След Чернобыля в агроландшафтах Черноземья: независимая оценка 30 лет спустя

Татьяна Парамонова, Ольга Комиссарова, Леонид Турыкин, Наталья Кузьменкова, Галина Агапкина, Сергей Мамихин
«Природа» №7, 2019

Об авторах

Татьяна Александровна Парамонова — кандидат биологических наук, старший преподаватель кафедры радиоэкологии и экотоксикологии факультета почвоведения Московского государственного университета имени М. В. Ломоносова. Область научных интересов: миграция антропогенных радионуклидов в ландшафтах территорий, пострадавших от Чернобыльской аварии; механизмы адаптации травянистых растений к абиогенному стрессу.

Ольга Леонидовна Комиссарова — аспирантка той же кафедры. Область научных интересов: миграция антропогенных радионуклидов в ландшафтах территорий, загрязненных после Чернобыльской аварии; механизмы адаптации травянистых растений к абиогенному стрессу.

Леонид Анатольевич Турыкин — кандидат географических наук, старший научный сотрудник лаборатории эрозии почв и русловых процессов имени Н. И. Маккавеева географического факультета того же университета. Область научных интересов: бассейновый транспорт веществ в составе эрозионного и флювиального стоков.

Наталья Викторовна Кузьменкова — кандидат географических наук, ведущий научный сотрудник кафедры радиохимии химического факультета того же университета. Область научных интересов: формы соединений радионуклидов в окружающей среде.

Галина Ивановна Агапкина — кандидат химических наук, старший научный сотрудник кафедры радиоэкологии и экотоксикологии факультета почвоведения того же университета. Область научных интересов: миграция и аккумуляция экотоксикантов в наземных экосистемах.

Сергей Витальевич Мамихин — доктор биологических наук, ведущий научный сотрудник той же кафедры. Область научных интересов: математическое моделирование потоков радионуклидов в окружающей среде; оценка дозовых нагрузок на компоненты биоты и человека.

В ХХ веке в Периодической таблице Менделеева один за другим появились трансурановые элементы: в 1940 г. ученым удалось выделить нептуний (Np), занявший 93-ю ячейку таблицы, затем последовало открытие плутония, америция, кюрия... Геохимический состав биосферы Земли во второй половине 20-го столетия также обогатился техногенными радионуклидами, в частности искусственными радиоактивными изотопами природных стабильных нуклидов. Источниками поступления этих элементов в природную среду стали, прежде всего, испытания атомного оружия, а в дальнейшем — объекты атомной энергетики, первые этапы развития которой были связаны с серьезными авариями. Радионуклиды рассеялись в окружающей среде, включились в биологический круговорот — в том числе в миграционные потоки элементов в агроценозах. Изменился радиоактивный фон наземных экосистем.

Известно, что радиация не имеет ни цвета, ни вкуса, ни запаха. И отношение разных людей к растительной продукции, полученной на радиоактивно загрязненных землях, радикально различается — от пренебрежения запретами до радиофобии. Между тем существует научно обоснованная стратегия эффективного землепользования на территориях с масштабным радиоактивным загрязнением. Она разработана в результате многолетнего изучения наземных экосистем европейской части России, которое проводится с момента чернобыльской аварии 1986 г.

Маркер радиоактивных выпадений и уроки катастрофы

Цезий-137 (¹³⁷Cs), или радиоцезий, — важнейший техногенный радионуклид аварийных радиоактивных выпадений: его выброс суммарно составил 8,5 · 10¹⁶ Бк¹. Во время аварии на Чернобыльской АЭС значительная часть этого радионуклида выделилась из перегретого топлива в атомарной и аэрозольной формах, что предопределило его высокую миграционную активность в атмосфере. Радиоцезий распространился на сотни и тысячи километров от источника загрязнения. Период полураспада этого долгоживущего радионуклида составляет 30,17 года, и он прочно фиксируется в почвенных горизонтах. Дело в том, что ¹³⁷Cs внедряется в межпакетные пространства глинистых минералов, вытесняя стабильный калий (свой химический аналог), и в дальнейшем не участвует в процессах ионного обмена. Иными словами, радиоцезий долго сохраняется в почве, где потенциально доступен растениям [1]. Вот почему в основу выделения на территории России постчернобыльских зон с различными уровнями радиоактивного загрязнения², прежде всего, была заложена величина запасов ¹³⁷Cs в верхних почвенных горизонтах³, хотя даже при плотности поверхностного загрязнения 37 кБк/м², соответствующей верхней границе допустимого уровня активности ¹³⁷Cs, содержание этого радионуклида в почве мало — всего 0,16 г/км² [2].

