РАДИОЭКОЛОГИЯ
УДК 574::539.1.04:[57+61]::539.1.04:582.52:58.03:58.04
ОЦЕНКА ВКЛАДА ФАКТОРОВ РАДИАЦИОННОЙ И ХИМИЧЕСКОЙ ПРИРОДЫ В ФОРМИРОВАНИЕ БИОЛОГИЧЕСКИХ ЭФФЕКТОВ В ПОПУЛЯЦИИ ГОРОШКА МЫШИНОГО С ТЕРРИТОРИИ СКЛАДИРОВАНИЯ ОТХОДОВ РАДИЕВОГО ПРОИЗВОДСТВА (ПОС. ВОДНЫЙ, РЕСПУБЛИКА КОМИ)
© 2014 г. Т. И. Евсеева1, С. А. Гераськин2*, О. М. Вахрушева1
Институт биологии Коми научного центра УрО РАН, Сыктывкар 2ВНИИ сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии РАСХН, Обнинск
Антропогенно измененные почвы территории складирования отходов радиевого производства наряду с радионуклидами содержат высокие суммарные концентрации РЬ, /п, Си, Аз, V, Мо, $г, У Ва, в 10—183 раза превосходящие фоновые значения в зависимости от положения фации в рельефе. Радионуклиды уранового и ториевого рядов вносят определяющий вклад в снижение репродуктивной способности и увеличение уровня цитогенетических нарушений у горошка мышиного (У1аса сгасса Ь.). Из нерадиоактивных элементов, содержащихся в почвах, только Аз и РЬ значимо влияют на репродуктивную способность растений. $г, /п, У и Р модифицируют биологические эффекты, обусловленные воздействием факторов радиационной природы. Причем Р и /п нивелируют негативное влияние радионуклидов, а $г и У усиливают его.
Совместное воздействие, тяжелые естественные радионуклиды, редкие и рассеянные элементы, радиоактивные отходы, растения.
БОТ: 10.7868/80869803114010068
Территории, загрязненные отходами добычи и переработки радиоактивных руд либо концентрирования природных радионуклидов из пластовых вод, распространены в разных регионах мира. Управление ими представляет серьезную проблему с точки зрения достижения экологической безопасности и защиты населения.
Тяжелые естественные радионуклиды являются одновременно а-, р- и у-излучателями, а их соединения в повышенных концентрациях токсичны для животных и растений [1, 2]. Накопление радионуклидов в живых организмах сопровождается поступлением нерадиоактивных токсичных элементов, содержащихся в добываемых рудах и образующихся отходах. При совместном воздействии этих факторов на биологические объекты возможно возникновение синергических эффектов [3—5].
В такой ситуации анализ экологического риска не может быть основан только на оценке радиационного воздействия. Но до сих пор нет достоверных результатов полевых исследований, подтверждающих или опровергающих это утверждение. Существуют лишь немногочисленные
* Адресат для корреспонденции: 2490326 Обнинск, Калужская обл., Киевское ш., 109 км, ГНУ ВНИИСХРАЭ РАСХН; e-mail: stgeraskin@gmail.com.
данные [6—8] о вкладе естественных радионуклидов и нерадиоактивных химических элементов, содержащихся в водах, донных отложениях и почвах из мест бывшей добычи урана и радия, в формирование биологических эффектов у лабораторных тест-организмов.
Результаты наших предыдущих исследований [2, 9, 10] позволили сделать вывод, что негативные эффекты в природных популяциях растений, заселивших территорию складирования отходов радиевого производства, являются следствием не только хронического воздействия радионуклидов уранового и ториевого рядов. Цель настоящей работы — проверить это предположение и оценить относительный вклад факторов нерадиационной (физико-химические характеристики почв и содержание в них нерадиоактивных элементов) и радиационной (удельная активность тяжелых естественных радионуклидов в почве) природы в снижение репродуктивной способности и увеличение уровня цитогенетических нарушений в популяции распространенного на территории складирования отходов радиевого производства травянистого вида — горошка мышиного (Vicia cracca L.).
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКА
Описание района исследований и методы отбора проб почв и растений опубликованы ранее [2, 9]. Изученная местность относится к надпойменно-террасовому типу и включает заболоченную пойму р. Ухта, первую слабовыраженную и вторую надпойменные террасы.
Исходные подзолистые почвы террас перекрыты радиоактивными отходами переработки урановой руды и производства радия, которые сбрасывали на берег р. Ухта во время работы радиохимических предприятий.
Большая часть территории занята в настоящее время травяным фитоценозом с преобладанием злаков, в пределах которого в конце ноября 2003 г. с шести площадок, приуроченных к основным элементам геохимического сопряжения, были собраны семена и надземная масса горошка мышиного. Образцы антропогенно измененных почв отбирали с глубины 0—20 см на этих же площадках методом конверта.
Контрольный участок расположен в той же почвенно-климатической зоне, что и экспериментальный, и представляет собой незатопляе-мый луг с преобладанием злаков на подзолистых почвах.
В контрольной и экспериментальной популяциях горошка мышиного определяли частоту аберраций хромосом в корневой меристеме проростков, их выживаемость и всхожесть семян [2, 9].
Методики и результаты определения удельной активности радионуклидов уранового и ториево-го рядов в почвах и надземной массе горошка, оценки дозовых нагрузок на растения представлены в предыдущих публикациях [2, 9].
