смежных средах, не позволяют сделать однозначные выводы об аккумуляции радионуклидов растениями. Следовательно, при оценке поступления радионуклидов в растения необходимо учитывать комплекс физико-химических показателей почв.
Для оценки поступления радионуклидов в растения разработана методика на основе математических регрессионных моделей алгоритма самоорганизации, учитывающая содержание цезия-137 в растениях и физико-химические параметры почв.
