Динамика миграции урана, радия и тория в компонентах экосистем, нарушенных в результате радиевого производства

Носкова, Любовь Михайловна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Динамика миграции урана, радия и тория в компонентах экосистем, нарушенных в результате радиевого производства
ВАК РФ 03.02.08, Экология (по отраслям)

Автореферат диссертации по теме "Динамика миграции урана, радия и тория в компонентах экосистем, нарушенных в результате радиевого производства"

На правах рукописи

Носкова Любовь Михайловна

ДИНАМИКА МИГРАЦИИ УРАНА, РАДИЯ И ТОРИЯ В КОМПОНЕНТАХ ЭКОСИСТЕМ, НАРУШЕННЫХ В РЕЗУЛЬТАТЕ РАДИЕВОГО ПРОИЗВОДСТВА

Специальность 03.02.08 - Экология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

004ь

- 2 ЛЕН 2010

Сыктывкар 2010

004615394

Работа выполнена в Учреждении Российской академии наук Институте биологии Коми научного центра Уральского отделения Российской академии наук

Научный руководитель:

кандидат биологических наук, старший научный сотрудник Шуктомова Ида Ивановна

Официальные оппоненты: доктор биологических наук,

старший научный сотрудник Арчегова Инна Борисовна

доктор биологических наук, профессор

Тестов Борис Викторович

Ведущая организация:

Учреждение Российской академии наук Институт экологии растений и животных УрО РАН

Защита состоится 8 декабря 2010 г. в 17 часов на заседании диссертационного совета Д 004.007.01 в Учреждении Российской академии наук Институте биологии Коми научного центра Уральского отделения РАН по адресу: 167982, г. Сыктывкар, ул. Коммунистическая, д. 28.

Факс: (8212) 24-01-63

Е -mail: dissovet@ib.komisc.ru

Адрес сайта Института: http://ib.komisc.ru/

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Учреждения Российской академии наук Коми научного центра Уральского отделения РАН по адресу: 167982, г. Сыктывкар, ул. Коммунистическая, д. 24.

Автореферат разослан «

¿7/ лг&вгг'уг^

2010 г.

Ученый секретарь диссертационного совета доктор биологических наук

А.Г. Кудяшева

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность темы. Развитие ядерных технологий, растущие объемы добычи и переработки урановых руд и углеводородного сырья приводят к повышению содержания тяжелых естественных радионуклидов (ТЕРН) в окружающей среде. С 1993 по 2002 г. мировое потребление урана возросло на 34 %, вследствие чего увеличилось количество радиоактивных отходов (РАО), являющихся одним из наиболее опасных потенциальных источников загрязнения окружающей среды (Состояние минерально-сырьевой..., 2004; Куриленко, Хайкович, 2004).

В местах добычи и переработки сырья с повышенным содержанием ТЕРН, как и в районах захоронения РАО, происходит вторичное техногенное рассеяние долгоживущих радионуклидов вследствие непрерывно протекающих процессов выветривания и миграции в ландшафтах. При этом меняется подвижность радиоактивных элементов. Они включаются в биологический круговорот, изменяя условия существования живых организмов водных и наземных экосистем. Для населения, проживающего вблизи мест переработки и захоронения радиоактивного сырья, локальные загрязнения становятся постоянным источником техногенного облучения и дополнительного риска (Тяжелые естественные..., 1990; Титаева, 2005; Baker, Toque, 2005).

Предупреждение негативных последствий радиационного воздействия на окружающую среду возможно при условии долгосрочного прогнозирования миграции и перераспределения радиоактивных элементов в компонентах экосистем. Особую значимость эти исследования приобретают в случае необходимости разработки мероприятий по реабилитации территорий, загрязненных в результате прошлой деятельности предприятий оборонной и атомной промышленности. Долгое время их функционирование происходило при отсутствии необходимой информации для организации экологически безопасной работы, а захоронение отходов проводилось без обустройства могильников. Одним из таких районов, где отходы производства 228Ra в 1930-1950 гг. сбрасывали в окружающую среду и складировали без специального захоронения, является пос. Водный в Республике Коми.

Выполненные ранее (1963-1974 гг.) исследования на данной территории были нацелены на изучение перераспределения ТЕРН в отдельных компонентах экосистем или звене миграции радионуклидов (Русанова, 1964, 1965; Верховская и др., 1972; Груздев, 1972; Овченков 1972; Таскаев, 1979). Настоящая работа акцентирована на изучении закономерностей этих процессов в долговременном аспекте за период с 1962 по 2010 г., при этом рассматривается совокупность путей миграции радионуклидов в окружающей среде, что позволяет более полно оценить социально-экологическую опасность подобных загрязнений.

Цель исследования заключалась в изучении процессов долговременной миграции 238U, 226Ra и 23zTh в компонентах наземных и водных экосистем, нарушенных в результате деятельности предприятий по производству 22eRa.

В задачи исследования входило:

1. Изучение пространственно-временных особенностей миграции 238U, 22eRa и 232Th в почвах с различным генезисом радиоактивного загрязнения;

2. Изучение функциональных связей физико-химических характеристик радиоактивно загрязненных почв с содержанием в них 238U, 220Ra и 232Th, а также оценка роли тонкодисперсных гранулометрических почвенных фракций в процессах миграции 22eRa;

3. Оценка роли различных видов растительности в перераспределении 238U, 22eRa и 232Th в почвах с различным генезисом загрязнения и уровнем содержания радионуклидов;

4. Оценка сезонной миграции 238U H22eRa с грунтовыми и поверхностными водами и их роли в потенциальном загрязнении прилегающих к радиоактивно загрязненным участкам территорий.

Научная новизна. Анализ пространственно-временного распределения 22в11а, 238и и 232ТЬ, охватывающий период с 1962 по 2010 г., позволил выявить долговременные изменения миграционной способности и запасов в экосистемах радионуклидов, поступивших с жидкими и твердыми радиоактивными отходами в результате прошлой деятельности химических заводов по производству 22811а. Показано, что, несмотря на давность загрязнений и малоподвижную форму нахождения в почвах радионуклидов, они активно перераспределяются по компонентам нарушенных экосистем.

Установлено влияние физико-химического и минералогического составов техноподзолистой и химически загрязненной дерново-луговой почв на распределение в них радионуклидов. Показано, что максимальное количество 22611а сосредоточено в почвенных фракциях с наиболее высоким содержанием органического вещества и глинистых минералов группы смектита и иллита.

Установлены зависимости концентраций в растениях и коэффициентов биологического поглощения 238и и 22вЁа от их удельных активностей в почвах. Показано, что при повышенном содержании в почвах радионуклидов их биологическое поглощение наилучшим образом аппроксимируется степенной функцией. Оценка выноса 22611а растительностью указывает на более активное участие в перераспределении радионуклида на нарушенных территориях древесных растений, по сравнению с травянистыми видами.

Представлена сезонная динамика миграции 238и и 22вИа с грунтовыми и поверхностными водами, которая свидетельствует о повышении удельной активности радионуклидов при максимальном уровне исследуемых вод.

Теоретическая и практическая значимость работы. Результаты по изучению многолетней динамики миграции 238и, 22в11а и 232ТЬ в почвах с различным генезисом радиоактивного загрязнения дополнят знания в области теоретической и прикладной радиоэкологии. Полученные в работе функциональные связи физико-химических характеристик техногенно загрязненных почв с содержанием в них 238и, 22вИа и 232ТЬ и выявленные механизмы фиксации 22в11а в почвенно-поглощающем комплексе могут быть использованы для построения моделей распространения этих радионуклидов в почвенном профиле. Выявленные особенности миграции 238и и 22в11а из зоны захоронения РАО с грунтовыми и поверхностными водами являются основой для прогнозирования дальнейших путей миграции радиоактивных элементов. Полученные в работе зависимости параметров биологического поглощения 238Й, 22в11а и 232ТЬ от их концентраций в почвах могут применяться для параметризации радиоэкологических моделей, целью которых являются оценка степени радионуклидных загрязнений и дозовых нагрузок на живые организмы.

С практической точки зрения, выявление закономерностей миграции радиоактивных элементов в объектах окружающей среды имеет приоритетное значение в связи с реализацией утвержденных Правительством РФ Федеральных целевых программ по «Обеспечению ядерной и радиационной безопасности», к выполнению которых проведенные исследования имеют непосредственное отношение.

Личный вклад автора. Соискатель принимал участие в постановке и решении задач исследования, сборе полевого материала и его радиохимическом анализе за период 2002-2010 гг., статистической обработке, анализе и опубликовании полученных результатов. Первичные данные по содержанию радионуклидов в почвах и растениях за 1981 г. были получены сотрудниками Отдела радиоэкологии Л.И. Адамовой, Э.И. Кирушевой, Т.Н. Музакка, к.б.н. И.И. Шуктомовой совместно с заведующим к.б.н. А.И. Таскаевым, который любезно их предоставил.

Апробация работы. Результаты диссертационной работы доложены и обсуждены на XII, XIII, XV, XVIII молодежных конференциях «Актуальные проблемы биологии и экологии» (Сыктывкар, 2004, 2005, 2007, 2010),

V съезде по радиационным исследованиям (Москва, 2006), на международных научных конференциях «Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека» (Томск, 2004), «Экологические проблемы северных регионов и пути их решения» (Апатиты, 2004), «Биорад-2006», «Биорад-2009» (Сыктывкар, 2006, 2009), «Геохимия биосферы» (Москва, 2006), «Проблемы рационального использования природного и техногенного сырья Баренцева региона в технологии строительных и технических материалов» (Сыктывкар, 2007), «Современные проблемы загрязнения почв» (Москва, 2007).

Публикации. По теме диссертации опубликовано 17 работ, в том числе четыре статьи в рецензируемых журналах из списка ВАК.

Объем и структура диссертации. Диссертация изложена на 156 страницах машинописного текста и состоит из введения, пяти глав, выводов и списка литературы. Работа иллюстрирована 30 рисунками, содержит 42 таблицы и 7 приложений на 9 страницах. Список литературы включает 223 источника, из них - 96 на иностранных языках.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1. Обзор литературы

В главе рассмотрены особенности распределения и миграции урана, радия и тория в различных объектах окружающей среды, а также современные подходы к дезактивации и реабилитации радиоактивно загрязненных земель. Отмечено, что в литературе недостаточно освещены вопросы длительного пребывания ТЕРН в техногенно загрязненных почвах.

Глава 2. Объекты и методы исследований Исследования проводили в Ухтинском районе Республики Коми. В районе существуют территории с повышенным техногенным фоном естественной радиации, образованные в результате деятельности с 1931 по 1957 г. предприятия по добыче и производству 226Ra из пластовых вод и отходов урановой руды. В зависимости от содержания дозообразующих радионуклидов в почве, а также наличия проведенной дезактивации, исследуемые участки подразделены на:

Недезактпивированный урано-радиевый участок. Расположен в пределах автономного ландшафта. Почвенный покров загрязненной части участка представлен техноподзолистой почвой, характеризующейся наличием подстилки А0 (0-4 см), под которой находится слой отходов производства 22eRa из пластовых вод толщиной 7-23 см. Растительный покров участка представлен сосново-березово-еловым кустарничково-зеленомошным лесом.

Дезактивированный радиевый участок. Расположен в пойме рек Чуть и Ухта, загрязнен вследствие сброса на поверхность дерново-луговой почвы жидких отходов радиевого производства, в результате чего образовалась химически загрязненная почва без нарушения естественного профиля. В 1962 г. участок для снижения радиационного фона был частично засыпан песчано-гравийной смесью (ПГС). Растительность представлена луговым разнотравьем. В центре участка произрастает ива (Salix саргеа. Salix viminalis L.).

Дезактивированный урано-радиевый участок. Представляет систему сопряженных элементарных геохимических ландшафтов - пойму р. Ухта, подножие и склон первой надпойменной террасы, склон и вторую надпойменную террасу. Участок загрязнен твердыми отходами радиевого производства из пластовых вод и урановой руды. В 1962 г. две трети площади участка было засыпано ПГС. В почвенном покрове идентифицируются не затронутые хозяйственной деятельностью человека и природные химически загрязненные почвы, а также техногенные почвы, имеющие механичес-

кое и химическое загрязнение. Растительность представлена луговым разнотравьем. Первая надпойменная терраса большей частью заболочена, здесь доминируют представители осоковых (Сурегасеае) и произрастает ива (Salix viminalis L.).

Работа заключалась в сравнительном анализе данных, полученных в ранние периоды и в ходе собственных исследований (2002-2010 гг.). Полевые работы включали измерение на участках мощности эквивалентной дозы, отбор почвенных образцов для определения физико-химических характеристик, радионуклидного, гранулометрического и минералогического составов. Для определения параметров биологического поглощения параллельно с отбором почвенных образцов, срезали надземную часть доминирующих видов растений (у древесных видов отбирали листья). Для определения выноса радионуклидов наземной биомассой проводили отбор растительных образцов с площадок 1x1 м в точках с различным уровнем радиоактивного загрязнения. Для определения радионуклидного и химического составов были отобраны образцы поверхностных (май-октябрь 2009 г.) и грунтовых вод (август-ноябрь 2009 г., май-июль 2010 г.) с дезактивированного урано-радиевого участка. Для изучения миграции радионуклидов с поверхностными водами был проведен отбор проб воды из устьев ручьев, протекающих по территории участка и впадающих в р. Ухта. Для изучения миграции радионуклидов с грунтовыми водами проводили отбор из 7 наблюдательных скважин: СКВ.1-5 располагались вдоль р. Ухта, в т.ч. СКВ. 3 - в месте захоронения отходов урановой руды; СКВ. 6-7 находились в зоне расположения отходов радиевого производства из пластовых вод.