Давайте вернемся на несколько десятилетий назад и посмотрим, как менялись показатели загрязненности почв постчернобыльских зон ¹³⁷Cs в конце XX — начале XXI в. Первоначальная площадь сельскохозяйственных угодий с уровнем содержания радиоцезия свыше 37 кБк/м² составляла более 2,955 млн га, из них 17,1 тыс. га пахотных земель имели плотность поверхностного радиоактивного загрязнения более 1480 кБк/м² (максимально — до 2960 кБк/м²), в связи с чем потребовалось полностью вывести эти участки из сельскохозяйственного оборота [3]. Наиболее выраженные ореолы радиоактивного загрязнения почв ¹³⁷Cs образовались в Брянской, Калужской, Тульской и Орловской областях (рис. 1), причем в двух последних возникли особые радиоэкологические риски: здесь плотность поверхностного загрязнения пахотных земель, возникшая вследствие чернобыльских выпадений, достигала 185–555 кБк/м². Невозможность использования пашни в Черноземье, где сельскохозяйственные угодья занимают свыше 70% площади земельного фонда, обернулось бы катастрофическими последствиями для экономики региона [3, 4].

Рис. 1. Карта-схема радиоактивного загрязнения почв Европейской России после чернобыльской аварии [3]

Наверное, излишне объяснять, что включенные в пищевые цепи техногенные радионуклиды становятся источником серьезной опасности для здоровья населения. По меткому замечанию академика Р. М. Алексахина (1936–2018), авария на Чернобыльской АЭС стала не только чрезвычайным происшествием на объекте ядерной энергетики, но и крупномасштабной аварией в сельском хозяйстве страны [1].

В настоящее время на всей территории России развернута единая государственная автоматизированная система мониторинга радиационной обстановки, предназначенная для своевременного обнаружения факта аварии в районах, где расположены ядерно и радиационно опасные объекты атомной отрасли, для контроля трансграничного переноса радиоактивных веществ и, разумеется, для организации эффективного реагирования. Уроки Чернобыля не прошли даром: такой контроль должен значительно снизить потенциальный ущерб аварий⁴. Результаты наблюдений открыто публикуются в ежегодном сборнике «Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств» и в ежемесячнике «Справки о радиационной обстановке на территории России»⁵. Кроме того, научно-производственное объединение «Тайфун» с 1986 г. проводит радиационно-гигиенический мониторинг на территориях населенных пунктов Брянской, Белгородской, Воронежской, Курской, Липецкой, Орловской, Тульской и Рязанской областей, загрязненных в результате аварии на Чернобыльской АЭС техногенными радионуклидами. Специалисты этого объединения измеряют мощность максимальной эквивалентной дозы гамма-излучения и отбирают пробы почвы (до глубины 30 см) для гамма-спектрометрического анализа на содержание ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ^239+240Pu (удельные активности последнего, как правило, ниже пределов обнаружения). С 2007 г. контроль стал ежегодным, результаты измерений сводятся в сборнике «Данные по радиоактивному загрязнению территории населенных пунктов РФ цезием-137, стронцием-90 и плутонием-239+240»⁶.

В постчернобыльских районах силами территориальных подразделений службы «Агрохимрадиология» Министерства сельского хозяйства РФ, а также подразделений Россельхознадзора и Роспотребнадзора проводится плановый радиационный мониторинг аграрных земель и получаемых на них продуктов питания человека и сельскохозяйственных животных. Согласно обобщенным данным названных ведомств, наиболее сложна радиоэкологическая ситуация в Брянской обл., где сельскохозяйственная продукция до сих пор не в полной мере соответствует санитарно-гигиеническим нормативам. Содержание ¹³⁷Cs в кормах животных порой превышает допустимые ветеринарные уровни в 2–4 раза, что предопределяет заметное несоответствие продуктов животноводства стандартам радиационно-гигиенической безопасности. Зафиксировано превышение предельных показателей в 4–12% проб молока и молочной продукции, а также в 5–8% проб мяса [5]. В Калужской обл. содержание ¹³⁷Cs в зерне и картофеле превышало нормативы вплоть до 1988 г., в животноводческих кормах — до 1995 г., в травостое естественных сенокосов и пастбищ — до 2000 г., в единичных пробах подобное превышение регистрируется до сих пор. В то же время в Тульской и Орловской областях вся производимая в 1987–2018 гг. продукция растениеводства почти полностью соответствовала санитарно-гигиеническим нормативам по содержанию в ней радиоцезия. И все же официальные источники сообщают: уровни загрязнения почв сельскохозяйственных угодий этим радионуклидом существенно превышают нормы радиационной безопасности не только в пределах Брянской обл., но и в остальных выраженных ореолах чернобыльских выпадений даже спустя 30 лет после аварии, что равно примерно одному периоду его полураспада. Не назовешь оптимистичными и прогнозные оценки: в соответствии с расчетами, наиболее пострадавшие земли сохранят свой статус радиоактивно загрязненных вплоть до середины ХХI в., а локально — до конца 22-го столетия [6].

