ХИМИЯ ПОЧВ
УДК 631:811.1:632.118.3
РОЛЬ МИНЕРАЛИЗАЦИИ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА ДЕРНОВО-ПОДЗОЛИСТЫХ И ТОРФЯНО-БОЛОТНЫХ ПОЧВ В НАКОПЛЕНИИ 13^ РАСТЕНИЯМИ*
© 2010 г. А. С. Тулина1, В. М. Семенов1, Н. Н. Цыбулька2, Т. П. Шапшеева2,
А. А. Зайцев3, Т. В. Арастович4
Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, 142290, Московская обл.,
Пущино, ул. Институтская, 2 2Могилевский филиал РНИУП "Институт Радиологии"МЧС Республики Беларусь, 212011,
Могилев, ул. Калужская, 41 3Брестский филиал РНИУП "Институт радиологии" МЧС Республики Беларусь, 225710, Брестская обл., Пинск-16, ул. Ленина, 27, а/я 82 4Лаборатория массовых анализов РНИУП "Институтрадиологии"МЧС Республики Беларусь, 246000,
Гомель, ул. Федюнинского, 16 е-шаП: atulina@yandex.ru Поступила в редакцию 10.06.2009 г.
Оценена роль минерализации органического вещества (ОВ) почвы в мобилизации 137С8 путем сопоставления результатов биокинетического фракционирования ОВ дерново-подзолистых супесчаных и торфяно-болотных почв с коэффициентами перехода радионуклидов в растения в полевых условиях. В торфяно-болотных почвах по сравнению с дерново-подзолистыми содержалось больше общего органического углерода в 7.9—23.8 раза, потенциально-минерализуемого углерода — в 2.4— 6.5 раза и микробной биомассы — в 2.9—4.6 раза. Сельскохозяйственное использование торфяно-бо-лотных и дерново-подзолистых почв привело к уменьшению интенсивности минерализуемости органического вещества соответственно в 1.1—1.8 и 1.4—2.0 раза и изменению соотношения легко, умеренно и трудно минерализуемых фракций в его активном пуле. Коэффициенты перехода 137С8 в растения из торфяно-болотных почв были в 3.3—17.6 раз больше, чем из дерново-подзолистых почв. Из торфяных почв растения накапливали в 2—65 раз больше 137С8, чем его содержалось в мобильном (солеэкстрагируемом) состоянии к началу вегетации. Установлена тесная положительная линейная связь мужду переходом 137С8 из почвы в растения с содержанием в почве органического углерода, микробной биомассы, потенциально-минерализуемого углерода и интенсивностью его минерализации. Делается вывод о том, что ключевым фактором, определяющим различия в размерах аккумуляции растениями 137С8 из минеральных и органических почв, является содержание в почвах органического вещества и его подверженность минерализации, в результате которой высвобождается как цезий, так и минеральный азот, способствующий усилению поступления радионуклидов в растения.
ВВЕДЕНИЕ
В результате аварии на Чернобыльской АЭС наибольшему загрязнению 137С8 подверглись дерново-подзолистые почвы легкого гранулометрического состава и торфяно-болотные почвы [45]. Известно, что растения поглощают из органических почв существенно больше радионуклидов, чем из минеральных [10, 19, 31, 39, 48]. Этот феномен принято объяснять, в первую очередь, отсутствием или низким содержанием в органических почвах глинистых и слюдистых минералов, ответственных за необменную сорбцию 137С8 [33, 37]. Однако в минеральных почвах легкого гранулометрического состава закрепление радиоцезия
* Работа выполнена при поддержке РФФИ, проект 08-04-90048-Бел_а.
не прочно из-за низкого содержания илистой фракции и преобладания в минералогическом составе каолинита, характеризующегося невысокой поглотительной способностью в ряду глинистых минералов [5, 14, 40]. Имеются также данные о трансформации 137С8 в малоподвижные соединения в торфяных почвах [9]. Очевидно, что различная мобильность радиоцезия в органических и минеральных почвах обусловлена не только гранулометрическим и минералогическим составами, но и содержанием органического вещества и его состоянием.
Важным показателем мобильности 137С8 служит содержание радионуклидов в форме лабильных соединений. К лабильной форме 137С8 относят сумму радионуклидов, находящихся в обменном состоянии, во фракциях, связанных с
оксидами Бе и Мп, микробной биомассой и кис-лоторастворимым органическим веществом, а к стабильной форме — сумму радионуклидов, содержащихся во фракциях прочного органического вещества и "твердого остатка", определяемых методом последовательных экстракций [25]. Поскольку 137С8 образует связи и с низкомолекулярными органическими веществами, существенную роль в мобильности радиоцезия играет растворимое органическое вещество почвы [1, 23, 32]. Это согласуется с мнением исследователей, полагающих, что 137сб, связанный с растворимым ОВ, мобилен [36]. Сорбция 137сб компонентами органического вещества почвы обратима, поэтому часть цезия, адсорбированного органическими сорб-ционными центрами, относится к лабильному пулу радионуклидов [34, 47]. Радиоцезий, содержащийся во фракции гумина, считается прочно закрепленным в почве [42]. Поэтому, чем больше в органическом веществе почвы доля гумина и меньше доля растворимого органического вещества, тем ниже подвижность в почве 137С8 [3, 4].