238Ub объектах окружающей среды определяли люминесцентным (Доб-ролюбская, 1962), 22eRa - эманационным (Старик, 1969), 232Th - фотоколориметрическим методами (Кузнецов, Саввин, 1961). Формы нахождения радионуклидов в почвах определяли методом последовательных вытяжек: для определения водорастворимой формы использовали Н2Одист., обменной - 1М NH4Ac, кислоторастворимой - 1М НС1. Выделение гранулометрических фракций осуществляли методом декантации (Горбунов, 1972). Фазовый состав глинистой фракции образцов был определен при помощи рен-тгендифрактометрического анализа ориентированных образцов, подвергнутых стандартным диагностическим обработкам.

Обработка полученных данных выполнена общепринятыми методами вариационной статистики с использованием программ Microsoft Excel 2007 и Statistica 6.1 (StatSoft Inc.). Связь концентрации радионуклидов с физико-химическими характеристиками почвы оценивали с помощью пошагового мультирегрессионого анализа. Для изучения поглотительной способности растений рассчитывали коэффициенты биологического поглощения (КБП), представляющие собой отношение удельных активностей радионуклидов (Бк/г) в золе растений и прокаленной почвы.Для построения концентрационных зависимостей в системе почва-растение использовали регрессионный анализ.

Глава 3. Перераспределение радия, урана и тория в почвах экосистем, нарушенных в результате радиевого производства

Пространственно-временное распределение радионуклидов в почве не-дезактивированного урано-радиевого участка. Исследования показали, что характер распределения 238U, 22eRa и 232Th в профиле техноподзолистой почвы связан с наличием радиоактивного слоя в ее верхней части. Отсутствие явных изменений в распределении и запасов радионуклидов за период с 1981 по 2004 г., а именно концентрирование в верхнем 0-20 см слое, слабая вертикальная и латеральная миграции, свидетельствуют о нахождении радионуклидов в радиоактивных отвалах в малоподвижном состоянии.

Пространственно-временное распределение радионуклидов в почве дезактивированного радиевого участка. В течение 1962-2002 гг. происходил вынос 22вИа и 238и в дезактивирующий слой. Удельная активность 22в11а в насыпном слое песчано-гравийной смеси, по сравнению с ее первоначальным значением, увеличилась в 114 раз и в настоящее время соответствует содержанию радионуклида в 0-55 см слое недезактивированной части участка, содержание 238и возросло в 2.5 раза. Удельная активность 232ТЬ в насыпном слое осталась на уровне исходного содержания его в песчано-гравийной смеси. В целом запасы 22б11аза период с 1981 по 2002 г. в наиболее загрязненном 0-55 см слое химически загрязненной дерново-луговой почвы незначительно снизились (от 29.6 до 27.2 ГБк), активности 238и и 232Т11 практически не изменились.

Пространственно-временное распределение радионуклидов в почве дезактивированного урано-радиевого участка. Распределение 22бЫа, 238и, 232ТЬ в почве за период с 1981 по 2002 гг. претерпело большие изменения. Наблюдается значительное снижение удельных активностей и запасов указанных радионуклидов в 0-100 см слое почвы. Так, активность 22811а снизилась от 720 до 320,238и - от 10.6 до 6.56 и 232ТЬ - от 0.43 до 0.22 ГБк, что вероятнее всего является результатом латеральной миграции радионуклидов, связанной с особенностями рельефа участка, расположенного в пределах транзитного геохимического ландшафта.

Роль физико-химического состава техногенных почв в процессах миграции 238и, 226Ва и 23277г. Исследуемые почвы различны по своему физико-химическому составу. Верхние горизонты техноподзолистой почвы неде-зактивированного урано-радиевого участка, по сравнению с химически загрязненной дерново-луговой радиевого, обогащены фосфором и калием, обменными Са2+ и Мй2+ и органическим углеродом. Значения рН в обоих типах почв близки к нейтральным. Для выявления связи между составом и свойствами почв с одной стороны, и содержанием в них 22б11а, 238и и 232ТЬ с другой, был использован пошаговый мультирегрессионный анализ (табл. 1). Результаты показали, что удельные активности 22811а и 232ТЬ в профиле техноподзолистой почвы более всего зависят от уровня обеспеченности ее фосфором. На распределение 238и в почвенном профиле влияет совокуп-

Таблица 1

Результаты пошагового мультирегрессионного анализа распределения радия, урана и тория в профиле техногенных почв в зависимости от физико-химических характеристик почвы

Переменные b R2 sr F Р,

Техноподзолистая почва

CRa, Бк/г СР205 (мг/ЮОг) 0.839 0.885 0.22 5.85 0.002

Си, мБк/г Сса (моль/100 г) 1.211 0.985 0.39 54.1 0.000

СР205 (мг/ЮОг) 0.596 0.08 0.000

Ск, м г/100 мг -0.696 0.25 0.016

рнвэд -0.398 0.16 0.031

Ст„, мБк/г СР205 (м г/100 г) 0.690 0.600 0.21 5.37 0.014

Химически загрязненная дерново-луговая почва

С„а, Бк/г Сорг, % 0.715 0.870 0.30 6.23 0.001

Си, мБк/г РНВСД -0.410 0.413 0.17 5.35 0.029

Примечание: Ь - коэффициент регрессии, И2 - коэффициент детерминации, Эг - стандартное отклонение коэффициента регрессии, Р - критическое значение критерия Фишера, Р( - уровень значимости для вычисленного значения критерия Фишера, СР205, Ск, Сс>, С - содержания фосфора, калия, кальция и органического вещества.

ность физико-химических свойств почвы - обогащение почвы кальцием и фосфором интенсифицирует, а калием - ингибирует сорбцию урана в поглощающем комплексе. Кроме того, удельная активность 238и в почве обратно пропорционально зависит от ее рН. В химически загрязненной дерново-луговой почве наблюдали достоверную зависимость между распределением в почвенной толще удельной активности 22611а и содержанием органического углерода. Так же, как и в предыдущем случае, содержание 238И в почве зависит от водородного показателя. Зависимость содержания 232Т11 от физико-химических характеристик почвы выявить не удалось.

Таким образом, физико-химический состав радиоактивно загрязненных почв неодинаково влияет на подвижность радионуклидов. На участке, загрязненном твердыми РАО, обнаружена достоверная связь между удельными активностями 22611а, 238и и 232ТЬ и содержанием фосфора, концентрации которого в отвалах повышены. Одной из форм прочного поглощения радионуклидов в составе отвалов могут являться малорастворимые фосфатные комплексные соединения указанных радионуклидов. В дерново-луговой почве, загрязненной жидкими РАО, 220Ка связывается с органическим веществом, вследствие чего его подвижность снижается. В обоих типах почв наблюдали сходную зависимость удельной активности 238и от кислотности почвенного раствора. В диапазоне рНво от 4.5 до 7.7, характерном для исследуемых почв, отмечали снижение концентрации урана с ростом рН. Вероятно, это связано с тем, что в области рН>5 и в присутствии углекислоты уран, преимущественно, находится в составе миграци-онноспособных карбонатных комплексных соединений.

Роль гранулометрического состава техногенных почв в миграции 226Да. Распределение 22611а по гранулометрическим фракциям в техноподзолис-той и химически загрязненной дерново-луговой почвах имеют сходный характер (рис. 1). Наибольшей удельной активностью 226Иа обладают частицы размером <10 мкм. В техноподзолистой почве содержание радионуклида в этих частицах выше.

Для выявления роли состава гранулометрических фракций в распределении 22611а в профиле почв, мы определили содержание органического вещества в выделенных фракциях и минералогический состав частиц физической глины, характеризующихся наибольшей удельной активностью радионуклида.

Так же, как и для удельной активности 22в11а, с увеличением размера частиц происходит снижение концентрации органического вещества. Зависимости между содержаниями 22<311а и органического вещества в гранулометрических фракциях наилучшим образом аппроксимируются уравнениями логарифмического типа, о чем свидетельствуют данные регрессионного анализа (рис. 2).

Содержание минералов в тонкодисперсных фракциях техноподзолистой и хими-чески-загрязненной дерново-луговой почв представлено на рис. 3. Результаты корреляционного анализа между содержанием 22б11а и относительным количеством глинистых минералов

Техноподзолистая

□ Химически загрязненная дерново-луговая

<1 1-5 5-10 10-100 100-250 >250 мкм

Рис. 1. Относительное содержание 226Ра в гранулометрических фракциях разных типов почв.

= 7,39991п(х) +1,4813 IV = 0,8795

А Химически загрязненная дерново-луговая

у = 9,59971п(х)-8,3728 Я* = 0,9169

60 С,

орг'

показали прямую корреля- сйа,% «техноподзолистая

ционную связь (0.66, р < 0.05) с содержанием минералов группы смектита во фракции 5-10 мкм химически загрязненной дерново-луговой почвы. Для органического вещества наблюдали прямую корреляционную связь с содержанием смектита во фракции 5-10 мкм техноподзолистой (0.71, р < 0.05) и во фракции 5-10 мкм дерново-луговой почв (0.69, р < 0.05), а также с содержанием иллита во всех фракциях последней (0.50, р < 0.05). Минералы группы смектита характеризуются огромной удельной поверхностью и высокой емкостью катионного обмена. Благодаря низкой величине заряда и слабому электростатическому взаимодействию между трехслойными пакетами и межпакетными катионами эти минералы способны к межпакетной сорбции.

Отрицательную корреляцию наблюдали между содержаниями 22б11а и минералов группы хлорита во фракциях 1-5 мкм техноподзолистой (-0.67, р < 0.05) и 5-10 мкм химически загрязненной дерново-луговой почв (-0.56, р < 0.05). Органическое вещество отрицательно коррелирует с содержанием хлоритов во фракциях с размером частиц 1-5 и 5-10 мкм техноподзолистой (-0.75 и -0.78 соответственно, р < 0.01) и 5-10 мкм дерново-луговой почв (-0.61, р < 0.05). Хлориты характеризуются низкими величинами емкости катионного обмена и удельной поверхности. Благодаря присутствию добавочного октаэдрического слоя между трехслойными пакетами минералы этой группы не имеют химически активной внутренней поверхности и не способны к межпакетной сорбции вещества. Минимальные количества хлорита во фракциях <1 мкм исследуемых почв, содержание 22611а и органического вещества в которых максимально, только подтверждает, что минерал не участвует в их поглощении.

Рис. 2. Зависимости между концентрациями 2261Ча и органического вещества в гранулометрических фракциях исследуемых почв (р < 0.05).

Техноподзолистая почва

Химически загрязненная дерново-луговая почва

60 50 40 30 20 10 0

■ смектит

□ ИЛЛИТ

И хлорит □ каолинит

гЬ

1-5

5-10

50 40 30 20 10 0

гЗг

1-5

"51

рт

*й

5-10

Рис. 3. Содержание минералов в тонкодисперсных фракциях исследуемых почв, % от общего количества глинистых минералов во фракции

Таким образом, наблюдается сходный характер распределения 22611а и органического вещества в составе гранулометрических фракций. Чем выше содержание минералов группы смектита и иллита, способных к межпакетной сорбции вещества, тем больше в них содержание органического вещества и 22611а. Напротив, присутствие в составе тонкодисперсных гранулометрических фракций минералов группы хлорита, не имеющих химически активной внутренней поверхности, приводит к снижению в них количеств органического вещества и радионуклида. Полученные нами функциональные связи между содержаниями органического вещества и 22в11а непосредственно в почве, а также гранулометрических фракциях, могут свидетельствовать о вхождении радионуклида в почвенно-поглощающий комплекс в составе органических соединений, сорбированных в межпакетном пространстве глинистых минералов. С этим фактом связана более высокая удельная активность радионуклида в тонкодисперсных гранулометрических фракциях техноподзолистой почвы, содержание минералов группы смектита и органического вещества в которых выше, чем в химически загрязненной дерново-луговой почве.

Глава 4. Поглощение радия, урана и тория растительностью из почв с различным генезисом радиоактивного загрязнения

Поступление радионуклидов в растительность недезактивированно-го урано-радиевого участка. Сравнение данных за 1981 и 2004 гг. показало незначительное увеличение поглощения растительностью 238и и 232ТЬ (рис. 4), Большие различия наблюдали в поглощении 22в11а древесными растениями, что мы объясняем сменой видового состава растительности на участке. Если в 1981 г. среди отобранных древесных видов преобладали ива козья и береза пушистая, среди единичных видов встречались рябина обыкновенная и осина, то в составе древостоя 2004 г. преобладают рябина обыкновенная, береза пушистая и ель сибирская. Показано, что разные виды древесных растений обладают не одинаковой способностью поглощать 22611а. Так, минимальным поглощением отличается ива (КБП = 0.78 ± 0.34), которая доминировала на участке в 1981 г., максимальное поглощение наблюдали у рябины (КБП = 104 ± 74.1), доминирующей в 2004 г. Вследствие изменений видового состава, роль древесных растений в выносе радионуклида на поверхность почвы к настоящему времени сильно возросла.

Поступление радионуклидов в растительность дезактивированного радиевого участка. Результаты исследований свидетельствуют, что высоким поглощением 22бр{а характеризуются растения семейств бобовые, зонтичные, гераниевые, лютиковые, розоцветные, сложно-

Рис. 4. КБП для разных жизненных форм растительности (состав доминирующих видов 2004 г. приведен в табл.3): 1 - мхи, 2 - кустарнички, 3 - древесная растительность, 4 - травянистая растительность.