Практика реабилитации земель, загрязненных радионуклидами

Естественно, возникают вопросы: насколько данные надзорных органов о содержании ¹³⁷Cs в продукции растениеводства постчернобыльских территорий соответствуют реальной ситуации? Может быть, продукты питания, произведенные в этих регионах, опасны для потребителя? Для того чтобы ответить на них, сотрудники факультета почвоведения, а также географического и химического факультетов МГУ имени М. В. Ломоносова провели в 2014–2018 гг. независимую детальную оценку состояния почв и растительной продукции в агроценозах и природных луговых биогеоценозах Плавского радиоактивного пятна Тульской обл. (рис. 2). Речь идет о крупнейшем ореоле выпадений чернобыльского ¹³⁷Cs в черноземной зоне европейской части России. Характерно, что первоначальная плотность поверхностного загрязнения почв Плавского пятна ¹³⁷Cs в 5–15 раз превышала норму (рис. 3), но в силу сельскохозяйственной направленности экономики района эти плодородные земли не выводили из оборота, а продолжали использовать в земледелии, причем преимущественно в качестве пахотных угодий. Правда, подобное решение было принято вовсе не в опрометчивой надежде получить растительную продукцию с приемлемым содержанием ¹³⁷Cs: на самом деле сразу же после чернобыльской аварии на пахотных землях Плавского радиоактивного пятна применили специальные реабилитационные контрмеры. Об их результативности можно судить на основании проведенного нами исследования.

Рис. 2. Река Локна — водная артерия, дренирующая территорию центральной части Плавского радиоактивного пятна. Здесь и далее фото Т. А. Парамоновой

При оценке экологических последствий присутствия ¹³⁷Cs в почвах постчернобыльских территорий важный параметр — распределение радионуклида в профиле почвы, во многом определяющее соотношение загрязненного и корнеобитаемого слоев, а также указывающее на потенциальную возможность перехода радиоцезия в подземные воды, которые могут использоваться для питьевого водоснабжения. Считается, что отмеченная ранее способность ¹³⁷Cs к специфической (необменной) сорбции в межпакетных пространствах и краевых клинообразных расширениях кристаллической решетки некоторых глинистых минералов и слюд [7–10] — важная характеристика поведения этого элемента в почвах. Черноземы, сформировавшиеся на лёссовидных суглинках Русской равнины, обогащены глинистыми минералами, и необменное поглощение ¹³⁷Cs в этих почвах приводит к прочной фиксации радионуклида в составе твердой фазы приповерхностного слоя, а значит, препятствует его водной миграции и корневому потреблению растениями [1, 11]. Благодаря природным свойствам черноземов биологическая миграция ¹³⁷Cs по пищевым цепям минимизируется. Помимо этого, параметры корневого потребления ¹³⁷Cs снижаются при высокой обеспеченности почв доступным калием, оптимизации минерального питания растений и внесении природных и синтетических сорбентов. Правда, последние эффективны только на почвах легкого гранулометрического состава — песках и супесях⁷ [12]. Заметим: сельскохозяйственные культуры существенно различаются интенсивностью корневого потребления ¹³⁷Cs и особенностями его депонирования в органах растений [13, 14]. Наконец, шаблонный, но весьма действенный агротехнический прием реабилитации пахотных земель, загрязненных радиоцезием, — вспашка, которая способствует перераспределению содержащих радионуклид поверхностных агрегатов в пределах оборотного пласта почвы и в конечном итоге приводит к относительному снижению величин удельной активности ¹³⁷Cs в ризосферном пространстве. Если же провести глубокую мелиоративную вспашку на глубину 30–50 см, то существенная часть ¹³⁷Cs будет выведена за пределы корнеобитаемого слоя почв и как бы захоронена в подпахотном горизонте.