Применение органических удобрений оказывает неоднозначное влияние на накопление радионуклидов в растениях. При длительном применении навоза происходит уменьшение аккумуляции радионуклидов в растениях, что объясняется дополнительным накоплением в почве обменного калия, снижающего поглощение цезия растениями [16]. На фоне низкого содержания калия в почве применение торфа и птичьего помета в год их внесения увеличивает поступление 137С8 в растительную биомассу [29]. При одинаковой обеспеченности обменным калием растения поглощают больше радиоцезия из почвы с более высоким содержанием ОВ, что вызвано увеличением запасов высвобождающегося при минерализации ОВ минерального азота, способствующего повышению удельного накопления радионуклидов в растениях [17, 46]. Вышеизложенное дает основание предположить, что минерализация органического вещества почвы может быть фактором, контролирующим мобильность радионуклидов в почве и обусловливающим значительные различия коэффициентов перехода 137С8 в растения из минеральных и органических почв.
Целью работы было определить минерализа-ционную способность органического вещества дерново-подзолистых супесчаных почв и торфя-но-болотных почв, загрязненных 137С8, и оценить зависимость накопления радионуклидов в растениях от минерализуемости органического вещества почвы.
ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ
Исследовали образцы дерново-подзолистых и торфяно-болотных почв, отобранных с участков естественных угодий и вариантов многолетних
полевых опытов разных областей Белоруссии. Почвы: 1) дерново-подзолистая супесчаная авто-морфная на водноледниковых рыхлых супесях, подстилаемых песками с глубины 0.3 м и моренным суглинком с глубины 0.7 м (Могилевская обл.);
2) дерново-подзолистая супесчаная глееватая на водноледниковых рыхлых супесях, подстилаемых песками с глубины 0.3 м (Могилевская обл.);
3) низинная маломощная (мощность торфяного слоя — 40—50 см) торфяно-болотная, сформированная на хорошо разложившемся древесно-осо-ковом торфе, подстилаемом песками, степень разложения торфа — 70% (Брестская обл.); 4) низинная маломощная (мощность торфяного слоя — 80—100 см) торфяно-болотная, сформированная на древесно-осоковом торфе, подстилаемом песками, степень разложения торфа — 20% (Гомельская обл.). Физико-химические показатели, которые определяли классическими методами, приведены в табл. 1, а значения удельной активности 137Сз (Бк/кг) — в табл. 2. Повторность измерений — двукратная. В полевых опытах на дерново-подзолистых почвах выращивали злакобобовую смесь (овес + пелюшка), а на торфяно-болотных — многолетние злаковые травы с внесением фосфорно-калийного или полного минерального удобрений в рекомендованных для этих почв дозах. Поглощение радионуклидов 137С8 растениями ингибиру-ется калием и стимулируется азотом [17], поэтому калийные удобрения вносили в повышенных дозах по сравнению с азотными и фосфорными удобрениями. Дозы мочевины, двойного суперфосфата и хлористого калия на дерново-подзолистых почвах — №0Р60К150 кг действующего вещества на гектар, на торфяно-болотных почвах 3 и 4 соответственно Ж5Р40К100 и Ш0Р60К120. Образцы почв естественных экосистем были отобраны под лугово-разнотравной растительностью с преобладанием злаков.
Минерализацию органического вещества почвы оценивали методом биокинетического фракционирования по интенсивности эмиссии С— СО2 из почвы в течение длительной (150 сут) инкубации [13]. Воздушно-сухие образцы почв перед началом инкубации выдерживали в сухожаро-вом шкафу в течение суток при температуре 65°С, затем увлажняли до 60% ППВ и инкубировали в стеклянных флаконах, закрытых полиэтиленовой пленкой, при температуре 22°С. Опыт проводили в трехкратной повторности. Газовые пробы отбирали ежедневно в первую неделю инкубации, а в последующий период промежутки времени между отборами составляли 2, 3 и 5 сут. За период инкубации проведен 41 отбор газовых проб. Перед отбором флаконы проветривали под тягой, затем закрывали силиконовыми пробками и выдерживали их в закрытом состоянии в течение часа. Образцы газа над почвой отбирали шприцом сразу после того, как флаконы были закрыты пробками
Таблица 1. Основные химические свойства дерново-подзолистых и торфяно-болотных почв
N общ N мин ^ Н+ + N О-) К2О Р2О5
(0.2 н. НС1)
мг/100 г почвы
Вариант
С орг, %
рН солевой
Сумма обменных оснований
мг-экв/100 г почвы
Луг РК ОТК
10.07 9.15 9.32
Дерново-подзолистая супесчаная автоморфная почва
Торфяно-болотная почва (степень разложения торфа 70%)
5.37 7.20 6.74
798 812 875
8.6 4.2 4.5
11.45 11.43 13.94
7.00 6.88 6.50
Торфяно-болотная почва (степень разложения торфа 20%)
Луг 0.91 4.75 58 0.9 13.93 13.93 2.86
РК 1.24 6.16 99 0.8 18.88 24.50 13.89
NPK 1.46 5.91 148 1.0 18.47 22.00 7.03
Дерново-подзолистая супесчаная глееватая почва
Луг 1.55 5.90 115 1.2 16.88 5.75 8.15
РК 1.69 7.26 126 1.2 22.48 15.00 19.51
NPK 1.59 6.86 138 1.7 22.30 14.88 15.69
30.20 38.41 39.76
Луг 30.05 5.05 1834 6.3 13.76 1.00 39.54
РК 28.66 5.27 1876 5.6 13.26 1.12 39.31
ОТК 27.09 5.04 2080 9.1 13.87 1.25 39.20
и после часовой экспозиции. По разнице концентраций СО2 в газовых пробах в начале и конце экспозиции рассчитывали скорость потока С-СО2 (мг/100 г в
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.