120 I

МО -) 80 60

40 20

"На

0,8 0,6 0,4 0,2 о

0,4 0,3

■ 1981 г. □ 2004 г.

...Лек.

шть

I.......¿1.....АА

цветные. Более низкие значения КБП отмечены для осоковых, которые произрастали на почвах с самым широким диапазоном почвенных концентраций 22в11а, кипрейных, а также ивы. Самое низкое поглощение 22вИа наблюдали у злаков.

Наиболее высокие значения КБП 238и были характерны для иван-чая узколистного, таволги вязолистной, растений семейств бобовые и злаковые. Растения семейств лютиковые и осоковые обладали самой низкой поглотительной способностью. Наибольшие значения КБП 232ТЬ были характерны для иван-чая узколистного, растений семейств сложноцветные и зонтичные, наименьшие - для бобовых, злаковых и осоковых.

Поступление 22611а в растительность участка оценивали также по годам с момента его дезактивации песчано-гравийной смесью. Содержание 22в11а в ПГС, составлявшее первоначально 0.02 Бк/г, спустя 20 лет после дезактивации увеличилось до 1.13±0.33, в настоящее время составляет 2.27±0.56 Бк/г, что практически соответствует среднему содержанию 22в11а в 0-55 см слое недезактивированной части участка (2.42±0.55 Бк/г). Если в 1972 г. его большая часть запаса 22в11а находилась ниже 0-30 см слоя, то уже в 1981 г. - на глубине 0-55 см. Основная роль в этом процессе принадлежит растениям.

Сравнение данных по содержанию радионуклида в растительности, произрастающей на дезактивированной и недезактивированной частях участка, за 1972, 1981 и 2002 гг. (табл. 2) свидетельствует о ее активном участии в выносе 226Иа на поверхность почвы. С развитием фитоценоза насыпной слой перестал выполнять функцию защитного барьера.

Поступление радионуклидов в растительность дезактивированного урано-радиевого участка. Результаты показали, что растительность принимает активное участие в выносе 22вЫа, его содержание в зеленых частях растений варьирует от 0.03 до 50 Бк/г. Несмотря на то, что диапазон почвенных концентраций 238и, 22811а и 232ТЬ на данном участке шире, видовые особенности поглощения этих радионуклидов растениями проявились практически также, как и на предыдущем участке.

Вследствие большой неравномерности распределения радионуклидов в почвах и сложности определения их средневзвешенных концентраций, как в почве, так и в растительности, трудно определить разницу в величине поглощения радионуклидов растительностью на разных участках. Однако было обнаружено, что значения концентраций и КБП 22б11а для травянистых видов ни на одном из участков не превышали соответствующие значения для древесной и кустарничковой растительности, что еще раз подтверждает более высокую способность к поглощению 22бЛа у этих растений. Самые низкие значения КБП 22вИа отмечены у растений семейства злаковые. Также, ни на одном из участков поглощение 238и травянистой растительностью не превышало и даже не достигало поглощения данного радионуклида мхами. В отличие от 226Г1а и 238и, концентрации 232ТЬ в почвах распределены более равномерно. Высокие значения КБП наблюдали у мхов, среди травянистых растений - у иван-чая узколистного и осоки острой. Растений семейств бобовые и злаковые менее существенно поглощают 232ТЬ.

Таблица 2

Среднее содержание г26Ра в золе растительности, произрастающей на участке в разные годы, Бк/г

Год Часть участка

отбора Недезакти- Дезакти- А/В

проб вированная (А) вированная (В)

1972 0.90 ± 0.07 0.30 ± 0.03 3.0*

1981 0.82 ± 0.07 0.62 ± 0.06 1.3*

2002 1.09 ± 0.10 1.22 ±0.17 0.9

* Различия достоверны при р < 0.05.

Моделирование процессов биологического поглощения ШИ, 22,Ва и 2згТк в условиях техногенного загрязнения. Возможность прогнозирования процессов биологического поглощения важна при оценке степени радионук-лидных загрязнений, а также при расчетах дозовых нагрузок на живые организмы. Мы исследовали зависимости параметров биологического поглощения 238и, 22е11а и 232ТЬ (концентрация в растении (С) и КБП) от их концентраций в техногенно загрязненных почвах (Сп) для разных видов или семейств (в случае небольшой выборки отдельных видов) растений.

Установлено, что функция распределения концентраций 22б11а в почве и растениях наилучшим образом аппроксимируется степенной функцией возрастающего типа С = аСК Подобное распределение наблюдали для иван-чая узколистного (0.520, р < 0.05) и чины весенней (0.330, р < 0.05), отобранных на недезактивированном урано-радиевом участке. При этом в диапазоне почвенных концентраций радионуклида до 7 Бк/г между переменными наблюдали прямолинейную зависимость (И2 = 0.755 и 0.557 соответственно, р < 0.05). Практически для всех травянистых видов растений, отобранных на радиевом участке, за исключением растений семейств лютиковые, сложноцветные и осоковые, имеющих небольшую выборку (6-11 образцов), зависимость между С иС для 22"11а также значимо подчинялась вышеуказанной степенной функции. При концентрации 22С1Ка в почве в среднем до 4, максимум до 9 Бк/г, между переменными наблюдали прямолинейную зависимость (И2 = 0.340-0.600, р < 0.05). Степенную зависимость отмечали и для растений семейства злаковые, отобранных на дезактивированном урано-радиевом участке (И2 = 0.501, р < 0.01).

Содержание 22вКа в дуднике лесном и ели сибирской линейно зависело от его содержания в почве (И2 = 0.938 и 0.974 соответственно, р < 0.001) во всем исследованном диапазоне концентраций радионуклида. Накопление 22611а кустарничками и остальными древесными видами растений значимо не подчинялось описанию использованными уравнениями.

Зависимость между концентрациями 238и в системе почва-растение у травянистых видов лучше описывалась линейной функцией. Коэффициенты детерминации с вероятностью р < 0.05 составили 0.620 для иван-чая узколистного, 0.472 - для дудника лесного и в диапазоне концентраций урана в почве до 60 мБк/г - 0.799 для чины весенней. Накопление урана надземной массой черники удовлетворительно описывалось возрастающей степенной функцией (К2 = 0.279, р < 0.05), при концентрациях 238и до 20 мБк/г в почве - линейной (И2 = 0.712, р < 0.05). Концентрация 238и в ели сибирской изменялась линейно во всем интервале содержаний радионуклида в почве (Л2 = 0.718, р < 0.01).

Зависимость между концентрациями 2згТЬ в системе почва-растение значимо не подчинялось ни одному из использованных уравнений, что, вероятно связано с узким диапазоном его концентраций в почве.

Регрессионный анализ данных КБП и удельных активностей 238и и 226Г{а в почве показал, что зависимость для всех исследованных видов растений может быть аппроксимирована убывающей степенной функцией КБП = а-С~ь, т.е. с ростом почвенных концентраций 238и, 226Яа и 232ТЬ происходит заметное снижение их поглощения растительностью. В табл. 3 приведены параметры для линейных зависимостей поглощения 22611а и 238и растениями, произрастающими на недезактивированом урано-радиевом участке в логарифмических координатах. Значения, соответствующие поглощению 238и, имеют меньший разброс относительно линии тренда, что подтверждается более высокими значениями коэффициентов детерминации. Данный факт указывает на специфичность процесса поглощения 22в11а из техногенно загрязненной почвы, на который может влиять множество факторов (Таскаев, 1979; ВеШпсоиН; е! а1., 1988; УапскпЬоуе а1., 2005; исЫс!а, Tagami, 2007). Подобную же картину наблюдали и для растений, произрастающих на дезактивированном урано-радиевом участке. У растений, произрастаю-

Таблица 3

Регрессионная и дисперсионная статистика для зависимости между логарифмами КБП и логарифмами концентраций радионуклидов в почве

Вид растительности Радий Уран

b R2 F b R2 F

Травянистая растительность

Chamaenerion angustifolium -0,821 0.846 60.5* -0.945 0.929 144.9*

Lathyrus vernus -0.703 0.736 39.1* -1.087 0.916 142.5*

Angelica silvestris -0.736 0.821 13.8*** -0.924 0.990 301.9*

Древесная растительность

Betula pubescens -1.039 0.967 206.8* -1.011 0.973 257.8*

Sorb us aucuparia -0.865 0.569 25.1* -1.015 0.834 101.2*

Picea obovata -0.374 0.822 37.2* -0.834 0.827 43.2*

Кустарнички

Vaccinium myrtillus -0.780 0.722 28.6* -0.879 0.945 207.3*

Мхи

Pleurozium schreberi Sphagnum sp.

-0.629 0.320 -0.615 0.259

4.25 ns -0.695 1.76 ns -1.394

0.677 0.494

18.9" 1.95 ns

Примечание (здесь и в табл. 4): Ь - коэффициент регрессии; - коэффициент детерминации; Р- критическое значение критерия Фишера; * достоверно при р < 0.001, ** р < 0.01, *** р < 0.05, пэ -недостоверно.

щих на радиевом участке, зависимость между указанными переменными оказалась более слабо выражена и не во всех случаях достоверная, что мы в первую очередь связываем с более узким диапазоном концентраций 238и в химически загрязненной дерново-луговой почве. Так как концентрации 232ТЬ в техногенно загрязненных почвах изменялись в очень узком диапазоне, то получить достоверные зависимости удалось только для растений с большой выборкой и наибольшим диапазоном КБП. Среди таких растений оказались иван-чай узколистный, а также растения семейств зонтичные и осоковые.

Несмотря на то, что наилучшие способности к поглощению 238и и 22<Ч1а отмечены у рябины обыкновенной, качество аппроксимации уравнений регрессии, описывающих зависимости между КБП и удельными активностями радионуклидов в почве, по сравнению с другими исследуемыми видами растений, были ниже. Среди древесных видов наилучшее качество аппроксимации наблюдали для березы пушистой. Известно (Косиченко, 1997), что береза является видом-индикатором степени радиоактивных загрязнений из-за высокой радиочувствительности. Высокая аккумулирующая способность и хорошие показатели регрессионной статистики (табл. 3) свидетельствуют о возможности использования данного вида для оценки степени ра-дионуклидного загрязнения местности. Полученные результаты также могут быть использованы при построении моделей биологического поглощения и оценке уровня радиоактивного загрязнения наземных экосистем.

Принято считать, что поглощение радионуклидов из почв с повышенным их содержанием во многом определяется наличием у растений физиологического барьера.Известно также, что на интенсивность перехода радионуклидов из почвы в растение влияют физико-химические свойства почвы и почвенного раствора, а, следовательно, и формы нахождения радионуклидов в почве. Как показали исследования, распределение физико-химических форм в валовом содержании 22в1?а подчиняется линейным за-

висимостям: Сфизгимфоря = ЬСШ + а. При этом с ростом валовой концентрации 22вГ1а доля его прочносвязанных форм, по сравнению с подвижными, заметно увеличивается (табл. 4). Таким образом, снижение поглощения 228Т1а растительностью с увеличением его концентрации в почве, может быть связано со снижением доступных для растительности форм радионуклида.

Таблица 4

Регрессионная и дисперсионная статистика для зависимостей между содержанием валовым и физико-химических форм 22613а в почвах

Физико-химические формы ^Яа Недезакт ив иров анный урано-радиевый Дезактивированный радиевый Дезакт ив иров анный урано-радиевый

Ь Ь Я2 Ь К1

Водорастворимая 0.002 0.230*** 0.001 0.216" 0.00005 0.204пз

Обменная 0.008 0.903* 0.069 0.785* 0.004 0.405"*

К ислот ораств орим ая 0.295 0.618* 0.240 0.851* 0.106 0.513"

Прочносвязанная 0.695 0.899* 0.697 0.971* 0.890 0.986*

Вынос 226На биомассой травянистой и древесной растительности. Для оценки выноса 22611а биомассой травянистой растительности на дезактивированных радиевом и урано-радиевом участках с площадок в 1 м2 с различной плотностью загрязнения в слое почвы 0-55 см срезали надземную часть травянистых растений. Согласно расчетам, на радиевом участке травянистая растительность за вегетационный период выносит 0.48 МБк 22б11а, что составляет 0.002 % его запаса в почве. На урано-радиевом участке активность 22вИа в сухой биомассе составила 1.60 МБк, что соответствует 0.001 % его запаса в 0-55 см слое почвы.

Вынос 22в11а древесной растительностью оценивали на не дезактивированном урано-радиевом участке, так как на нем древесная растительность наиболее развита и охватывает всю его площадь. Из-за сложности оценки лиственной биомассы, содержание 22вГ{а оценивали в лиственном опаде, отбор которого проводили осенью после опадания всей листвы в пяти точках загрязненной части участка с площадок в 1 м2, стараясь охватить разные по активности участки. По нашим оценкам, общее содержание 22бК& в сухой биомассе лиственного опада на участке площадью 9700 м2 составило 2.01 МБк, или 0.01 % его содержания в наиболее загрязненном слое почвы. Таким образом, древесная растительность, по сравнению с травянистой, принимает значительно более активное участие в выносе 226Йа из почвы, и, как следствие, в его перераспределении на участках.

Глава 5. Роль поверхностных и грунтовых вод в миграции урана и радия

С 1981 по 2002 г. произошло значительное снижение запасов 22811а и 238и в метровом слое почвы дезактивированного урано-радиевого участка. Отходы производства 22б11а формируют вторую надпойменную террасу высотой до 6 м, которая промывается поверхностными и дренируется грунтовыми водами.