Рис. 3. Карта-схема радиоактивного загрязнения почв Плавского радиоактивного пятна Тульской обл. в 1986 г. [6]

В первые годы после чернобыльской катастрофы необходимо было ликвидировать ее последствия для сельского хозяйства как можно скорее, и защитные контрмеры проводили без всесторонней оценки их эффективности. Но в настоящее время специалисты Всероссийского научно-исследовательского института радиологии и агроэкологии в Обнинске провели подобные исследования, и показали, что для первого этапа реабилитации черноземов — почв тяжелого гранулометрического состава с нейтральной реакцией среды и высоким уровнем естественного плодородия — наиболее результативны стандартная или глубокая вспашка, а также включение в севообороты культур с высокими адаптационными способностями к радиоактивному загрязнению (табл. 1).

Таблица 1. Эффективность агротехнических и агрохимических защитных приемов обработки почв для снижения накопления ¹³⁷Cs в продукции растениеводства^* [по: 5, 12]

Сравнение содержания ¹³⁷Cs в генетических горизонтах пахотных и целинных черноземов Плавского радиоактивного пятна ясно показало, что в первом случае в качестве реабилитационной контрмеры была применена глубокая (до ≈ 30 см) вспашка, в то время как современная глубина обработки почвы варьирует в пределах 10–25 см в зависимости от требований возделываемой культуры (рис. 4, 5). Таким образом, если в целинных почвах на подножиях склонов ¹³⁷Cs, поступивший с чернобыльскими выпадениями, все еще сосредоточен в пределах поверхностного слоя дернины A_д мощностью 8–12 см, где удельная активность радионуклида в настоящее время достигает величин 1500 Бк/кг, то в пахотных черноземах глубина массового проникновения ¹³⁷Cs в почву (> 90% общих запасов) совпадает с нижней границей морфологически различимого старопахотного горизонта А_{старопах} (около 30 см), причем средняя величина содержания радионуклида в 3–4 раза меньше. Интересно, что во всех исследованных почвах данной территории современный пахотный горизонт и образовавшийся при глубокой реабилитационной вспашке старопахотный характеризуются близкими параметрами накопления ¹³⁷Cs: средняя величина удельной активности радионуклида в первом составляет 454±52 Бк/кг, во втором — 420±37 Бк/кг, что подтверждает действенность даже однократной глубокой вспашки почвы для выведения части радионуклида из зоны наиболее активного обмена веществом с корнями культурных растений.

Рис. 4. Агроценоз пшеницы на территории Плавского радиоактивного пятна и почвенный профиль выщелоченного чернозема

Поскольку современная агротехника предполагает дифференцированную глубину вспашки под различные культуры севооборота или щадящие способы обработки поверхностного слоя почвы без оборота пласта, для сельскохозяйственных растений Плавского радиоактивного пятна, которые выращиваются с мелкой дисковой вспашкой глубиной ≈10 см (пшеница и ячмень) или без ежегодной обработки почвы (многолетние травосмеси) в пределах основной корнеобитаемой толщи оказывается только 32–33% пула радиоцезия. У гречихи, горчицы и амаранта, возделываемых с глубиной пахоты около 20 см, в зоне контакта почвы и корней находится 65–66% пула радиоцезия. И только культуры, агротехника которых предполагает вспашку с оборотом пласта мощностью около 25 см (кукуруза, соя, картофель), как и растительность природных лугов, потребляют ¹³⁷Cs практически из всей толщи загрязненной части почвы.

Рис. 5. Профильное распределение запасов ¹³⁷Cs в пахотных (а) и целинных (б) черноземах Плавского радиоактивного пятна. Черноземы сформированы на карбонатных (содержащих карбонаты кальция) лессовидных суглинках. Обозначения горизонтов почв: A — гумусовый; A_пах — пахотный; A_{старопах} — старопахотный; A_д — дерновый; B_к — иллювиальный карбонатный горизонт; AB_к — переходный горизонт от гумусового к иллювиальному, карбонатный