После закрытия радиевого производства было выявлено [11] высокое содержание в отходах РЬ, Zn, Си, Аз, Fe, V, Мо, 8г, У, Са, Ва, Р, которые могут как самостоятельно оказывать воздействие на формирование цитогенетических нарушений и репродуктивную способность растений, так и модифицировать эффекты радионуклидов. Поэтому необходимо было определить, какие концентрации перечисленных микро- и макроэлементов наблюдаются в настоящее время в антропогенно измененных почвах территории складирования отходов.
Кроме того, изучали достоверно влияющие [12] на поступление тяжелых естественных радионуклидов в растения физико-химические характеристики почв — рН водной вытяжки, емкость катионного обмена, содержание гумуса и обменных Са и М§.
Химический анализ образцов почв выполнен в лаборатории "ЭКОАНАЛИТ" Института биологии Коми Научного центра Уральского отделения
Российской академии наук, аккредитованной в Системе аккредитации аналитических лабораторий (аттестат аккредитации № РОСС RU.0001.511257 от 16 апреля 2009 г.).
В образцах почв определяли содержание гумуса методом Тюрина, рН водной вытяжки — потен-циометрически, емкость катионного обмена, содержание обменных Са и М§ — методом атомной абсорбции, валовые концентрации РЬ, Zn, Си, Аз, Fe, V, Мо, 8г, У, Са, Ва, Р — атомно-эмиссионной спектрометрией с индуктивно связанной плазмой.
Статистическое оценивание проводили общепринятыми методами [13] с применением пакета статистических программ 81а1АзИса 6.1.
РЕЗУЛЬТАТЫ
Верхний 0—20 см слой почв контрольного участка характеризуется низким содержанием гумуса, невысокой емкостью катионного обмена и кислой реакцией водной вытяжки (табл. 1). Сходные характеристики имеют антропогенно измененные почвы второй надпойменной террасы и ее склона в пределах территории складирования отходов радиевого производства. Но почвы участков, занимающих подчиненное положение в геохимическом сопряжении, отличаются более высокими значениями валовой концентрации кальция, его обменных форм, гумуса, емкости катионного обмена и нейтральной либо слабощелочной реакцией почвенного раствора.
Содержание микро- и макроэлементов в почвах контрольного участка низкое и не превышает соответствующих среднестатистических значений (рис. 1, а—в).
Напротив, в почвах территории складирования отходов радиевого производства наблюдаются повышенные концентрации радионуклидов и токсичных химических веществ. Суммарные удельные активности радионуклидов, как и концентрации нерадиоактивных элементов, в десятки и сотни раз, в зависимости от местоположения фаций в рельефе, превышают контрольные значения (табл. 1). К наименее загрязненным можно отнести почвы второй надпойменной террасы. Здесь наблюдаются относительно низкие удельные активности радионуклидов уранового и то-риевого рядов [2, 9], а из нерадиоактивных элементов (рис. 1, а) только содержание РЬ и Аз, относящихся к I классу опасности [14], превосходит контрольные и среднестатистические [15—18] величины. При переходе к подчиненным фациям в почвах существенно возрастают концентрации всех изученных элементов (рис. 1, а—в).
Сходный характер латерального распределения радиоактивных и стабильных химических элементов в пределах изученного участка обу-
Таблица 1. Физические и химические характеристики верхних (0—20 см) горизонтов почв контрольного (К) и экспериментального участков (I — вторая надпойменная терраса, II и III — склон от второй надпойменной террасы, IV — первая надпойменная терраса, V и VI — склон от первой надпойменной террасы)
Участок рН водной вытяжки Содержание обменных катионов, ммоль/100 г ЕКО1, ммоль/100 г Содержание гумуса, % С 2 т С 3 Д,4 мкГр/ч
Са МБ
К 5.0 13.2 1.4 24 3.0 1 1 0.44 ± 0.04
I 5.4 12.5 1.4 26 3.8 10 4 0.87 ± 0.18
II 4.8 7.4 1.2 16 3.5 14 5 4.29 ± 0.65
III 5.7 9.6 1.0 29 4.0 32 101 57.27 ± 4.19
IV 7.2 38.9 2.7 58 13.5 92 100 115.71 ± 13.68
V 7.1 33.2 2.8 45 11.0 183 499 257.55 ± 41.38
VI 7.5 31.7 1.6 59 6.4 161 1054 320.37 ± 34.96
1Емкость катионного обмена.
2 Ст = I —-—, где Ст — показатель загрязнения почв токсичными нерадиоактивными элементами, с1 — концентрация г'-го
- = 1 с"0"''
. , , соп1:г
элемента (мг/кг воздушно-сухой почвы) в почве экспериментального участка, с- — концентрация г-го элемента в почве контрольного участка.
! С, = I
- = 1С
где Сг — показатель загрязнения почв радионуклидами уранового и ториевого рядов, оцененный по данным
работы [9], с/ — концентрация /-го радионуклида (Бк/кг воздушно-сухой почвы) в почве экспериментального участка,
соп1:г
с■ — концентрация/-го радионуклида в почве контрольного участка.
4
Мощность взвешенной поглощенной дозы для надземной массы горошка (данные из работы [9]).
п
п
словливает наличие между их содержанием в почвах достоверных корреляционных связей (табл. 2). Такая часто встречающаяся в условиях техногенно загрязненных территорий ситуация [8, 19] существенно усложняет поиск моделей, отражающих зависимость между биологическими эффектами, наблюдаемыми в природных популяциях, и уров
Для дальнейшего прочтения статьи необходимо приобрести полный текст. Статьи высылаются в формате PDF на указанную при оплате почту. Время доставки составляет менее 10 минут. Стоимость одной статьи — 150 рублей.