Миграция гз8и и 226Иа с поверхностными водами. Результаты показали, что удельные активности 238и и 22в11а в воде укладываются в нормативы, определяемые нормами радиационной безопасности (НРБ-99/2009). Удельная активность 22вИа достигла уровня вмешательства (УВ) при поступлении с водой для населения, равного 0.49 Бк/л, лишь однажды, при отборе воды в мае, во время этого же отбора наблюдали максимальную концентрацию 238и в воде. Таким образом, в период паводков вынос поверхностными водами более значительный.

Для оценки загрязнения р. Ухта смывами с урано-радиевого участка было проведено измерение удельных активностей 22611а и 238и в воде и в донных осадках реки. Согласно результатам ранних исследований (Верхов-ская и др., 1972), в первые годы после закрытия завода удельные активности 22611а в пробах воды из устьев ручьев составляли 0.45-88 Бк/л, пробах воды из р. Ухта, отобранных в непосредственной близости от участка -0.04-1.98 Бк/л, что до четырех раз превышает современные нормативы. В настоящее время концентрации радионуклидов не превышают значений, определяемых НРБ-99/2009, однако разница в удельных активностях 22б1?а в пробах воды и донных илов, отобранной выше и ниже по течению, свидетельствует о вкладе участка в радиоактивность воды в реке. Судя по всему, радионуклиды, поступающие в р. Ухта, разбавляются большим объемом воды и рассеиваются в окружающей среде.

Миграция ши и 22еЯа с грунтовыми водами. По результатам анализов высокие концентрации 22е11а обнаружены в грунтовых водах скважин СКВ.З, 6, 7, расположенных в зоне захоронения отвалов (рис. 5). Средние значения концентраций 22вГ1а здесь составили 2.95, 2.01 и 1.72 Бк/л, что в 3.56 раз превышает его УВ. Максимальные концентрации радионуклида зафиксированы в пробах воды, отобранных 15.10.09, 02.11.09 и 23.09.09 соответственно. Во время этих отборов удельные активности 22611а от 10 до 14 раз превышали его УВ, что согласно современным нормативным требованиям (ОСПОРБ-99) позволяет отнести грунтовую воду, дренирующую зону захоронения отвалов, к жидким РАО. Второй пик наблюдали в пробе воды из СКВ. 7, отобранной 06.05.10. В скважинах СКВ. 1 и 5 концентрации 22611а превышали УВ всего 1-2 раза за период наблюдений (15.10.09, 02.11.09), второй пик наблюдали также в мае. Концентрации радионуклида в скважинах СКВ. 2 и 4 ни разу за период наблюдений не превышали его УВ. Однако максимальные концентрации радионуклида в воде этих скважин зафиксированы также 02.11.09 и 23.09.09. Среднее содержание 22611а в грунтовых водах за весь период наблюдений составило 1.18±0.46 Бк/л. Наиболее высокие концентрации радионуклида приурочены ко второй половине сентября - первой половине ноября, а также к началу мая.

Концентрации 23811 в пробах грунтовых вод за весь период наблюдений ни разу не превысили его УВ (3.1 Бк/л). Так же, как и в случае с 22в11а, наиболее высокие концентрации радионуклида были обнаружены в сква-

Бк/л

СКВ.1 СКВ.2 СКВ.З СКВ.4 СКВ.5 СКВ.6 СКВ.7

Рис. 5. Содержание 226Яа в грунтовых водах урано-радиевого участка.

жинах СКВ.З, 6 и 7. Средние значения концентраций 238и для этих скважин составили 0.40, 0.73 и 0.05 Бк/л соответственно. Наибольшее содержание 238и в воде зафиксировано в образцах, отобранных с 15.10.09 по 17.11.09. В наблюдательных скважинах СКВ. 1, 2, 4 и 5 концентрации 238и были намного ниже. Среднее содержание 238и в грунтовых водах составило 0.18±0.12 Бк/л.

Таким образом, изучение миграции 22611а и 238и с грунтовыми и поверхностными водами показало, что происходит значительный вынос радионуклидов с дезактивированного урано-радиевого участка. Наиболее высокие концентрации радионуклидов в поверхностных водах участка фиксировали в период паводка. В грунтовых водах, дренирующих урано-радие-вый участок, наблюдали два пика концентраций радионуклидов, связанных с максимальным уровнем грунтовых вод.

ВЫВОДЫ

1. Анализ пространственно-временного распределения 22"Ка,238и и 232ТЬ по компонентам экосистем на участках, загрязненных отходами радиевого производства и отличающихся физико-химическим и механическим составом почв, рельефом, уровнем грунтовых вод и составом растительного покрова, свидетельствует о долговременном характере изменений миграционной способности радионуклидов. Изменения их вертикального распределения и запасов в загрязненных почвенных слоях, активное биологическое поглощение, повышенное содержание в грунтовых водах указывают на множественность путей миграции радионуклидов и сохранение социально-экологической опасности данных загрязнений.

2. На недезактивированном урано-радиевом участке, расположенном в пределах автономного геохимического ландшафта и загрязненном твердыми отходами производства радия, распределение и запасы 22вГ1а, 238и и 232ТЬ за период с 1981 по 2004 г. практически не изменились. Радионуклиды прочно фиксированы в верхнем 0-20 см слое техноподзолистой почвы. Одной из форм фиксации являются малорастворимые фосфатные комплексные соединения радионуклидов, о чем свидетельствуют результаты множественного регрессионного анализа.

3. На дезактивированном участке, загрязненном жидкими отходами радиевого производства, запасы 22в11а, 238и и 232ТЬ за период с 1981 по 2002 г. в наиболее загрязненном 0-55 см слое дерново-луговой почвы также практически не изменились. Удельная активность 22б11а в почве линейно зависит от содержания в ней органического вещества: СВа (Бк/г) = 0.715Сорг (%) (И2 = 0.870, р < 0.001). В целом, содержание растворимых форм радионуклида (водорастворимая + обменная) выше, чем в техноподзолистой почве. В насыпном слое песчано-гравийной смеси удельная активность 22,|Г1а, по сравнению с исходной, увеличилась в 114 раз, 238и - в 2.5 раза вследствие их выноса растениями. Активное участие в перераспределении 22811а в почве принимают растения семейств кипрейные (Опаёгасеае) и бобовые (ЕаЬа-сеае), меньшее - злаковые (Огапппеае) и сложноцветные (Аз1егасеае). Содержание 232ТЪ в насыпном слое почвы не изменилось.

4. Впервые установлена роль состава тонкодисперсных фракций радиоактивно загрязненных подзолистой и дерново-луговой почв в ограничении подвижности 22в11а. Зависимости между концентрациями радионуклида и органического углерода в гранулометрических фракциях удовлетворительно описываются логарифмической функцией С^ = а + Ь1п(Сорг) (И2 = 0.9, р < 0.05). При этом содержание радионуклида и органического вещества достоверно коррелирует (г = 0.7; р < 0.05) с относительным содержанием глинистых минералов группы смектита и иллита и отрицательно коррелирует (г = -0.7; р < 0.05) с содержанием хлоритов. Более высокое содержа-

ние 226Ra в тонкодисперсных фракциях техноподзолистой почвы, по сравнению с дерново-луговой, связано с большим содержанием в них органического вещества и минералов, способных к межпакетной сорбции.

5. На дезактивированном урано-радиевом участке, загрязненном твердыми отходами производства радия из пластовых вод и урановой руды и представляющем собой систему сопряженных геохимических ландшафтов (автономного, транзитного и аккумулятивного), за период с 1981 по 2002 г. произошло снижение запасов 226Ra в 0-100 см слое почвы от 720 до 320, 238U - от 10.6 до 6.56 и 232ТЬ - от 0.43 до 0.22 ГБк. При этом участок характеризуется минимальным количеством подвижных форм 226Ra. Впервые установлена значительная роль грунтовых вод в выносе 22eRa и 238U за пределы участка. При высоком уровне грунтовых вод (май, сентябрь-ноябрь) наблюдается их наибольшая удельная активность. Повышение содержания радионуклидов в поверхностных водах отмечается в период паводка.

6. Определены зависимости параметров биологического поглощения 238U и 223Ra от их концентраций в почвах. Зависимости между содержаниями радионуклидов в почве и надземной массе растений описываются линейной [С = ЪСп + а], либо степенной [Ср = aCJ'] функциями возрастающего типа. Коэффициенты биологического поглощения этих радионуклидов связаны с их содержанием в почвах убывающей степенной функцией [КБП = аС ь]. Для большинства изученных видов выявлено снижение поглощения 22áka при повышении его удельной активности в почве до 9 Бк/г и более, что связанно с уменьшением биологически доступных форм радионуклида. Зависимости между содержанием валовым и физико-химических форм 226Ra в почве описываются уравнениями линейной регрессии. С увеличением удельной активности 22eRa в почвах содержание его прочносвязанных форм, по сравнению с подвижными, возрастает интенсивнее, о чем свидетельствуют коэффициенты регрессии, которые в уравнениях для подвижных форм составляют 0.00005-0.30, прочносвязанной - 0.70-0.90.

7. Растительный покров участков влияет на миграцию 238U,Z20Ra n232Th как за счет изменения его видового состава в пользу возрастания доли видов с максимальным биологическим поглощением, так и за счет увеличения с течением времени коэффициентов биологического поглощения для каждого вида в отдельности. За вегетационный период 0.001-0.002 % запаса 226Ra в почве выносит травянистая растительность, 0.01 % - древесная, представители которой по поглощению радионуклида значительно отличаются: Sorbus aucuparia > Betula pubescens > Populus trémula > Picea obovata > Salix caprea. В целом, по способности поглощать 22eRa растения можно расположить в ряд: древесная растительность > кустарнички > мхи > травянистая растительность; по поглощению 238U: мхи > кустарнички > древесная растительность > травянистая растительность; по накоплению 232Th: мхи > древесная растительность > травянистая растительность > кустарнички.

СПИСОК ОСНОВНЫХ РАБОТ, ОПУБЛИКОВАННЫХ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ

В изданиях, рекомендованных ВАК:

Шуктомова И.И., Носкова JI.M. Распределение 228Ra и 232Th на территории хранения отходов радиевого производства // Радиохимия, 2006. Т. 48. № 2. С. 533-537.

Носкова JI.M., Шуктомова И.И., Кичигин А.И. Радиационная обстановка на территории радиевого промысла в Республике Коми // АНРИ, 2008. № 1 (52). С. 28-31.

Носкова Л.М., Шуктомова И.И. Долговременная динамика радиационной обстановки на территории бывшего радиевого производства // Экология, 2009. № 1. С. 73-76.

Носкова Л.М. , Шуктомова И.И., Симакова Ю.С. Моделирование процессов биологического поглощения урана и радия в условиях техногенного загрязнения // Экология, 2010. № 5. С. 365-371.

В прочих изданиях:

Носкова Л.М. Динамика вертикального распределения 232Th на территории хранилища отходов радиевого промысла // Актуальные проблемы биологии и экологии: Матер, докл. XI молодежной науч. конф. Сыктывкар,

2004. С. 206-208.

Носкова Л.М., Шуктомова И.И., Таскаев А.И. Динамика вертикального распределения 232Th в дерново-луговой почве, подвергшейся радиоактивному загрязнению // Экологические проблемы северных регионов и пути их решения: Матер, междунар. конф. Апатиты, 2004. Ч. I. С. 157-158.

Носкова Л.М., Шуктомова И.И., Таскаев А.И. Динамика радиационной обстановки на техногенно-загрязненных участках // Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека: Матер. II междунар. конф. Томск, 2004. С. 448-451.

Носкова Л.М. Распределение 226Ra и 238U в дерново-луговой почве, подвергшейся радиоактивному загрязнению // Актуальные проблемы биологии и экологии: Матер, докл. XII молодежной науч. конф. Сыктывкар,

2005. С. 113-115.

Носкова Л.М. , Шуктомова И.И., Рачкова Н.Г. Миграция естественных радионуклидов в системе почва-растение на территории бывшего радиевого промысла // Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды: Тез. докл. междунар. конф. «Био-рад-2006». Сыктывкар, 2006. С. 25-26.

Носкова Л.М., Шуктомова И.И. Оценка запасов радия на территории хвостохранилища бывшего радиевого промысла // Геохимия биосферы: Докл. междунар. науч. конф. (Москва, 15-18 ноября 2006). Смоленск: Ойкумена, 2006. С. 267-269.

Носкова Л.М. Мониторинг содержания естественных радионуклидов на хвостохранилище бывшего радиевого производства // Тезисы докладов V съезда по радиац. исследованиям (радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность). М., 2006. Т. II. С.130.

Лобанова Е.В., Носкова Л.М. Возможности использования ГИС-техно-логий при проведении мониторинга распределения 226Ra по почвенному профилю // Актуальные проблемы биологии и экологии: Матер, докл. XIII молодежной науч. конф. Сыктывкар, 2006. С. 152-154.

Носкова Л.М., Шуктомова И.И. Долгосрочное перераспределение 226Ra в почвах с различным генезисом загрязнения // Современные проблемы загрязнения почв: Матер. II междунар. науч. конф. М., 2007. Т.1. С. 178182.

Шуктомова И.И., Носкова Л.М. Экологические проблемы при добыче 22eRa из подземных вод // Проблемы рационального использования природного и техногенного сырья Баренцева региона в технологии строительных и технических материалов: Матер. III междунар. науч. конф. Сыктывкар, 2007. С. 252-253.

Носкова Л.М., Шуктомова И.И. Биологическое поглощение урана и радия в условиях техногенного загрязнения // Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды: Матер, докл. междунар. конф. «Биорад-2009». Сыктывкар, 2009. С. 185187.