К сожалению, исследования российских специалистов не были в полной мере учтены и использованы в чрезвычайной экологической ситуации, сложившейся в Японии после аварии на АЭС «Фукусима-1»: на этапе ликвидации последствий аварии основной стратегией реабилитации пострадавшей территории было удаление верхнего, загрязненного, слоя почв с целью снижения уровня внешнего облучения населения и биоты⁸. Совокупный объем образовавшихся радиоактивных отходов (верхний слой почвы, растительность, материалы пескоструйного смыва с поверхности зданий и твердых покрытий) составил 16–22 млн м³, что потребовало организации сотен пунктов их временного хранения и непростых решений по выбору и организации пунктов промежуточного хранения, которые действуют до сегодняшнего дня. В дальнейшем предполагается переработка низкоактивных радиоактивных отходов путем их сжигания, а также долговременное хранение и (или) захоронение средне- и высокоактивных загрязненных масс. Что же в итоге? На значительных площадях почвы лишились наиболее плодородного поверхностного слоя, который превратился в радиоактивные отходы. И одновременно возникла трудноразрешимая проблема обращения с этими отходами...

Как трансформировалось радиоактивное пятно в агроландшафте?

Итак, вспашка почв, проведенная после чернобыльских выпадений, способствовала быстрому заглублению ¹³⁷Cs в агротурбированной части профиля (так называют специалисты подвергнутую перемешиванию толщу). Но общие запасы радионуклида в почвах не снизились и, следовательно, нормируемая величина плотности их поверхностного радиоактивного загрязнения осталась прежней.

Первоначально границы Плавского радиоактивного пятна были определены на основе данных широкомасштабной дистанционной гамма-спектрометрической аэросъемки. Позже в пределах выявленной области сотрудники географического факультета МГУ имени М. В. Ломоносова под руководством В. Н. Голосова провели натурные исследования состояния почв, которые выявили большую пространственную неоднородность загрязнения агроландшафтов ¹³⁷Cs: даже в центральной части пятна запасы радионуклида в пахотных черноземах разных полей варьировали от 368±56 до 559±93 кБк/м² [15, 16], т.е. уточненные результаты показали превышение норм радиационной безопасности приблизительно в 10–15 раз, что, кстати, хорошо согласуется с исходной оценкой степени загрязнения территории.

Со временем первичная неоднородность пространственного распределения ¹³⁷Cs в пределах ореола Плавского радиоактивного пятна дополнилась его вторичным перераспределением в склоновых агроландшафтах, вызванным водной эрозией поверхностных горизонтов пахотных черноземов и переотложением смытого мелкозема в геохимически подчиненных позициях рельефа — в подножиях склонов, устьевых частях балок, речных поймах. Как следствие, несмотря на постоянное общее снижение плотности радиоактивного загрязнения почв, благодаря процессу естественного распада радионуклидов почвы аккумулятивных ландшафтов в настоящее время могут обладать запасами ¹³⁷Cs, близкими к зафиксированным в первые годы после чернобыльской аварии или даже превосходящими их [17, 18].

Рис. 6. Расположение опорных площадок исследования на территории Плавского радиоактивного пятна с агроценозами или природными биогеоценозами: 1 — пшеницы, 2 — ячменя, 3 — гречихи, 4 — кукурузы, 5 — сои, 6 — картофеля, 7 — амаранта, 8 — горчицы, 9 — подсолнечника, 10 — многолетней травосмеси, 11 — суходольного луга, 12 — влажного пойменного луга (на основе изображения Google Earth)

Наши исследования подтвердили значительную вариабельность величин удельной активности и запасов ¹³⁷Cs в почвах Плавского радиоактивного пятна (табл. 2, рис. 6), которые в агроценозах различных культур варьируются от 338±77 до 685±55 Бк/кг (от 129±28 до 223±24 кБк/м² соответственно). При этом первоначальный пространственный тренд в целом сохраняется: плотность радиоактивного загрязнения увеличивается в направлении от юго-западной периферии ореола к его центру, примерно совпадающему с г. Плавском (на рисунке — трансекта 1, проходящая по не подверженным эрозии частям водораздельных пространств). Мы отметили и интенсивное перераспределение радионуклида от верхних частей склонов водоразделов к речной пойме, что обусловлено твердым поверхностным стоком (трансекта 2, связывающая элювиальные и аккумулятивные ландшафты в долине р. Локны).

Таблица 2. Современные уровни содержания ¹³⁷Cs в почвах Плавского радиоактивного пятна

Современная плотность поверхностного загрязнения пахотных черноземов Плавского пятна превышает нормы радиоактивной безопасности приблизительно в 3,5–6 раз. Согласно российскому законодательству⁹, такая территория имеет статус «переходной» — от зоны проживания с правом на отселение (185–555 кБк/м²) к зоне проживания с льготным социально-экономическим статусом (37–185 кБк/м²). В то же время целинные почвы сенокосных и пастбищных угодий, расположенные в депрессиях рельефа, содержат приблизительно на 40% больше запасов ¹³⁷Cs, чем пахотные черноземы возвышенностей, и их ареалы можно оценивать как критические участки аккумуляции радиоцезия в наземных ландшафтах.

Безопасная продукция экологически неблагополучных агроценозов

Проведенное нами независимое исследование современного уровня содержания ¹³⁷Cs в почвах Плавского радиоактивного пятна подтвердило официальные данные служб радиационного мониторинга. И те, и другие оценки плотности поверхностного загрязнения почв указывают на сохранение общего радиоэкологического неблагополучия в агроландшафтах и природных биогеоценозах, но при этом свойства почв территории, а также предпринятые на пахотных угодьях агротехнические контрмеры должны способствовать снижению интенсивности биологической миграции ¹³⁷Cs в системе «почва — растение». Вернемся к основному вопросу настоящего исследования — о допустимости ведения в подобных условиях растениеводства и (или) животноводства (в последнем случае речь идет об использовании сенокосных и пастбищных угодий).

Опробование тех частей растений, которые потребляются человеком или могут идти на корм скоту, показало, что величины удельной активности ¹³⁷Cs в них на один-два порядка ниже, чем в почвах (табл. 3). Характерно, что они достаточно хорошо согласуются с официальными данными ФГБУ «Центр химизации и сельскохозяйственной радиологии „Тульский“» и, самое главное, полностью удовлетворяют нормативам СанПиН 2.3.2.1078-01 «Гигиенические требования безопасности и пищевой ценности пищевых продуктов»¹⁰ и ВП 13.5.13/06-01 «Ветеринарно-санитарные требования к радиационной безопасности кормов, кормовых добавок, сырья кормового. Допустимые уровни содержания ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs. Ветеринарные правила и нормы» (нормативный акт действовал до 2016 г.)¹¹. Даже травостой естественных луговых биогеоценозов Плавского радиоактивного пятна, который произрастает в условиях повышенной плотности радиоактивного загрязнения почв, накапливает ¹³⁷Cs в количестве в 4–6 раз меньшем, чем установленные допустимые величины содержания радионуклида в сочных кормах, используемых в животноводстве. Количество же ¹³⁷Cs в тех частях растительной продукции агроценозов, которые идут непосредственно для питания человека или служат сырьем для производства продуктов питания, в 7–24 раза меньше установленных в Российской Федерации предельно допустимых величин. Характерно, что ориентировочные уровни приемлемого содержания ¹³⁷Cs в растительной продукции, принятые в 1986 г. странами ЕС, обладают существенно более высокими пороговыми значениями показателей, на два порядка превышающими те значения удельной активности ¹³⁷Cs в зерне зерновых культур и кукурузы, клубнях картофеля, семенах подсолнечника и стручках сои, которые в последние годы фиксируются в урожаях, собранных в агроценозах Плавского радиоактивного пятна.

Таблица 3. Оценка накопления ¹³⁷Cs в продукции растениеводства и в биомассе естественных лугов на территории Плавского радиоактивного пятна

В первые годы после чернобыльской аварии особенное беспокойство вызывало радиационно-гигиеническое качество картофеля, выращиваемого в пределах ореола радиоактивного загрязнения, ведь это та культура, поедаемые части которой испытывают постоянный непосредственный контакт с мелкоземом почв, содержащим ¹³⁷Cs. Однако контроль содержания радионуклида в клубнях картофеля с полей Плавского радиоактивного пятна подтвердил имевшиеся ранее результаты долгосрочного модельного опыта по выращиванию культуры на экстремально загрязненных почвах суглинистого гранулометрического состава, в которых переход ¹³⁷Cs в растения сильно подавлялся [19]. Более того, сопоставление величин удельной активности ¹³⁷Cs в мякоти картофеля и в его бытовых очистках (после предварительной тщательной отмывки клубней от мелкозема почвы) показало, что кожура картофеля и прилегающая к ней мякоть характеризуются примерно двукратным снижением удельной активности ¹³⁷Cs по сравнению со срединной частью клубня (рис. 7). Фракционирование мякоти картофеля на сок, крахмалистый осадок и жмых (остатки после выжимки сока), в свою очередь, выявило, что значительная часть радионуклида сосредоточена в клеточном соке, который способен частично удаляться из клубней при их варке.

Рис. 7. Удельная активность ¹³⁷Cs (Бк/кг) в различных фракциях биомассы клубней картофеля, выращенного на территории Плавского радиоактивного пятна: 1 — очистки, 2 — центральная часть клубня, 3 — сок, 4 — крахмалистый осадок, 5 — жмых

Интересно, что у всех исследованных сельскохозяйственных культур, у которых мы потребляем «вершки» (надземные части), содержание ¹³⁷Cs в используемых в рационе питания человека генеративных органах — зерне, семенах и бобах — существенно ниже, чем в стеблях и листьях. Наиболее заметны подобные различия в активности радионуклида, если сравнивать генеративные и вегетативные органы, у горчицы белой (в 8 раз) и зерновых культур (в 5–7 раз); у гречихи, сои и подсолнечника они меньше (в 2–3 раза). Отмеченные биологические барьеры между органами растений, по-видимому, выполняют протекторную роль защиты потомства от неблагоприятных факторов радиационной природы.

В целом культуры, используемые в настоящее время в полевых и кормовых севооборотах на территории Плавского радиоактивного пятна, обладают способностью подавлять корневое потребление ¹³⁷Cs и таким образом обеспечивают успешное применение одного из основных приемов по реабилитации радиоактивно загрязненных земель — выбор растений с минимальным уровнем накопления радионуклидов.

Подводя общие итоги исследования, можно с удовлетворением отметить, что для радиоактивно загрязненных вследствие чернобыльской аварии агроценозов Плавского цезиевого пятна Тульской обл. была выбрана и применена на практике эффективная стратегия реабилитации, основанная на фундаментальных знаниях об особенностях поведения ¹³⁷Cs в системе «почва — растение» черноземной зоны. Несмотря на сохраняющуюся высокую плотность поверхностного радиоактивного загрязнения почв, продукция выращиваемых сельскохозяйственных культур и естественных луговых биогеоценозов по содержанию ¹³⁷Cs полностью удовлетворяет радиационно-гигиеническим и ветеринарным требованиям, что обеспечивает радиационную безопасность ведения растениеводства и животноводства в пределах ореола загрязнения. Наконец, высокая сопоставимость результатов радиационного мониторинга, проводимого специализированными надзорными органами, с независимой оценкой содержания ¹³⁷Cs в почвах и растительности Плавского радиоактивного пятна свидетельствует об объективности информации о состоянии окружающей среды, которую можно получить из общедоступных официальных источников.

