Стабильность химического состава и радиационного фона, наряду с ландшафтно-климатическими условиями среды обитания живых организмов, является основным условием устойчивости и нормального функционирования экосистем и биосферы в целом [1]. Под влиянием антропогенной деятельности происходит нарушение геохимической миграции веществ, что приводит к накоплению в верхних частях литосферы тяжелых металлов и радиоактивных элементов и к нарушению устойчивости и ухудшению санитарно-гигиенического состояния почв и водных объектов. Одними из наиболее опасных загрязнителей выступают радионуклиды 137Cs и 90Sr. Естественными источниками 137Cs и 90Sr являются магматические горные породы. При выветривании пород элементы Cs и Sr осаждаются в глинистых почвах и органическом веществе. В результате антропогенной деятельности, в качестве побочных продуктов атомной энергетики, техногенные 137Cs и 90Sr активно внедряются в среду обитания, представляя собой экологическую опасность. Помимо атомной энергетики 90Sr широко используется в разных отраслях промышленности: стабилизация медных сплавов, производство фотоэлементов, пиротехнических изделий, красок, в цементном производстве. В результате увеличиваются масштабы его рассеивания в окружающей среде [2]. Крупные радиационные катастрофы на ПО «Маяк» в 1957 и 1967 гг., многократные испытания ядерного оружия оказали негативное воздействие на радиационную обстановку в Восточно-Уральском регионе. По речным системам, включая исследуемую в настоящей работе водосборную территорию р. Теча, Исеть, Тобол, Миасс и др., техногенные радионуклиды мигрируют на большие расстояния, депонируются в донных отложениях, гидробионтах и пойменных почвах [3].
Длительный период полураспада (137Cs – 30 лет, 90Sr – 29 лет) – способствует аккумуляции в компонентах окружающей среды. Изотопы 137Cs и 90Sr входят в группу радионуклидов со средней радиотоксичностью для животных и человека [4]. Поступая на земную поверхность, 137Cs и 90Sr активно накапливаются растениями, а в водоемах гидробионтами. Вторичным источником 137Cs и 90Sr в наземных экосистемах служит отмирающая биомасса растений, с которой радионуклиды поступают в подстилку и почву. В почвенном покрове 137Cs и 90Sr депонируются главным образом в органической части и во фракциях гранулометрического состава физической глины и ила [5].
Наиболее уязвимыми к загрязнению радионуклидами являются экосистемы, расположенные в пониженных элементах рельефа: аквальные, супераквальные, аккумулятивные ландшафты, где происходит накопление загрязняющих, в том числе радиоактивных, веществ [6].
Настоящие исследования направлены на оценку характера миграции радионуклидов в зависимости от типа водного объекта, химического состава и физико-химических свойств почв в прибрежной зоне.
В настоящей работе исследована удельная активность радионуклидов 137Cs и 90Sr в верхних слоях почв прибрежных экосистем водоемов Тюменской области. Стандартными методами изучена удельная активность 137Cs и 90Sr в почвах участков, прилегающих к водным объектам разного типа: реки, старицы рек и озера. Выполнен анализ физико-химических свойств и химического состава почв прибрежных территорий и проведен корреляционный анализ между удельной активностью 137Cs и 90Sr и свойствами почв.
Материалы и методы исследования
В качестве объектов использованы образцы почв из прибрежных зон водных объектов разного типа: река, старица и озеро, отобранные в июле 2019 г. вблизи некоторых населенных пунктов в юго-западной части Тюменской области (табл. 1). В пределах каждого участка отбирали по 5 почвенных образцов с глубины 0–15 см, анализ удельной активности радиоактивных изотопов и агрохимических свойств почвы проводили в пятикратной повторности для каждого из участков. Для определения типа почвы в пределах каждого участка закладывали почвенный разрез и проводили его морфологическое описание.
Радиологический анализ проб – удельную активность радиоактивных изотопов 90Sr и 137Cs – проводили на гамма-бета спектрометре «Гамма Плюс» с использованием программного обеспечения «Прогресс-5».
Исследование химических и физико-химических свойств почв проводили стандартными методами. Содержание кальция и магния анализировали комплексонометрическим методом, содержание подвижных фосфатов и калия – методом Кирсанова, содержание гумуса – по методу И.В. Тюрина. Актуальную и обменную кислотность определяли методом рН-метрии на приборе «Экотест-120». Гидролитическую кислотность определяли по методу Каппена. Емкость катионного обмена (ЕКО) вычисляли расчетным способом (сумма содержания ионов кальция, магния и гидролитической кислотности). Гранулометрический состав определяли ситовым и седиментационным методами.
Математическую обработку результатов проводили в программе Past 3.16 с использованием методов описательной статистики, дисперсионного (наименьшая существенная разность) и корреляционного (коэффициент корреляции Пирсона) анализа.
Таблица 1
Географическое расположение исследуемых водных объектов и участков отбора почвенных образцов
|
№ объекта |
Тип и название водного объекта |
Расстояние участка отбора проб от уреза воды (тип почвы) |
Ближайшие населенные пункты |
Географические координаты |
|
№ 1 |
р. Тобол |
10 м (аллювиальная дерновая слоистая) |
д. Шашова |
N 56.2218, Е 66.1744 |
|
№ 2 |
р. Тобол |
5 м (аллювиальная дерновая слоистая) |
с. Упорово |
N 56.1824, Е 66.1244 |
|
№ 3 |
старица р. Тобол |
4 м (аллювиальная дерновая слоистая) |
с. Новолыбаево |
N 56,2923, Е 66,2118 |
|
№ 4 |
старица р. Тобол |
4 м (аллювиальная дерновая слоистая) |
с. Ярково |
N 57,2359, Е 67,0256 |
|
№ 5 |
оз. Имбиряй |
10 м (дерново-глеевая) |
г. Ялуторовск |
N 56,3915, Е 66,2150 |
|
№ 6 |
оз. Чигиркуль |
10 м (дерново-глеевая) |
с. Новоатьялово |
N57,0050, Е66,3344 |
Таблица 2
Удельная активность радионуклидов в почвах прибрежных участков исследованных водоемов, Бк/кг
|
Исследуемый объект |
90Sr (мин.-макс.) |
137Cs (мин.-макс.) |
|
р. Тобол, участок № 1 |
41,6 ± 7,7 (24,5–70,2) |
14,2 ± 2,0 (9,7–20,5) |
|
р. Тобол, участок № 2 |
36,0 ± 7,0 (20,5–60,1) |
10,6 ± 1,6 (6,9–15,6) |
|
старица р. Тобол, участок № 3 |
12,3 ± 1,2 (9,4–15,6) |
6,0 ± 0,5 (4,1–7,0) |
|
старица р. Тобол, участок № 4 |
13,4 ± 1,5 (7,8–16,1) |
7,7 ± 1,1 (4,0–10,4) |
|
оз. Имбиряй, участок № 5 |
4,0 ± 1,2 (1,7–7,4) |
2,0 ± 0,7 (0,5–7,1) |
|
оз. Чигиркуль, участок № 6 |
5,2 ± 1,1 (2,8–9,1) |
1,8 ± 0,4 (0,9–3,2) |
|
Глобальный фон |
5 – 20 [4] |
|
|
НСР |
17,4 |
4,5 |
Результаты исследования и их обсуждение
В табл. 2 представлены средние значения, стандартные ошибки и диапазон от минимального до максимального значения удельной активности радионуклидов в пяти точечных образцах в пределах каждого исследованного участка почвенного покрова, прилегающего к водным объектам. В настоящее время в России не разработаны нормативы содержания и удельной активности радионуклидов в почвах [7]. В связи с этим для оценки уровней удельной активности радионуклидов нами использовались данные по их глобальному фону.
Удельную активность техногенных изотопов анализировали в верхнем слое почв глубиной 0–15 см, поскольку по данным разных авторов отмечается повышенная аккумуляция данных радионуклидов в верхних почвенных горизонтах и ее резкое снижение с глубиной [3].
Как показали результаты, удельная активность 90Sr в почвах пойменных участков р. Тобол была максимальной, по сравнению с прибрежными зонами исследованных водоёмов других типов (стариц и озер), при этом превышала естественный глобальный фон, установленный для изотопа. Аналогичная ситуация была характерна для удельной активности 137Cs (табл. 2). Достоверность различий удельной активности изотопов в почвах, прилегающих к разным типам водных объектах, подтверждена показателем НСР. Река Тобол, наряду с р. Теча, Исеть, Миасс и др., является частью речной системы, подверженной воздействию ядерного предприятия «Маяк», и входит в так называемый Восточно-Уральский радиоактивный след [3]. Наименьшая активность исследуемых изотопов установлена в почвах, прилегающих к оз. Имбиряй и Чигиркуль. Вероятно, характер рельефа и интенсивность паводковых явлений водных объектов разного типа также обуславливают неодинаковую интенсивность накопления техногенных изотопов на исследуемых участках.
Существенную роль в аккумуляции радионуклидов в почвах, прилегающих к водоемам, играют агрохимические свойства почв. Состав и свойства почв исследованных участков представлены в табл. 3.