Лицензия № 19-32 от 26.11.96 г. КР 0033 от 03.03.97 г.

Тираж 100 Заказ 35(10)

Информационно-издательский отдел Учреждения Российской академии наук Института биологии Коми научного центра Уральского отделения РАН 167982, г. Сыктывкар, ул. Коммунистическая, д. 28

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Носкова, Любовь Михайловна

ВВЕДЕНИЕ.

ГЛАВА 1. Обзор литературы.

1.1. Особенности распределения и миграции урана, радия и тория в почвах.

1.2. Особенности миграции урана, радия и тория с поверхностными и грунтовыми водами.'.

1.3. Закономерности биологического поглощения урана, радия и тория.

1.4. Современные подходы к дезактивации радиоактивно загрязненных территорий

ГЛАВА 2. Объекты и методы исследований.

2.1. Физико-географические условия района исследований.

2.2. Краткая историческая справка о районе исследований.

2.3. Участки-стационары исследований.

2.4. Методика проведения картографических исследований и отбора почвенных, 45 растительных и водных образцов.

2.5. Радиохимические и физико-химические методы анализа почвенных, расти- 47 тельных и водных образцов.

2.6. Статистическая обработка данных.

ГЛАВА 3. Перераспределение радия, урана и тория в почвах экосистем, нарушенных в результате Радиевого производства.

3.1. Пространственно-временное распределение радионуклидов в почве недезак-тивированного урано-радиевого участка.

3.2. Пространственно-временное распределение радионуклидов в почве дезактивированного радиевого участка.

3.3. Пространственно-временное распределение радионуклидов в почве дезактивированного урано-радиевого участка.

3.4. Роль физико-химического состава техногенных почв в процессах миграции

23 8и, 22611а и 232ТЬ.

3.5. Роль гранулометрического состава техногенных почв в миграции 226Яа. 803.5.1. Гранулометрический состав почв, загрязненных отходами производства

226Яа.

3.5.2. Распределение 11а по гранулометрическим фракциям почв.

3.5.3. Состав гранулометрических фракций и его влияние на распределение

22611а в почвах.

ГЛАВА 4. Поглощение радия, урана и тория растительностью из почв с различным генезисом радиоактивного загрязнения.

4.1. Поступление радионуклидов в растительность недезактивированного урано-радиевого участка.

4.2. Поступление радионуклидов в растительность дезактивированного радиевого участка.

4.3. Поступление радионуклидов в растительность дезактивированного урано-радиевого участка.

4.4. Моделирование процессов биологического поглощения и ТЬ в условиях техногенного загрязнения.

ТУ(\ 0*10 'У'Х'У

4.4.1. Зависимости между концентрациями и ТЬ в почве и растении

4.4.2. Зависимости между концентрациями и ТЬ в почве и их коэффициентами биологического поглощения.

4.5. Вынос 226Яа биомассой травянистой и древесной растительности.

ГЛАВА 5. Роль поверхностных и грунтовых вод в миграции урана и радия.

5.1. Миграция 238и и Яа с поверхностными водами.

5.2. Миграция 238и и 226Яа с грунтовыми водами.

ВЫВОДЫ.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Динамика миграции урана, радия и тория в компонентах экосистем, нарушенных в результате радиевого производства"

Актуальность темы. Развитие ядерных технологий, растущие объемы добычи и переработки урановых руд и углеводородного сырья приводят к повышению содержания тяжелых естественных радионуклидов (ТЕРН) в окружающей среде. С 1993 по 2002 гг. мировое потребление урана возросло на 34 %, вследствие чего увеличилось количество радиоактивных отходов (РАО), являющихся одним из наиболее опасных потенциальных источников загрязнения окружающей среды (Состояние минерально-сырьевой базы., 2004; Куриленко, Хайкович, 2004).

В местах добычи и переработки сырья с повышенным содержанием ТЕРН, как и в районах захоронения РАО, происходит вторичное техногенное рассеяние долгожи-вущих радионуклидов вследствие непрерывно протекающих процессов выветривания и миграции в ландшафтах. При этом меняется подвижность радиоактивных элементов. Они включаются в биологический круговорот, изменяя условия существования живых организмов водных и наземных экосистем. Дня населения, проживающего вблизи мест переработки и захоронения радиоактивного сырья, локальные загрязнения становятся постоянным источником техногенного облучения и дополнительного риска (Тяжелые естественные радионуклиды., 1990; Титаева, 2005; Baker, Toque, 2005).

Предупреждение негативных последствий радиационного воздействия на окружающую среду возможно при условии долгосрочного прогнозирования миграции и перераспределения радиоактивных элементов в компонентах экосистем. Особую значимость эти исследования приобретают в случае необходимости разработки мероприятий по реабилитации территорий, загрязненных в результате прошлой деятельности предприятий оборонной и атомной промышленности. Долгое время их функционирование происходило при отсутствии необходимой информации для организации экологически безопасной работы, а захоронение отходов проводилось без обустройства могильников. Одним из таких районов, где отходы производства 226Ra в 1930-1950 гг. сбрасывали в окружающую среду и складировали без специального захоронения, является пос. Водный в Республике Коми.

1979). Настоящая работа акцентирована на изучении закономерностей этих процессов в долговременном аспекте (с 1962 по 2010 г.), при этом рассматривается совокупность путей миграции радионуклидов в окружающей* среде, что позволяет более полно оценить социально-экологическую опасность подобных загрязнений.

Цель исследования заключалась в изучении процессов долговременной ми

ЛЛЛ ллг лчл грации и, кл и ТЬ в компонентах наземных и водных экосистем, нарушенных в результате деятельности предприятий по производству 22611а. В задачи исследования входило:

1. Изучение пространственно-временных особенностей миграции 238и, 226Яа и 232ТЬ в почвах с различным генезисом радиоактивного загрязнения;

2. Изучение функциональных связей физико-химических характеристик радиоактивно загрязненных почв с содержанием в них 238и, 22бЯа и 232Т11, а также оценка роли тонкодисперсных гранулометрических почвенных фракций в процессах миграции 226Ка:

3. Оценка роли различных видов растительности в перераспределении 238и, 22бЯа и 232ТЬ в почвах с различным генезисом загрязнения и уровнем содержания радионуклидов;

ООО ЛЛ/

4. Оценка сезонной миграции и и Яа с грунтовыми и поверхностными водами и их роли в потенциальном загрязнении прилегающих к радиоактивно загрязненным участкам территорий.

Научная новизна. Анализ пространственно-временного распределения 238и и 232ТЪ, охватывающий период с 1962 по 2010 гг., позволил выявить долговременные изменения миграционной способности и запасов в экосистемах радионуклидов, поступивших с жидкими и твердыми радиоактивными отходами в результате прошлой деятельности химических заводов по производству

Показано, что, несмотря на давность загрязнений и малоподвижную форму нахождения в почвах радионуклидов, они активно перераспределяются по компонентам нарушенных экосистем.

Установлено влияние физико-химического и минералогического составов техноподзолистой и химически загрязненной дерново-луговой почв на распределение в них радионуклидов. Показано, что максимальное количество 226Ыа сосредоточено в почвенных фракциях с наиболее высоким содержанием органического вещества и глинистых минералов группы смектита и иллита.

Установлены зависимости концентраций в растениях и коэффициентов биологического поглощения и и 11а от их удельных активностей в почвах. Показано, что при повышенном содержании в почвах радионуклидов их биологическое поглощение наилучшим образом аппроксимируется степенной функцией. Оценка выноса ~ Иа растительностью указывает на более активное участие в перераспределении радионуклида на нарушенных территориях древесных растений, по сравнению с травянистыми видами.

Представлена сезонная динамика миграции 238и и 226Яа с грунтовыми и поверхностными водами, которая свидетельствует о повышении удельной активности радионуклидов при максимальном уровне исследуемых вод.

Теоретическая и практическая значимость работы. Результаты по изучению многолетней динамики миграции 238и, 22бЯа и 232ТЬ в почвах с различным генезисом радиоактивного загрязнения дополнят знания в области теоретической и прикладной радиоэкологии. Полученные в работе функциональные связи физико-химических характеристик техногенно загрязненных почв с содержанием в них 238и, 226Иа и 232ТЬ и выявленные механизмы фиксации 22бЯа в почвенно-поглощающем комплексе могут быть использованы для построения моделей распространения этих радионуклидов в почвенном профиле. Выявленные особенности миграции

238ц и из зоны захоронения РАО с грунтовыми и поверхностными водами являются основой для прогнозирования дальнейших путей миграции радиоактивных элементов. Полученные в работе зависимости параметров биологического поглощения

238и, ^а и

232^ от их концентрации в почвах могут применяться для параметризации радиоэкологических моделей, целью которых являются оценка степени радионуклидных загрязнений и дозовых нагрузок на живые организмы.

Личный вклад автора. Соискатель принимал участие в постановке и решении задач исследования, сборе полевого материала и его радиохимическом анализе (2002-2010 гг.), статистической обработке, анализе и опубликовании полученных результатов. Первичные данные по содержанию радионуклидов в почвах и растениях за 1981 г. были получены сотрудниками Отдела радиоэкологии Л.И. Адамовой, Э.И. Кирушевой, Т.Н. Му-закка, к.б.н. И.И. Шуктомовой, совместно с заведующим к.б.н. А.И. Таскаевым, который любезно их предоставил. Более ранние данные взяты из литературных источников.

Апробация работы. Результаты диссертационной работы доложены и обсуждены на ХП, XIII, XV, XVIII молодежных конференциях «Актуальные проблемы биологии и экологии» (Сыктывкар, 2004, 2005, 2007, 2010), V съезде по радиационным исследованиям (Москва, 2006), на международных научных конференциях «Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека» (Томск, 2004), «Экологические проблемы северных регионов и пути их решения» (Апатиты, 2004), «Биорад-2006», «Биорад-2009» (Сыктывкар, 2006, 2009), «Геохимия биосферы» (Москва, 2006), «Проблемы рационального использования природного и техногенного сырья Баренцева региона в технологии строительных и технических материалов» (Сыктывкар, 2007), «Современные проблемы загрязнения почв» (Москва, 2007).

Заключение Диссертация по теме "Экология (по отраслям)", Носкова, Любовь Михайловна

ВЫВОДЫ

1.Анализ пространственно-временного распределения 226Яа, и и ТЬ по компонентам экосистем на участках, загрязненных отходами радиевого производства и отличающихся физико-химическим и механическим составом почв, рельефом, уровнем грунтовых вод и составом растительного покрова, свидетельствует о долговременном характере изменений миграционной способности радионуклидов. Изменения их вертикального распределения и запасов в загрязненных почвенных слоях, активное биологическое поглощение, повышенное содержание в грунтовых водах указывают на множественность путей миграции радионуклидов и сохранение социально-экологической опасности данных загрязнений.

2.На недсзактивированном ураио-радиевом участке, расположенном в пределах автономного геохимического ландшафта и загрязненном твердыми отходами производства радия, распределение и запасы 22бЯа, 238и и 232ТЪ за период с 1981 по 2004 гг. практически ие изменились. Радионуклиды прочно фиксированы в верхнем 0-20 см слое техноподзолистой почвы. Одной из форм фиксации являются малорастворимые фосфатные комплексные соединения радионуклидов, о чем свидетельствуют результаты множественного регрессионного анализа.

3.На дезактивированном участке, загрязненном жидкими отходами радиевого о о/* О^С ТЗ"? производства, запасы " Яа, 3 и и ТЬ за период с 1981 по 2002 гг. в наиболее загрязненном 0-55 см слое дерново-луговой почвы также практически не изменились. Удельная активность 22бЯа в почве линейно зависит от содержания в ней органического вещества: Сд„ (Бк/г) = 0.715Со/к (%) (Я2=0.870, р<0.001). В целом, содержание растворимых форм радионуклида (водорастворимая + обменная) выше, чем в техноподзолистой почве. В насыпном слое песчано-гравийной смеси удельная активность 22бЯа, по сравнению с исходной, увеличилась в 114 раз, 238и - в 2.5 раза вследствие их выноса растениями. Активное участие в перераспределении Яа в почве принимают растения семейств кипрейные (Опа^сеае) и бобовые (РаЬасеае), меньшее - злаковые (Огаттеае) и сложноцветные (Аз1егасеае). Содержание 232ТЬ в насыпном слое почвы не изменилось.

4.Впервые установлена роль состава тонкодисперсных фракций радиоактивно загрязненных подзолистой и дерново-луговой почв в ограничении подвижности 226Яа. Зависимости между концентрациями радионуклида и органического углерода в гранулометрических фракциях удовлетворительно описываются логарифмической функцией Сла = а + Ып(Сорг) (Я2 = 0.9, р < 0.05). При этом содержание радионуклида и органического вещества достоверно коррелирует (г = 0.7; р < 0.05) с относительным содержанием глинистых минералов группы смектита и иллита и отрицательно коррелирует (г = -0.7; р < 0.05) с содержанием хлоритов. Более высокое содержание 22бЯа в тонкодисперсных фракциях техноподзолистой почвы, по сравнению с дерново-луговой, связано с большим содержанием в них органического вещества и минералов, способных к межпакетной сорбции.

99/> ЛЛ/J ЛЛО

Ra. Впервые установлена значительная роль грунтовых вод в выносе Ra и U за пределы участка. При высоком уровне грунтовых вод (май, сентябрь-ноябрь) наблюдается их наибольшая удельная активность. Повышение содержания радионуклидов в поверхностных водах отмечается в период паводка.