Литература
1. Сельскохозяйственная радиоэкология / Ред. Р. М. Алексахина, Н. А. Корнеева. М., 1992.
2. Алексахин Р. М. Радиоактивное загрязнение почв как тип их деградации // Почвоведение. 2009; 12: 1487–1498.
3. Атлас радиоактивного загрязнения европейской части России, Белоруссии и Украины / Ред. Ю. А. Израэль. М., 1998.
4. Регионы России. Социально-экономические показатели. 2018: Стат. сб. Росстат. М., 2018.
5. Российский национальный доклад: 30 лет чернобыльской аварии. Итоги и перспективы преодоления ее последствий в России. 1986–2016 / Ред. В. А. Пучков, Л. А. Большов. М., 2016.
6. Атлас современных и прогнозных аспектов последствий аварии на Чернобыльской АЭС на пострадавших территориях России и Беларуси / Ред. Ю. А. Израэль, И. М. Богдевич. Минск, 2009.
7. Cornell R. M. Adsorption of cesium on minerals: A review // J. Radioanal. Nucl. Chem. 1993; 171: 483–500. DOI: 10.1007/BF02219872.
8. Staunton S., Roubaud M. Adsorption of ¹³⁷Cs on Montmorillonite and Illite: Effect of Charge Compensating Cation, Ionic Strength, Concentration of Cs, K and Fulvic Acid // Clays Clay Minerals. 1997; 45(2): 251–260. DOI: 10.1346/CCMN.1997.0450213.
9. Круглов С. В., Анисимов В. С., Анисимова Л. Н., Алексахин Р. М. Показатели специфической сорбционной способности почв и минеральных сорбентов в отношении ¹³⁷Cs // Почвоведение. 2008; 6: 693–703.
10. Коноплева И. В. Селективная сорбция радиоцезия сорбентами на основе природных глин // Сорбционные и хроматографические процессы. 2016; 16(4): 446–456.
11. Sanzharova N., Spiridonov S., Kuznetzov V. et al. The classification of Russian soil systems on the basis of transfer factors of radionuclides from soil to reference plants // Classification of soil systems on the basis of transfer factors of radionuclides from soil to reference plants. IAEA, Vienna, 2006; 113–137. DOI: 10.1051/radiopro/2002097.
12. Технологические приемы, обеспечивающие повышение устойчивости агроценозов, восстановление нарушенных земель, оптимизацию ведения земледелия и получение соответствующей нормативам сельскохозяйственной продукции товаропроизводителями различной специализации / Ред. Н. И. Санжарова, А. Н. Ратников, С. И. Спиридонов и др. Обнинск, 2010.
13. Penrose B., Beresford N. A., Broadley M. R. et al. Intervarietal variation in caesium and strontium uptake by plants: a meta-analysis // J. Environ. Radioact. 2015; 139: 103–117. DOI: 10.1016/j.jenvrad.2014.10.005.
14. Парамонова Т. А., Мамихин С. В. Корневое поглощение Cs-137 и его распределение между надземными и подземными органами растений: анализ литературы // Радиационная биология. Радиоэкология. 2017; 57(6): 633–650.
15. Golosov V. N., Walling D. E., Panin A. V. et al. The spatial variability of Chernobyl-derived ¹³⁷Cs inventories in a small agricultural drainage basin in Central Russia // Applied Radiation and Isotopes. 1999; 51: 341–352.
16. Golosov V. N., Walling D. E., Stukin E. D. et al. Application of a field-portable scintillation detector for studying the distribution of Cs-137 inventories in a small basin in Central Russia // Journal of Environmental Radioactivity. 2000; 48(4): 79–94. DOI: 10.1016/S0265-931X(99)00058-2.
17. Иванов М. М., Иванова Н. Н., Голосов В. Н., Шамшурина Е. Н. Оценка накопления сорбированного изотопа ¹³⁷Cs в верхних звеньях флювиальной сети в зоне чернобыльского загрязнения // География и природные ресурсы. 2016; 4: 156–163. DOI: 10.21782/GIPR0206-1619-2016-4(156—163).
18. Linnik V. G., Saveliev A. A., Govorun A. P. et al. Spatial variability and topographic factors of Cs-137 soil contamination at a field scale // Int. J. Ecol. Develop. 2007; 8(7): 8–25.
19. Popplewell D. S., Ham G. J., Johnson T. E. et al. The uptake of plutonium-238, 239, 240, americium-241, strontium- 90 and caesium-137 into potatoes // The Science of the Total Environment. 1984; 38: 173–181.

¹ Бк, беккерель — единица измерения активности источника ионизирующего излучения в системе СИ. Один беккерель определяется как активность источника, в котором за одну секунду происходит в среднем один радиоактивный распад.

² Закон РФ от 15 мая 1991 г. № 1244-1 «О социальной защите граждан, подвергшихся воздействию радиации вследствие катастрофы на Чернобыльской АЭС».

³ Здесь и далее представлены данные о содержании цезия-137 в расчете на единицу площади (запасы радионуклида) и веса почвы (удельная активность радионуклида).

⁴ Радиационный мониторинг // НПО «Тайфун».

⁵ Справки, ежегодники по загрязнению ОС // НПО «Тайфун».

⁶ Там же.

⁷ ГОСТ Р 22.11.05-2014 «Безопасность в чрезвычайных ситуациях. Безопасность жизнедеятельности населения на радиоактивно загрязненных территориях. Безопасное использование земель сельскохозяйственного назначения. Общие требования».

⁸ Авария на АЭС «Фукусима-дайити». Доклад Генерального директора. Материалы МАГАТЭ GC(59)/14.STI/PUB/1710. Вена, 2015.

⁹ Закон РФ от 15 мая 1991 г. № 1244-1 «О социальной защите граждан, подвергшихся воздействию радиации вследствие катастрофы на Чернобыльской АЭС».

¹⁰ C изменениями на 6 июля 2011 года.

¹¹ Утверждены Минсельхозом РФ 19.12.2000; в настоящее время документ утратил силу, текст приводится по состоянию на январь 2019 г.