Таблица 3
Агрохимические показатели исследованных почв
|
Показатель (n = 5) |
Тип водного объекта и почвы |
||
|
р. Тобол (аллювиальная дерновая слоистая) |
старицы р. Тобол (аллювиальная дерновая слоистая) |
оз. Имбиряй и оз. Чигиркуль (дерново-глеевая) |
|
|
Гумус, % |
4,9 ± 0,15 |
4,6 ± 0,10 |
3,5 ± 0,09 |
|
рН вод. |
6,6 ± 0,25 |
5,6 ± 0,18 |
4,8 ± 0,14 |
|
рН сол. |
5,3 ± 0,12 |
4,8 ± 0,17 |
4,5 ± 0,16 |
|
ЕКО, мг-экв/100 г |
27,5 ± 1,02 |
18,8 ± 0,58 |
15,2 ± 0,79 |
|
Са2+, мг-экв/100 г |
15,9 ± 0,93 |
13,4 ± 0,85 |
9,3 ± 0,28 |
|
Mg2+, мг-экв/100 г |
5,0 ± 0,58 |
3,8 ± 0,47 |
3,6 ± 0,39 |
|
K2O, мг/100 г |
27,0 ± 1,12 |
25,4 ± 1,09 |
22,6 ± 1,25 |
|
P2O5, мг/100 г |
84,6 ± 2,14 |
33,5 ± 1,15 |
16,4 ± 0,98 |
|
Гранулометрический состав |
Легкий суглинок |
Легкий суглинок |
Средний суглинок |
Таблица 4
Коэффициенты корреляции между удельной активностью радионуклидов и агрохимическими свойствами почв
|
Агрохимический показатель |
Удельная активность радионуклида |
|
|
90Sr |
137Cs |
|
|
Содержание гумуса |
+0,47 |
+0,97 |
|
рН вод |
-0,39 |
+0,65 |
|
рН сол |
-0,63 |
+0,70 |
|
Гидролитическая кислотность |
+0,57 |
-0,42 |
|
Емкость катионного обмена |
+0,55 |
+0,25 |
|
Содержание Са2+ |
-0,56 |
-0,14 |
|
Содержание Mg2+ |
-0,42 |
-0,06 |
|
Содержание K2O |
-0,19 |
-0,58 |
|
Содержание P2O5 |
+0,69 |
+0,43 |
Как показали результаты, исследуемые почвы существенно отличались друг от друга по агрохимическим свойствам. Так, содержание гумуса в поймах и старицах р. Тобол соответствовало среднему уровню, в поймах озер – низкому. Уровень кислотности менялся от нейтрального в поймах р. Тобол до резко кислого в почвах, прилегающих к озерам. ЕКО почв всех участков была умеренно низкой. Содержание кальция изменялось от повышенного в поймах и старицах до среднего у озер. Содержание магния, соответственно, было очень высоким и высоким. Обеспеченность калием на всех участках была очень низкой, содержание фосфатов колебалось от среднего до очень низкого. Согласно данным из литературы, основными свойствами почв, обуславливающими фиксацию радионуклидов, выступают содержание гумуса, уровень кислотности, обеспеченность кальцием, магнием и фосфатами [8]. По гранулометрическому составу исследуемые почвы относились к типам легких и средних суглинков.
Корреляционный анализ удельной активности изотопов и агрохимических свойств в исследованных образцах почвы выявил определенные закономерности в факторах иммобилизации нуклидов в почве (табл. 4).
Оба изотопа проявляли повышенную удельную активность при увеличении в почве доли гумуса, особенно в случае изотопов 137Cs, при росте емкости катионного обмена, особенно в случае изотопов 90Sr. Изменение уровня кислотности почвы в зависимости от катиона по-разному влияло на их удельную активность. С повышением кислотности почвы или снижением щелочности удельная активность изотопа 137Cs падала, активность изотопа 90Sr увеличивалась. Отрицательную корреляцию изотопы 90Sr проявляли с содержанием в почве ионов Ca2+ и Mg2+, изотопы 137Cs – с содержанием ионов К+, что подтверждается данными исследований других авторов [7]. Сильную положительную корреляцию удельная активность 137Cs и 90Sr проявляла с содержанием фосфатов в почве. Гранулометрический состав почв исследуемых участков существенным образом не отличался, в связи с чем корреляцию этого показателя с удельной активностью изотопов 137Cs и 90Sr не определяли.
Заключение
Таким образом, техногенные радионуклиды 137Cs и 90Sr наиболее активно накапливаются в пойменных почвах речных систем, являющихся одним из основных механизмов миграции изотопов от антропогенных источников в депонирующие компоненты ландшафтов. Факторами иммобилизации радиоактивных изотопов в почвах выступают гумус, поглотительная способность почвы, содержание фосфатов.
Статья подготовлена при финансовой поддержке ФАНО России в рамках темы «Антропогенная трансформация пойменных экосистем Обь-Иртышского бассейна» (№ НИОКТР АААА-А19-119012190088-0).