6. Определены зависимости параметров биологического поглощения 238U и 226Ra от их концентраций в почвах. Зависимости между содержаниями радионуклидов в почве и надземной массе растений описываются линейной \СР = ЪСп + а], либо степенной \СР = аС,,6] функциями возрастающего типа. Коэффициенты биологического поглощения этих радионуклидов связаны с их содержанием в почвах убывающей степенной функцией [КБГ1 = аС^ь]. Для большинства изученных видов выявлено снижение по

996 глощения Ra при повышении его удельной активности в почве до 9 Бк/г и более, что связанно с уменьшением биологически доступных форм радионуклида. Зависимости между содержанием валовым и физико-химических форм 226Ra в почве описываются уравнениями линейной регрессии. С увеличением удельной активности 226Ra в почвах содержание его прочносвязанных форм, по сравнению с подвижными, возрастает интенсивнее, о чем свидетельствуют коэффициенты регрессии, которые в уравнениях для подвткных форм составляют 0.00005-0.30, прочносвязанной- 0.70-0.90.

7.Растительный покров участков влияет на миграцию 238U, 226Ra и Th как за счет изменения его видового состава в пользу возрастания доли видов с максимальным биологическим поглощением, так и за счет увеличения с течением времени коэффициентов биологического поглощения для каждого вида в отдельности. За веге

996 тационный период 0.001-0.002 % запаса Ra в почве выносит травянистая растительность, 0.01 % - древесная, представители которой по поглощению радионуклида значительно отличаются: Sorbas aucuparia > Betula pubescens > Populas trémula > Picea obovata > Salix caprea. В целом, по способности поглощать 226Ra растения можно расположить в ряд: древесная растительность > кустарнички > мхи > травянистая растительность; по поглощению 238U: мхи > кустарнички > древесная растительность > травянистая растительность; по накоплению Th: мхи > древесная растительность > травянистая растительность > кустарнички.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Носкова, Любовь Михайловна, Сыктывкар

1. Агрохимические методы исследования почв. М.: Наука, 1975. 656 с.

2. Антропогенные почвы: генезис, география, рекультивация. / М.И. Герасимова, М.Н. Строганова, Н.В. Можарова, Т.В. Прокофьева // Учебное пособие. Под ред. академика РАН Г.В. Добровольского. Смоленск: Ойкумена, 2003.268 с.

3. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв. М.: Изд-во МГУ, 1962.491 с.

4. Атлас Республики Коми по климату и гидрологии / Под ред. А.И. Таскаева. -М.: ДиК, дрофа, 1997. 116 с.

5. Бакунов H.A., Юдинцева Е.В. К вопросу о снижении накопления I37Cs в растениях при обогащешш почв природными сорбентами // Агрохимия, 1989. № 6. С. 90-96.

6. Баранов В.И., Морозова Н.Г. Поведение естественных радионуклидов в почвах// Современные проблемы радиобиологии. Т.2. Радиоэкология / Под ред. В.М. Клечковского, Г.Г. Поликарпова, P.M. Алексахина. -М.: Атомиздат, 1971. С.13-40.

7. Башилов ИЛ. Введение в технологию редких элементов. М., Л.: Государственное химико-технологическое издательство; 1932. С. 58.

8. Блюм В. Проблемы и задачи почвоведения в XXI веке // Почвоведение, 2001. № 8. С. 901-908.

9. Ю.Быкова Э.И. Уран в почвах и растениях Чуйской впадины / Научные труды Киргизского НИИ почвоведения. Фрунзе, 1973. Вып. 4. С. 163-172.

10. П.Варламов Г.Н. Производительные силы Коми АССР. М., 1953. Т.1. С. 9-22.

11. Васильев А.Н., Мартыненко А.И. Современные подходы к решению проблем загрязнения почв тяжелыми металлами: обзор // Экотехнолошя и ресурсосбережение, 2000. №5. С. 47-53.

12. Верховская И.Н., Вавилов П.П., Маслов В.И. Распределение и перераспределение урана, радия и тория в природных биогеоценозах / Радиоэкологические исследования в природных биогеценозах. — Сыктывкар, 1972. С.243-256.

13. Вешко Э.И Естественная радиоактивность почв Харьковской области // Естественная радиоактивность почв и методы ее определения. М.: Наука, 1966. С. 212-219.

14. Виноградов А.П. Геохимия редких и рассеянных элементов в почвах. М., Изд-во АН СССР, 1957.

15. Волков В.Г., Дмитриев С.А. Курчатовский институт демонтировал старые хранилища // Безопасность окружающей среды, 2007. № 3. С. 26-29.

16. Воронин А. Д. Основы физики почв. М.: Изд. МГУ, 1986.245 с.

17. Выщелачивание цезия из загрязненных грунтов различными реагентами / Л.Б. Прозоров, Н.И. Комарова, Т.В. Молчанова и др. // Изв. Акад. пром. экологии, 1999. № 2. С. 90-94.

18. Галиулин Р.В., Галиулина Р.А. Фитоэкстракция тяжелых металлов из загрязненных почв // Агрохимия, 2003. № 3. С. 77-85.

19. Гидрогеология СССР. Том ХЫ1. Коми АССР и Ненецкий национальный округ Архангельской области РСФСР. -М., Недра, 1970. 288 с.

20. Гиль Т.В. Влияние времени контакта почвы с 226Яа на формы его закрепления // Радиация как экологический фактор при антропогенном загрязнении. Сыктывкар, 1984. С. 43-47. (Тр. Коми филиала АН СССР, №67).

21. Горбунов Н.И. Закономерности распространения глинистых минералов в главнейших типах почв СССР. Докл. VI Международного конгресса почвоведов. М., 1974.

22. Горбунов Н.И. Методика подготовки почв к минералогическим анализам // Методы минералогического^ и микроморфологического изучения почв. М.: Наука, 1972. С. 5-16.

23. Горбунов Н.И. Минералогия и коллоидная химия почв. — М.: Наука, 1978а: 315 с.

24. Горбунов Н.И. Минералогия и физическая химия почв. М.: Наука, 19786. 293 с.

25. Гродзинский Д.М. Естественная радиоактивность растений и почв. — Киев: Нау-кова думка, 1965.216 с.

26. Груздев Б.И. Естественные и искусственные радиоактивные элементы в растениях некоторых природных биогеоценозов Северо-востока Европейской части СССР / Автореф. дис. . канд. биол. наук. М., 1972.12 с.

27. Груздев Б.И., Рубцов Д.М. Накопление тория, урана и радия растениями и органогенными горизонтами почв / Радиоэкологические исследования в природных биогеоценозах. М., 1972. С. 112-122.

28. Дементьев B.C., Сыромятников Н.Г. О форме нахождения тория в грунтовых водах // Геохимия, 1965. №2. С. 211-216.

29. Детоксикация почвы электрохимической деминерализацией межпочвенного раствора / JI.JT. Лысенко, М.И. Пономарев, Б.Ю. Корнилович и др. // Химия и технология воды, 2001. Т. 23, № 5. С. 520-530.

30. Добролюбская Т.С. Люминесцентный метод / Аналитическая химия урана. -М.: Наука, 1962. С. 143-165.

31. Дричко В.Ф. Поведение в природной среде тяжелых естественных элементов / Итоги науки и техники. Сер. Радиационная биология, Т.4. Москва, 1983. С. 66-98.

32. Дроздовская A.A., Мельник Ю.П. Новые экспериментальные и расчетные данные о миграции тория в гипергенных условиях // Геохимия, 1968. № 4. С. 402-410.

33. Душенков В., Раскин И. Фиторемедиация: зеленая революция в экологии // Химия и жизнь, 1999. № 11-12. http://www.chem.msu.su/rus/journals/chemlife/fito.html

34. Евсеева Л.С., Перельман А.И. Геохимия урана в зоне гипергенеза. М.: Атом-издат, 1962.150 с.

35. Евсеева Л.С., Перельман А.И., Иванов К.Е. Геохимия урана в зоне гипергенеза. -М.: Атомиздат, 1974.279 с.

36. Евсеева Т.И., Таскаев А.И., Кичигин А.И. Водный промысел. Сыктывкар, 2000.39 с.

37. Ибрагимов К.Ш. Соколова С.А., Попова Е.И. Влияние навоза, извести, цеолита на поступление 137Сб, 908г в растения на примере супесчанов дерново-подзолистой почвы // Бюл. ВНИИ удобрений и агропочвоведения, 2001. № 115. С. 129-130.

38. Изменение подвижности урана в зависимости от рН / Н.П. Изменение подвижности урана, В.П. Медведев, Л.А. Гришина, Т.А. Федорова // Радиохимия, 1985. Т.27, Вып. 6. С. 518-817.

39. Илялетдинов А.М. Микробиологические превращения металлов. Алма-Ата: Наука, 1984.268 с.

40. Искра А.А., Бахуров В.Г. Естественные радионуклиды в биосфере. М.: Энер-гоиздат, 1981.124 с.

41. Итоги многолетнего эксперимента по дезактивации радиевых и урано-радиевых загрязнений в условиях средней тайги / П.П. Вавилов, Б.И. Груздев, В.И. Маслов и др. // Экология, 1977. № 6. С.32-38.

42. Ищенко Г.С. Закономерности миграции урана-238 и тория-232 в системе почва-растение в условиях Средней Азии: Автореф. дис. канд. биол. наук. Обнинск, 1988.20 с.

43. Ищенко Г.С., Бутник А.С. Формы нахождения и и в почвах Средней Азии// Агрохимия, 1990. № 1. С. 90-96.

44. К вопросу об эффективности дезактивации радиевых загрязнений насыпным методом / Б.И. Груздев, В.И. Маслов, К.И. Маслова и др. // Материалы радиоэкологических исследований в природных биогеоценозах. Сыктывкар, 1971. С. 77-90.

45. Ковалевский А.Л. Основные закономерности формирования химического состава растений / Биогеохимия растений: Тр. Бурятского института естественных наук. Вып.2. Сер. биологическая. 1969. С. 6-29.

46. Ковда В.А. Основы учения о почвах. М.: Наука, 1973. Кн. 1.446 с.

47. Косиченко НЕ. Способ биоиндикации радиоактивного загрязнения местности: Патент РФ № 2092870, октябрь, 1997.

48. Кузнецов В.И., Саввин В.Б. Чувствительное фотометрическое определение тория с реагентом арсеназо Ш // Радиохимия, 1961. Т.З, № 1. С. 79-86.

49. Куликов Н.В., Молчанова И.В., Караваева E.H. Радиоэкология почвенно-растительного покрова. Свердловск, 1990.169 с.

50. Куриленко В.В., Хайкович И.М. Месторождения полезных ископаемых как источник радиоактивного загрязнения / Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека: Матер. II Межд. конф. Изд-во «Тандем-Арт». Томск, 2004. С. 307-311.

51. Лакин Г.Ф. Биометрия. М.: Высшая школа, 1990. 352 с.

52. Макеев А.П., Пятнов Ю.Н., Поваляев А.П. Накопление урана дикорастущими и сеяными травами в условиях Казахстана // Вторя всесоюз. конф. по с.-х. радиологии: Тез. докл. Обнинск, 1984. Т. 1. С.87-88.

53. Мищук H.A. Особенности элекгроремедиации почвы в потенциоетатическом и гальваностатическом режимах //Химия и технология воды, 2009. Т. 31, № 4. С. 361-374.

54. Молчанова И.В., Караваева E.H. Эколого-геохимические аспекты миграции радионуклидов в почвенно-растительном покрове. -Екатеринбург: УрО РАН, 2001.161 с.

55. Наумова В.И. Хроника Московского семинара по радиохимии // Радиохимия, 2001. Т. 43. № 1.С. 96.

56. Несмеянов А.Н. Радиохимия. -М.: Химия, 1978.560 с.

57. Никифорова Е.М. Содержание pi распределение тория, радия и урана в горных черноземах и горностепных черноземновидных почвах // Известия Забайкальского филиала географического общества СССР, 1967. Т. 3, вып. 2. С. 67-81.

58. Никовская Г.Н., Ульберг З.Р., Коваль JI.A. Коллоидно-химические процессы-в биотехнологии извлечения тяжелых металлов из почвы // Коллоидный журнал, 2001. Т. 63, №6. С. 820-824.

59. Николаев Д.С., Лазарев К.Ф., Гращенко С.М. Концентрация изотопов тория в водах Азовского моря //Докл. АН СССР, 1961. Т. 38, № 3. С. 674-676.

60. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009): Санитарно-эпидемиологические правила и нормативы. М.: Федеральный центр гигиены и эпидемиологии Роспотребнадзора, 2009. 100 с.

61. Носкова Л.М., Шукгомова И.И. Долговременная динамика радиационной обстановки на территории бывшего радиевого производства // Экология, 2009. № 1. С. 73-76.

62. Овченков В Л. Миграция радия из мест его концентрирования в природных условиях / Радиоэкологические исследования в природных биогеоценозах. М., 1972. С. 147-153.

63. Овченков В Л., Титаева H.A., Павлоцкая Ф.И. Некоторые аспекты миграции радия-226 в почвах // Вопросы радиоэкологии наземных биогеоценозов. Сыктывкар: Коми фил. АН СССР, 1974а. С.11-23.

64. Опытная технология дезактивации грунтов, загрязненных радионуклидами 90Sr /Д.Э. Чиркст, Т.Е. Литвинова, О.В. Черемисина, М.И. Стрелецкая // Радиохимия, 2001. Т. 43, №5. С. 475-478.

65. Оруджева Дж.Р., Джафаров Э.С. Некоторые особенности накопления природных радионуклидов в разных органах растений, произрастающих в зоне повышенного радиационного фона // Радиац. биол. Радиоэкол., 2007. Т.47, № 2. С. 241-246.

66. Основные санитарные правила обеспечения радиационной безопасности (ОС-ПОРБ-99) М.: Минздрав России, 2000.98 с.

67. Перельман А.И. Геохимия. -М.: Высшая школа, 1989. 528 с.

68. Поведение радионуклидов в системе почва-растение и ведение растениеводства на подвергшихся радиоактивному загрязнению территориях / P.M. Алексахин, А.Н. Ратников, H.H. Санжарова и др. //Вестник РАСХН, 1996. № 4. С. 17-19.

69. Поведение тяжелых естественных радионуклидов в техногенных ландшафтах Южной Якутии / Л.Н. Михайловская, И.В. Молчанова, E.H. Караваева, В.Н. Позолоти-на // Экология, 1996. № 3. С. 203-205.

70. Подземные воды Европейского Северо-Востока СССР. / В.А. Дедеев, Ю.И. Зытнер, Н.Г. Оберман, Л.В. Мигунов Сыктывкар: Ин-т геологии Коми научного центра УрО АН СССР, 1989.

71. Поляков В.И. Неизбежность развития глобального экологического кризиса в XXI веке // Энергия: экономика, техника, экология, 2002. № 9. С. 42-49.

72. Попова О.Н., Кырчанова А.Н. Опыты по фракционированию радия из растительного материала / Материалы радиоэкологических исследований в природных биогеоценозах. Сыктывкар, 1971. С.91-97.

73. Поступление в растения и изменение его состоянии в звене почва-надземная масса-опад / А.И. Таскаев, В Л. Овченков, P.M. Алексахин, И.И. Шукгомова // Почвоведение, 1977. № 2. С. 42-48.

74. Пути миграции искусственных радионуклидов в окружающей среде. Радиоэкология после Чернобыля / Л.Дж. Апплби, Л. Девелл, IO.K. Мишра и др. М.: Мир, 1999.512 с.

75. Радиоэкологическая характеристика районов расположения радиоактивных отходов в п. Озерной на Урале / A.B. Трапезников, В.Н. Позолотила, П.И. Юшков и др. //Вопр. материаловед., 1997.№4. С. 36-42.

76. Радиоэкологические исследования в природных биогеоценозах / И.Н. Верховская, О.Н. Попова, Т.А. Власова, Г.И. Есова-М.: Наука, 1972. С. 124-147.

77. Разработка промышленной технологии реабилитации территорий, загрязненных радионуклидами в результате промышленной деятельности / A.C. Поляков, JI.C. Рагинский, H.A. Науменко и др. // Изв. Акад. пром. экол., 2000. № З.С. 16-21.

78. Рачкова Н.Г., Шуктомова И.И. Роль сорбентов в процессах трансформации соединений урана, радия и тория в подзолистой почве. СПб.: Наука, 2006.146 с.

79. Рубцов Д.М. Гумус и естественные радиоактивные элементы в горных почвах Коми АССР. Л.: Наука, 1974.74 с.

80. Рубцов Д.М., Правдина Э.И. Содержание и распределение естественных элементов (урана, радия и тория) в почвах некоторых ландшафтов Северного Урала // Инф.бюл. науч. Совета по проблемам радиобиологии АН СССР, 1971. Вып. 13. С. 130-134.

81. Русанова Г.В. О некоторых свойствах почв в районе с повышенной естественной радиацией / Почвы Коми АССР и особенности роста растений на севере. Труды Коми Филиала АН СССР, № 14. Сыктывкар, 1965. С.3-11.

82. Русанова Г.В. О поведении радия и кальция в системе почва-раствор // Почвоведение, 1964. № 3. С.

83. Русанова Г.В. Содержание и закономерности распределения радия-226 в почвенном покрове района повышешгой естественной дезактивации / Материалы радиоэкологических исследований в природных биогеоценозах. Сыктывкар, 1972. С.32-64.

84. Санжарова Н.И., Абрамова О.В., Кузнецов В.К. Использование мелиорантов для снижения подвижности радионуклидов в почвах // Ш съезд Докучаевского общества почвоведов: Тез.докл. (Суздаль, июль 2000 г.). Кн. 2. М.: 2000. С. 172-173.

85. ЮО.Собакин П.И. Молчанова И.В. Миграция тяжелых естественных радионуклидов в почвенно-растительном покрове в условиях техногенного загрязнения // Экология, 1998. №2. С. 98-101.

86. Собакин П.И., Молчанова И.В. Подвижность естественных радионуклидов и их поступление в растения в условиях техногенного ландшафта // Экология, 1996. № 1. С. 30-32.

87. Соколова Т.Я., Дронова ТЛ., Толпешта И.И. Глинистые минералы в почвах: Учебное пособие. Тула: Гриф и К, 2005. 336 с.

88. Способ дезактивации грунтов от радионуклидов цезия / И.А. Соболев, Л.Б. Подоров, Н.И. Комаров и др. // Патент № 2152650, Россия МПК7 021Р9/00. Московское госпредприятие «Радон»; опубл. 10.07.2000.

89. Способ комплексной оценки свойств почвы для прогнозирования накопления радионуклидов растениями / Б.С. Пристер, Г. Бизольд, Ж. Девиль-Ковелин // Радиац. биол. Радиоэкол., 2003. Т.43, № 6. С. 688-696.

90. Старик И.Е. Основы радиохимии. Л.: Наука, 1969.247 с.

91. Ю8.Таскаев А.И. Закономерности распределения и миграции изотопов и, 'ГЪ, На и Ки в почвенно-растительном покрове района повышенной естественной радиации: Ав-тореф. дис. канд. биол. наук. Сыктывкар, 1979.25 с.

92. ПО.Титаева Н.А. Геохимия природных радиоактивных рядов распада. М.: ГЕОС, 2005.226 с.

93. Ш.Титаева H.A., Векслер Т.И: Состояние радиоактивного равновесия biрядах распада индикаторов миграции радиоактивных элементов и активного взаимодействия* вод в природных условиях // Геохимия, 1977. № 8. С. 11L1-1120:

94. Титаева Н:А., Таскаев А.И. Миграция тяжелых естественных радионуклидов в. условиях гумидной зоны. JL: Наука, 1983. 232 с.

95. Тяжелые естественные радионуклиды в биосфере: Миграция и биологическое действие на популяции и биогеоценозы / P.M. Алексахин, НИ Архипов, P.M.' Бархударов и др. -М.: Наука, 1990.368 с.

96. Условия накопления радия растениями из почвы / П.П. Вавилов, И.Н. Верхов-ская, О.Н. Попова, Р.П. Коданева // Радиоэкологические исследования в природных биогеоценозах. -М., 1972. С. 95-103.

97. Фирсова Л.П. Влияние антидефляционных реагентов на подвижность 144Се в почвогрунтах // Радиохимия, 1999. Т. 41, № 3. С. 276-278.

98. Фрид A.C. Математическая модель как метод изучения корневого поглощения веществ растениями// Агрохимия, 1974.« 3. С.122-131.

99. Фрид A.C. Методические подходы к оценке доступности веществ почвы корням растений с помощью миграционной концепции // Агрохимия, 1996а. № 5. С. 89-99.4

100. Фрид A.C. Миграционная концепция доступности веществ почвы корням растений // Агрохимия, 19966. № 3. С. 29-37.

101. Химия актиноидов. М.: Мир, 1996; 525 с.

102. Шуктомова>И.И. Миграция и формы нахождения изотопов тория в почвеннорастительном покрове северо-востока европейской части СССР: Автореф. дисканд.биол. наук. Обнинск, 1986.23 с.

103. Шукгомова И.И., Носкова JI1M. Формы нахождения 232ТЪ в составе тонкодисперсных фракций горных почв // Геохимия, 2008. № 8. С. 904-909.

104. Шутов В.Н., Москевич Л.П., Дричко В.Ф. О некоторых закономерностях поступления щелочноземельных элементов из почвы в растения // Почвоведение, 1982. № 3. С. 31-36.

105. Электрокинетический способ очистки грунтов от радионуклидов / С.А. Дмитриев, Л.Б. Прозоров, М.Ю. Щеглов и др. // Вопросы радиационной безопасности, 2001. №1. С. 42-49.

106. Юрин В.М., Соколик А.И., Кудряшов А.П. Регуляция ионного транспорта через мембраны растительных клеток. Минск: Навука i тэхшка, 1991.271 с.

107. Ames L. L., McGarrah J. E., Walker B. A. Sorption of trace constituents from aqueous solutions onto secondary minerals. П. Radium // Clays and Clay Minerals, 1983a. V. 31 P.335-342.

108. Ames L. L., McGarrah J. E., Walker B. A. Sorption of trace constituents from aqueous solutions onto secondary minerals. I. Uranium // Clays and Clay Minerals, 1983b. V.31.P. 321-334.

109. Ames L.L., Rai D. Radionuclide interactions with soil and rock media: US Environmental Protection Agency, Office of Radiation programs Report EPA 520/6-78-007A. 1978. Vol. 1.306 p.

110. An assessment of soil-to-plant concentration ratios for some natural analogues of the transuranic elements / P. Linsalata, R.S. Mores, H. Ford et al. // Health Phys, 1989. V. 56 . № l.P. 33-46.

111. Baker A.C., Toque C. A review of the potential for radiumfrom luminising activities to migrate in the environment // Journal of Radiological Protection, 2005. V. 25, № 2. P. 127-140.

112. Baker A.J.M. Accumulators and excluders: strategies in the response of plants to heavy metals // J. Plant Nutr, 1981. V.3. P. 643-654.

113. Benes .P, Obdrzalek M., Cejchanova M. The physicochemical forms of tracers of radium in aqueous solutions containing chlorides, sulfates and carbonates // Radiochem Radioanal Letters, 1982. V. 50. № 4. P. 227-242.

114. Benes P. Strejc P. Interaction of radium with freshwater sediments and their mineral components: IV. Waste water and riverbed sediments // J. Radioanal. Nucl. Chem, 1986. V. 99. P. 407-22.

115. Benes P. Migration of radium in the terrestrial hydrosphere. The behavior of radium in waterways and aquifers. Technical Reports Series № 310, International Atomic Energy Agency, IAEA-TECDOC-3 01 Vienna, 1984. P. 119-173

116. Benes P., Borovec Z., Lukavec Z. Interaction of radium with freshwater sediments and their mineral components: I. Ferric hydroxide and quartz // J. Radioanal. Nucl. Chem,1984. V. 82. P. 275-85.

117. Botanical survey and screening of plant species which accumulate 226Ra from contaminated soil of uranium waste depot / P. Soudek, P. Petrik, M. Vagner et al. // European Journal of Soil Biology, 2007a. V.43. № 4. P. 251-261.

118. Can we predict uranium bioavailability based on soil parameters? Part 2: soil solution uranium concentration is not a good bioavailability index / H. Vandenhove, M. Van Hees, J. Wannijn et al. // Environmental Pollution. 2007a. V. 145. № 2. P. 587-95.

119. Can we predict uranium bioavailability based on soil parameters? Part 1: effect of soil parameters on soil solution uranium concentration / H. Vandenhove, M. Van Hees, K. Wouters, J. Wannijn // Environmental Pollution, 2007b. V. 145. № 2. P. 577-86.

120. Chen S.B., Zhu Y.G., Hu Q.H. Soil to plant transfer of238U, 226Ra and 232Th on a uranium mining-impacted soil from southeastern China // J. Environm. Radioactivity, 2005. V. 82. №2. P. 223-236.

121. Comparison of 226Ra nuclide from soil by three woody species Betula pendula, Sambucus nigra and Alnus glutinosa during the vegetation period / P. Soudek, S. Petrovâ, D. Benesovâ et al. // J. Environm. Radioactivity, 2007b. V.97. P. 76-82.

122. Ebbs S.D., Brady DJ., Kochian L.V. Role of uranium speciation in the uptake and translocation of uranium by plants // J. Experimental Botany, 1998. V. 49 (324). P. 1183-1190.

123. Ebbs S.D., Norvell Wendell A., Kochian Leon V. The effect of acidification and chelating agents on the solubilization of uranium from contaminated soil // J. Environm. Qual., 1998. V. 27. № 6. P. 1486-1494.

124. Echevarria G., Sheppard M.I., Morel J.L. Effect of pH on the sorption of uranium in soils. J. Environm. Radioactivity, 2001. V. 53. P. 257-264.

125. Effects of organic matter on the distribution of uranium in soil and plant matrices/ AJ. Bednar, V.F. Medina, D.S. Ulmer-Scholle et al. // Chemosphere. 2007. V.70. №2. P. 237247.

126. Effects of phosphorus fertilization on the availability and uptake of uranium and nutrients by plants grown on soil derived from uranium mining debris / G. Rufyikiri, J. Wannijn, L. Wang, Y. Thiry // Environ. Pollut, 2006. V. 141. №3. P. 420-427.

127. Ensley B.D., Raskin I., Salt D.E. Phytoremediation applications for removing heavy metals contamination from soil and water // Biotechnology in the Sustainable Environment, 1997. V. 6. P. 59-64.

128. Finch R., Murakami T. Systcmatics and paragenesis of uranium ninerals // Rev mineralogy, 1999. V. 38. P. 91-180. ISBN 0-939950-50-2.

129. Geochemistry of radium in soils of the Eastern United States / D.J. Greeman, A.W. Rose, J.W. Washington et al. //Applied Geochemistry,1999. V. 14. № 3. P. 365-385.

130. Gerzabek M.H., Strebl F., Temmel B. Plant uptake of radionuclides in lysimeter experiments // Environ. Pollut, 1998. V. 99. P. 93-103.

131. Gesell T.F., Prichard H.M. The technologically enhanced natural radiation environment//Health Physics, 1975. V. 28. P. 361-366.

132. GroudevN., Spasova I. L.and.Georgiev P. S. In situ bioremediation of soils contaminated with radioactive elements and toxic heavy metals // International Journal-of Mineral Processing, 2001. V. 62. № 1-4. P.301-308S.

133. Groundwater radon, radium and uranium concentrations in Regiao dos Lagos, Rio de Janeiro State, Brazil / R. M. R. Almeida, D. C. Lauria, A. C. Ferreira and O. Sracek // J. Environm. Radioactivity. 2004. V. 73. № 3. P.323-334.

134. Hewamanna R., Samarkoon C.M., Kurunaratne P.A.V.N. Concentration and chemical distribution of radium in plants from monazite-bearing soils // Environ. Exp. Plant Bot, 1988. V. 28. P. 137-143.

135. Kopp P.,Oestling P.,BurkartW. Availabilityand uptakeby plants of radionuclide-sunder different environmental conditions // Toxicol. Environ. Chem, 1989. Y. 23. P. 53-63.

136. Landa E. Isolation of Uranium Mill Tilings and Their Component Radionuclides from Biosphere Some Earth Science Perspectives. U.S. Government Printing Office, 1980. 35 p.

137. Landa E.R. Geochemical and radiological characterization of soil from former radium processing site // Health Physics, 1984. V.46. № 2. P.385-394.

138. Landa E.R. Radium-226 and uranium contents in particle size fractions of soil from radium processing site in Denver, Colorado // Health Phys., 1982. V. 43. № 1. P. 143.

139. Landa E.R., Bush C.A. Geochemical hosts of solubilized radionuclides in uranium mill tailings // Hydrometallurgy, 1990. V. 24. № 3. P. 361-372.

140. Landa E.R., Reid D.F. Sorption of radium-226 from oil production brine by sediments and soils // Environ.Geol, 1982. V.5. P. 1-8.

141. Langmuir D. Uranium solution-mineral equilibria at low temperatures with application to sedimentary ore deposits // Geochimica et Cosmochimica Acta, 1978. V. 42. P. 547-569.

142. Langmuir D., Herman J.S. The mobility of thorium in natural waters at low temperature // Geochimica et Cosmochimica Acta, 1980. V. 44. P. 1753-1766.

143. Lauria D.C., Almeida R.M.R, Sracek O. Behavior of radium, thorium and uranium in groundwater near the Buena Lagoon in the Coastal Zone of the State of Rio de Janeiro, Brazil // Environmental Geology, 2004. V. 47 P. 11-19.

144. Lovley, D.R., Phillips, E.J.P. Bioremediation of uranium contamination with enzymatic uranium reduction // Environ. Sci. Technol, 1992b. V. 26. № 11. P. 2228-2234.

145. Lovley, D.R., Phillips, E.J.P., Reduction of uranium by desulfovibrio desulfuricans //Appl. Environ. Microbiol, 1992a. V. 58. № 3. P. 850-856.

146. Markose P. M., Bhat I. S., Pillai K. C. Some characteristics of 226Ra transfer from soil and uranium mill tailings to plants // J. Environm. Radioactivity, 1993. V. 21. № 2. P. 131-142.

147. Mechanisms of thorium migration in a semiarid soil / A.J. Bednar, D.B. Gent, J.R. Gilmore et al. // Journal of Environmental Quality, 2004. V.33. P. 2070-2077.

148. Megumi K., Lagmay N.R. Concentration of natural radionuclides in soil particles in relation to their surface area // J. Radiat. Res, 1980. V.16. № 1. P. 48.

149. Megumi K., Mamuro T. Content of uranium and thorium series nuclides in soil particles in reletion to their size // J. Radiat. Res, 1975. V. 15. № 1. P. 25-27.

150. Microbial reduction of uranium / D.R. Lovley, E.J.P. Phillips, Y.A. Gorby, E.R. Landa.//Nature, 1991. V. 350. P. 413-416.

151. Modeling in-situ uranium(VI) bioreduction by sulfate-reducing bacteria / J. Luo, F.-A. Weber, O.A. Cirpka et al. // Journal of Contaminant Hydrology, 2007. V. 92. № 1-2. P. 129-148.

152. Mortvedt J.J. Plant and soil relationship of uranium and thorium decay series radionuclides a review // J. Environ. Qual, 1994. V. 23. P. 643-650.

153. Murray A. S., Olley J. M., Wallbrink,P. J. Natural radionuclide behaviour in the fluvial environment//Radiation Protection Dosimetry, 1992. V. 45. № 1-4. P. 285-288.

154. Myung C.J., Thornton I., Environmental contamination and seasonal variation of metals in soils, plants and waters in the paddy fields around a Pb-Zn mine in Korea // Sci. Total Environ, 1997. V. 198. P. 105-121.

155. Osmanlioglu A.E. Effect of a bentonite/soil mixture as barrier for uranium ponds // The uranium production cycle and the environment: Proc. Intern. Symp. (Vienna, 2-6 October, 2000).-Vienna, 2002. P. 543-544.

156. Otero X.L., Macias F., Variation with depth and season in metal sulfides in salt marsh soils //Biogeochemistiy, 2002. V. 61. P. 247-268.

157. Phytoremediation of Uranium-contaminated Soils: Role of Organic Acids in Triggering Hyperaccumulation in plants / J. Huang, M. Blaylock, Y. Kapulnik, B. Ensley // Environmental Science and Technology, 1998. V. 32. P. 2004-2008.

158. Proposal for new best estimates of the soil-to-plant transfer factor of U, Th, Ra, Pb and Po / H. Vandenhove, G. Olyslaegers, N. Sanzharova et al.// J. Environm. Radioactivity, 2009. V.100№ 9. P. 721-732.

159. Radioactivity in the environment around past radium and uranium mining sites of Portugal / F.P. Carvalho, M J. Madruga, M.C. Reis et al. // J. Environm. Radioactivity, 2007. V. 96. № 1-3. P.39-46.

160. Radium and uranium levels in vegetables grown using different farming management systems / D.C. Lauria, F.C.A. Ribeiro, C.C. Conti, F.A. Loureiro // J. Environm. Radioactivity, 2009. V. 100. P. 176-183.

161. Radium-226 and calcium uptake by crops grown in mixtures of sand and clay tailings from phosphate mining / J.B. Million, J.B. Sartain, R.X. Gonzalez, W.D. Carrier // J. Environ. Qual, 1994. V. 23. P.671-676.

162. Ramaswami A., Carr P., Burkhardt M. Plant-uptake of uranium: hydroponic and soil-system studies // Int. J. Phytorem, 2001. V. 3. № 2. P. 189-201.

163. Ranson D. Comportement dans les milieu souterrains de l'uranium et du thorium re-jetès par l'industrie nuclèarie (IAEA-SM-172-55) // Environmental behavior of radionuclides released in the nuclear industry. Vienna, 1973. P. 333-346.

164. Removal of uranium from water using terrestrial plants / S. Dushenkov, D. Vasu-dev, Y. Kapulnik, et al. // Environment, Science and Technology,1997. V. 31. P. 3468-3474.

165. Riese A.C. (1982) Adsorption of radium and thorium onto quartz and kaolinite: A comparison of solution/surface equilibrium models, Ph.D Thesis, Colorado School of Mines, Golden, CO

166. Rodriguez P.B., Vera T.F., Lozano J. C. About the assumption of linearity in soil-to-plant transfer factors for uranium and thorium isotopes and 226Ra // The Science of The Total Environment, 2002. y.284. № 1-3. P. 167-175.

167. Sam A.K. Radium-226 uptake by vegetation grown in Western Sudan // J. Environing Radioactivity, 1995. V. 29. P. 27-38.

168. Seaman J.C., Arey J.S., Bertsch P.M. Immobilisation of nickel and other metals in contaminated sediments by hidroxyapatite addition // Journal of Environmental Quality, 2001. V.30P. 460-469.

169. Separation of230^ (Ionium) from uranium ores in sulfuric acid and nitric acid solutions / E. Kluge, K.H. Lieser, I. Loc, S. Quandt // Radiochim. Acta, 1977. V. 24. № 1. P. 21-26.

170. Shahandeh H., Hossner L. Role of soil properties in phytoaccumulation of uranium // Water, Air, and Soil Pollution, 2002. V. 141. P. 165-180.

171. Sheppard M.J. The environmental behavior of uranium and thorium. Pinawa; Mani-toda, 1980.45 p. (Atomic Energy Canada Ltd.; AECL-1795).

172. Sheppard S.C., Evenden W.G. Bioavailability indices for uranium: effect of concentration in eleven soils // Arch. Environ. Contam. Toxicol, 1992. V. 23. P. 117-124.

173. Sheppard S.C., Evenden W.G. Critical compilation and review of plant/soil concentration ratios for uranium, thorium and lead // J. Environm. Radioactivity, 1988. V. 8. P. 255285.

174. Sheppard S.C., Evenden W.G., Pollock R.J. Uptake of natural radionuclides by field and garden crops // Can. J. Soil Sci. 1989b. V. 69. P. 751-767.

175. Shtangeeva I. Uptake of uranium and thorium by native and cultivated plants // J. Environm. Radioactivity, 2010. V.101. № 6. P. 458-463.

176. Shtangeeva, I., Ayrault, S., Phytoextraction< of thorium from soil and water media. Water Air Soil Pollut, 2004. V. 154. P. 19-35.

177. Simon S.L., Ibrahim S.A. The soil/plant concentration ratio for calcium radium, lead and polonium: evidence for non-linearity with reference to substrate concentration // J. Environm. Radioactivity, 1987. V. 5. P. 123-142.

178. Soil to plant transfer of Radium-226 / A.O. Bettencourt, M. M. G. R. Teixeira, M. D. T. Elias and M. C. Faisca // J. Environm. Radioactivity., 1988. V. 6. № 1. P. 49-60.

179. Study of soil-plant transfer of226Ra under greenhouse conditions / P. Soudek, S. Pe-trova, D. Benesova et al. // J. Environm. Radioactivity. 2010. V.101.1.6. P. 446-450.

180. Syed'H.S. Comparison studies adsorption of thorium and uranium on pure clay minerals and local Malaysian soil sediments // J. Radioanal. Nucl. Chem, 1999. V. 241. № 1. P. 11-14.

181. Technetium and uranium: sorption by and plant uptake from peat-and'sand / M.I. Sheppard, T.T. Vandergraaf, D.H. Thibault, J;A.K. Reid // Health Phys, 1983. V. 44. № 6. P. 635-643.

182. Tyler G., Olsson T. Plant uptake of major and minor mineral elements as influenced by soil acidity and liming // Plant Soil, 2001. V. 230. P. 307-321.

183. Uchida S., Tagami K. Soil-to-crop transfer factors of radium in Japanese agricultural fields // Journal of Nuclear and Radiochemical Sciences, 2007. V. 8. № 2. P. 137-142.

184. Uptake and distribution of natural radioactivity in wheat plants from soil / V.A. Pulhani, S. Dafauti, A.G. Hegde et al. // J. Environm. Radioactivity, 2005. V. 79. № 3. P. 331-346.

185. Uranium accumulation of crop plants enhanced by citric acid / P. Chang, K.-W. Kim, S. Yoshida, S.-Y. Kim //Environ. Geochem. Health, 2005. V. 27. P. 529-538.

186. Uranium and thorium in weathering and pedogenetic profiles developed on granitic rocks from NW Spain / T.A. Taboada, A. Martinez Cortizas, C. Garsia, E. Garsia-Rodeja // Science of the Total Environment, 2006. V. 356. № 1-3. P. 192-206.

187. Uranium in the environment: occurrence, transfer and biological effects / D. Ribera, F. Labrot, G. Tisnerat, G-F. Narbonne//Rev. Environ. Contam: Toxicol, 1996. V. 146. P. 56-89.

188. VandenBygaart A.J., Protz R., McCabe D.C. Distribution of natural radionuclides and 137Cs in soils of southwestern Ontaruo // Canadian Journal of Soil Science, 1999. V. 79. № l.P. 161-171.

189. Vandenhove H. // Phytoremediation of metal-contaminated soils. J.-L. Morel et al (eds.). Springer, 2006: P. 191-228.

190. Vandenhove H., Eyckmans T., Van Hees M. Can barium and strontium be used as tracers for radium in soil-plant transfer studies? // J. Environm. Radioactivity, 2005. V. 81. № 2-3. P. 255-267.

191. Vandenhove H., Van Hees M. Phytoextraction for clean-up of low-level uranium contaminated soil evaluated // J. Environm. Radioactivity, 2004. V. 72. P. 41-45.

192. Vandenhove H., Van Hees M. Predicting radium availability and uptake from soil properties // Chemosphere, 2007. V. 69. № 4. P. 664-674.

193. Wanty R. B., Johnson S. L., Briggs P. H. Radon-222 and its parent nuclides in groundwater from two study areas in New Jersey and Maryland, U.S.A // Applied Geochemistry, 1991. V. 6. P. 305-318.

Информация о работе

Носкова, Любовь Михайловна
кандидата биологических наук
Сыктывкар, 2010
ВАК 03.02.08

Диссертация

Динамика миграции урана, радия и тория в компонентах экосистем, нарушенных в результате радиевого производства - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы