Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС

А.И. Щеглов

БИОГЕОХИМИЯ тЕхногЕнных Р1ЩИОНУКЛИДОВ в лесных

экосистемах

« НАУКА »

__

РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК НАУЧНЫЙ СОВЕТ ПО ПРОБЛЕМАМ ПОЧВОВЕДЕНИЯ

МОСКОВСКИЙ ГОСУДАРСГВЕННЫЙ УНИВЕРСИ1ЕТ им. М.В. ЛОМОНОСОВА ФАКУЛЬТЕТ ПОЧВОВЕДЕНИЯ

А. и . Щеглов

БИОГЕОХИМИЯ ТЕХНОГЕННЫХ РАДИОНУКЛИДОВ в лесных

экосистемах По материалам lO-л етних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС

МОСКВА « НАУКА»

2000

УДК

ББК

550.4 28.080.3 Щ 33 Допечатка тиража K1tU'lU

осуществлена при финансовой поддержке Научной ассоциации Шiвалuдов Чернобыля

Московского lосударсmвенноzо университета lLМ . М. В . Ломоносова Ответственный редакто р доктор б и олог ичеСК~I Х наук Ф.А . ТИХОМИРОВ

Щеглов А.И. Би огео химия техногенных раД If ОНУКЛИДОD в лесных ЭКQСИС­

темах: По материалам аварии на ЧАЭс.

- М. : ISBN 5-02-002543-7

1О-летн их исследований 2000. - 268 с.

в зоне влияния

Наука ,

Работа п освящена а нализу фУНКЦIIЙ л есных ландшафтов как ком п оне нта

биосферы пр" радиоактивных 8ыпадеНlIЯ Х ( 113 пркмере чернобылЬС.кнх) . Вскрыты пространств е нн о- врем е нньiе закономерности распредеnеНIUf техногснных радио­

н укл ltДОВ в лес ных ландшафтах

8 З3ВIIСИМОСТII от при родных 30Н, ланд ш афтных

УСЛОВ IIА н ФЮ ll ко - хнмнчеСК lt х форм выпадений . Рассмотрено влияние раЗЛilЧНЫХ ко мпонеН'ГО8

!leCHOro

БГЦ и биогенной миграции в целом на перераспреn~л е ние

раДII О Н УК Лlщ'О 8 . Дана качест вениая

11

количественная оценка осиовн ы х потоков

б и огеох имичес к ого круговорота техногенных радионуклидов

в

леС IIЫ Х

ланд·

шафтах и пока за но. что б и огенная МИf1:!ация формирует основ но й поток. в одная МIlf1:!ЗЦlIЯ заНlIмает подчин е иное положен и е .

Для э кологов . ради об иологов. п очвоведов. сп еЦ II 3Л II СТОВ в област и бlt огеОХII· мин и охраны окружающей среды.

Ил .

97.

Табл.

87.

Бll блиогр.:

357

назв .

ShchegIov A.I. Biogeochemistry of technogenic radionuclides in forest ecosystems: Ву th. mat.ria!s of the IO-year r.search in the arca effected Ьу the Chemoby! nuc!ear power station disaster. - М .: Nauka, 2000. - 268 р. ISBN 5-02-002543-7 lП е рарег

is dedicated 10 the significance of the fore st landscapes а !> са т рапеп!! under Ihe radioaclive fall out ( Ьу Ihe instance оС Chemobyl). The dynamics о' !lpatial and lетрогаl distribulian оС lechnogcnic radionuclides in forcSI ecosystems is studied depending оп nalu ral zancs. landscape types and physico-chcmical Со пn! of initial radioactive fall oul. The cffcct of forest ecosystcms as а whole and their camponen,s оп Ihe radionuclide migralion under conditions of different landscapes is considcred. Qualilalive and quantitati ve estimations оС principal radionuclide nuxes in the fores t landscapes аге presenled. In is shown Ihal these ате biogenic processcs that Согт the main radionuclide nux in the fore st ecosystems. whereas radionuclidc runoff and Icaching аге usually of less significance. lП с раре г is intendcd Сог а wide rangc о' ccologists. radiobiologists. pedologi sts. s рс с iаliш worki ng in Ihc ficld of biageochcmi stry and с пvirопmеп[ЗJ pratection. Fig. 97 . ТаЫ. 87. BibIiogr.: 357 оС Ыasphere

ISBN 5-02-002543-7

©

Издательстnо "Наука",

2000

ВВЕДЕНИЕ

БиогеохимичеСКlfе ЦИКЛЫ естественных радиоактивных элементов склздывались на протяжении всей эволюции Земли. Хозяйственная дея­ тельность ч еловека (добыча, переработка. и спользо вани е, захороне ние

радиоактивных в еществ) вызывает глобальное пер ерас пред еле ние естественных ради о нукли дов и приводит К п ланетар ному загрязнению

биосферы теХНQгенными радионуклидами в результате испытаний атомного оружия, ззпроектных авариi"r на предприятиях ядерного цикла

и т . п . П одоб но е вмешательство в функционирование биосферы может спровоцировать ЭКОЛОгиtlески:й кризис . В результате чернОбыльской ка­ тастрофы ДЛЯ знач и тельной ч асти территории Укра llНЫ , Белоруссии, России и других стран потребовалась разработка специальных рекомен­

дац и й

и техн олог ий

по

ведению

нар од н охозя й стве нной дея тель­

ности.

Критическими экос и стемам и , аккумулирующими радионуклиды и о пределяющими наибольшие дозовые нагрузки на человека вследствие внешнего облучения и миграции по троф ич еск им цепям, являютс я

л есные цен оз ы

[8, 232].

Отсюда становится очеви дной экологическая

роль лес а н е только в поддержании равновесия в б и осфере , н о и в

формировании радиоэкологической обста н овки на загрязненных терри­ т о риях. Поведени е радио н укл идов в лес ны х экосистемах имеет свою специф ику и су ществен но отл ично от такового в луговых И агроэко­ с и стема х. Наибол ее важными и актуальными являются пр облем ы изучения биогеохимии радионуклидов в лесны х экос истемах различных

природных з о н . В н астоя щее время нак о пл ено достато чн о большое

количество информа ции п о данному вопро"су . Иссл едова ния подоб н о й н а правленности в зо нах заг рязн е ния в р езульта т е Кыштымской и д р уг их р ад иаци онных аварий, в модельных экспер имен тах проводили

Р.М. Алексахин, Ю . А. Егоров, Р . Т. К а р абань, Д.А. Крив олу цкий , Н . В. Куликов, И . В. Молчано ва , М . А. Н арышк ин, Ф . А . Тих ом ир ов,

З.Б. Тюрюкан о ва

и д р . Однако глобальные масштабы и физико ­

химическое своеобразие ч ер нобы л ьск ого загрязнения придают особое

эколога-биосферно е значен ие исследова ниям биогеохимии техногенных радио нуклидов в лесных экос истемах различных прир од ных зон.

Познание особе нностей б иогеох имич ес ких циклов долгож ивущих 8 теоретическом пл а н е. н о и дл я

радионуклидов актуально не только

решения лесохозя йст в е нных и мед ика-б иологи ческих определе ния дозовых включая ч еловека.

пр облем

-

нагрузок на живые компоненты биосферы,

Целью настоящей работы является развитие теоретических и экспериментальных основ биогеохимии техногенных радионуклидов в

лесных ландшафтах (на примере чернобыльских выпадений в цент­ ральных районах Восточно-Европейской равнины) и рассмотрение в рамках этой проблемы следующих задач:

-

оценка

роли

лесных

экосистем

в

первичном

и

вторичном

распределении радиоактивных выпадений и отдельных радионуклидов в их составе по территории загрязнения;

-

изучение динамики и закономерностей распределения радионук­

лидов в компонентах лесных ЭКQCистем различных природных зон ;

-

выявление ведущих факторов и количественная оценка миграции

радионуклидов в системе "почва-растение";

-

определение

основных потоков техногенных радионуклидов и

оценка ИХ вклада в биогеохимический цикл этих элементов в лесных ландшафтах;

-

исследование количественного и качественного состава форм

соединений радионуклидов в почве и динамики их биологической доступности для растений;

-

построение концептуальной модели биогеохимического круго ­

ворота радионуклидов в лесных экосистемах и прогноз радиоэкологи­

ческой обстановки в лесах на загрязненной территории.

в основу книги автором положены результаты многолетних иссле­ дований, проведенных в ЗО-километровой зоне отселения Черно­ быльской АЭС (Украина) и наиболее загрязненных регионах Российской Федерации (Брянская, Калужская, Тульская обл . ) . В монографии ис­

пользованы также разработки лаборатории радиоэкологии МГУ , полученные на Восточноуральском следе Кыштымской радиационной аварии .

В экспедиционных, лабораторно-экспериментальных и аналити­ ческих работах принимал и участие сотрудники лаборатории радиоэко­ логии: О.Б . Цветнова , АЛ. Кляшторин, С.В. Мамихин, И . Т. Моисеев,

г. и. Агапкина, с.ю . Розов, Л . Н. Меркулова; расчет и анализ динами­ ки запасов фитомассы проведены Т.А. Парамоновой, расшифровку рентгенограмм выполнили профессор кафедры химии почв факультета почвоведения Московского университета Т.А . Соколова и Т.Я. Дро­ нова; анализ гранулометрического состава

-

В.М. Гончаров. Большую

работу по сбору и обработке материала провели сотрудники Все­ российского научно-исследовательского института химизации лесного

хозяйства (г. Ивантеевка): АВ. Панфилов, с.А Чернов, А.п. Косых и сотрудники Воронежского университета : Д.И. Щеглов,

др.;

С. В. Кишаковский, А.Д. Щеглов , А.В . Кишаковский , А.В. СИНИЦblН. Всем им автор выражает сердечную признательность.

Искреннюю благодарность за содействие в организации иссле­

довательских работ выражаем коллегам из Комплексной экспедиции АН ссср, в особенности И.Н. Рябову, И.А. Рябцеву; украинским

4

коллегам

-

Н.Д. Кучме, НЛ. Архипову и др. (Чернобыльекий научный

центр международных исследований, г. Чернобыль); сотрудникам Калужского центра химизация и сельскохозяйственной радиологии НЯ. Курбацкому, Н . А. Яковлевой и др. Автор глубоко признателен профессор у Ф . А . Тихомирову за постоя.нную поддержку в выполнении исследований, ценные советы и зам е чания .

Слова особой благодарности автор высказывает О.Б . Цветновой за н ео ценимую ПОМОЩЬ на всех этапах работ : ОТ полевых экспериментов до ПОДГОТОВКИ рукописи к печати .

Огромную благодарность автор выражает президенту

-

ген е раль­

ному директору Научной ассоциации инвалидов Чернобыля МГУ им.

М.В . Ломоносова

-

Леониду Степановичу Пятецкому , без активного

участия и поддержки которого не мог быть осуществле н выпуск допол ­

нительного тиража книги . (Адрес ассоциации:

119899, Москва ,

МГУ им.

М . В . Ломоносова , 2-й У'lебный корпус, комн . 490, телефон 939-18-05,

733-03-67, факс 939-08-77 .)

1.

МЕТОДИЧЕСКИЕ ПРИНЦИПЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И РАДИО ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ТЕРРИТОРИИ

1.1.

МЕТОДИЧЕСКИЕ ПРИНЦИПЫ

ОСНОВОЙ методологии исследований являетсн. ландшафтно-биогео­ химический подход . В рамках этого подхода , наряду с системным ана­ лизом макроуровня, Т.е. ландшафтных комплексов различных природ­ ных ЗОН, наблюдения проводятся на уровне мезо- и микрорельефа, а также

в относительно

более

простых звеньях:

"почва-растение" ,

"твердая -жидкая части почв", "лесная подстилка-минеральная часть

почв". Такой комплексный, разноуровневый подход позволяет с наи­ большей достоверностью охарактеризовать поведение радионуклидов в нативных условиях, дать прогноз формирования полей загрязнения

как на этапе первичных выпадений, так и в процессе их вторичного перераспределения

в пределах элементарных и геохимически сопря ­

женных ландшафтов, надежно фиксировать пути пере носа радионукли­ дов при их биогеохимической миграции в ландшафтах в целом. Для обеспечения необходимого уровня проведения исследований закладка сети стационарных пробных площадок (СПП) производилась с охватом наиболее характерных для данных П0чвенно-климатических

зон фоновых и субдоминантных комплексов. В сети СПП ряд участков в большинстве случаев слагал законченный геохимически сопряженный

профиль, включающий в себя наиболее типичные ДЛЯ исследуемой почвенно-климатической зоны элементарные ландшафты (рис.

]).

На

них сформированы различные биогеоценозы, в полной мере отражаю­ щие специфику почвенного и растительного покрова региона и все характерные особенности пространственной неоднородности распре­ деления, состава и плотности радиоактивного загрязнения центральных

районов Восточно-Европейской равнины. Подробная характеристика всех исследуемых СПП с указанием конкретных данных о расстоянии и расположении отдельных участков

относительно Уернобыльской атомной электростанции (УАзе), их ландшафтных и биоценотич е ских особенностях приводится в табл.

1.

Исходя из задач исследования, на каждой СПП были организованы наблюдения по следующей схеме (рис. радионуклидов

с

опадом;

изучалась

2):

учитывалось поступление

скорость

перераспределения

их

в профиле почв и Мl1грация с вертикальным внутрипочвенным стоком, с

кроновыми. и

стволовыми

водами,

а

также

перераспределение

в

системе геохимически сопряженных элементарных ландшафтов. Кроме

6

,, "" ,У'I" : v ' :: ,,

Ри с .

J.

Y' •. I

Y·I . II

" "

:Y'I.III:

Y·I .IV'

Схема расположеНI'Я стационарных участков по геохимическому

профилю (30-кил ом етровая зона ЧАЭС)

К'Щ II'IIII.: " 'Г Ы Jlro:lI~(II" I'" НР У'-':!

К{I),l rЮII ~ IIТ1.I "pa llll llll ' "УI.т.'рllll "К"UЩ

(""I"III ' /ЮIIl>' 'It>!tI ,1

" "I)Y(O!

~

.,'"...' ' 1\

_~===::x:Ц 0'0;" J--.u....х....'L..L;=з:::rл;;-i--ti-

n~r

"

' l 'rit ll (фl'r~I;II(III' 11(1)1,1.'1'11:11.:'1 "I.II';IIЩ

Ри с .

2.

Компоненты и процессы. ежегодно контролируемые при радиоэко ­

логическом МОНltторинге на стационарных пробных площадях

того , и сследовались формы соединений р адионукл ид ов 8 ЖИДКОЙ и твердой частях почв.

Отбор ·образцuв . Специфика рад~tOэкологических исследова­ ний обусловливает необходимосгь использования специальной методики отбора и подготовки радиоактивных проб . Такая методика включает послойный раздельный отбор проб лесной подстилки и МИttеральной толщи почв с фиксированной площади. Первоначально в точках опро­ бова ни я методом рамки отбира ется лесная подстилка с подразделением

ее на подгоризонты (О 1, 02, ОЗ). Далее в тех же точках специальным пробоотбОРНIIКОМ (рис. З) отбирается почвенный монолит (кер н), кото­ рый затем делится на слои мощностью

1,2, 5

и т.Д. см.

7

Таблица

J.

Ландшафтно - экологическая характеристика стационарных пробных площадей По..... (по

СПП , рас:croя.н.ие

ТЮl ландшафra

(1I2J)

и направление от

ТЮ1 фlrIOценоэа

ПЛотность зaJl)ЯЗ-

(по

некия: ПО 137С! на

[194J)

ЧДЭС

1986 г.. МБкJм 2 Тульcxu ом . (Росс...) Плавское леCkuчесm8Q

Лл- I

Чернозем оподзоленный тюкелoc:yrли-

(550 км- на С-В)

юIc1ый

Лл-2

То же

элювиалъlfы
A

Широколнственный лес с: прн -

0,37

м-есью мелколисгвенныx пород

ТО же

Культуры сосны


0,38

сосня.к разнотравно-зелено-

1,41

(550 км: на СВ) БринDUlЯ обл. (Росася) ЗЛЫJl.ковское лесничество

Зл- I

Подзолистая иллювиально-железистая

(165 км на С-В)

песчаная

Транзюю.1Й

мouDrый

Клuмовское леСШlчесmво

1<>.1 (200 км

Подзолнстая иллювизльно-железиCl'Oна СВ -В )

Культуры соскы


0,12

траюwrнo-аккумулятнвllы
й

МелхОJlИCТВеюfO-СОС:НОВЫЙ лес

0,64

Axxyмymtrк8HbIl1:

ШИРОКQлиcmeн:но-хвоlho.l Й лес

0,58

широколиственно-хвойный лес

2,26

ЭлювизльныВ

гумусовая песчаная

Клшщовское лесн.uчеОl180 Кл-I

Дерново-подзолнстая иллювиально-

(Гам:же)

железистая песчаная

Кл-2

Тоpфяннcro-подзолистая поверхнOCf-

(200 км

на С- В)

ho-оглееннaJt песчаная

КраснOl.ОРСКое лесничество

Кр-I

(220 км

Дерново-слабопоДзолнстая песчана" на СВ -С)

Элювиальный

НовозыБКОв<:кое леснич ество Слабоподзолистая иллювиально-желе -

Нз- I

ТранзlfJ1lЫЙ

Куль'r)'pЫ сосны

1,65

Элювиальный

сосняк разн
0,6

элювиальныI1

СосЮIК разнотравныli

0,41

Дерно во-c.nа60подзоJПfСТая песчаная

То же

ШИJЮколисгвеюю-сосновый лес

0,41

Х-3

АллювиаЛЫlая болотная иловато-

Аккумулятивный

Пойменное осоковое болото

0,44

(гам же)

торфяная Черноольша'l1lИК разнотравно-

0,45

(175

км на С-В)

знcrая пеС'lаная

Нз-2

ПОДЗ0Л Нсгая слабодифференцирован-

(Гам же)

Ilая песчаная

Калужawo оlin. (Россия) Хвасmoвu чское 06ъедшu:нuе Х-I

П одзолистая иллювиально-ryмyсовая

(440 км

на СВ-В)

Х-2

песчаllая

(Гам же)

Х4

Аллювиальная болотная торфяно-

(Гам же)

глеевая

Е-I

Подзолистая иллювиально-ryмyсово-

ТраНЗIfГНЫЙ

злаковый

Еленскuй мехлеСХQЗ

(430

км на СВ - В)

Е-2

Вторично-оподзоленная оглеенная песчаная

Е-3

Подзолистая иллюв иально-железисто-

(Гам же)

гумусовая оглеенная песчаная

Л-I

Дерново-слабоподзоnистая слабодифна СВ-В)

Л -2

Шщхжолисгвенно-хвойный лес

0,42

ТО же

К уль'I)'pЫ сосны

0,41

То же

Ельник-зелеиомошник

0,41

Элювиальный

Мелкол иcrвeнно-хвойный лес

0,75

Аккумулятквны1й

ИзрежеШIЫЙ сосняк на верха-

0,43

железистая о гл ее нная песчаная

(Там же)

(450 км

ТранзlffИЫЙ

ференцнрованная песча н ая

Болотиая верховая торфsnю-глеевая

(Гам же)

л-з (Гам же)

вам сфалювом болоте

Дерново-слабоподзолистая песча н ая

элювиальны
й

К УЛЬ'I)'pЫ сосны

0,76

Таблица

1

(окончанuе) Почвы (по

СПП, раССТОЯJПfе

Тип ландшафта

[1 12})

и направлеllliе от

ТЮl фитоценоза

Плотносгь зarpяз-

(по

неюtЯ по 137CS на

[194J)

ЧАЭС

1986 Г., МБк/м 2 Кневсхви ом. (Украина, З6-киломe'lpОвая зона ЧАЭС) Дumяткцж:кое лесничество

Д-I км на Ю)

Д-2

(27

Широколиственно-сосновый лес

0,24

Подзолистая оглеенная песчаная

Транзитно-аккумулятивный

То же

0,24

Болотная низинная торфяно- глеевая

Аккумулятивны
й

Черноолъшатник разнотравно-

0,24

песчаная

км на Ю)

д-3

(26

Элювиальный

Подзолистая иллювиально - железистая

(28,5

км на Ю)

злаковый

ЛелевС1ше лесничество К-I

(7

Вторично-оподзоленная песчаная

К-2

(6,5

км иаЮ-В)

К-4

(5,8

Сосняк раЗНО1равно-зелено-

2,54

мошный

Вторично-опоцзоленная песчаная

транзпгно-аккумулятивны
й

Тоже

2,90

Подзолистая иллювиально-гумусово-

Тоже

Тоже

3,23

АккУМУЛЯТlЩIQ>IЙ

KOМIUIeKc: пойменно-разнотрав-

2,43

км на Ю-В)

К- 3

(6

ЭЛЮвизльнъ'й

км на Ю-В)

железистая песчаная

Аллювиальная болотная иловато-

км на Ю-В)

перегнойно-глеевая

но-злаковый ЛУГ и JПfзинное осоковОе болaro

К-б

(3,5

Элюв иальный

Болотная перегнойно-торфяно-глеевая

Аккумулятивный

Культуры

COCI-Q>I

6,90

км на Ю)

К-7

(3

Вторично-оподзоленная песчаная

км на Ю)

Переходное разнотравно-осоковое болаю

6,02

ЧllсmоU1ЛОвское лесничество

'1-1 (5,2 км '1-2

Подзолистая оглееНllая песчаная

Транзитно-аКХУМУЛЯТИ8ИЫЙ

на Ю- З)

СосНЯК раЗН011Jавно -з еле но-

3,9 1

МQШНЫЙ

Вторwmо.оподзол е lutaJ8 песчаная

ТраJOИ11fЫЙ

Куш.туры сосны

3,42

То же

ЭJOOВ IIЗЛЬНЪ1Й

То же

3,67

(5,9 км на Ю-З)

'1-3 (6,5

км на Ю-З) Новощепtл иЧСКQе леснц чесmво

Ш-I

Слабоподзолисгая. cnабо.ФtффереНЦII-

(6 км на З)

роваННaJ8 песчаная

Элювиальный

Широкол исгвеШlО-СОСllО8Ы Й лес

Ш-2

ВТОРII'Dю.оподзолеllНая песчаllaJI

То же

Культуры СОСНЫ

5,05

Болотная перегнойно- иловато-глеевая

Аккумулятивны
й

Низинное осоковое болО'ГО

6,49

Дерново-гnеевая

Акхумуmrrивны
й

44,73

(5,2 км на С-З) Ш-3

(5

км на С-З) Ce..w/uoдbI

С-I

(3

км на с-в)

П о йменный разнотравно-злако-

23 ,52

вый пут

Усово У- I

(6,5

Дерновая песчаная повер J(НОСТНОкм на с)

У-2 (Гам же)

ТраНЗ lfl'Но-аККУМУJlЯ'1'ИВНЬ1Й

ШИРОКОЛllСТВСННО-СОСНОn ЫЙ лес

10,04

Элюв иальНЫЙ

Kynъ1YPЫ сосны

14,85

слабооторфованная Дерново-подзолистая песчаная

Ри с .

ПР ОДОЛЬ Н blЙ

3.

раз р ез

пробо­

отбор ник а

/ 3 -

2 -

цилин др:

4 -

п о рш е. иь ;

отверстие ;

6 -

н и чительная

сте нк а

5 -

шток;

ци л индр а;

дел и тель н ое

7 -

огра ­

режущая

чаеть

структу рн ых

ком­

крышка

бура :

8 -

шпильк а;

бура

Отбо р

пр об

по ненто в биогеоценозов про изводится в цел о м

по

принятым

мет о дикам ,

в

област и

традиционно

изучения

био ­

логического круговорота вещест в [17]. В ради оэколог ических исследо ваниях его целе сооб раз н о пр оводит ь по схеме,

приведенн ой на рис.

2.

Определение запасов фumомассы в расm иmелыю.м. яру се про вод ится экспе­

риме нталь но-расчетным методо м, осно­ ву к оторого составляют математичес­

кие

зависимости

между

различными

компонентами д ревосто я

[54, 58, 64, 167,1 69, 199,200,220,281 ,282]. Для установления фракци он ного

состава дре вес ных п о род на эксперим е нтальных уч астк ах проводится

а ппроксим а ция эмпирической зависимости между запасами отдель ных

фракций фитомассы и таксационными показател ями древостоев. В качеств е м од ел е й аппр ок симации исп ольз уются уравнения прям о й или обратной линейной зависимости , степенное и др . ; в качестве аргументов

-

высот а

древостоя

(1. ),

диаметр

ствола

на

высоте

1,3

м

(d),

произведе ние квадрата диаметра ствола на высоту древостоя (tP h) или возраст древостоя. Расчетные формулы зависим ост и фракцио нн ого состава фитома ссы от таксационных п о казател ей д рево стоев регио на

исследований прив еде ны в табл.

2.

Так как особенности радиоактивного загрязнения отдельных струк ­ т урных к о мп о н е нтов древостоев тесно связаны с пл о ща дью их погло ­

тительной п о в е рхн ости и пространств е нным р ас п оложе нием , то в

добавлени е к осн ов ным фракциям фитомассы выделяют и частные :

ветви кр у пны е

(d> 1- 1,5

"внутренняя" (табл .

3),

см) и мелкие

(d< 1- 1,5 СМ),

кора " наружная" и

что в первом приближении соответствует

ПОКР О 8Н О Й к о рке и слою луба. Нисх од ящий поток радионуклидов в лес­ ных

биогеоценозах

[17].

также

и зу чался

об щепринятыми

м етодам и

Схема включает у ч ет поступл е ния опада и о ценк у процессов его

деструкции , л изиметрич е ские набл юде ния, учет кроновых и стволо­ вых вод.

Интенс ивность пере распределения радионуклидов в системе гео-

12

Таблuца

2. Регресси онн ые уравнения заь исим ост и фракционной структуры

об ще й фllтомассы

(%)

ФраКЦ)<Я

Аргуме нт

Ф lrroмассJ.l, у

уравне-

ния .

от таксационных п о казателей древ остоев

Уравнсние

r

..

R'

'"

z

т

Сосна

У = 38.86 . ...,. ..

0.84

69.78

0.38

0.75 -{).72

53.01

0,31

0.01

51.79

6.08

0.38

0.79

62.03

0.001

0.001

-{).85 -{).72

72,59 51.70

22.03 1.23'

0.19

0.68

45 .89

0,55

0.42

0.09 0. 16

Древесина

В озраст

кора

d

встви

Возраст

У = 18,45 .......'" У = 71.52 _z-Q60

Ветви

% ветоей

У = 1/(9.88 · 10-3 +

+ 2.48 · 10-' · х)

крупные

Возраст

)(00.

У = 15 1,4 1 . ......" у= 1,50 · x-Q(J1

Хвоя стар ш е

l

0.06

0.39

года

у

кq>toc

= 10.77 +

+0,06

-х Ел.

Cnюл Древесина

•

h

У = 35.59 _}ll1

0.88

77.46

0,5 1

Возраст

у

=20.17 .:/U'

58.36

1.59 5.20

Ветв и

У = 76. 17 · ......"

0.76 -{).66

В L."Т вн иелкнс

У = 603.65 . х......

-{).9 1

44.04 83,55

хвоя

'1 =413 .64 , fl,Ool

-{).87

76. 14

кq>toc

У = 32.23 - x-
-{).68

.

0.47

1.84

0.17 0.35

47.85

9.76 0,55

-{).82 -{).94 -{).65 -{).82

67 .03 88 .92 42.54

0.05 0.04 5.22

66.43

0.83

0.08 0.04 0.63 0.31

0.74

54.53

0.32

0.22

-{).78 0.70

60.86 48 ,59

0.73 0.84 0.98

53 .34 70.93 96,20

0.93 0.89 4.49 5.42 0.004

0.21 0.30 0,55 0,47 0.01

0.03

0.15

дуб ДреВССЮl8 Кора

d' h d' h

Ветви

В о зраст

ЛН С1ЪЯ

h d'h

Корю!

ДреВССЮlа кора

•

Ветон

·

.

•

ЛНС1ЪЯ

У

= е (4.16-O.OCOO2

)

у=е(2.63-0.СХХЮ2 - х)

У = 2,42 - х 1 .О3 У

= 5,42-0,21 - х

у

= с (2.77....(J,C0004

у

= е {4.64-0ШI4

· х)

Б<р<.Ю Возра ст

d Возраст

·х)

у = 1.75 · ...,." У = e(O.13 · x...QJ7) '1 =e (O,OI4 . x....Q.ll) У = 1/(6.67 . 10- 3 +

кq>toc

+ 1,53· 10-3

. ·

' х) 0CиНI,

.""'10

ДревесЮlа

h

У

Кора

h

у=31 .50 · x~.31

Ветв н

•

ЛИСТЬЯ·,

В озраст

У

= 53,52

= е(l.ВI .. 0,00999 · .)

У = 1,38 · x- I .04

0,77

58.78

0.01

-{).88

78.04

0,24

0.07

0.87 -{).97

76.21

0.20 0. 14

0.1 1 1.34

94Щ

13

2

Таблица

(окончание) Уравнение

Аргумент

Фракция фlП'Омассы, у

ураВНС

г

..

R'

а'

т

4

ния, х

Ольха Возраст

Древесина

у

=25,20

. ~32

= 1/(0,04 + + 1,12 · 10-3 . х)

Кора

У

0,95

89,84

0,0 1

0,02

0,78

61,18

0,01

0,003

ВетВИ

у=

3010,92 . [1.64

-0,90

80,77

0,43

0,13

ЛиC'tЪЯ

У

= 290686,3 1. ,36.60

-0,86

74,80

2,25

0,33

Кq>НИ

у

= 678,58

-0,71

52,13

0,32

0,30

.. % от надземной фитомассы . ... r - коэффициент корреляции; некий; т

R2

-

Достовсрность; а 2

сумма квадратов ОТКЛО 4

-

ош ибка к орреляции.

-

Таблица

. x- I .21

3 . Структура коры различных пород деревьев, % Кора ВнугрсННЯЯ

Порода

Всршина ствола

Середина

Комель

Срсдне 4 взвешенная

ствола

o цcНJ(a

Сосна

43,2

22,S

14,9

20,1

Береза

77 ,2

72,2

34,7

69,4

дуб

60,S

46,8

3 1,0

45,4

Ель

69,1

60,S

41,0

58,2

Осина

69,4

68,S

30,4

64,8

Ольха

53,8

31 ,S

26,1

37,6

Кора наружная Порода

Вершина ствола

Середнна

Комель

спюла

СреДНС 4 ВЗRСlllСННая

oцeНJ(a

14

Соо"

56,8

77,S

85,1

79,9

Береза

22,8

27,9

65 ,4

30,6

дуб

39,5

53,2

69,0

54,6

Ель

30,9

39,S

59,0

42,8

Осина

30,6

3 1,S

69,6

35,2

Ольха

46,2

68,5

73,9

62,4

химически сопряженных леСНblХ ландшафтов целесообраз н о о це нивать по и зме н е нию запасов ра д и о нуклидов н е в отдеЛЬНblХ к о мп о нентах ,

а в элементарных ла ндшафтах в цел ом. а также JI по изме нению МОЩ· н ОС'П1 экспозицио нной дозы гамма-излучения (МЭД).

1.2. РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКАЯ

ХАРАКТЕРИСГИКА

П о уточненным да нным Федера льн о й службы лесного хозяйства РФ , об щ ая площадь ради оа ктивно-загрязн е нных зе м ель н а территории

Брянской обл. н а

1 января 1995

г. составляла

171

тыс. га , в том числе

с плот ностью загрязнения от 37 до 185 кБк/м' - 60%; 185-555 - 23%; 155-1480 - 15 % и более 1480 кБк/м' около 2%. На территории Калуж­ ской обл . загрязнению лодвергалось

177,8 тыс . га , из них о т 37 до 185 кБк{м' -75 %, 185- 555 - около 25 %; 555-1480 - менее 1%. В Туль­ ской обл. за гряз не но 74,8 тыс. га , из них от 37 до 185 кБ к/м' - 97%; 185- 555 кБк{м' - 3% [2051. На Укра ине ради оактивному загряз нению п од в е рглась п лощадь около 9 млн га, и з них 1,75 м лн га приходитс я н а лес ные ма ссивы [189] . П о ориентирово чным оценкам, п ло ща дь лес­ ных м ассиво в, п оДверг шихся загрязнению в Брянской обл ., дост игает

1900 км' , Калужской - 810 км 2 Характерной особенностью черн обыльс кого выброса явилась з на­ чительная пр остр а нств е нная и времеННi1 я н еод н о род н ость плотн ост и , радионуклидного состава и физико-химических фор м выпадения. Б 6л ь­ шан часть ра д ион укл идо в н аход илась в составе слаборастворимых

п ол идисп е рсных частиц размером от десятых доле й до сотен мкм (так

н аз ываемые " горячие" частицы)"' . Веществ е нный состав больш инства матриц "горячих" частиц (до

90%)

представлен оксидами урана н еодина­

ковой степени ок исле ния с различными примесями. Их радион уклидный состав близок к таковому облученного ядерного топлива, но с фракцио­ ниро ванием летучих высокодисперсных прод укто в деления [92 , 111 , J 40, 142, 302]. Встр е чаются и так называемы е рутениевые частицы с м атр ицей из э лементов группы желе з а , в значительной степени обога­ щенные I03Ru, I06 Ru. Также обнаружены частицы , обогащенные I44Се ,

144 Се +106Ru, 1"Ce +1 34 ·IЗ7Сs,

и <{исто цезиевые частицы

[3 14, 319, 323].

Более крупные топлив ные частицы размером до 200 мкм выпали пр е им у щест венн о 8 зо н е , прилегающе й к р еактору. Прич ем на участки, где радиоактивный след ф о рмирова лся в перв ые часы п осле аварии,

выпали наиболее труднорастворимые частицы с м е ньш ей степенью ок исл е ния урана. И х матрица в основном состояла из UO, [1 92]. На бо­ лее удаленных территориях (Б рянск-Тула-Калуга-Прибалтика--страны Е вропы) загрязне ние б ы ло об условлено осажде ни ем м ел к одис п е рсных ч аст иц и газоаэрозолей, в составе которых перво н ача льн о доминиро­ в али изотопы и ода, а затем цезия.

Загрязнение данных регионов на

80-90%

о пределялось ко нде н са-

.. Под тер мино м " roр~...щ е" 'IЭC11tцы 1 10 "ИМ
15

ЦIIOННОЙ компонентой

[72],

и лишь

10-20%

активносги было связано с

относительно небольшим ЧИСЛОМ "горячих" частиц переменного радио­

нуклидного сосгава

[179].

Т.е. по мере удаления от исгочника выброса

ДОЛЯ топливной компоненты в выпадениях падала и дисперсный состав

" горячих " часгиц менялся

[110].

В общем плане плотность поверхностного загрязнения централь­

ных районов Восточно-Европейской равнины варьировала в пределах математических порядков: от единиц кБкJм 2 ДО сотен мБк}м 2 . Для

5-6

территории России ЭТОТ показатель колебался от единиц кБк/м 2 до

нескольких МБк/м 2 . Максимальное загрязнение Qтмечалось в ЗD-кило­ метровой зоне отчуждения ЧАЭС. Минимальный размах варьирования отмечался на территории Тульской обл. РФ. По мере приближения к источнику выброса размах варьирования ПЛОТНОСТИ загрязнения сильно возрастал, что отразилось в вариациях этого показателя на территории

3D-километровой зоны ЧАЭС. Здесь диапазон колебаний плотности загрязнения на ключевых участках составил от

зоны) до

1480

кБк/м 2 (на границе

370 МБк/м' (в часги, прилегающей к реактору) . Просгрансг­

венная неоднородность загрязнения, как правило , подчинялась закону

логнормального распределения

[7, 93, 173]. Коэффициент варьирования

рассматриваемого показателя составлял

30-35%,

однако по мере при­

ближения к источнику выброса в топографии распределения радио­ нуклидов усиливалась микроочаговость, обусловленная возрастанием

доли топливных частиц в выпадениях

[344].

По радионуклидному составу загрязнение также было неоднород­

иым. Для выпадений в ближней зоне он был близок к таковому в поврежденном реакторе на момент выброса, по м е ре удаления от

ЧАЭС радионуклидный состав обогащался летучими компонентами (иоДом , цезие м) и обеднялся. тугоплавкими (церием, цирконием , ниобием и т.д.) нуклидами (табл . 4). Радионуклидный сосгав загрязнения лесов РФ (Брянская , Калуж­

ская, Тульская обл.) примерно однотипен . Основными дозообразую­ щими радио нуклидами являются изотопы цезия 134CS, 137CS. На их долю (по данным на сентябрь

1988

г.) приходилось более

90% от

сум­

марной активности, доля 90Sr в общем загрязнении составляла не более

1-2%,

что в абсолютных единицах исчислял ось величинами порядка

7,4-29,6

кБк/м' (табл .

5).

В то же время на учасгках 30-километровой зоны ЧАЭС доля изо­ топов цезия (на авгусг

1987 г.)

сocrавляла

19-24%,

снезначительным

нарастанием ЭТОЙ величины к границам зоны. Особенности радиоактив­ ного загрязнения исследуемой территории во многом определили после­ дующее распределение радионуклидов в почве, их биологическую доступность и характер накопления растениями .

В соответствии с плотностью и физико- химическими формами выпадений изменял ась и величина мощности экспозиционной дозы. В

начальный период она варьировала от от 0,7 до (табл.6).

16

95,0 мР/ч

0,2

до

0,7 мР/ч

в пределах РФ и

на территории 30-километровой зоны отчуждения

Та бл иц а

4.

С ред н ий

радионуклидны й

состав

загрязне н ия

территори и

Евро п ейской

части

СН Г г ам м а-излучающ и ми

радионуклидами и 90S r на 1986 Г., % [1 5, 75, 8 1, 167] 90S r

Территория загрязнения

Россия (на2З.D5) Брянская обл.

Тульская 06л .

25,0 24,6 20,9

5-1 0 км 10-30 км

5,5 38,4

Калужская обл.

25,5 24,8 33,6 3D - километровая зона

Табл ица

5.

25,0 26, 1 24,0

13.2 14, 1 12,5

14, 1 13,8

3,5 3,7

ЧАЭС, Украина (на

0,7 2,6

1,2 4,7

2,7 1,8 1,9

l}4с<;

'44ее

РосCllЯ (Шl сентябр ь

5, 1

40,1 2 1,7

13,1 6,5

1,7 0,8

"Zr

"Nb

/988 z.)

Пл- J ·

18.4

75,2

6,4

Пл-2

17,9 18,3 18,4 18,1

76,7 75,9 75,3 74,2

5,4 5,8 6,2 6,2

Кл-I

15,1 7,8

%

''''Ru

137Cs

0,8 0,5 0,6

/0.05)

Радионукл и дн ы й состав з агрязнения п очв лесов Европ ейской част и С НГ,

Учаcroк

7,8 8, 1 6,5

Зл- I

0,04 0,05 1,50

Д- I

52,5

6,0

18, 1

19,5

1,7

2,3

К-2

52,1

5,8

17,9

20,7

1,1

2,5

Ш- I

57,1

4,9

14,5

19, 1

1,4

2,8

Кл-2

3D-километровая зона

• Характеристику участков СМ. в табл. 1.

ЧАЭс. Украина (на uBzycт

1987 Ц

Табл ица

6.

Участок

Дин.а мик а м оIд.-н ост и эк с п оз иционной ДОЗЫ г а мма-и зл уч е ния в л ес ах , м Р/ч годы


h, M

,1987

I

I

1988

1989

I

1990

I

1991

I

1992

Т

1994

I

1995

Россия

Пn- I·

о" 1

0 ,20

0 ,08

0,07

Пл-2

О

0,18

0,07

0,07

0,40

0,16

0,14

0,39

0,15

0,12

0,71

0,35

0,28

1 Кл - I

О

1 Кл-2

О

1 Зл-I

О

1

0,06 0,05 0,06 0,05 0,12 0,09 0 ,\\ 0,09 0,25 0,20

0,06 0,04 0,05 0,04 0,\\ 0,08 0,\0 0,07 0,20 0,15

3D-километро вая зона ЧА ЭС, Украшю Д-I

О

0,68···

0,22

0.73···

0,23

1 д-3

О

1 К-2

О

1,90

1 Ш- I

О

9 5 ,0

57,60

1 • XapaKTepl!CТJIKY У 'lастков СМ. в табл . 1.

•• О - на поверхности почвы ; 1 - на высоте 1 м . ••• По данным 1.13 1986 Г.

0, 13 0,07 0, 11 0,07 1,36 0,72 36,5 19 , 1

0, 10 0,05 0, 10 0,05 0,91 0,52 12,93 6,99

0,05 0,03 0,05 0 ,04 0,43 0,34 6 ,32 4,53

0,05 0,04 0,05 0,04 0,47 0,33 5,94 4,18

0 ,04 0 ,03 0,04 0,03 0,36 0,27 5,04 3,52

0,04 0,03 0,03 0,02 0,3 1 0 ,23 4,47 3, 18

Таблица

7. Динамика соотношен и я плотности загрязн ения и МЭД в лесах, (Ки/км 2 ) !(мР/ч)

Учаcroк

Годы

h,M

.1987

I

1988

I

1989

I

1990

I

199 1

I

1992

I

1994

I

1995

Россия

Пл·l *

о" 1

50,8

128,3

148,0

Пл-2

О

56,9

152,0

166,8

42,7

109,3

124,5

39,7

101,3

127,4

52,2

103,4

128,3

1 Кл-I

О

1 Кл-2

О

1 Зл- 1

О

173, 1 215,4 193,8 238,5 14 1,5 202,2 134,1 170, 1 14 1,5 178,6

187,6 278,4 202,0 313,4 152,2 205.7 149,8 209.8 178,3 233, 1

30-километровая зона ЧАЭС, Украшш Д- I

О

8,8***

д-з

О

9.7***

24,7 23,9

1 К-2

О

35,0

1 Ш -I

О

12,6

*. **, ** *Тоже, что в та6л. 6.

16, 1

43,3 89,7 60,0 93,8 51,8 98,6 30,4 58 ,1

55,5 11 3,6 62,2 130,2 75,5 133,3 81,3 150,4

106,7 192,0 140,5 200,0 157 ,1 200,0 158,5 22 1,2

109,5 153,3 125,0 161,3 139,1 200,0 160,2 227,8

140,0 233,3 162,9 231,6 171,4 230,8 17 1,0 24\,0

146,4 256,2 195,5 307,7 195,3 266,4 188,4 26\,0

Интенсивность снижения МЭД резко замедляется со временем. Это, с одной стороны, обусловлено радиоактивным распадом коротко­ живущих изотопов и почти

100%

долевым вкладом в формирование

МЭД в настоящее время долгоживущего

mes, а с другой - аккумули­

рующей ролью лесной подстилки, сдерживающей миграцию радио­ нуклидов

8

минеральные слои почвы.

Линейной зависимости между изменением плотности загрязнения и

величиной МЭД во временн6м ряду не наблюдается (табл .

7).

Отмеча­

ется лишь закономерное нарастание величины соотношения плотности

загрязнения и МЭД (коэффицие нт А):

А

где

; cr/(МЭД,," - МЭ~"),

(j -

плотность загрязнения, Ки/км 2 ; МЭДизи

- мощность экспози­ - среднеста­

ционной дозы по результатам измерения, мР/ч; МЭДфа н

тистический показатель естественного радиационного Фон~а на иссле­ дуемой территории в доаварийный период (по данным Госкомгядромета

принят равным 10 мкР/ч) . Отсюда становится очевидным, что оценка плотности загрязнения по величине МЭД, несмотря на взаимосвязь между этими показателя­ ми , достаточно условна , поскольку зависит от целого ряда динамично

изменяющихся факторов : а) интенсивности миграционных процессов,

Т.е. степени заглубления радионуклидов; б) интенсивности биологиче­ ского круговорота ; в) особенностей микрорельефа; г) особенностей радионуклидного состава загрязнения и ряда других показателеЙ .

1.3. ПОЧВЕННО-РАСГИТЕЛЬНЫЙ ПОКРОВ ХАРАКТЕРИСГИКА РАСГИТЕЛЬНОГО ПОКРОВ А

Основные характеристики фитоценоза (количество ярусов в эко­ системе, архитектоника полога, высота и сомкнугость древостоев, их

жизненность, фенологическая фаза и т.д.), а также их породный состав играют

весьма важную

роль в поглощении радионуклидов , так как

определяют величину площади их первичного заде ржания при аэраль­

ных выпадениях. Так, в средневозрастных древостоях при полноте индекс листрвой поверхности составляет около

2,2-3,1

га/га в осинниках,

3,2-4,3

2,1-2,2

0,8

га/га в сосняках,

га/га в березняках

[48],

т. е . при

прочих равных условиях крона березы потенциально способна задер­ жать относительно большее количество атмосферных примесеЙ. Оче­

видно , что первичному радиоактивному загрязнению в большей сгепе­ ни подвергаются те структурные компоненты древесных растений , которые имеют п оверх.ностное расположение : фотосинтезирующие органы, ветви, кора; в меньшей степени загрязняются древесина и корни.

Вторичное загрязнение растительности лесных экосистем связано с корневым потреблением элементов минерального питания и сопуг-

20

ствующим ему поглощением радионуклидов из почв . Разумно полагать, что в многолетних древесных сообществах параметры загрязнения в

целом коррелируют с показателями биологической продуктивности древостоев, причем максимальная интенсивность загрязнения харак­

теризует те структурные компоненты фитомассы, которые отличаются наибольшим текущим приростом. Существенно , что 8 органах много­ летней аккумуляции органического вещества (стволах , корнях, ветвях и побегах) при этом может наблюдаться кумулятивное накопление

радионуклидов, а во фракциях с меньшей продолжительностью жизни (хвое и листьях, генеративных органах) объемы депонирования загряз­ нителей определяются их актуальным поглощением из почвы.

В зоне загрязнения радионуклидами чернобыльского выброса оказа­ лись лесные экосистемы различных природных зон и провинций

[194],

что, наряду с разнообразием локальных эдафических условий, возраста, структуры и породного состава древостоев, определило особенности

взаимодействия элементов растительного локрова с радиоактивными

выпадениями.

Среди лесных экосистем территории, подвергшейся загрязне­

нию. преобладают сосняки. Сосновые формации занимают более 510/0 лесопокрЪ1ТОЙ площади Приnятского лесорастительного района, 42% Суражско-Новозыбковского лесорастительного района (Брян­ ская обл . ) и около

20-40% площади сосново-еловcrшироколиственноro

и

хвойно-широколиственного лесорастительноro районов соответственно Калужской и Тульской обл. [25, 42, 62, 187]. Среди эдафотипов сосня­ ков наиболее обычны зеленомошные , черничные и сфапювые. Т.е. све­ жие, влажные и мокрые типы леса. По составу древостоев выделяются

монодоминантные сосновые насаждения сосны обыкновенной и кон­ доминантные дубово-сосновые леса с участием в эдификаторном ярусе

дуба черешчатого, липы мелколиственной. В качестве примесной породы в древостое сосновых боров может встречаться береза бородав­ чатая, в смешанных насаждениях - береза бородавчатая и осина, иногда ель европейская [58, 186]. Чистые сосняки наиболее обычны на территории Украинского Полесья, а в пределах Тульской, Калужской и Брянской обл . они уступают господство сосново-широколиственным лесам.

Помимо СОСНЫ обыкновенной основными лесообразующими порода­ ми служат дуб черешчатый, березы бородавчатая и пушистая, осина. ель европейская, ольха черная , которые образуют как чистые. так и смешанные насаждения и встречаются в широком диапазоне экологи­

ческих условий . Типологическое разнообразие лесов зоны загрязнения

связано с расчлененностью рельефа, различиями в условиях увлажне­ ния и уровнях плодородия почв. Отметим. что в результате длитель­ ного

антропогенного

освоения территории коренные типы леса к

настоящему времени частично заменены производными лесными фито­ ценозами, по преимуществу с участием мелколиственных пород, или

лесными культурами

[176].

Стационарные пробные площади сети полигонов радиоэкологиче­ ского мониторинга занимают центральное положение в соответствую-

21

щих группах типов леса и охватывают широкий диапазон ландшафтных условий (элювиальные, транзитно-аккумулятивные и аккумулятивные позиции), ЧТО . В .совокупности дает представление о наиболее типичных лесных ландшафтах различных зон радиоактивного загрязнения .

.В

общей структуре наземной органической массы лесных фитоцено­

зов ХВОЙНО':ШИРОКОlIиственной зоны на долю древесного яруса при­

ходится

95- 99%, а в общем годичном приросте 158, '281] . Таким образом, несмотря на заметные

не менее

72- 84% [25,

различия в типологи­

ческой принадлежности фитоценозов , в характеристиках их подлеска и ~ напочвенного покрова , именно биологическая продуктивность древес­ ногояру.са в ОСН0ВНОМ G>пределяет параметры накопления органической

'массы во всей экосистеме леса. Ф,РаКЦИОИIIЫЙ состав н запасы фитомассы. При всем многообразии факторов, влияющих на аккумуляцию радионуклидов древесным яру­ сом биогеоценозов, одно из ключевых значений имеют общие запасы фитомассы, ее фракционная структура и динамика роста. Бесспорно, что эти величины влияют и на объемы поверхностного и внутритка­

"еВОРО 'Накопления радионуклидов в древесных растениях. Определение фрак. ционного состава и запасов фитамассы является необходимым компонентом любого биогеоценотического исследования, так как с первым связаны пара метры интенсивности биологического круговорота элементов, а со вторым

-

его -общая емкость.

Исследованию вопроса структуры фитомассы древостоев посвя­ щено немало фундаментальных работ

[9, 48, 79, 158, 214].

Согласно

результатам этих исследова,ний и проведенным нами на основании экспериментального материала расчетам, в фитомассе всех древесных пород абсолютно доминирует фракция древесины, составляющая более

50%

общих запасов (табл.

8).

органы, доля которых менее

,Минимальную роль играют генеративные

1% [58, 214].

Р.асчеты подтвердили существенные различия в структуре фитамас­

сы отдельных пород деревьев, что связано с архитектурой кроны, характеристиками фотосинтеза, условиями корневого питания и други­

ми фИЗИОЛОПfческими особенностями. Так, соотношение фракций древе­ сина ·: корни: ветви: кора: хвоя (листья) в древостоях сосны состав­

ляет приблизительно 21 : 4 : 2 : 2 : 1; ели - 8 : 3 : 1 : 2 : 1; дуба 27 : 9 : б : 3 : 1; березы - 41 : 6 : 7 : 4 : 1; осины - 24 : 4 : 3 : 5 : 1; оль­ хи - 38 : 4 : 5 : 3 : 1. Фракционная структура текущего при роста средневозрастных и приспевающих древостоев существенно отличается от компонентного

состава фитомассы в целом (табл.

8, 9).

В общей годичной продукции

заметно преобладают фракции древесины и хвои (листьев), которые

характеризуются близкими параметрами биопродуктивности

(8

среднем

около 3~50% в год); со средней скоростью увеличивается масса вет­ вей, наименьший прирост отмечается для коры Н, в некоторых случаях,

для корней. В этой связи древесина годичных колец, образованных после аварии на ЧАЭС, хвоя и листья текущего года потенциально

обладают наибольшей емкостью накопления радионуклидов. Как из-

22

ТаБЛUltа

8. Структура фитомассы различных древесных пород в загрязн~нных лесах, %

Порола

Дреnecина

I I

Сосна Бсpt:за

дуб Осина

Ель Ольха

9.

виyrpeнКJUt

I

Дуб

осина Ель

Ольха

I

мслхис

( -го Г{>~a

крyr!Щ>IС

--

-

1.G-1.3 1. 1 5.7- 8.4 7.0

3.8- 5.1 4.2 2.6-3.6 3.1

0.7-1. 1 0.8 1.7-6.4 3.5

5.2-6.3

4':1

0.9-2.3 1.1 1.1-1.8 1.5

55.7-61.9 59.5 65.4-69.7 67 .9

5.4-6.1 5.8 7.1-8.3 7.6

6.5-7.3 7.0 3.9-4.5 4.1

1.1-1.9 1.5 2.3-3.9 3.3

2.4-4.1 3.2 4.5-6.8 5,5

2.2-3 .0 2.5 1,7-3.0 2.2

53.G-56.4 54.8 74.1-75.9 75.0

8.1-8.8 8.5 3.3- 3.5 3.4

5.9-6.4 6.17 5.5- 5.8 5.6

2.5-3.4 3.0 2.1-2.6 2.4

3.9-4.1 4.0 3.8 3.8

0.9- 1.1 1.0 2.0 2.8

-

разброс значений, в знаменателе

Древесина

- epe/tHec

).6 2.1Н1.5

I

>I

года

1.7- 2.5 2.0 Нст

I I

Корни

13.8- 14.9 14.4 8.8- 14.8 11.6 18.1 -24.9 20.5 7.6- 11 . 1 9,6

4.G-5.4 4.7 Нет

17.4-18.3 17.9 7.5-8.2 7.9

значение .

Кора

внyrpенняя Бсре:ш

наружная

ХноJflЛ ll СТЬЯ

Структура годичн о го прироста фитомассы древесных пород в лесах центраЛЬНblХ районов Русской равнииы,

Порола

Сосна

ВС11,"

68.8-71.7 70.8 62.9-72.5 68.9

Прu..wе·/Uнuе. В 'ШСЛlПeле

Таблuца

-

кора

44.7 30.2 25.3 25. 1 41.8 40.2

0.3 6.5 2.5 0.6 3.9 1.3

I

Ветви наружная

1.2 2.8 2.9 0.3 2.8 2.1

мелхие

1.0 3.9 1.7 1.2 1.0 1.2

I

ХВОя/ЛИСТЬЯ

%

Kq>1ill

кpyJПlЫС

0.8 5.8 3.5 5.0 1.8 1.0

4~.1

51.1 46.6 725 46:8 49.7

10.3 О

17.6 Н е о пр .

8.7 4.5

вестио, различные виды древесных растений имеют неодинаковую

структуру текущего прироста. Соотношение в массе годичной продук­ ции изучаемых древостоев фракций древесина: листья (хвоя) состав­ ляет в среднем 1 : 1 для сосны, ели, ольхи; 1 : 1,5 - для березы, 1 : 2 для дуба и 1 : 3 - для осины. Таким образом, в древостоях с сосной, елью или ольхой черной как эдификаторами растительного сообщества поглощенные из почвы радионуклиды должны в значительной мере надолго задерживаться в древесине. а в древостоях с доминантными

дубом, березой или осиной вероятно также существенное развитие "быстрых" сезонных биогеохимических циклов потребления радионукли­ дов из почвы и возврата их с опадом фотосинтезирующих органов.

Наибольшие запасы общей фитомассы характерны для сосны обыкновенной на территории Киевской и Брянской обл., относящихся, согласно ботаника-географическому районированию, к Полесской интразональной подпровинции широколиственно-лесной (подтаежной)

широтной зоны [194]; для ели обыкновенной - в Среднерусской подпровинции этой зоны (Калужская обл . ) и для березы бородавчатой в северной части лесостепи (Тульская обл.).

В послеаварийный период накопление общей фитомассы деревьев сопровождал ось изменением запасов ее фракций. Как следует из осо­

бенностей фракционной структуры древесной фитомассы , с момента аварии наиболее значительно увеличивались запасы собственно древе­ сины. заметно возрастала также масса крупных ветвей, коры наружной

у сосны, ели и дуба и внутренней у березы, осины и ольхи. Разница в величинах ежегодной биологической продукции хвои (листьев), м елких ветвей и генеративных органов была не так существенно выражена. Однако именно последние фракции фитомассы обновляются с наиболь­ шей скоростью, ежегодно интенсивно прирастают и практически пол­ ностью составляют древесный опад в лесных экосистемах, что в зна­

чительной степени формирует сезонные биогеохимические потоки веществ в древесных сообществах, включая потоки поглощенных растениями радионуклидов.

По оценочному прогнозу, в период после аварии запасы фитомассы ежегодно возрастали на

7-10%

3-7 т/га,

что составило в итоге примерно

от массы древесного яруса фитоценозов на момент выпадений.

ХАРАКТЕРИСГИКА ПОЧВЕННОГО ПОКРОВА

в почвенно-климатическом отношении территория находится 8 пределах двух поясов: бореальном и суббореальном н, соответственно, двух смежных природных зон: таежно-лесной и лесостепной . В пре­

делах таежно-лесной зоны она включает подзону дерново-подзолистых

почв южной тайги двух почвенных фацнй: умеренно-кратковременно­ промерзающих и умеренио-промерзающих почв Белорусской и Средне­ русской почвенных провинций; в пределах лесостепи

-

фацию уме­

ренно-промерзающих почв Окско-Донской почвенной провннции

[77].

Разнообразие почвенных зон, фаций и почвенных провинций дало

возможность исследовать широкий спектр почв. характеризующихся

24

большим различием почвенных свойств и процессов, обусловливающих миграцию радионуклидов.

Исследуемые почвы относятся к следующим типам: черноземы , дерновые , дерново-подзолистые и подзолистые почвы, аллювиальные

лугово-болотные, аллювиальные болот ные иловато- перегнойно-глее­

вые, аллювиальные болотные иловато-торфяные и болотные торфя­ ные. По гидрологическому режиму. в значительной степени определяю­ щему специфику поведения радионуклидов в почвах [8, 133, 171 , 233], данный типовой ряд разделяется на две группы: автоморфные и ГИДроморфные почвы. Лесные ПОДСТИЛКИ и запасы органического вещества. По мнению

многих исследователей, лесная подстилка представляет собой особый, отличный от почвы и в определенной степени независимый компонент БГЦ

[90, 103, 229].

преобладает

Ее мощность и запасы, в составе которых

органическое

вещество,

динамичны

как

вегетационного периода, так и в многолетнем ряду

р

течение

[103] .

Лесная

подстилка, с одной стороны, является депо элементов питания, а с

другой

-

во многом определяет качественный и количественный состав

растворимого органического вещества, поступающего в минеральные слои почвы, что оказывает существенное влияние на миграционную

подвижность радионуклидов в БГЦ в целом

[2, 105, 106].

Особенно

важна роль подстилки в песчаных почвах, где она является единствен­

ным биогеохимическим барьером, сдерживающим вертикальную и

горизонтальную миграцию радионуклидов в ландшафтах. По прогноз­ ным оценкам, подстилка длительное время будет удерживать большую

часть суммарной активности в загрязненных лесах Особая роль лодстилки

[241, 242, 277 , 290].

в процессах аккумуляции радиоактивных

веществ во многом определяется ее строением и мощностью [250, 280]. Результаты исследований пространственной неоднородности мощ­ ности и запасов подС'Гилки в лесах, загрязненных в результате аварии

на ЧАЭС, показали практически все многообразие ее видов: от грубогумусной типа мор или модер-мор до лесного мюлля, характе­

ризующегося полным включением органической части в минеральную и

образованием глинисто-гумусовых комплексов

[197].

На большей части

территории данный органогенный горизонт хорошо выражен , имеет полнопрофильное строение , соответствующее тому или иному виду подстилки . Это свидетельствует о ненарушенности, т . е. естественном

течении процессов ее формирования в данных условиях. Средняя мощность лесной подстилки составляет относительно

близкую величину - 4-5 см (табл . 10). Вместе с тем варьирование рассматриваемого показателя в пределах БГЦ неодинаково. Наиболь­ ших значений коэффициент варьирования

(V) мощности подстилки

достигает в широколиственных и широколиственно-хвойных лесах . В культурах сосны и естественных сосняках он снижается. В то же время колебания величины V отражают региональные особенности форми­ рования (строения) лесной подстилки и, видимо . степень антропогенной нагрузки на данную территорию. Так, в сосняках Украинского Полесья,

25

Таблица

10.

Варьирование запасов МОЩНОСТlt лесной п одст илки, см

ТИП БГЦ (состав опада

n

±т

М

max

тin

G

12-

~

.!ш

V.%

в ПОДCПIлкс· )

Бряltская СоСН ЯК мшистый (МОХОВО-

16

хвойный)

Культуры сосны (МОХОВа-

16

хвой ный)

ШироколиствеКНО-ХВОЙНЬI Й

16

(ХВОЙ!IО-лнстве нный ) СосНЯК злакОl)(Н)C()ковы й

16

(МОХОIJO...ХВОЙНО-травяноЙ)

К ульту ры сосны (тр авино-

16

хвойный)

0611 . (Россия)

4,91 5,02

0,27 0,34

4,29 2,97

0 ,23 0, 18

4,93 4,57

0.35 0,4 1

4,21 4,78

0,29 0,34

4,25 4,29

0,24 0,37

Калужская ш ироколнствснн о- хвойны1й

24

(ХВОЙНО-ЛИСТ8еННЫЙ) Лltстве нный (л иственный )

ШИРОКОЛИС1'НСкмо-хвоfrны й

24 24

(хво йно-лиcmснный)

Изрсжен нloIЙ сосняк н а

24

верховом боЛоте

8.03

3,6\

Ш

ill

1.35

26,8

2,7 1,3

0,93 0,74

ill

Ш

~

!А'.

7,54

2,15

1,63

28,6 35 ,7

~

Ш

6,97

Ш

2,37

1.37

27,5 28,7

Ш

Ш

7,88

1,6 1

0,95 1,48

22,3 34,6

12-

ld..

!м 1,64

4 1,5

22-

~

2L

4,48

24,9

0611. (Россия)

4,87 3,96

0 ,34 0.34

4,04 4, 19 3,86 2,85

0, 19 0, 16 0,25 0,21

5,71 7.0 6,3

2 ,88

0,93 0,79

Q

.!.d?:

!.!.d!

0 ,65 0,6

.!ы.

~

Ш

6,56

9,85

2,93

1,98

~

Не

7,22

0,42

1,33

1.05

34,4

18,8 32,5 36,8 28 33

(<$апювый очес)

СосНЯК р азнотравный

5

Не оп р.

(хво ЙJiо-травя:ной) Ел I.НЮС-ЗСЛСIiОМОUOnOC

5

о np.

~

ЧеРНООЛЬUlатню:

5

7

_3_,1_ Не опр.

(лис'т'вснны
))

5_

Н с о пр .

Нсопр .

Н е опр.

( MOXODO-хво йныА )

_

--1L НС опр.

Не

Не

оnp.

оnp.

2. 17 3,36

48, 1 46,2

2L Н е о пр.

4

2

Не опр.

Н е о п р.

30 - КUJIОАС еmровая ЗОШJ ЧАЭ С (Укра uШJ) СосНЯК разнотравно-

зелСНQМОШ НЫ Й (Хвойно -

289

4,51 7,27

0,12 0 ,2

12 18,54

~ 1,07

маховый)

Прш.u:чанш . М среднсго; зна'IСЮIЯ

•

V. % -

- среднее

арифм етическое;

G - стаlЩаp-rnое атклон е ни е;

коэффициснт варьиро ваиия ; тах ,

.

По

(23 (.

•• Числитель - запасы , г/м 2 , знаменатель - мощнOC'JЪ. СМ.

26

±m -

ош и бка

min - максим альиы е н МННИ мальныс

Ii

Рис.

4. Карта-схемы мощности (А), см и запасон (Б), г/дм 2 лесной подстилки в сосняках разнотравно-зеленомошных Украинского '.

Полесья, М. 1: 800

Запасы подстилки даны в пересчете на вещество, высушенное при 105 °С

Таблица

JJ.

Гранулометрический состав лесных почв,

Глубина, см

% Название

Размер 'lаСТИЦ. мм

1-0,25

1

0,25-0.05

1

0,05-0,01

1

0,01-0,005

1

по

грануле·

метрнческому составу

0,005-0,001

1

< 0,001

I

< 0,01

Лetocn:flваJl :]оиа (Тулt.aаJl обл . РФ)

Чернозае onоОзолuшыu mлжелОСУlJluнucmыu

0-10 20-30 40-50 60--70 80-90 100--110 120-139 140--150

0,4 0,4 0,4 0,5 0,5 0,5

5,5 5,4 4,4 6,5 5,9 5,8 4,6 5,1

42,1 43,7 43,6 39,5 40,8 41,2 39,1 43,6

13,3 11 ,1 10,2 10,6 8,6 7,9 10,6 10,7

14,5 14,4 12,4 11,8 12,3 11,1 12,2 10,5

24,2 25 29,1 3 1,1 31,9 33,5 32,5 29,2

52 50,5 51,6 53,5 52,8 52,6 55,3 50,4

Суглинок тяжелыА и/ювато·пылеватыЙ

ПО/UОНII южиой таЙГJl ОIСШ'ИIIЫХ лесов (БРJl.СКан м к8.I1у*clI:Iы
ом. РФ) ПООJО/luсmые песчаные почвы

5-15 0-10 4-18 6-15 5- 22 4-19 120-1ЗО 1ЗО--I40

11,1- 29,4 9, 1- 13,2 21,8 з4

36,6 25,6 17,5 12,3

37.2- 79,1 56,4-66,5 57,6 45,4 38,4 54,2 75,6 82,1

4,3-15,2 8,9-23,1 13,1 13,2 19,4 12,9 1,9 2,1

0,7- 2,8 2,8-4,8 0,4 0,9 0,7 0,8 2,2 0,3

0, 1-1,3 3,1-4,7 3,6 4,2 1,6 2,9 0,8 0,3

2,6-3,3 1,9- 5,6 3,5 2,3 2,3 2,9 2 2,9

5,2-6,3.8 11,4- 11 ,9 7,5 7,4 4,6 6,6 5 3,5

Песок связны
й Супесь Песок связный

Пeroк рыхлый

Таблица

JJ (окончание) Название

Размер 'ШСТИЦ, мм

Глубина,см

'~,25

I .0,25~,05 I

ПО

rpануло-

Мf..'Тр И 'lескому составу

0,05~,0 1

I 0,01 ~,005 I 0,005~,00 1 I

<0,00 1

I

<0,0 1

У_раинское По.'1еа.е (30- lI.k.I10иетРО8аа ЗОН I Ч АЭс, Ук раин а)

пoi);юлuст ыl! nef;ЧlЖые почвы

()-6 ()-6

6-15 15- 20 20-30 30-40 40-50 50-60 60-70 70-80 80-100 100-120

26,3 48,2 34,3- 53,2 40,0-47,0 43 ,4 31,5-54,2 31, 1-38,5 54,2-60,7 45 ,6-59,5 44,2-44,5 47,4-52 24,4-39,5

54,2 48,2 38,7-55,7 41 ,1-49,9 40,7 38,5-59,4 57,2-58,7 36,5-38,3 37,3-50,3 48,3-53,3 40,9-45,8 40,7-46,4

12,9 2 2,0-10,8 2,4-7,4 10,7 1,6-6,2 2,6-7,7 1,6- 5, 1 1,4-3,9 1,3-6,0 9,3-1,7 17,6-26,2

0,8 0,1

0,2

2,9 0,3 0,7-1,6 0,2- 1,6 1,7 0,6- 1,2 0,4-0,9

0, 1 ~,5

0,2~,5

О

0,2~,6

0,0-0,1

0,3~,5

0,1~,4

0,2~.3

0,6 0,2~,3

O, I ~,I

0,3~,6

0,2~,5

0,7- 1,3

2,9 1,2 1,1-1,7 1,2-2,0 2,9 1,1- 1,9 1,1- 1,4 0,9-1,4 0,5-1,1 0,6-0,9 0,1- 1,7 1,2-1,3

6.6 1,6 2,1-3,6 2,7-3,9 5,2 2,0-4,2 1,7-2,5 1,2- 2,4 1,0- 1,7 0,9-1 ,5 0,5- 2,4 2,2-3

Песок связный П есок рыхлый

Песок СIIЯ3НЫЙ Песок рыхлы й

А ллювuaл ьны
e болomн ьre WlOfЮmо-nереlНоuно-zл еевые тяжелОСУlЛuнш:mые

0-5 5-10 10-15 15-25 40-50 60-70

О О

О О О

О

4 5,5 3 11 ,1 14,4 34,9

55,3 51 55 61, 1 57,7 50,5

9,9 7 8 6,7

15,6 15,5 15

О

5 1,9

О

10

15,2 21 19 11, 1 22,9 14, 1

40,7 43,5 42 27,8 27,9 14,6

CyrлltНок 1'МЖелый

CyгnннoK леncий

C~IICCI.

с хорошо выраженным мезорельефом , коэффициент варьирования МОЩНОСТИ лодcrилки увеличивается примерно в

1,5 раза по сравнению с анаЛQгичными 'цеНQзами Брянской обл. С другой стороны, в Калужской обл., где о настоящее время лесные массивы представлены, в ОСНОВ­

НОМ, вторичными нарушенными насаждениями

[227] ,

подстилки, как

правило, неполнопрофильные, с фрагментарно выраженным ПQДГО­ ризонтом

03, V

рассматриваемого показателя также несколько воз­

растает.

Таким образом, даже внутри ограниченных территорий МОЩНОСТЬ лесной подстилки варьирует в широких пределах

[102].

Пространственная

неоднородность

-

до

48

МОЩНОСТИ

и более

%

ПОДСТИЛКИ

определяет соответствующую неоднородность течения миграционных

процессов как в системе "подстилка-минеральная толща почвы", так и в биогеохимических циклах радионуклидов.

Запасы органического в ещества в составе подстилок сос:гавляют: в

лесах Брянской обл. - от 3 до 5 кг/м 2 ; Калужской обл. - от 2 до 4 кг/м 2 ; В сосняках Украинского Полесья - около 7 кг/м 2 (см. табл. 10). Эти величины находятся в пределах колебаний запасов подстилки для

данных типов леса: от

2 до 10 кг/м 2 [115]. Варьирование запасов под­

стилки примерно соответствует варьированию показателей ее мощ­

ности (см . табл.

10).

Вместе с теМ i ИЗОЛИНИИ мощности слоя подстилки в большей сте­ пени согласуются со строением поверхности участка, ч е м ее запасы

(рис.

4).

Т .е. отмечается большая пестрота в распределении за пасов

подстилки по сравнению с ее мощностью, хотя по статистическим пока ­

за телям можно предположить обратное . Очевидно, что более объек­ тивно пространственную неоднородность распределения запасов и мощ­

ности лесной подстилки отражают карта-схемы. Они позволяют достоверно охарактеризовать неоднородность интенсивности процессов,

происходящих в системах "подстилка-минеральная толща почвы" и "почва-растение". Карта-схемы также могут быть полезны и для оцен­ ки влияния дезактивации

на

изменение

степ е ни загрязнения терри­

тории.

Гранулометрический состав почв. На большей части исследуемой территории в Брянской и ~ Калужской обл. рф и Украинском Полесь е лесные массивы сформированы на легких по гранулометрическому составу почвах. Исключение составляют черноземы оподзоленные

Тульской ' обл:, которые по классификации Н.А. Качинского относятся к иловато-пылеватым тяжелым суглинкам (табл. 11).

[39]

На долю фракций крупной пыли и ила в этих почвах приходится 70% от ее массы. В профильном распределении грануло­

около

метрических фракций отмечается некоторое увеличение содержания илистых частиц, с глубиной и снижение пылеватых частиц и крупного

песка, хо:гя · по абсолютной величине количество последнего не превы­ шает

'1%-; В

целом ; исходя из.особенностеЙ гранулометрического соста­

ва черноземов -оподзоленных, можно предположить, что массоперенос.

обусловленный ·' нисходящими. \ теками {( влаЕЮ 1 в -~ э1'ИХ ' почвах, будет выражеН . В$3именьшеЙ Степени по . сравнению . с _ песчаными . почвами

30

других исследуемых реги о нов. Кроме того, значительное содержание

илисто й фракции дает основание говорить о ВЫСОКОЙ способности данных п оч в к необменной сорБЦlm таких ради о нуклидов как цезий . В дерново-подзолистых почвах под зо ны южной тайги пр о цент ч аст иц фи з ич еско й глины

« 0,01

ММ) в верхних ГОРИЗОН11ах варьирует

от 4,6 до 11,4 (см . табл. 11 ). Вместе с тем , н есмотря на довольно широкий диапазон этого показателя , почвы большинства стационарных проб ных пло щаде й п о гран уло метричес кому составу классифицируются

к ак песок связный . К ол ичество частиц разм е р ом н еве лик о и варьир ует от

фракции мелкой пыли

0,1-4,7%.

1,9 до 4,1 %. (0,005-0,00 1

< 0,001

мм 'в них

Также нев ел ико и содержание

мм ), на ее долю прих од ится

Таким об разом, исследуемые п О чвы обеднены им е нно теми

фракциями, которые могут влиять на интенсивность не об менного

за крепления радио нуклидов. Эти ПОЧВbI, ВИДИМО, будут характеризо­ ваться относительно высокими значениями коэффициенто в п е рехода радионуклидов в расте ния при поступлении последних в в ерх ни е мине­ ральны е по чв е нные горизонты.

Почвы Украинского Полесья (в пр еделах ЗО-километровой зоны ЧА ЭС) обладают, как правило , еще более легким гранулометрическим

составом . Он в большинстве случаев классифицир уется по составу как п есок рыхлый . Сорбционная емкость этих п о чв н евел ика , ин екото рая фиксация эле м е нтов воз можна лишь в самом верхнем

(2-5

см) слое , где

отме\lается относительный максимум содержания физ ич еско й глины. Физические свойства почв да нных территорий являются характерными

для рыхлых п есков , которым присущи ма лое содержание связанной влаги ( МГ и ММВ ) , ни з кая водоудерживаю щая с п особность , большая в одо пр о ницаем ость ( в оз можно провал ь ная) , невысокая плот н ость п очвы . Проц е ссы структурообразования протекают слабо, фак тор

п отен циальной агрегированности не прев ы шает З % . Все это создает реальную Уll'o з у развития эрозионных процессов .

Иным гранулометрическим составом Хflр акте ризуются аллювиаль ­

ны е п о чвы. Они ОТНОСЯТСЯ к тяжелым суглинкам (см. табл .

11). В

про­

фильна м распредел е нии элементарных почвенных частиц (ЭПЧ) отме­ ча ется облегчение состава до легкого суглинка, а В нижней части

(70

см)

-

до супеси . Для про филя этих п о чв так:ж е , характерно наличи е

и л исты х пр ослоек в аллювиа льных 011ложениях. Благода ря з начитель­ н о м у содержанию тонкодисперсных комп о н е НТОВ , J"ПОЧВЫ обладают вы сокой СОР9ЦИОННОЙ с пособнocrью, большим водоудерживанием , хоро­ ш о агрегированы . В се это повышает п оглот итеЛЬНУЮ ': СПОСОб ность данных почв по отношению к радио~уклида м .

Минералогический состав. Почвы исслед ~емоro регион а существен­

н о различаются по составу почвенных минералов. Основными ком по ­ н е нт а ми предколло ид н о й

«

0,005

ММ ) фр а кции . черн оземо в являются

ДlIоктаэдрические и лл иты , содержащие

8

октаэд рах. 'некоторо е кол_и­

чеСТ80 железа, и лабильные силикаты. 1 Посл ед ние пр едста влены неуп о рядоч е ннымlt смешаНОСЛОЙНIИМИ иллит~-смектитами . с . блоками смектитовыx па кетов. Вниз . по ПРОфИЛЮ' СQдрржание' лаБИЛЬНБIХ C-VPYKтур увеличивается !А И " сни-жаеll'СЯ .... Колиu.еt:ТВо " илJtиТга. " В " небольших

31

количествах во всех горизонтах имеются кварц,

каолинит и хлорит.

Содержание последнего возрастает с глубиной. Преобладание лабиль­ ных структур в составе тонких фракций черноземов может обуслов­ ливать на

1-2

порядка большую сорбируемость цезия по сравнению с

другими почвами.

Дерново-подзолистые почвы характеризуются преобладанием в

верхней части профиля хлоритизированных структур, диоктаэдрических иллитов, кварца и полевых шпатов . Собственно хлориты обнаружи­ ваются с глубины 45-50 см , и их количество постепенно возрастает с глубиной . Количество иллитов в верхней части профиля также увеличивается с глубиной и, соответственно, в верхних горизонтах возрастает количество лабильных минералов .

Точно определить

природу лабильных структур довольно трудно. Можно предположить, что лабильные минералы в основном представлеиы смешанослойными иллит-смектитовыми и иллит-вермикулитовыми неупорядоченными

структурами. В почвах, подстилаемых суглинистой мореной:' в нижней части профиля преобладающими компонентами являются диоктаэд­ рический иллит и каолинит. В небольшом количестве присутствуют кварц и хлорит . Лабильные силикаты представлены неупорядоченными смешанослойными иллит-смекти:тами и иллит-вермикулитами.

В подзолистых почвах преобладающими компонентами по всем генетическим

горизонтам

являются

хлоритизированные структуры,

диоктаэдрический пллит п кварц. В небольшом количестве в почвах под сосняками

присутствует

хлорит.

Во

всех

почвах

есть

примесь

лабильных минералов, представленных вермикулитом и смешанослой­

ным иллит-смектитом. Весьма специфический минералогический состав

наблюдается на глубине 40--55 см почв территорий ближней части ЗО-километровой зоны. В нем преобладает хорошо окристаллизованный монтмориллонит и имеется небольшая примесь кварца . В гидроморфных почвах преобладающим компонентом предкол­ лоидной фракции является кварц. В небольших количествах присут­ ствуют слоистые силикат-хлоритизированные структуры, в

горизонтах

-

нижних

диоктаэдрический иллит. В средней части профиля содер­

жание иллитов возрастает. В глеевых горизонтах преобладает хорошо окристаллизованный

монтмориллонит,

есть

небольшая

примесь

каолинита,кварца,иллита.

Исходя из данных минералогического состава исследуемых почв, можно преДП9ЛОЖИТЬ , что в дерново-подзолистых , подзолистых и гидро­

морфных почвах на флювиогляциальных отложениях сорбция радио­ нуклидов будет незначительной из-за низкого содержания илистой фракции, преобладания в ней минералов с жесткой структурой

-

кварца, хлоритизированных структур , наиболее продвинутых стадий хлоритизации и иллитов,

и

наличия

пленок гидроксидов

железа

на

поверхности зерен минералов и агрегатов, препятствующих проникно ­

вению катионов в межпакетные промежутки лабильных минералов. Более интенсивное поглощение радионуклидов можно ожидать только в маломощных, самых верхних подподстилочных слоях кислых почв, где

межпакетные "рослойки хлоритизированных структур растворились , и

32

последние превратились 8 лабильные. Но и те небольшие количества радионуклидов , кот о рые присутствуют в почвах этой группы, сорби­ руясь, будут закре пляться в них достаточно прочно, так как лабильные минералы в этих почвах представлены спюдогенными высокозарядными

структурами .

Черноземы и аллювиально-лугово-болотные почвы , благодаря

более тяжелому f1>анулометрическому составу и преобладанию лабиль­ ных структур в составе тонких фракций, могут сорбировать на

1- 2

по­

рядка большее количество радиоцезия, чем почвы, включенные 8

первую группу . Прочность закрепления этого нуклида в межпакетных промежутках лабильных минералов почв данной группы оценить Не

представляется возможным без проведения специальных иссл едован ий по п оложен ию и величине заряда 8 лабильных структурах. Химические и физико-химические свойства почв. Исследуемые поч­ вы резко различаются по своим основным химическим и физ.ико-хими ­

12).

ческим свойствам (табл .

Оподзол е нные черноземы загрязненной части северной лесостепи (Тульская о бл . ) характеризуются хорошо выраженным орга н опрофилем (хотя и относительно небольшой мощности), насыщенностью плазмы органическим веществом . Содержание гумуса в верхнем гориз о нте позволяет отнести их к категории малогумусных черноземов . Емкость катионного обмена в гумусовой толще равна В составе о бменных

22-23

мг-экв/lОО г почвы .

катионов основную долю

(73%

от емкости

к атионнаго о бмена - ЕКО) занимает Са2+ . 14% приходится на обменный M g2+. J % - на К+ . .В составе обменных катионов около 11 % от ЕКО занимает

водород

гидролитической

кислотности .

о подзоленной части почвенного профиля возрастает до

Доля

его

в

4 мгэ-кв/lОО г и

затем быстро снижается с глубиной . В соответствии с этим изменяется в профиле степе н ь насыщенн ости основаниями . Оподзоленные черно­ земы характеризуются слабокислой реакцией среды, которая заметно

подщелачиоается к породе. Обеспеченность их элементам и питания растений невысокая. В верхнем 20 - сантиметровом слое содержится:

фосфора - 3-4, калия - IO-II, азота аммиачного - 1-3 и нитратного 0,4-0,8 Mr/lOO г почвы . В целом, распределение питательных эле­ ментов в профиле характеризуется обеднением верхней толщи подвиж­ НЫМ фосфором , очевидно , за счет интенсивного его

поглощения

растениями, отн осительно равномерным содержанием калия (исключая верхний спой) и аккумуляцией азота в наиболее активной верхней части почвенного профиля. Почвы радиоактивн о -загряз н енной части та ежно - лесной зоны ( Калужская, Брянская обл . ) по основным критериям гумусного состоя­ ния можно подразделить на две большие группы: орга н огенные и

минеральные . К первой группе относятся аллювиальные болотные

иловато-торфяные почвы и болотные торфяно-глеевые . Верхняя толща этих почв представляет собой совокупность слоев торфа и органо­ минеральных горизонтов, в которых органическое вещество составляет

по весу от

7

до

90%

(см . табл.

органического вещества

2

А . И . Ще гл о u

(7-9%)

12).

Более низкое содержа ние гумуса

наблюдается о ТОРфЯ lю-минеральных зз

ТаБЛUl{а

12 .

Хи ми ческ и е и ф и з ик о-х ими ческ и е свойства лесных п о чв за гря з­

н енных территор ий рф (сред ни е з н а ч е ния п ри

n = 3) КислотнОС1Ъ

li1

rCHCТH ' ICC-

МОЩНOClЪ

кий гор и -

roРiIЗоtrra, с м

Гум ус. %

ПlЩ:IOrormчсс· к ая.

мг-зкв/ I ОО г

юнт

ВОДНЫЙ

солевоrl

Тульскltя обл. Чернозе.м оnодзоленн.ыU МilЛо zумусн ый mяже.лосуzл.uнисmыЙ Жl лёссов uдных суzлu нках (уч. пл-/J А АВ ВI

В2 ВС С

1- 19 19-40 40-58 58- 90 95-120 125-200

6,2 6,1 6,4 6,6 7,5 8,1

5,3 4,9 5 5 6,1 7,2

5,2 2,4 1,5 0,8 0,5 0,5

-2,4 3,9 2,7 1,8 0,8

К алужская обл.

Подзолuсmал слабодиффереНI4uроваюшя песчаная Жl флювиоZJ1ЛЦuaльных оmложенuяx (у ч.Л· j)

АЕ ЕВ В

ВС С

5-11 11-020 20-40 4Q-<;2 62- 180

4 4,5 4,7 4,8 5,4

1,2 0,8 0,3 0,2 0,1

3,2 3,9 4,3 4,4 4,3

4,4 3,4 2,5 1,9 2,5

Дер ново · слабоnодЗОЛILСnШЯ nеС ЧЦЖlJl 1ш элювии пес чаника (у ч. Х-2) А

ЕВ ВI

ВС/С

D

5- 11 11 - 34 34-54 54-110 110-120

4,7 5,3 5,5 5,7 5,9

1,4 0,1

3,6 4,3 4,5 4,4 4,3

О

4,2 0,9 0,8

0, 1 0, 1

1,3

ПoдJол.ш:mая uллювfШJlЫЮ-ZУJrl.усово-железuсltlllJl ОZJ1ееюшя n ес члнля

Жl двУЧJlенных отложениях (уч. Е- /

АЕ

Eg Blh, r ВС

Dg

34

5- 18 18-47 53- 86 86- 96 100-160

4,2 4,4 4,6 5,1 5,1

3,7 4, 1 4.3 4,6 3,6

J 0,6 0, 1 0,4 U 0, 1

1,6 1,7 1,9 1,3 7,9

ЕКО

Обменны с К(iТИО IП.1

Crепсн!"

Пwrа:reлt.иыс элс мс н-rы

наСЫЩС II '

НОС'П! .

са 2.

I Mgl~

I

К·

I

%

A13+

P20s

I К 2О I NН,

I

NO,

Mr/lOO r

мг·экв/ lОО г

ТУЛЬCkVl:

06....

Чt:рнозf!.W оnодJолен/(ый ..ш.лог.у.чусныЙ 1tlЛЖелОСУlllwщсmый

на лi!ссов u днt>1X суглинках (у'(. Пл ·

15.7 16.3 15.4 14.3 14,4

3. 1 2,5 2.' 2,4 2,5

0.2 0. 1 0. 1 0.1 0.1

Н е опр.

19 18.9 17.9 16.8 17

88.8 83 86.9 90.3 95.5

КалУЖСК8М

/)

3.6 6.7 10.3 14.7 12.1

1 О.6

4.9 4.9 5 4

2.5 1.7 1 0.7 0.7

0.6 0.2 0. 1 0. 1 0.2

0.3 0 .1

0. 1

ел.

0.1 0.1 0.1

0611.

ПООЗOJIIЮrшл слабодuфференцuрованнл.я "еСЧОIШЯ на флювUОlllRj~uaлЬНt>1X отложениях (у'( . n·))

1 0.6 0,5 0,5 1.5

0 ,2 0 .1 0.1 0.1 0.3

0. 1 ел.

0.8 0.9 0.7 0.6 0.8

2.1 1.6 1.3 1.2 1.6

22.8 17.1

19.3 24 4 1.9

2.2 2.9 6. 1 8.3 7.2

2.1 1.1

2. 1

О.1

Дерново·слобоn oдJолuстая n есчаlШR на 3ЛЮ61JU nесчоника (уч . Х·2 )

2.3 0.7 0.6 0.6 3.3

О.5

0. 1

0. 1 0 .1 0.2 0.5

О

О

0 .1 0.1

0.4 0. 1 0.1 0,2 0. 1

3.3 0.9 0.8 1.1 4

47,4

1,4 2,5 6.9 9.6

75

Н е OIlp.

40.8 47. 1 46.7

4.2 1.2 1.2 3,5 4.3

0. 1 ел.

0.1 0.1 0 .1 0 .1 0 .1

ПодзоJ)UСmlJ1l UЛЛIOвШ1llЬНО-lумусоtЮ·желе:mсщая Оl/lеенно.я песчаная

на двучленных отложеНllЯX (у ч . Е· })

0.9 1.3 0.7 0,5 6.4

2"

0. 1 0.3 0 .1 0.6 2.2

0,4 0,2 0.3 0.2 0.2

0.1 0.2 0.7 0,4

1,5 2 1.8 1.7 9.8

46.7 5 1,4

36.7 50 52.7

0.9 0.8 2.9 2.2 1.8

1.5 0.7 1 0.9 7,5

0. 1 ел.

0. 1 0. 1 0.1 0. 1 0 .1

35

-

Таблица

12

(продолжение)

JiJ

Генетичес-

Мощность

кийroри-

горизонта. см

Гумус. %

Кисл отность nщpoлиmчес-

30lrr

кая.

м:г- экв/ IОО водный

I солевой

А ллювиальная болотная иловато-торфяная на алЛЮВШIЛЬНЫХ оm.ложенuях (у ч . Х-З)

n

7- 15 15-25 25-47 47-70 70-93 93- 120 120-160

ТlIG

12 Т2IG

1'3 G

CIG

4,9 5,5 5,4 5,5 5,4 5,9 5,7

4,2 4,3 4,3 4,5 4,5 4,5 4,6

26.9'" 8,0'" 18.6'" 9,3'" 31,8'" 7.1'" 0,3

14,2 6,2 10, 1 8,7 16,5 5 ,6 1,2

Болотная верховая mорфяно-z.леевая нl1 оэерных отложениях (у ч . Л-2 )

Q·teC

n 12 Т2IG

G 8СIG СIG

0-13 13-19 19-37 37-52 52-73 73-96 96-180

3,6 4,1 4,4 4,1 4,6 5 5,1

3,1 3,3 3,3 3,2 3,7 3,9 4,1

90,6* 85.2'" 89.9* 23,8* 2.0* 0 ,9 0,2

2,3 2,4 2,4 7,3 6 4,6 2,7

БРЯНСК8JI обл.

Подзолистая UЛЛЮБШ1llьно·железш:mо-zу.мусовал песчаная z.луБокоz.леевumaя Шl ФЛЮ8UОl.llЯЦuaльных отложениях (уч. Кл-])

ОЕ

4-6

Е8

6-19 19-34 34-54 54-73 73- 150 150-210

81Г,

82 вз

8Cg Cg

h

4,6 4,8 5,1 5,7 5,9 5,6 5,1

3,7 4 4,2 4,7 4,8 4,6 4,3

0,65 0 ,51 0,27 0,02 Сл.

6,5 3,6 2,9 1,4 0 ,9

0.05 1,49

1,6

Подзолw:maя слабодuффереНЦUРО8l1Нная nесчлная Шl ФIlЮВUОl.llЯj~UдJlЬНЫХ Оmllожениях (уч. 3л-l) АЕ

81

82 ВС С

36

6-23 23-45 45- 71 71-110 110-200

5,2 5,6 5,8 6,1 5,8

4,2 4,5 4,8 5 4,7

0,41 0,36 ел.

0,06 0,34

3,2 2,1 1,6 0,8 1,4

r

ЕКО

Обменные катионы

Степенъ

Питательны е элемсtrlы


HaCЬnЦCH-

са 2+

! Mg2+

К'

1

I ЛJ"

нocrи .%

К,о

P20s !

мг-экв/lОО г

I NН. I NO,

мг/ lОО г

АллювШ1llЬНOR болотная 1L1 0вато-торфянля на алЛЮдШ1llbkЫХ ОrrL/Iожtниях (у ч . Х-З)

11.7 10.8

0.6 0,4

11,4

О .Н

14.2 24.1 16.3 3.7

0.9 1.7 1.8 0.5

0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0. 1

0,4 0.3 0.3 0.1 0.1 0. 1

О

О

12.9 11.6 12.6 15.3 26 18.3 4.2

46.8 64.6 54.9 63.6 6 1. 1 76.5 77.8

17.3 12,4 11 5,4 2.8 3. 1 1.6

8.6 2. 1 2.5 2.7 2,2 2,4 1,4

6 1.8 2.3 2 2.8 1.8 1.4

0.9 0.4 0.3 0.3 0,4 0.2 О.!

Болотная верховшt moРФ1Шо-меt8OR на озtрных отложtниях (у ч . Л-2)

2.' 2.5 2,2 3,4 1.3 1.7 2. 1

0.3 0.3 0.3 0.3 0,2 0.2 0.3

0.2 0.1 0.1 ел .

0.1

0,5 0.6 0.6 1 0.9 0.9 0.6

3,4 3,5 3,2 4.7 2,4 2.8 3.1

55.8 54.7 52 33.6 20 29.2 48. 1

2.8 2.6 2. 1 7.3 25,4 31,4 11 .6

6.5 3.7 2.6 1.8 1.4 1.9 2.6

ел .

0.1 0,5 1 ел.

0.2 0,2 0.3 0.9 0.3 0.2 0.2

БрА НCkU обл.

Подзол истая uллювuaльно -же.лезисmО -l.у.wусовая rl ес 'Ш/шя 2JlуБОКО2JItеваmая нл флювиО'lJ1/щuaльньа от.ложенuяx (уч. Кл-/ )

1.7 0.6 0.8 0.8 0.8 0.8 0.9

0.2 0. 1 0.1 0. 1 0.1 0. 1 0.2

0.9 0.9 0.6 0.1 0. 1 . 0,2 0.6

0.7 0.7 0,5

3,5 2.3 2

ел.

0.1 0,5

1 1,2 2,2

22.6 16.3 23.7 39.1 50 47.4 40.7

4 8.2 11 12 14. 1 10.5 8.8

4.5 1.3 0.8 0.7 0.7 1.6

1,5 0.8 0.8 0.8 0.8 0.8 0.7

0.1 0. 1 0.1 0. 1

0 .7 0.7 0.6 0.8 0.6

ел .

ел .

Подзолшmая слабодuффер tНцuромнная ntс'ШНOR

на флювUО'lJ1ЯЦШ1llьн ьа отложtниях (уч. Зл-/)

1.2 0.9 0.8 2.3

0.1 0. 1 0.1 0.1 0.2

0,5 0.2 0.1 0.1 0.3

0,4 0. 1 0.1 ел .

0,2

2,2 1.3 1. 1 1,2 3

28.9 32.3 36 57.9 64.1

8.7 12. 1 9.3 8.9 4.6

2.6 1.6 1.1 1.1 1.7

37

ТаБЛUl{l1

/2

(о кончание)

ГСНCnf'-lеС -

М О ЩНОС'П,

кий гори -

roplf30 tfra,

Jfl

Гумус ,

0/0

см

КИCJ10ТlIQСТЪ пщроJtИ11fЧсс-

зшп

кая,

мг- экв/IОО оодкы
й

r

СОЛС НОЙ

Поозолuсп шя UJ1J!Ю8ШlAt>/Ю ·Жt!Л е.3 Штля песчаная IШ дву членных порадах (уч . НЗ- I) АЕ

В2С

4-10 10- 18 18- 38

в3

38-62

ВС

62-91

Cg

9Н30

О

l JO... I90

ВI

ол

4 .7 4.7

3.9 4.1

5 5 .4 6.1

4 .5 4.6

6. 1 5,4

0.37 0.1 Сп .

5 4 .9 4 .2

4.6 3.8 1.7 1. 1 0.7

0.8 0,4

2.2

·Поте ря при прокалИ8atUlIl.

оглеенных горизонтах аллювиальных почв, поскольку они включают

пр о ело" крупнозернист о го отмытого

песчан о г о аллювия . Другие

оторфованные горизонты данных почв содержат от

в

зависимости от

к о личества

минеральных

18 до 32% о рганики

примесей

и степени

минерализации растите льных остатков . Только на глубине б олее метра

в оглееных песчаНblХ го ризонтах содержание гумуса падает до

1%.

Отличие болотных т о рфяно-гл е евых почв от аллювиальных со с­

(50-60 СМ) . Содержание орга ­ - 85-90%, при этом отмечается д о­ в горизонтах TI и Т2 . Слабая степе нь

тоит в ук о рочеННОСТit их о рганопрофиля

нического вещества составляет

вольно низкая зольность торфа

минерализации посл е дн е го в этих слоях обусловливает их рыхлое сло­ жение , хорошую водо пр о ницаемость и относительно низкую п о глоти­

тельную способн о сть , ЧТО является возможной потенциальной причиной

усиления миrpации веще ств через данные слои. Ниж е лежащие горизон­ ты та и а содержат , соответственно ,

20- 25

и

1-3% оргаю{tlеского TG) совершенно

вещества, однако характер гумуса в них (особенно в

иной . Это гумусовые веще ства интенсивно черной и бурой окраски, специфической почв е нной природы , т е сно связанные с минеральной

частью . Потенциально , именно эти слои могут являться мощным

геохимическим барь е ром на пути внутрипрофильной И ландшафтной миграции растворимых со единений, однако степень выраженности этого барьера во многом будет определяться гидротермическими условиями . Группа минеральных почв представл е на подзолистыми и дерн о во­ подзолистыми

песчаными

разностями ,

характеризующимися

тремя

различными типами стро ения орган опрофиля. Почвы, отнесенные к роду подзолистых иллювиально-гумусово - железистых, обладают слож-

38

ЕКО

Обменные ка1110КЫ

Степень

Питательные злем е нты

насыщен-

0."

! Mg"

I

К'

иr-экв/ IОО

I

Нocnt ,%

AI"

P2° .s

1

К 2О

1

NН. !

иг/lОО

r

NO,

r

Подзолистая u.ллювuaлЬНО-ЖeJlезисmа.л nесчаJЮ.Я

на двучленных породах (у ч .

0, 1 0, 1 0,1 0, 1 0,2 0,2 0,8

0 ,6 0,4 0,3 0,5 0 ,7 1,2 3,2

1,1 0,9 0,5 0,3 0,1 0,1 0,9

0,0 0,4 0,2

2,8 2.3 1,3 1,1

Сл ,

0,7

1,5 5,6

13,2 11 ,6 19 35,3 56,2 63,6 64,5

H3-1)

11,7 11 ,8 11 ,3 8,7 4,8 4,2 2,6

2,6 1,6 0,9 1,3 2,1 2,9 4,9

0,8 0,5 0,5 0,6 0,7 0,7 0,9

0,1 0,1 0,1 0,1 ел,

Н ЫМ аККУМУЛЯТИВНQ-элювиально-иллювиальным типо м гумусового про ­

филя ,

В горизонтах

Bhf вследствие аккумуляции орга н о- мин еральных

соед ин ен ий , элювюrрованных из верхних гор и зо н тов, образуются много­

численные участки с п овышен н ой пл отностью. Эти просло йки могут служ ит ь л о кальным водоупором и приводить к о глее ни ю вышележащих

слоев п очвы, вызывая мобилизацию мигр а ЦИ О НН О-С П ОСОб ных соедине ­

ний , 13 том числе радионуклидов. Поскольку данные ГОРИЗОIIТЫ в общей массе н еод н о р од ны и в них отмечаются опесчанеНllые участки, доходя­

щие до О\l еВИДНQГQ водоупора

- подстилающ е й м оре ны. то. в е роятно,

миграция вещества в пределах профиля этих п о чв не будет сущест­

ве нн о сдерживаться иллювиальной толщей. Подстилающая порода в силу низкой влагопроницаемости и обогащенности глинистыми мин ера­

лами будет выполнять роль геохимического барьера, однако наличи е водоупора м ожет приводить к п овышению интенсивн ост и горизонталь ­

н ой миграции веществ.

ДерновО:-слабоподзолистые и подзолистые слабодиффере нцирован­ ны е песчаные почвы по типу органопро филя довольно близки между

собой. но сильно отличаются от рассмотренных выше . Данные notlBbI сфо рмироваЛllСЬ на близких п о составу

11 свойствам пе счаных породах:

элювии песчаника и флювиогляциальных песчаных отложен иях . Как следствие, профиль этих почв слабо дифференцирован . не содержит ВО­ доупора и весьма про ницаем для нисходя щих п отоков влаги . Гумусовый профиль большинства почв представлен только слоем лесной подстилки и мал омощным слабогумифицированным слоем А 1, залегающим не­ поср едстве нно под подстилкой. Вся остальная толща п ес чан ого элювия

39

свободна от гумуса и является, по-видимому, транзитной зоной для большинства миграционно-способных веществ . Некоторые почвы (уч. Л-l) обладают более растянутым гумусовым пр оф ил е м того же

(0, 1-{),2%),

регрессио нно-аккумулятивного типа. Низкое

но стабильное

содержани е гумуса в средней 11 нижней частях профиля данных почв является

скорее

реликтовым,

нежели

связ а нным

с

современными

процессами внутрипрофильного перераспредел е ния . В целом исследуемые п о чвы южнотаежной п одзо ны по физико­ химическим показателям относятся к ряду кислых ненасыщенных мало­

буферных почв. Сорбционная емкость их (по величине емкости катион­ н о го об мена) не превыwает 8 мг-эк в/I00 г для верхних горизонт ов и закономерно возрастает лишь в горизонтах скопления высокоминера­

лизованного торфа (аллювиальные и болотные почвы) или в почво­ образующей породе более тяжелого гранулометрического состава.

Mg составляют от 15 до 40% ЕКО (см. 12), причем максимальные величины отмечены в по·верхност­ слоях ПОЧВbI , что свидетельствует об их интенсивном вовлечении -

Двухвалентны е катионы Са и

табл. ных

в биологический круговорот. Почвенные растворы обладают кис­ лой реакцией, вызванной ПРИСУТСТ8ием в них значительного колич ест­ ва свободных органических веществ фульватн ого типа; миним аль­ ные

величины

рН

наблюдаются

в

самых

верхних ор ганогенных

слоях .

Н а иболее кислой реакцией характеризуются болотные торфяно­

глеевые почвы. В верхней полуметровой толще они имеют РН водн

4,4,

рН","

- 3,1-3,3

(см. табл.

свойства горизонта Т2/а

-

12).

3,6-

Н еобход имо подчеркнуть особые

переходного от минерализованного торфа к

минеральной оглеенной толще. При РН ВОдН данного профиля величине ЕКО

- 11,0

= 4,1

и максимальной для

мг-экв/ IОО г этот горизонт

характеризуется более высоким содержанием обменных

AI

и Н , 'ITO

указывает на наличие в почве значительного количества коллоидов с

переменным зарядом. Такие горизонты обладают высокой буферностью и могут длительн о сохранять кислую реакцию среды , способствующую миграции различных веществ.

Сходную картину по актуальной кислотности почвенного раствора

обнаруживают дерново-слабоподзолисгые и подзолистые почвы, однако в силу более легкого гранулометрического состава и низкого содер­ ЖЗНlIЯ орга ниче ского вещесгва данные почвы характеризуются сущест­

венн о меньшими величинами ЕКО, гидролитической и обменной кислот­ HOCТII . Отмеченная морфологическая дифференциация профиля почв по элювиально-иллювиальному типу практически не находит отражен.ия в

распределе нии обменных катионов, ЕКО и лишь слабо подтверждается наличием максимума подвижных К и Р в иллювиальной части профиля. Отличительными особенностями большинства почв является заметное

возрастание ЕКО в слоях ниже

100 см,

связанное, очевидно, с лито­

логической неоднородностью сложения профилей. Для некоторых почв (уч. Х -2 и НЗ - l ) отмечается лишь слабая элювиально-иллювиальная

дифференциация профиля по величине ЕКО и обменным катионам.

40

Аллювиальные лугово-болотные торфяно-глеевые почвы резко вы­ деляются среди опробованных почв по всем основным физико-хими­ ческим показа теля м. Большой запас гумуса и утяжеленный грануло­ метрический состав прите ррасных аллювиальных наносов, на которых формируются данные почвы, обусловливают ИХ высокую сорбционную

емкость, а транзитное п оложен ие в ландшафте обеспечивает относ и ­

тельно высокую степень насыщенности ППК основаниями . Доля Са и

Mg

в ППК составляет свыше

45%;

ЕКО в верхней полуметровой тол­

ще (не считая очеса) варьирует в пределах 17-26 мг-эквflОО r почвы, а в нижних слоях достигает 32 мг-экв/lоо г . Обменная и актуальная кис­ лотности аллювиальной почвы невысоки , рН п очве нн ого раствора п о­

степенно возрастает с глубиной от 4,9 до 6.0. Вместе с тем отмечается высокая гидролитическая кислотность в горизонтах скопления слабоми­ нерализованного торфа. В отличие от торфо-минералыюго горизонта Т2/а болотной почвы, также характеризующегося высокой гидролити­

ческой кислотностью, в торфяных горизонтах аллювиальных п очв нет замет ных количеств обменного

AI

и Н . Здесь гидролитическая кислот­

ность практически целиком определяется д иссоциир ующей способ­ ностью гумусов ых и неспецифических органических веществ кислотной природы. Следовательно, исследуемые аллювиальные п очвы также об­ ладают высокой буферной способностью, но при меньшем уровне кис­ лотности, чем болотные почвы, что может сказаться на различиях в по­ движност и миграЦИОННО-СПОСОбных элементов в рассматриваемых типах.

Почвы крайне низко обеспечены элементами минерального питания растений (см . табл.

] 2). Диапазоны варьирования содержания доступ­ ных форм эле ментов в корнеобитаемом слое составляют (В Mr/lOO г) :

фосфор - 1-9; калий - 1,5-9; азот нитратный - 0,1...{),2; азот аммиач­ ный - 0,1-0,8 . Особенно выделяются в этом отношении верхние горизонты аллювиальной ЛУГОВО-БОЛОТНОЙ п очвы, В которых содер·

жание элементов-биофилов (особенно

N

и Р) примерно на порядок

выше, чем в аналогичных горизонтах других почв . Вероятно , это свя­ зано как с аллювиальными процессами , так и с интенсивностью биоло­

гического круговорота в условиях, когда мигрирующие в ландшафте элементы п ерехватываются мощной корневой системой травянистой растительности и удерживаются в верхней части профиля. Похожая , но менее

выраженная картина, наблюдается

горизонты

~ккумуляции

питательных

в болотной почве , где

элементов

локализованы

в

средней и нижней частях профиля. Необходимо отметить ряд особенностей профильнаго распределе ­ ния различных элементов питания. Фосфор имеет тенденцию к накоп­ лению в иллювиальной части профиля почв подзолистого ряда, а также в оглеенных горизонтах болотных почв, обогащенных глинистой компо­

нентой и сильноразложившимся органическим веществом . Специфика связывания данного элемента с полуторными окислами в малоподвиж­

ные соединения не позволяет провести аналогию ни с одним из биоло­ гически значимых радионуклидов, однако, имея данные по содержанию

р в отдельных частях профиля почв, можно говорить об общей

на-

41

Та блица

J3 . Химич ес к и е и ф и з и к о- хим и чески е с в о й с тв а ле с н ых п о ч в

У к р а и н с к о го П о ле с ья, З D - километр о в а я з о на УАз е (сред ни е з наче ния пр и

n = 3)

Гснe11fЧCС-

Мо щнocrъ го-

КИЙ roplOQНТ

рнзо нтз, см

Гум ус.

рН

%

КиСЛОТНОС'11. nщpoлит1{Чсская ,

мг- эк в/ I ОО r оодный

солево й

Дерново-tl oOJол uстая СIUlЬНOQкул ьтуренная nес чон.о.я IШ фА ювuоlJlяцuaл ьных отложениях. t/одстlUlа емых

красно- буро й

оnесч он еноi1 J>(ореной

(у ч .д·5) Апах

В1 В2

ВС С

0-35 35-55 55-69 69- 100 110-120

4,5 5,5 5.6 5.1 5.3

4.1 4.9 5.1 4.8 4.8

1.7 1 0.7 1 0.53 0,5 3

4.1 1.4 0.6 0,5

0.68

0. 8

8торuчно-оtl oibоленuaя пес чаная на фл ювuоzAяцIul.llьных отложениях (уч . К-2)

АЕ В1 В2 В релнк .

ВС С

5-8 8- 14 14-25 25-42 45- 75 75- 125

5.1 5.1 4.9 4.8 5.1 5.6

4.2 4.3 4.3 4.5 4.7 5

1.7 1 0 .8 1

3.7 2,4

0.78 0,4 3

2.3 1.3 0.8 0,5

0.38 0.28

Дерново · n одзолucтал UAJI Ю6uaЛ ЬНО-2УJ>( УСО8Q.R п есчаная нil ФЛЮl;1II0ZЛЯЦuaльных отл ожениях (у ч . Д· ! ) А

B1h В2

6- 11 11- 24

ВС

24-40 40-70

С

70- 150

4.6 4.8 5,2 5.2 5.8

4.7 4,4 4.6 4.7 5.2

1.29 0 .9 1 0.75 0.75 0,46

2.8 2.6 2.3 1. 1 0.7

ДеРНО80-fl одзолuсmал слободuфференцupованная tlесчанал нil флю6uо lJlяl{uaл ьных отложениях (у .. . ш- } ) ОА

4-6

4,4

АЕ

6-10 10-23 23-40

4.4 5,4

В1 В2

ОС

С

42

40-70 70-110

4.8 4.8 4.7

3,4 3,5 4,5 4.5 4.6 4.9

5.2 1 2.2 1 0.8 1 0.72 0.46 0.53

9.8 5.2 2.2 1.9 1.5

оБмсI{}{ы
e катионы

ЕКО

Степе нь н а-

Питательные эле м е НТbl

сы
енности, '

Са'·

I

MgZ•

м.г-э кв/ l ОО

I

р,о,

%

AI)+

I

К :zO

I NH

4

+ NO]

Mr/ lOO r

r

Дерново-nодЗОЛllсmал СLLIIыюокульmуреmшя п ес чаная НiJ ФлювUО?ЛJЩlш.льных отложениях, ', одстLLllоем.ьи: красно-бурой оnес'/й}/ енай м оре/Фй (у ч. Д-5i

1.6 0. 8 0.6 0.6 0.7

0.4 0,3

0.4 0, 1

0.3 0.3 0.3

О О

0.1

2.4 1.2 0.9 0.9 1.1

32.8

6,9

5,8

7,9

44

1,8

60 64.3 55.6

0.6 0,4 0,4

2.3 1.7 1.2 1.3

1.6 0.5 0 .6 0.6

8mорu чнu - оnoдJоленная песчаная на флювUО l./llЩuaльньLX отлQженU1tX (у '« . К -2)

0,4 0.5 0,4 0.3 0.3 0.6

0.2 0.1 0.1 0. 1 0. 1 0.2

0.4 0,4 0,4 0.3 0.2 Сп.

1 0.9 0.7 0.6 0.8

13.9 20 17.9 23,5 33.3 61,5

3.7 3.9 3.7 3.2 2.2 3. 1

4 .1 2.2 1.5 1 0.9 1,4

3.5 0.9 0.7 0,4 0.3 0.4

Дерново- nодзол uсm.aя LLIIЛювuaл ыю-?умусовая nесчmшя на флювuоl./lя. цuaльных отложениях (уч . д- ! )

0.5 0,4 0.3 0,4 0.3

0.2 0.2 0. 1 0.1 0.1

1

20

0.2 0.1

1.1 0.6 0.6

18.7 14.8 31,2

О

0.4

36,4

0.3 0,5

1.3 8.8 7.5 2.9 2.4

3. 1 2,3

6.8 2,5

2.7 1.7 1.3

1.2 0.7 0.5

Дерново·"одзолш:maя слабодuфференцuровонншr пес чаная на флювUОlА1Il~lШJ1ЬНЫХ отложениях (у '« . Ш- I )

2 .5 0.9 1 0.5 0.1 0.2

0,5 0.3 0.2 0.1 0.1 0. 1

2,4

0.3 0.3 0.2

3.8 2.2 1.5 0.9 0.4

23.4 18.7 35.3 24 11.8

1.7 2.9 3.3 4,3

0.2

0.5

23. 1

2

0.8 1

6.9 4 ,1 2 1.2 1.1 0.9

4.9 2.4 0.9 0.6 0.3 0 ,3

43

Таблица

J3

(окончание)

Гсне'I1fЧСС-

Мощность го-

кий ropизокг

ризонта, см

рН

Гумус ,

КИСЛ011lOCfb

%

пtЩ)OЛJПИ'-IссJ<ЗЯ ,

МГ-ЭКR/ I ОО ВОДНЫЙ

r

солевой

ЛУ2080-болот1Ш.Я moрфJШucто- zлеевая на ФлювЩ)UlЯЦuaльнь/.Х отложениях (уч.Д-4)

7-13 13-23

т

Ag

Blg

23-46

B2g

~

BCg

60-90 90-115

G

5,3 5,5 5,7 5,6 5,5 5,2

4,4 5 5,1 5,3 4,9 4,5

12,2 3,8 1,5 1,1 ,0,8

9,3 3 1,09 0,8 0,57 0,45

0,7

Аллювиальная болотная UЛОбйто-nере2ноWю-меебШl НlJ аллювШl.Jl ЬНЬ/.Х отложениях (уч. К-4)

Ad

(},-5

АТ

5- 25 25,.60 60-70

Bg G

4,9 4,6 5,3 5,7

13,1 11 ,73 1,98 1,4

4 3,9 4,2 4,8

15,5 16,4 3.9

Болотная нuзшишя пwрфяно-мееБШl нл флювuо2АЯЦua.льнь/.Х отложениях (у ч . ДоЗ)

5- 20 2(},-35

т

Ag

Bg

35-00

G

60-90

правленности

процессов

5,6 6,1 6,2 6,2

5,2

15,24

5.8 6 6,1

4, 11

распределения

9,' 2,2 0,5 0,5

0.85 0,63

вещества

в

конкретных

условиях.

Азот в целом довольно равномерно распределен в исследуемых поч­

вах , тяготея к орган о генным горизонтам . В торфяных слоях его содер­ жание резко увеличивается, благодаря лучшим условиям для жизнедея­

тельности а~монифицирующих и нитрифицирующих микроорганизмов.

Содержание калия однозначно связано с количеством тонкодисперсных минеральных частиц , маркируя тем самым горизонты предположитель ­

ного поглощения радиоцезия как его изотопного аналога . Кроме того, повышенное количество К в лесных подстилках и гумуса-аккумуля­

тивных горизонтах, безусловно, свидетельствует о геохимической роли послед них на пути внугрипрофильной миграции этих двух элементов. Почвы лесов Украинского Полесья (ЗО-километровой зоны ЧАЭС, Украина) представлены несколькими типами, характерными для дан­

ного региона . В

соответствии с их

генезисом и принятой

клас­

сификацией также выделяются автоморфная и гидроморфная группы

44

Обменные кзnюны

Степень на-

ЕКО

Пtпaтсл ьные элсмеwrы

сыщеююсти.

Са" I

Mg"

I

%

ЛI"

Pz0 5

J. К 2О

м г- экн/ IОО г

LNH

4

+ NО з

Mr/lOO r

ЛУ'l ово-60л отНl1Я пwрфянш:тО -ZII ссвая на флювUОlЛя/(шльньа отложениях (у ч.Д-4)

7.8

0.6

0.2

8.6

40.8

Не олр.

23

42.8

2.8

0.2

0.1

3.1

44.1

40

4

1.6 1,4

0.1 0.2

О

1.7

53.1

14.7

1.3

12.6 4,4

О

12

0,1 0,1

О

1.6 1,5

59.2

1.4 1,2

65.2

2 4,3

4.8 3,2

О

1,3

65

17 15,5

5

3,9

АллювuaльНl1Я бслотНl1Я uловато-nерсzнойно-меевая на аллювuaльньа отлажениях (у.,. К-4 )

16,8 14,2

1,8 1,2

0,3 0,6

9.8 3, 1

2,3

0,2

0,8

О

18,9

54,5 48,4

16 12,3

75 ,6 79.6

3,9

1,2 1,6

11 .3 7 4,6

15.5 0,8

2,7

3

0.3

30,7 4,7

18,3 4,9

1,8

6.2

БолотШlЯ. НUЗUЮЮЛ торфяно-zлеевая нil флюв uоzляцuaльны-х о rnл оженu.я.x (уч. ДоЗ)

14,7 6,8

3 1,3

0,4

18, 1

1.7 1,4

0,4

О

8, 1 2,1

0 ,3

О

1,7

О

-

18,2

80,8

11 ,5 9,7

77.3

-

почв , включающие в первом ряду

в торо м

65 ,3 78 ,6

18

2,2

4,7

3,7

4.7

де рново-подзолистые песчаные; в о

болотные торфяно-глеевые, ЛУГО80-болотные торфянисто­

глеевые и аллювиальные болотные иловато-перегноЙно-глее вые . Пере ­ численные почвы , за исключением последней , сформированы на песча­ ных флюви о гляциальных отложениях. Это обусловило их изначальную бедность биогенными элементами и основаниями, а также низкое пл о ­ дородие.

В автоморфных п о чвах максимальное содержание гумуса в верхних гориз о н тах не превышает уровне

1,5-2% (табл . 13).

5,2 % ,

оставаясь в большинстве случаев на

Гумусоаккумулятивный горизонт в естествен­

ных почвах расположен непосредственно под слоем лесной подстилки и распространяется н е глубж е

10-15

см , При этом из всех представ­

ленных автоморфных почв, почвы ближней части 30-километровой зоны ЧАЭС (уч. Ш- 1 ) в самом верхнем подподстилочном горизонте содержат максимальн ое количество гумуса , а почвы дальн ей части зоны (уч, Д- I )

-

минимальное,

что

связано

с

различиями

в

их

геохимическом

45

положении и характере растительн ости. Гран и ца гу мусо-аккумулятив­ н аго го ри зо н та вы р аже н а н с р ез к о, ч то, нар я ду с н ал и tlИ е м о п ределе н ­

н ого

кол иtl ест ва

св и де т ельствует

о рг а нич е ск о г о о

ве щ ества

н езакрепле нн ост и

по

гу м уса

и

в се му е го

п ро ф илю,

о тн ос и тель н о

и нте н с и в н ой ни с х одяще й ми гра ции . В профилях боль шин ст в а п о ч в п р и з н аки элюв и аль н о -и ллювиальной д и ффере в ц и а ции о р ганического

вещества вы р аже ны слабо. Т аким образо м, автомор фн ые п о ч вы лесов Укра ин ско го П олес ья и мею т зо н у , своб од н ую д ля миграции р ад и о н укл и дов п о в се й тол щ е глубже

10-15

С М. П еремеще Нll е раД И ОНУКЛ И ДО8

8 эту

зо н у будет и мет ь

следств и е м у в ел ич е ни е их м игр ац и о нн ой аКТ ~IВН ОСТИ Н , соотв етстве нн о , вел ич ин коэ фф и ци е н то в пе р ехода в расте ния . В гид р омо рфн ых почвах и сследуе м ой те ррито ри и содержа ни е ор га­ Ни tl е ск о г о в е ще ст в а з н а чи те льн о выш е, ч е м в а в то м о рфных, и м о ж ет дос тига т ь

15%

(С М . та бл.

13).

Проц есс то рф ооб ра зо в а ния , обус л о в ­

л е нн ы й за м сдл е ни е м р азложе ния ор г а нич еско го вс щ е ств а при п е р е­ у в лаж н е нии , со п ровождается образова ни е м п одв и ж ны х г умусо в ых ве щест в, глубоко про ник аю щих в мин е рал ь ны е го ри зо н ты . В следств и е

это го соде р жа ни е гу м уса п о профи лю п адает п осте п е нн о. остава я сь доволь н о высо ким вп лоть до у р о вня грунтов ы х вод. З н а чимы е от к ло ­ н е ни я от п лав н ого характера п а д е ни я соде р жа ния г умуса с глуб ин о й наблюдаются толь ко в аллюв и аль н ых п о ч вах

в связ и с н ал ичи е м

п огребе нных гу м усо в ых го р изо н тов.

т.е . в ги д раморф ны х поч в а х (за и сключе ни ем аллюв и аль н о - болот­ н ых), как и в а вто м о р ф ны х, геохимич еским ба рье р о м н а п ут и ве р­ тикал ьн о й мигр а ции рад и о н у к л идо в , п о мим о л ес н о й п одст илки , яв л я ется л ишь гу м усо-акку м улят ивн ы й го риз о нт , отли чаю щий ся бол ьш о й м о щ­ н ост ь ю . Г у м у сир о в а нн а я тол ща м ожет стать з н а чи тел ьным пре пят ­ ст в и е м н а

п ут и мигр а ции

рад и о н укл идо в

в ни жележащ и е

ч аст и

по ч ­

ве нн ого пр о фи л я . П р исутст ви е в а л л юв и а льн ой п о чв е ( уч . К-4 ) мн ого­ чи сленн ых гум усо вых пр ослоек с о з д а е т до п о лнит е льный барье р д л я п е редвижения рад иоактивных веществ .

Авто мо рфны е почвы э того р е ги о на х а рактери зу ются низкой в е ли­ чиной е м кости к ати он но га о бмена (см . табл. 13). Для в е рхни х гори ­ зо нто в Е К О н е ве лика и сост авляет л ишь

4- 13

мг- э кв/ l ОО г . ППК х а­

р а кте ри з уется с ильн о й н е насыщенн о стью ос н о ваниями

-

до ля ще л о ч ­

ных и ще л о чн озе мельных металл о в в о бм е нн о м к о мпле ксе состав л яет

14-32% или .О ,б- 3 ,О МГ-Э К 8/100 г. Зн а чите льную дол ю 8 со ста в е ППК этих почв за нимает обмен н ы й ал юминий . Следует от м етить также низ­ ки е з нач е ния рН в од н ой и солев о й вы тя ж ек, х а р а к теризующих а к ­ туаль ну ю и п оте нци а льн ую ки слотн ости п оч в , а та кж е в ы со ку ю гидр о­

литическую кисл отн ость

(8

верхних го риз о нт ах

- 2,8-9,8

мг-экв/ 100 г) .

П е р е числ е нн ы е п о ка за те ли , н аряду с чр е звыч а йной б едностью п о чв или ст ыми ч а стицами , отрицател ьно с казы ваются н а сп осо бности п о чв к кати о нн о му о бме н у , т .е . п отенциальн о й в озм о жн о сти к уде р ж ива ­ ни ю р ад и о н у кли до в . Кислая р е акция т а кже сп особ ствует у величе­ нию п од вижн о сти б о л ь шинства радио нуклидо в в п о чве и бол е е актив­

но му п оступл е нию их

46

8

расте н ия

[8, 133 , 2 11J.

Е КО и степень на-

сыщенности ос н ова ниями в гидром о рфных п очвах р е ги о на заметно выше, чем в автоморфных ( см. табл . 13). Так , ЕКО дост ига ет здес ь 20-30 мг- э кв/l00 г, а соде ржание об менного кальция - 816 мг-экв/I00 г. Это связано с аккумулятивным характером геохими­ ч еско го пр о ц есс а на территориях, где ф ор мируются эт и почвы . На

фоне повышенно й влажности и притока катионов металлов со смежных территорий здесь также интенсивно проте кают гумусо-аккумулятив ны е процессы.

В

совокупности

это

привод ит

к то м у,

что

степень

на с ыщ е нности основаниями в рассматрива ем ых почв ах дост и гает

60%

в верхних горизонтах и

80% -

40-

в нижних.

Содержание доступных форм азота в большинстве автоморфных почв зоны ни з к ое и коррелирует с содержанием гумуса (с м . табл .

13).

В есьма н евы сока и обеспеченность эт их почв к али ем, что в целом характерно для данной геохимической провниции [95] . Соде ржание калия сос тавляет 3-7 Mrj lOO г и также зависит от содержания гумуса. Это связано с тем , что последний обусловливает величину емкости кати онного об мен а . Обеспеченность почв подвижным азото м и к али ем по глубине профиля изменяется однотипно для раз ных почв . Несколько ин а че ведет себя подв ижный фосфор . В ел ичина этого п оказател я также невелика для да нной группы почв и соста вля ет

1,3- 6,9 Mr/ lOO

г

дл я естественных п очв, однако колебания содержан ия фосф ора по про­

филю мало зав и сят от содержан ия гуму са. Обедненность п очв калием и кальцием ве дет, как правило, к усилению поступления радионуклндов в

растения вследствие ослабле ния конкуренции со стороны этих стаб и ль­

ных не изото пных аналогов 1З7сs 11 90S r . Н едостаток азотного пита ния также м ож ет неблаго приятно отражаться на величин е коэффици е нтов п ерехода радио нукли дов в растения.

Гидроморфные п очв ы , н а против, обладают высокими для да нн ого р е гиона показателями обес печ е нност и элеме нтами питан ия .

В целом , оце нивая гумусное состояние и комплекс Физико-химичес­ ки х сво йств п о чв загряз н ен ных территорий России и Украины с точ ки з рения их потенциальн ого влияния на миграцию р адио нуклидов строн ­

ция и цез ия , необходимо отме ти ть следующее: иссле дуе мы е по ч вы (кроме черноземов) оцениваются как кислые ненасыщенные, хорошо д ренирова нны е, слабо удержив ающ и е соединен ия различной природы.

ДеРНОВО-ПОДЗОЛ ll сгые и подзолистые песчаные п очвы аВТОМОРфНbJХ участ к ов, обладающие на и меньшими сре ди всех из у ч е нных типов за­ пасами гумуса и низким содержанием то н кодиспеРСНbJХ частиц , харак­

теризуются наличием ед инстве нного геохимического барье ра на пути

вертикаль ной миграции раДIfОНУКЛИДОВ

-

лесной п одстилки. Именно эта

часть профиля будет аккумулировать радионуклиды и сдерживать их вертикальную и горизонтальную t.шграцию. Однако степень п одвиж­ ност и радиоакт ивных элеме нтов и их доступность для растений из горизонта подстилки должна быть высока в силу ее слабой погло­ ти тель ной способности как следств ие кислой реакции среды. Пред­ став ляется, что мобильность ради оцезия в этих ПQ'lва х будет сущест­ ве нно ниж е , чем мобильность радиостронция по ряду причин: во-пер­ в ых, слабая сте пе нь остру ктуре нности и низкое содержание гумуса, а

47

также специфика минералогического состава облегчают фиксацию це­ зия глинистыми минералами в подподстилочном горизонте ; во-вторых ,

низкая обеспеченность почв элементами минерального питания должна приводитъ к ТОМУ. что мигрирующий в профиле радиоцезий будет пере­ хватываться корневыми системами растений и возвращаться в поверх­

ностные горизонты с оладом. Так как радиостронций практически на­ цело сорбируется по обменному механизму, то следует ожидать, что

миграционная способность 90Sr в данных почвах будет относительно более высокой. К особенностям органогенных почв, обусловливающим миграцию в иих раДИОНУКЛИДО8 цезия и стронция, необходимо отнести следующие

свойства : мощная толща торфа и органо-минеральных слоев со значи­ тельной долей песчаных примесей, с одной стороны, определяет высо­ кую влагопроницаемость данных почв, а с другой

-

обусловливает их

высокую обменную поглотительную способность. Отсюда c~eдyeT, что радио цезий в данных почвах должен быть относительно более под­ вижен, а радиостронций , напротив, менее подвижен, чем в почвах под­ золистых. Под относительностью здесь имеется в виду то обстоя­ тельство, что радионуклиды цезия могут проникать в более глубокие

слои органогенных почв, не покидая профиля почвы в целом, Т . е. их подвижность в пределах ландшафта может быть ниже, чем в случае почв подзолистого ряда.

2.

РОЛЬ ЛЕСНЫХ БИОГЕОЦЕНОЗОВ В ПЕРВИЧНОМ РАСПРЕДЕЛЕНИИ

РАДИОАКТИВНЫХ ВЫПАДЕНИЙ

2.1. ДРЕВЕСНЫЙ ЯРУС И РАДИОАКТИВНЫЕ ВЫПАДЕНИЯ Первым барье ром на пути радиоактивных выпаде ний из атмосферы является раст ительный яру с наземных фитоце нозов . При стабилизации или прекращении выброса растения препятствуют миграции ради о­ н уклидов за пределы зоны загрязнения, вовлека я их в биологический

круговорот

[246] . П е рвичн ое

распределение радионуклидов , в ос новном ,

определяет дозовые нагрузки и радиационные эффекты 8 биологи­

ч еск их объектах

[119. 239],

поэтому ОДНОЙ из важнейших зада ч при

изуч е нии последств ий радиоактивного загрязнения наземных растител ь­ ных зкосистем явля ется определение количественных пока зателе й пер -

8ИЧН ОГО распредел ен ия и п ослед ующей миграции радионуклидов в лесных насаждениях.

Радиоэкологические ис следо ва ния в зонах ради ацио нных аварий , проведенные непосредственн о после радиоактивных выпадений, пока ­ зали ,

что основная

часть

выпавших

на лес радионукли дов задержи ­

ва ется кронами древесных растений . Ко э ффици е нт задерживания радионуклидов

древесным

ярусом

варьирует

зависимости от целого комплекса факторов:

от

20

до

100%

в

видового состава и

проективного покрытия фитоценоз о в , климатических условий . года и пери ода вегетации (табл. поглощаются кронами

14),

В наибольшей степени радионуклиды

хвойных лесов, а также при нейтральных

метеорологических условиях и в несенне-летний период максимального

развития листовой

поверхности у лиственных

п о род . В среднем

коэффициент задерживания радиоактивных выпадений древесным ярусом можно принять равным степени сомкнутости крон . Исключение составляют лиственные леса

Задерживающая

8

период, когда деревья лишены листьев.

способность

оказывается примерно в

3 раза

древесного

ниже

[8,66, 235

яруса

в

этом

случае

и др.].

Вторым растительным фильтром на пути радиоактивных вып а­ дений является травянистая растительность. произрастающая под по­

логом леса . Ее задерживающая способность также зависит от целого ряда факторов (проективного покрытия, величины биомассы . строения

поверхности листьев). По степени пере хвата радионуклидов . в част­ ности 137CS. дЛЯ различных представителей напочвенного покрова был установлен следующий ряд: травянистые растения

<

лишайники

<

< мхи [8]. Еще одной особенностью в первичном распределенlПI радионукли-

49

ТаБЛllца

14.

К оэфф ици е нт задержив ан ия ради о н у кли дов древесным ярусом

8 лесах различных климатических з о н земн ого шара

Объс кт II сследован и((

(8)

Форма ВL.lшtДенн((

КоэффЮ-tнент задсрж нва lПiЯ.

% Сос н ов ый IIОлрост В возрасте б-lOлет.со мкнyrocтьк ро н Сос нов ый ле с в воз растс

CO MКНyroc:rъ к ро н

60 л ет.

Выпаде ние часткц с размерами до

25 Л С'Г,

8
50 мхм'

Выпаденис "аспfЦ с раз м с рам и

0.8

7
до lООмкм

Сос н о вый л ес 1:1 возрасте со мкн утость крон

90-100

89Sr

0.9

Сос но вый ле с 13 воз растс CO МКHyтocrь кро н

Опрыскивание кро и раствораЮf

1.0

30 л ст,

ВыпадСllИе вторичиых чаcnщ.

0.8

40-60

поwuп"ых с п овсрхнQC11i зс мли

I!C'IjX>M Берсзов ый лес в возрасте

40 лет

Выпаде нис ВТОР НЧ)IЫ Х (по t '8СII ­

в з ю.tН СС вре мя . CO MКНyrocть

ных) чаcnщ, 1I0AWtThlX с поверх­

КРОН

нocrи зсмл и ветром

0,8

Бсрезовы й лес в возрасте

ГЛобал ьны с выпадения после

35-40 лет

ядерны х иcm.rr-dlоШ

в летнее время , СО ,,",НУ ­ тостъ к ро н 0,8 Сос нов ый лес 8 воз расте

50-60 1.0

I
2~

Тоже

5
лет, соик.нyrocть крон о к ол о

Тропический ЦОЖДСROft лсс ( П уэ р ­

100

то- Рихо, ЦСК1l'аль н ая Америха)

до в является та к на з ываемый "опушечный" эффект. Он был отмечен

н а бол ьшей части зоны радиоактивного за грязн е ния Кыштымской аварии и проявился В повы шенном отложе нии радионуклидов в кронах

деревьев н а опушках с наветренной сто роны п о отношению к источ­ ник у радиоактивн ого выброса

[234] .

Таким об разом, лесные опушки,

распол оженные с п одветренной стор о ны , экранируют прил егающ ие к

ним безлесн ые участки от радиоактивных вып аде ний .

ЧеРНОбыльский выброс значительно отл ичался от других рад иа­ 11 дней),

ци о нных аварий . Время ава рии и длительность в ыброса (около

совп авшие с периодом активных ростовых пр о це ССО8 у больш инства

растений, оказа ли максимально н егативное возде йствие н а лес ны е на­ сажде ния

[101 , 119, 224J ,

В этих условиях древесным ярусо м л е сных

э к ос истем пе рв она ч аль н о было задержано от

60 до 80%

ради оа ктивн ых

выпаден ий . Наибольший аккумулирующий эффе кт от меч ался в хв о й­ ных насажде ниях , у лиственных пор од эта способность о казалась в

3

раза ниже

(283) .

1,5-

Это связано и с тем, что данные породы в момент

авари и были не обл истве ны.

В нутри п олога древостоя выпавшие ра дио нуклиды п е РВOIi ачал ьно расп редел ились следующим образом (табл .

15). В

максимал ьн ой степени

ради о н у клиды были аккумулированы в хв ое ( листьях ), в меньшей в ко ре и ветвях и пр актически отсутствовали в

50

древесине ,

что

-

вполне

ТаблUl(й

/5 .

Распределение раДИОНУКЛИДQВ в дре в остое лесов ЗD-к ил о мет­

рово й зоны ЧА ЭС в и ю н е

Х"""

(Л I1 С'П1а)

1986

Г. (сред ни е да нны е ПРlt

Окоре ниая

Кор. ('!рОб-

l1.ре!!есин а

ка

Вет!!и

+ луб)

Всего МeлIOiе

49,3

29,7

1,8

n = 12), %

I

крунные

7,3

11 ,9

1()()

за кономерно, пос к ольк у за грязнени е в этот п е ри од было аэральным. П о рад и онук лид ном у составу загрязнение ра ститель ного яруса п ол н остью

соответствовало составу выпадений. С ра зу посл е выпаден ий лесные массивы пр едставляли соб о й ист о ч ­

ник вторичного загрязнения прилегающих территорий . что б ыл о свя­ за н о с ветровым переносом радионуклидов из крон деревьев. Доказа­ тельство м этого является пик концентрации р адиоа ктивных аэрозолей

в ат м ос ф е ре, кот о р ый в частности , б ы л зафиксирован в 3D-к ило ­ м етро вой зоне УАз е п осле прекраще ния вып аде ний

[34, 165, 2 18J.

В зоне чернобы льско й аварии "о пушечный " эффект пр о явился

н еод н оз начно . Повышенн ое отложение радиоактивных веществ на блю ­ дал ос ь в ЗО-к илом етров о й зоне на южной вет ви рад иоактивного следа ( та бл.

16).

На западн о й ветви этот эффект был выражен з начите льно

слабее . На бо льших р асстояниях от исто чника , где выпадения были пр едстзвле ны

м ел к од испер с ными

частицами ,

поступающими

на

п о в ерх н ост ь земли, в основном, 8 результате турбулентной диффузии ,

о пушечный эффект был выражен слабо [348J. Как прави ло, данный эффект прослежива лся на лесных опушках шириной 20-50 м, 8 отдель ных случаях - 200-300 м [177], обращенных к источнику выброса ( рис . 5). Повышенное накопление радионуклидов отмечалось и в зоне одиночно стоящих деревьев [228] . Таблица

16 .

Распр еде л е ние

радиоактивных

выпадений

на

границе ле са

и луга (суммарная плотность загрязне ния по данным на 1987 г.), кБк/м 2 Райо н исследова ний

6

км на юг ОТ ЧА ЭС

28

км на ЮГ ОТ ЧА ЭС

Луг

14210

Оllушкалсса

199 10

1070

На л есны е массивы в целом выпало примерно на

Лес

172()()

13()()

20--30%

больше

ра д и о нуклидо в . чем на необлесенные уч астки , а по данным д ругих и с­

сле до вателей эти ра зл ичия достигали более з начительных в ел ичин

45 , 123,214, 295 ,296, 341].

[26,

Отмеченный факт хорошо со гласуется с

ха ракте р ом вертикального перемещения воздушных масс над лесо м в

весенне-летний п е риод, распределением осадков и т.д . На лес, соглас­ н о многолетним наблюдениям, выпадает примерно на

15-30%

больше

51

N1ЭД, ",р/ч

J

2

,

D~,~---L~----------~~------------~ Р,и;стОАНJl6

Рис .

5.

1т

PI1I1I(I11I1I'II, ItМ

Распределение МОЩНОСТИ экспозиционной дозы на . . границе

леса и луга

осадков, чем на незалесенные участки

[253].

Вместе с тем имеются

данные. свидетельствующие об отсутствии повышенной аккумуляции

радионуклидов 8 лесах

[49].

Однако мы считаем этот вопрос дискус­

сион н ым, поскольку факт увеличения количества осад ков над лесом является установленным и стзтистически достоверным .

2.2.

ПЕРВИЧНОЕ ПЕРЕРАСПРЕДЕЛЕНИЕ

РАДИОНУКЛИДОВ В ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМАХ Сразу после выпадений связь радиоактивных частиц с поверх­ ностью растений очень слабая, о ни легко сдуваются ветром , смыва­

ются атмосферными осадками

[8].

Длительность их пребывания 8 кро­

нах деревьев, как было установле н о, меньше, чем 8 других компонен·

тах лесны х экосистем [291J. В силу того, что загрязне ние было внешним, большое влия ни е на поведение радионуклидов оказывали фиэико ·хим ические формы выла· дениЙ. Так, с ма ксимальной интенсивностью процессы самоочищения

пр отекал и в ближ н ей части ЗО·километровоЙ зоны , где выпали более

крупные ра~иоактивные частицы. Это дает основание утверждать, что на степень удержания радио нуклидов древесным ярусом влиял размер

частиц, что было ранее доказано в модельных экспериментах с при­

мене нием частиц-имитаторов

[243. 354J.

Однако до сих пор механизм

удержания радиоактивных частиц на поверхности растений н е имеет однозначного толкования .

Продолжавшиеся после аварии активные ростовые процессы также способствовали быстрому самоочищению крон от радиоактивных при­ месеЙ . Радионуклиды в этом случае удалялись вместе с опадающими

на поверхность п о чвы локровными чешуйками лочек , листьев, коры и

52

6.

Ри с.

Динамика

древесного яруса в ри од

после

самоочищения начальный пе­

радиоактивных

выпа­

дений

побегов

в

процессе

их

роста.

Динамика процессов самоочище­

ния древесного яруса, особенно в ближней части 30-километрЬвой зоны, была осложнена растяну­ ТЫМ периодом выпадений, кото­ рые продол жались около

[99 . 210]. лесных

11

дней

По нашим оценкам, в

насаждениях,

не

постра-

давших от острого радиационного воздействия, период полуочищения надземной части загрязненных древостоев, в течение которого общего количества радионуклидов из крон

50%

переместипось на по­

верхность лесной подстилки , составил от трех недель до одного месяца, а с учетом радиоактивн о го распада

-

около двух недель

[234. 239].

Наиболее интенсивно процессы самоочищения древесного яруса протекали в первые месяцы после аварии . Это во многом определялось периодом года, размерами радиоактивных частиц, климатическими усло­

виями. а также типом БГЦ. В результате уже к августу кронах деревьев в целом осталось около ( рис .

10-15% суммарной

1986

г. в

активности

6).

Вариации данной величины зависели от видового состава и полноты

древостоя. При значительном преобладании в составе древостоя березы вклад растительного яруса в общее зарязнение БГЦ доходил до (табл.

18 %

17).

По интенсивности самоочищения основные лесообраЗУЮLЦИе породы образовали

>

береза.

р азл ичных

следующий

Вместе пород ,

ряд:

осина

с тем загрязнение в

частности

менял ось неоднозначно (табл.

>

дуб

>

сосна

структурных

ассимилирующих

>

ольха

>

компонентов

органов

и

коры ,

18).

Неадекватность изменения содержания радионуклидов в листьях и коре при самоочищении древостоя связана с особенностями строения поверхности данных органов у раЗЛИЧНblХ пород ( наличием и липкостью органических

выделений ,

микротопографией

поверхности листа,

строением внешнего слоя коры), влияние которых на сорбционные свойства известно пения

[98 , 243],

радионуклидов

из

а также интенсивностью перераспреде­

кроны

деревьев

и

частично

перераспреде­

лением внутри растения .

Отмечается также тенденция к поверхностному перераспреде­ лению радионуклидо в по стволу деревьев, в результате чего их ком­

левая и срединная части оказываются более загрязненными по срав­ нению с привершинной . Интенсивность данн о го перераспределения, несомненно, зависит от строения пов ерхности внешнего слоя коры . В

53

Таблица

/ 7.

Распре деле ние загрязнения п о компонентам л ес ных биогео­

цен озов 30-к и лометро вой зоны ЧА ЭС (а вгуст

1986

Г .; средние значения при

n = 12), % Древе-

Кора

Хооя

В еТ8 И

П одcrnлxа

(ЛlI CThЯ)

С lша

МЮiермь-

В се го

ная толща

в Б ГЦ

МС1lXИе I "рунные Березово-сосново-ду6овсе noсажденuе

0, 1

3,3

0,2

3,7

1,6

6,5

1,1

0,9

86,4

Дубово - березовое Нйсаж(}еfJuе с 11рu.месью СОСНЫ

9,5

3,2

1,2

100

u осины

80,5

1,9

100

Сосново - березово -ольховое noсаждеfJuе с nрu.ч есою дуба

0,1

Та бл ица

2,1

18.

7,2

0,9

1,4

87 ,3

1,0

100

Ра с пр еделе ние загрязнения по структурным частям лесообра­

зую щих п ород дальней ча ст и 3D-кил о метровой зоны ЧАЭС (ав гу ст сред ние значения при 11 =

П ОJЮда

9),

1986

Хооя

ОкореlШая

Кора (l1роб-

(л ис1'ъя)

древесина

"а

В етв и

+ луб) мелкие

I

крупные

Сосн.

185,0

0,37

129,5

225,7

29 ,6

Береза

392 ,2 48,1

0,74

37,0

25,9

1,48

66 ,6

66,6 155,4

11 ,1 296,0

0,37 0,74

103,6 29 ,6

14,8 48, 1

Дуб Осин,

Ольха

Та бл ица

/9 .

22,2 7,4 18.5

Вклад стру ктурных компонентов в общее загрязнение основных

л есооб разующих п о род ЗО-кил о метровой зоны ЧАЭ С (а вгуст нне значения прн n

1986

г., сред­

= 9), %

- хооя Поро",

(лиcrыt)

О"орс кная

Кора ( 11poб-

nревесина

ка

ВC'I1IИ

Всеro

+ луб)

мелх:ис I крупные Сосн,

27,7

0,9

46,6

15,4

9,4

100

Бсреза

59.5 9, 3

1,3

12,6

15,3

11 ,3

100

5,6

60,1

6,2

18,8

100

Ос,,",

3,7

1,1

86,2

6

100

Ольха

66,5

1,9

17,2

3 6,1

8,3

100

дуб

S4

Г .;

кБк/кг сырой ма ссы

=:r

... '-

'"

" ..,~

.,"..

78

'" 717

..

~ ~

5

~

•,;; z

,,'" ~

17

ГОРЫ

Рис. 7. Динамика содержания 137 Cs в надземной фитомассе лесных БГЦ I -

хвойно-широколиственный лес, элювиальный ландшафт;

аккумулятивны
й ландшафт;

3-

2 -

черноольшатник,

широколиcrвенно -сосновый лес, элювиалЬНЫЙ ландшафт,

ближняя зона выпадений

максимальной степени такое пере распределение наблюдается у сосны,

кора которой на большей части ствола характеризуется минимальными сорбционными свойствами сред и исследуемых пород. Наименьше е перераспределение

радионуклидов

по

стволу

отмечается

у

ольхи

черной и дуба [45J. В рассматр иваемый период основной вклад в общее загрязнение растительного яруса вносили структуры, подвеРПlJиеся внешнему заг­

рязнению (кора. хвоя/листья). Вклад окоренной древесины, несмотря на ее биомассу, не превышал единиц процента (табл. 19). Обобщенный анализ процессов, про и сходивших в начальный послеавар ийный период (до августа 1986 г.), свидетельствует , что его можно охарактеризовать как период интенсивного .механического пере­ распределения радионуклидов из растительного яруса на поверхность

почвы. В это время удельная активность посл ед него определяется только поверхностным загрязнением, а радионуклидный состав соот­

ветствует т а ковому радиоактивных выпадений . Динамика содержания радионуклидов во всех БГЦ однозначна и определяется процессами механического самоочищения д ревесного яруса. Этот период выде­ ляется как первый в многолетней динамике содержания радионуклидов в растительном ярусе (р ис.

7).

В последующем были выделены еще

Второ й

-

с осени

1986

г. по

2 периода. 1988/89 г. - период

биологического

самоочищения и нарастания роли корневого поступления. В этот вре­ менной отрезок динамика содержания радионуклидов в растительном яру се характеризуется д альнейшим уменьшением их количества в результате биологического самоочищения , интенсивность которого с го-

55

дами снижается на фоне нарастания корневого поступления, о чем

свидетельствует возрастание доли изотопов составе загрязнения

Cs

и

Sr

в радионукли дном

по сравнению с таковым радиоактивных выпа­

дений.

Третий

-

с

1989 Г.

по настоящее время

-

пернод определяющей

роли корневого поступления и достижения квазиравновесноro состояния

в системе "почва-растение". В это время динамика содержания радио­ нуклидов в различных БГЦ неОДНQзначна. В ценозах на автоморфных почвах элювиальных ландшафтов в результате уменьшения биологи­ ческой доступности радионуклидов в почвах происходит дальнейшее снижение вклада растительного яруса в общее загрязнение БГЦ; на

гидроморфных почвах аккумулятивных ландшафтов, напротив , наблю­ дается накопление радионуклидов в растительном ярусе

вследствие

усиления корневого поступления и, соответственно, рост вклада расти­

тельного яруса в общее загрязнение БГЦ. Более сложной динамикой характеризуются ценозы ближней части ЗО- километровой зоны ЧАЭС , где выпали крупные труднорастворимые частицы топливной компо­

ненты. Здесь динамика длительное время в основном определя е тся процессами дислергации и изменения растворимости этих частиц.

3.

НАКОПЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ РАЗЛИЧНЫМИ ВИДАМИ

РАСТИТЕЛЬНОСТИ И ГРИБАМИ В ЛЕСНЫХ БГЦ

в научной литературе имеется достаточно обширный материал п о накоплени ю радионуклидов в структурных частях древостоев в усло­

виях глобальных выпадений и послеаварийных ситуаций

159. 201, 232, 235, 237, 248, 339, 350].

[8, 132, 145,

Имеющиес" данные характе·

ризуются зна чительной вариабельностью, что в целом свидетельствует

о нал ичии большого числа факторов , влияющих на поступление радио­ НУКЛИДОВ в растения . Пок аза но, ЧТО факторами , обусловливающими накопление

радионуклидов,

являются

ПЛОТНОСТЬ загрязнения

терри­

тории, усл ов ия произраст а ния, видовые особенности растений и ряд

других

280].

[98, 128, 146, 150, 161, 175,219,232,241,247,249,274,277,

Однак о результаты этих работ без уточнения и дополнения не

могут быть использов а ны ДЛЯ "рогнозирования ситуации , складыва­ ющейся в лесн ых биогеоценоза х, загрязненных в ре зу льтате аварии на ЧАЭС. П ред шествующи е исследования в основном был и посвящены

изучению закономерностей миграции 9OSr, тогда как в выпадениях при ава рии на ЧАЭС доминирует 137Cs. Кроме того , отличными были физико-химические формы выпадений, а репюны , подве ргшиеся загряз­ нению в результате черн об ыльского выброса , по лесо растительным усл о виям сильн о отличаются ОТ таковых в условиях Кыштымской ава­

рии. В последн ее время появилось достато чно больш ое количеств о пу­ бликаций и м о нографий, п ос вященных и региональным особенностям поведения раДИОНУКЛИДО8 чернобыльского выброса в природных эко­ системах, в т.Ч. и лесах [69 , 98 , 119, 120, 175 , 267]. Вместе с тем интегральные показатели биогеохимического круговорота радионукли ­

дов черн об ыльских выпадений в лесных экосистемах территорий различных п о чве нно-климатических зон остаются неизученными.

3.1.

РАДИОНУКЛИДЫ В ДРЕВЕСНОМ ЯРУСЕ

РАДИОНУКЛИДНЫЙ СОСГАВ ЗАГРЯЗНЕНИЯ И ЕГО ДИНАМИКА

Радионуклидный состав загрязнения структурных частей древостоя и его динамика определяются целым рядом факторов: периодом радио­

активного распада раДIIОНУКЛИДОВ, входивших в состав выброса, фо р­ мой

их соединений в состав е выпадений, видовыми особенностями

р а стений и тем, каким путе м были загрязнены те или иные компо ­ ненты.

57

Таблица

20 .

Ради о нуклидный состав загрязнения растений на территори и

Евр о пеАск о й части СНГ в июне РадионуклИJt

1986

ЗО-КИJ1С>-

Сре"'"

М CТJ>O вая

п о ?ф

г.,

% Раднонук.лид

(167(

IOJRu, IOJRh

28.8 17

I06Ru. I06Rh

9 .2

ШJ

< 1.8

134с!;

0.9

СреД)ОО;

по РФ (167(

З0на (16)

зо"аI16)

9SZr.9SNb

ЗО-ЮIIЮ-

MC'tJ'O ....

2

1J7CS, I)7Ва 1408a. 14Ot..a

27.0·

141ее

23.3

I 44Се,

3.3 2

25 7,5

8 144Рт

2,2·

30

13

·Сумма 11]01'011011.

При аэральном поступлении радионуклидный состав загрязнения структурных органов

растений, экспонированных к выпадениям, перв оначаль н о иде нтич е н таковому выпавшей радиоактивной смеси

(табл . 20) . В условиях чернобыльского выброса на этом этапе в составе загрязнения растите льного покрова присутствовали практически все

радионуклиды, кото рые были представлены в выпадениях: 1З7Сs , 134Cs . 144Се, I06 Ru, 9SNb, 9Szr. Структур ные компоненты , загрязнение которых возмо жно лишь в результате транспорта радионуклидов с поверхности загрязненных орган о в или через корневые системы, содержали лишь

только изотопы цезия, причем в незначительных количествах

[277].

В последующем динамика радионуклидного состава загряз н ен ия

древостоя была неоднозначна (рис .

8- (0).

В структур "ь" частях,

экс п о нир ован ных к радиоактивным выпад е ниям , о н а характеризуется

снижением доли короткоживущих И нарастани ем доли допгоживущих

биологически значимых изотопов цезия и стронция. В результате такие радионуклиды. как 95Nb и 9'Zr (период п олураспада З5 и 64 д ня , соответственно) , не фиксируются на территории рф уже начиная с (987 Г. , а н а участках ЗD - километровой зоны ЧАЭС - с (989 Г. '44Се 11

'06Ru (с периодо м полураспада 284 и З67 дней, соответственно) перестали регистрироваться в лесах рф спустя 2- 3 года, а в ближней зоне через

5- 6

лет после выпадений. Следует о тметить,

что для

активно растущих компонентов (асс имилиру ющих орга н ов и мелких

ветвей) изме нение ради онуклидного состава происход ит наиболее бblСТ­ ро . В них на большей части территории уже через 2 года после выпа­ дений суммарная гамма-активность практически на 100% определяется только 134CS И 137 C s. Продолжительней всего (В течение 5-6 лет)

КОРОТКОЖl1вущие радионуклиды регистрируются в н аружной коре (проб­ ке) деревьев, что, н есомне нн о , связано с особен н остям и ее строения. Для структурных компонентов другой группы (древесина , кора внутренняя) изменения в радионуклидном составе в многолетн е м ряду

заКЛЮtlаются в ос нов ном в изменении соотношения 137Cs к 134CS и 90S r.

58

Кори

LlemJu меЛhuе

нору.:нсния

8[/

;:~

~

~

~ ~

~

~

~

Ш[/

~

~ ~

/l,ou,Docm

[/"

~

'"

~

~

~

~

!i: ~

~

~

~

~

~О'ои L.I лисП7ЬЯ

liи

7

....

~

'"

Рис .

8.

I/U

~г

ги

I:/Jз

[/

~

~

Гоиы

~"

'"

Динамика радионуклидного состава загрязнения компонентов древесного яруса в Тульской обл.

(средние данные при

I - 134Cs; 2 -

IЗ7С s ;

n = 10-15)

3 - I06Ru

";. ШО

во

50 110

17//

5{/

4//

'1//

~з

2{/

2{/

k<::::11/

{/

.... ~

'"

~

~

., '" ~ ~ " '"

~ ~

'"~ '"

., ГОО6/

~

'"

~

~

~ ~

~ ~

Рис . 9. Динамика радионуклидного состава загрязнения компон ентов древесного яруса в Брянской обл. (средние данные при

n = 10--15)

J - I44Сс; 2 - ! 34Cs; J - 137Cs; 4 _ J06Ru

,цР~8ссиИD LJ кора

6'Нf/177РСНNЯЯ

80

80

50

~;

1/0

[: ) 1'1

_5_5

О

ГООЬ/

Рис.

10.

ДинаМ~lка

радионуклидного

состава

загрязнения

в 30-К~lЛометровой зоне ЧАЭС (Украина) (средние данные при

J-

I44С с ;

2 - 134Cs; 3 - IJ7Cs; 4 _ I06Ru; 5 - 95Nb; 6 _

95Ь

n = 10--15)

компонентов

древесного

яруса

Таким обра зом , спустя

2-3

года после выпаде ний един стве нными

б и ологи чески знач имыми радионуклидами, соде ржащими ся в д ревес н ой

растительности загрязненных территорий, ста новятся I З7Сs ( п ер и од

п олурас пада 30,2 лет) и 90S r ( период полурасп ада 27,7 лет). З начим ое влияние на динамику раДИОНУКЛИДIЮГО состав а загряз­ н е ния р аст ительного яруса оказывает дисперсность частиц в выпаде­

I-ШЯ Х. Мелкодисперсные частицы

npO\IHO сорбируются

н а ружн ой корой

ствола и ветвей, хвоей. Это способст вует более дл итель н о му пре­ быва нию в составе за грязнения раститель ного покрова таких радио­

н укл идов, как 144Се . Крупнодисперсны е же частицы слабо удержи­ ваются кр о нами , чт о достаточно быстро приводит К абсолютному

дом инир ова нию в радионуклидном составе загрязнения фитоц е нозов ра д иOtIУКЛИДОВ цезия и стронция (ближняя часть 3D - километровой зоны УАЭС) .

По

э то й

же

причине

определеlШУЮ

роль

в

динамике

радионуклидного соста ва играет и видовой состав древостоя. Н а и боле е дол го радионуклиды вн е шнего загрязнения за крепля ются на глубоко ­

рассеченной коре дуба и ольхи и комлево й части ствола сосны и бе рез ы . Хвоя сос ны удерж ив ает внешнее загрязнение до момента с в ое г о п олного об н о вле ния

-

ч е рез

2-3

года.

Несомненное влияние на рассматриваемый пока зател ь оказы вают пр остра нс твен но-вр е менные

вари а ции

соотношения

пр о цесс ов

корневого п осту пления цезия и стронция и биологиtlеского са моочи­

щения древостоя. Н а участках ближн ей зо ны выпадений

(5- 10 км

от

ЧАЗС) пр о цессы самоочищения пр о исх од ят быстрее , а д ин а мика к о рн е в о го

п осту пл е ния ,

н а против,

характеризуется

нар аста ни е м

ее

ин тенс ивн ост и . Здес ь , по сравн е нию с удале нными от и сто чник а выброса территориями , от мечается более интенсивное увеличение дол и

137 Cs

И

90S r и снижение доли 144Се и I06Ru в незащищеннЬ1Х от

вып аде ний стр уктурных частях древостоя . Таким об ра зо м. радионуклидный состав загрязнения растите льного яруса определяется периодом полурасп ада радиоактивных эле ментов , скоростью проц ессо в поверхностного самоочищения и корневого по­

сту пления в расте ния . В условиях чернобыльского выбр оса б и олог ичес­ ки знач имыми рад и о нуклидами , определяющими загрязнение раститель­

н ого покрова через

1-2

2-3

года после выпад е ний в ближней зо не и

года на удален ных те рриториях , стан о вятся

137CS

ЗАКОНОМЕРНОСГИ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ 137С, И

и

9OS r.

90S r

ПО СТРУКТУРНЫМ КОМПОНЕНТАМ ДРЕВОСГОЯ Н а территориях , п од ве ргшихся загрязнению , удельная активность компонентов древосто я,

как

и

плотн ост ь з агрязнения ,

в а р ь ирует

в

широком д и а п азо не величин (З--4 ма те матических поряд к а). П оэтому при о пр еделе нии об щих за кономерностей п о ведения ради о нуклид ов в

структуре

б и огео ценозов

усреднение

пока за телей

к о нцен т ра­

ЦИII (Бк/кг) неправ о мерно, и показатели удельной активности

62

137Cs и 90Sr

Табл ица 21 . Ряды ОТfl ос ительного распределения 137 Cs в структурных к о мпонентах древостоев лесов автоморфных ландшафтов

Район

Рн.ды относитеЛhНОro ра спредел с ния

По даNNЬШ на

ЗО-кил омечювая ЗОН
19862 .

<:=О,

В.М. > Х .> КН . >В.Кр.>К.В .> Др

Бсреза

Л .> В . М . >К.Н.>В.Кр . >К . В .>Др.

дуб

В . М .> К . Н . >В . Кр . :>Л.:>К . В.:>Др . Л. :> В . М .:> К.Н.:>В.Кр . >К . В .>Др .

Ольха

Л. :> В.М.>К.Н.:>В.Кр.:>К.В. :>Др.

По данным на

1992 2.

ЗО- КiIЛО МСТРОВая зона УАзе

К.Н . >Х . >К.В.:>В.М.:>В . Кр . :>Др .

БРЯlIская обл. рф

Х . :>К.Н . :>К.Н.:>В.М . :>В . Кр .:>Др .

Калуж ская обл. рф

Х .:> К . Н . :>К . В.:>В.М. > В . Кр . :>Др .

Тульская обл. рф

К . Н. :> Х. :> К.В.:>В.М.:>В . Кр .>Др .

ЗО- кил омечювая зона ЧАзе

Береза

К . Н .>Л .:> В.М.:>В.Кр.:>К.В. :>Др .

БРЯlI с кая обл. рф

к.Н. :> Л. :> В.М.>В.Кр.>К.В .>Др.

Калужская обл. рф

К.Н .>Л .> В.М.>В.Кр.:>К . В. >Др .

Тульс кая 06л. рф

к.Н. >Л .:> В.М.:>В.Кр. :> К.В .>Др .

3О- килом ечювая зона ЧАзе

К . Н .:>Л .> В.Кр . :>К . В .:> В . М .:>Др .

дуб

6рннская обл . рф

К.Н .>Л .:>В.Кр.>К.В . >В . М .>Др .

Калуж с кая обл . рф

К.Н. > В.Кр . >Л . >К.В . >В . М .>Др .

ТУЛl,с кая обл. рф

К.Н .> В . Кр.>Л.>К.В .> В . М .>Др .

ЗО-километровая зо на ЧАзе

к.Н .>Л . >КВ.>В.М.>В.Кр .>Др.

Брян с кая обл. рф

к.Н .>Л.>К.В.>В.М.>В . Кр .>Др .

Калужская обл . рф

к.Н .>Л. > К.В . :>В.М.>В . Кр .>Др .

ЗО-километровiUI зона ЧАзе

К . Н .>Л .> В . М . >К . В . >В . Кр .>Др .

Ольха

к.Н .>Л .> В.М . >К.В.>В.Кр .>Др .

Калуж ская обл. рф

ПРILМeЧiЖue. Х.

-

ХIЮН текущсго года; Л.

к о ра ВН)"Il1СННЯЯ; В. Кр .

-

л исты!.; К.Н.

-

ПС ТlIИ КРУШlые; В.М.

-

-

кора наружная; К.В.

ветви ме лкие; Др.

-

-

древесин а.

целесообразнее представлять в виде РЯДОIl относительного р'аспреде­

л е ния (табл.

21).

Такое представление результатов дает во зможность

оперирова ния большими выборками данных (по всей территории) и выявления на этой основе достаточно обоснованных закономерностей

распределения 137 CS и

90Sr по

структурным органам пород.

63

В обобщенном виде можно констатировать, что на большей части загрязненной территории центральных районов Русской равнины

максимальная концентрация 137 Cs отмечается в коре, затем (8 порядке убывания) в ассимилирующих органах, ветках и минимальная

в

-

древесине. В то же время внутри этих рядов наблюдаются опреде­ ленные вариации, которые свидетельствуют О сложности механизмов перераспределения

радио нуклидов

по

структурным

компонентам

различных пород и зависимости данных процессов от физиологических особенностей вида, типа радиоактивных выпадений , почвенно-эколо­

гических условий и временного фактора. На этапе аэрального загрязнения

(1986

г.) максимальная концент­

рация 137 Cs практически у всех пород наблюдается в ассимилирующих органах и ветвях мелких; кора наружная и ветви крупные загрязняются

в меньшей степени (см. табл .

21,

рис.

11). Минимальная удельная ак­

тивность отмечается в коре внутренней и древесине

[226).

у ассимилирующих органов различных пород концентр'ация 137CS возрастает в ряду : береза>ольха>осина>сосна>дуб, что связано с фор­

мой и особенностями микротопографии поверхности листа (хвои), липкостью органических и неорганических выделений и Т.п.

[98, 243]

и

степенью развития ассимилирующих органов в момент выпадений (у дуба и осины листовая поверхность в этот период была недостаточно

развита). Последнее инверсно отразилось на загрязнении других структур. Так, у дуба и осины максимальная удельная активность в этот период наблюдалась у коры наружной и ветвей , в то время как у ольхи и особенно березы загрязнение этих компонентов оказалось минимальным.

Спустя

2

месяца после выпадений максимальная прочность связи

радиоактивных

частиц

с

поверхностью

ассимилирующих

наблюдается у березы и ольхи; с ветвями мелкими корой наружной

-

-

органов

у сосны и дуба; с

у дуба и осины . Несомненно, характер первичной

аккумуляции радионуклидов сказывается на интенсивности их внекор­ невого перераспределения И, следовательно, на уровнях загрязнения

древесины и внутренних слоев коры (см. рис.

11).

Морфо-физиологические особенности продолжают сказываться на удельной

активности

структурных

компонентов

древостоя

и

в

последующем, хотя степень их проявления нивелируется. Это можно

проследить на примере изменения содержания 137cs в коре наружной. Через год пqсле выпадений удельная активность коры древесных пород на всей загрязненной территории становится доминирующей среди

других структур, хотя уровни загрязнения в значительно большей степени зависят от строения ее поверхности (рис.

11).

Более высокая

концентрация I37Cs отмечается у пород, имеющих шероховатую и трещиноватую поверхность , таких как дуб, осина . ольха и в опре­

деленной степени липа

[8, 306J.

Меньшей удерживающей способностью

характеризуются виды с относительно гладкой или чешуйчатой корой:

береза, ель, сосна. Последнее, возможно, также связано с более интен­

сивным естественным самоочищением коры хвойных пород. Спустя

64

2-

lп

GS,OTH .eA. '00

H8гycfТ1 7985г.

60 50 110

'1.0 /1

Сосна 5срсза Дуб ОЛh.rа /1срна

1.11

GS,отн . ед.

118густ

7987 r.

50 110

20 о

СОСНО 5epe.Jo Д!lи /1Лh:r:а Осино _/_'l.~3

_11_50" Рис.

} J. Относительная к о нце нтрация 1З7сs 8 структурных

орга нах

р азл и ч ных д ревеСliЫХ П О РОД ле сов 30-киломеТРО 80Й ЗО НЫ ЧАЭ С ( Укра ина )

J-

ЛНСТЫI/ХRОЯ;

ВНYfPCIIНя.я ;

3

6-

2-

ветв и Kp yllHl.le;

3 -

встви м е лкие;

4-

ко ра It аруж н ая ;

5-

ко ра

древес ина

года п осле выпадений корневое поступле ние ста новится процессом,

о пр еде ляющим загрязне ни е

растительного яр у са.

В это т пери од

распределе ние 137Cs п о ком пон е нтам древостоя определяется ди­ н ам ико й соотноше ния процессов биологич еского накопления радионук­ ЛИ Д ОВ и самоочищения расте ний И, соответствен н о, факторами их

з А . И . Щ с rло в

65

о пр еделяющим и ,

в

частности, почв е нн о-эколо гнч ески ми условиями

формами радиоактивных выпадений и б и оло гиче скими особенностямJ. вида .

На участках с гидроморфными И п олуг идрам о рфными п очва ми , также на территории, где выпали относительно крупные

л ивн о й комп о ненты

-

частицы

,

топ­

в зоне пролонгированного поступл е ния биологи·

ч еск и доступных форм соединений радион ук лидов

в корн еоб ит ае му к

-

тол щу н а первое место по степени за гря з н е ния 1З7сs у большинств, п ород выходят ассимилирующие органы и кора внутренняя (р и с .

12).

В

ПРОТlfВ О П ОЛОЖ Н ОСТЬ этому, на участках автоморфных ла н д шафтов с ни зкой ин те нсивн остью к орне во го п осту п ле ния радио нукли дов н а протяже нии всего по слеа варийного периода максимальн ое загрязнение в

составе древостоев остаетс я у коры наружной (pIIC.

12).

Н а и более ярко

от ме ч е нные особе нн ости пр оявляются на ч е рноземных поч вах тяжелого гранулометрического состава (Тульская обл. РФ), характеризующихся

минимальной доступностью lЗ7сs

[1 33, 233].

В

этих

условиях

практи ч еск и у всех древесн ы х п ород загряз н ение коры наружной н ескол ьк о ра з

( рис .

13).

8

превышает удельную актив н ост ь друг их компонентов

П оследнее,

возможно ,

также

обусловле н о

ме н ь ш ей

ин тенс ивн остью пр оцессов самоо чище ния при газ о - аэрозольном загряз­ н е нии дре в остоев н а да нны х площа дях п о срав нению с участками , где

выпадения бы ли представ леНbl топливной к о мпонен той. Сред и и сследуем ы х по род на этом эта пе ( корнев ого п ути загряз­ н е ния ) можно выделить группы с достаточно бл и зким рас пределением

137Cs

по компо нен там древостоя. Это, во-первых, хвойные породы:

сос на и ель. У них наиб олее загрязнены ассими лирующие органы и вн утре нние сло и коры; минимально

-

рис.

н а п ротив,

Для

13) .

н акоплен ие большее

-

лиственных

137CS

п о р од ,

древес ина и кор а н аружная (см . характерн о

меньше е

в ассимилирующи х органах и коре в н утренней. но

в к оре н аруж н ой, а также ветвях. Особняком от всех пород

сто ит лип а. Она практич ески не нака п л ивает lЗ7Сs в древес ине и коре внутренней, мало

в листьях; ее з агряз н ен и е в наи большей сте ll е н и

-

определяется активностью наруж ных слоев коры . Возможно , это связа н о с высокой удерж ив ающей способностl:.Ю техн оге нных выпад е­

ний корой наружн ой этой породы

137 Cs

[1 341

и о чень слабым накоплением

ко рн ев ым путем , пос колl:.КУ липа, как правило, развивается на

автоморф ны х плод о родных п очвах.

В целом_ в п ерераспределе нии l З7Сs п о компонентам д ре весн о го яруса по истечении

5-6

лет п осле выпадений наступает состо яни е ,

бл и зкое к квазиравноо е сному , о ч ем свидетельствует стабильность

выявленных рядов от н осительно го распределен ия 1З7Сs для различ ны х регионов

России

и

Украин ы .

Это

равновес и е ,

очев и дно ,

будет

сохра няться достато чн о долго, хотя в абсолют ных вел ичин ах содер ­

жа ния

137Cs

по структурным органам. н есомненно, будут н аблюдаться

определен ны е колеба ни я, обусловленные в большей степен и много­

летн ей дин ам икой кор невого поступл ения 137Cs и 90Sr в растения . Нак о п ле ни е древесн ым ярусом д р угого БИОЛОГИ'l еск и знач им ого

радио н уклида

66

ч еР НОбыльского выброса - 90Sr - I1ервоначально опре-

R6muморфНfJ/U лрнt1шафh7, !/ч. Д-J Ри с.

100

Динамн ка от н о·

12.

снтельн о l1 KO Hцe H T paЦ~1.'

1 З7 сs

8

ст руктурных

80

ор ган ах сос н ы на у ч аст·

ка х:

З О · КIIЛ О М С Т РО80Й

ЗО НЫ ЧАЭС ( Ук ра нн а)

I -

лист ••Я/Х ВОЯ :

23-

ОСТI:I!! К Р Уllllы е:

4-

кора lIаР УЖН
56-

кора ОНутрсНlIЯЯ ;

ПСТИ II м е л кие;

О

дрсn с сина

100

80 517

~ ~

, о

1/0

'"

~~

~

20 О

100

50

" ~

х

~ о

'"

~~

~

о

3'

67

fJ7сs.отм,ед.

7j;ЛЬСltаR

и5л.

ТОО

Рис.

13.

Относительная

концентрация

80

137 Cs

структурных

Е

органах

различных пород в лесах

Российской

50

Федерации

(по данным на

1/0

12-

20

3456-

=

0 ______

7J1

GS,отн.ед.

1"

Gs,йтн. ед.

1992

г.)

листья/хвоя; ветви крупные; ветви мелкие; кора наружная; кора ВН)"I1>CННRЯ; древесина

r

l(аЛ'у~Сl(а.1f иол.

ЬРННСКОН рол.

'10

20 О

,--;:-,-=u...,

деляется теми же факторами, что и 137 Cs, И соответствует ему. Однако в

последующем,

на

этапе

особенности распределения

доминирования

корневого

поступления,

90Sr в растениях обозначаются более ярко ,

о чем свидетельствуют ряды относительного накопления этого радио­

нукли д а (табл.

68

22).

Таблица

22.

Ряды относительн ого распределе ния

90Sr

8 структурных компо­

н ентах древостоев лесов э л ювиальных ландшафтов ( по данны м н а

Район

I Порода I

3О-киломечюва.м зона ЧА ЭС

сосна

1992 г .)

ряды относительного распределеиня К.В .> К . Н .> В . М .> В . Кр .>Ст.Х.>Х.>Др .> Ш .

Брянс ка.м обл . рф

К . В .> К . Н .> В . М .> В .Кр.>Ст.Х.>Х.>Др .> Ш .

Тульская обл . рф

К.Н .> В . М .> В . Кр .>Ст . Х.>К . В .>Х.>Д р .> Ш .

3О- кнло м стровая зона ЧА ЭС

Береза

Л . >В . М .> К . Н .> в.кр .> К . В.>Др .

Бринская обл. рф

Л.>В . М .> К . В .> В . Кр .> К.Н .>Др .

Тульская обл. рф

Л .> К . Н .> КВ .> В . М .> В .Кр.>Др .

30- киn омстроuая зо на ЧАЭС

дуб

Брянская обл . рф

К.Н. >КВ.> В . М .>В. Кр. >Л.> Др . К . Н. > К .В.> В . М .> В . Кр. >Л.>Др .

ТУЛLoская 06л. рф

К . Н .> К . В .> В . М .> В . Кр .>Л .>Др.

Бря нс каи обл. рф

Ель

К.В .>К. Н .> В . М .>в.кр.>Ст.Х.>Х. >Др.> Ш .

ЗО-кило метровая зона ЧА ЭС

Осина

К . Н .>Л.>В . М .> 8 . Кр .> К . 8 .>Др .

3О-кнло мстровая З 0 на ЧАЭС

Ольха

К . Н. > К . В .> В .М .>Л.> В . Кр .>Др .

ПРI.J.J.WI.ан.ue. Х . - хвои те к у щего года ; Ст.Х . - Х АО Я IIРОШЛЫХ лет; Л . - лн стья ; К . Н . - кора наружна я ; кв . кора внутренкяя; В . Кр. - ветви кру пные ; В . М. - в ст!l и

-

I-t СЛ КИС ; Др .

-

древесина ; Ш .

-

ш ишки .

в общем пл а не 90Sr более равномерн о распределен по всем СТРУК­ ту рным

компонентам

ха рактерно для

древесных

п о ро д ;

не

от м ечается ,

как

это

1J7Cs, абсолютного доминирования концентрации 90S r в

к а ком -л ибо органе, даже если в ряду относительного распр еделен ия этот структурный компонент выходит на перво е мест о. П ослед нее о чень важно для к о ры наружной. У ряда пород , таких как береза, сосна, ель, загрязнение коры наружной в любых почвенн о-эколо ги­

14 ). 90Sr по структурным компонента м на

ческих условиях не является абсолютн о преобладающим (рис .

Особенностью распределения

этапе корн е в о го п оступле ния может считаться его больш ее о тн оси­

тельное содержание в коре внутренней и древесине . Это пр оявляется в дре в осто ях лесов т е рриторий, значит ель н о удал е нных от источника

выбр оса (Калужская и Брянская обл . РФ ) и наиболее ярко н а черно­ зем ных почвах (Тульская обл.). Очевидно, что интенсивн ость потреб­

ления 90S r растениями з начительно выш е, чем I З7Сs,

а

влияние

ГlQчв е нн о-эколо гических условий на его п одв ижность , напр о тив , ниже,

чем это проявляется для lJ7 Cs [131] . Распределение IJ'Cs н 90Sr в древесине ствола . Исследова ниями распределения

р ад иоугл е р ода

и

трития

было

п окаэа н о,

что

эт и

радионуклиды , как и их стабильные аналоги , включаются в тка ни

древесины и в дальнейшем слабо подверже ны влиянию об ме нных

процессов

[35].

Включ е ние основных дозообразующих радионуклидов

чер нобыльскоro выброса 137Cs и 9OSr, как и их неИЗОТQПНЫХ а н алогов К

69

1!Iльскон вОл.

71717

Рис.

/4.

тельная

Относи ­ концент­

рация 90Sr в струк­

817

TypHыx

"

517

~

различных

органах пород

лесов России и УК­

'"

~

'" .:

1/1/

раины (по данным на

1992

21/

J2-

ЛИСТЫI!ХIJОЯ;

17

3456-

",'"

.;

Сосни

ffepedO

Д!lЬ

ОРННСКIlЯ РОл.

г.)

ветви крупные; ветви мелкие; кора наружная; кора внутренняя ;

д ревесина

TI7I7 BI7

"

59

'" ,:

1/9

~

i

~

v1

~

29 9

.J/l-кuломеmро#оя

зиНd ЧАЗG

В9

q о.:

'"

59

~

'" .:

1/9

",<п

.;

го

1/

Сисни 1iерезо Д!lЬ ОЛhХО Осино

_7_2gJ~I/ _ 5D5 и Са , в биологические структуры растения также очевидно, поскольку оно определяется процессами метаболизма. Важную информацию о миграции элементов внутри древесных пород несут в себе годичные

кольца древесины. В общем плане установлено, что концентрация 137 Cs

И 90S r в радиальном направлении (по ГОДИЧНЫМ кольцам) и по высоте (от 70

+

16

Z,5

15 2,0 ~

:;:

~ 1,5

,,,

.2

" '2 ::: " 10 " ~

0.1

..

+4

~ ~

~

" ",; ,,'"

.,

."

1,0

:<

0,5

8

/ +--.. .+ -+- +_+.. . . . +о-

о

~

"81960 '960

196 2

7.961,/

-----&

Г"H~I 1/l0PMЦPD8IrH~.I1

5

I

1988

,," \:!

"

.-0- .. .....- ..

1965

ос

,;;

/

-

--'""

1990

2

I(ОЛIII,

Рис. 15. Р аспределение 1 З7 сs п о ГОДИЧ Н ЫМ кольцам СОСНЫ по данным н а 1990г .(1, 2)и 1991 г.(3,4)

комля к вершине ) ст в оловой ч асти де рева изменяется

[8 , 98, 251, 347J.

Однако закономерности, выявленны е различными исследоват е лями,

зачастую и меют в за имо исключающий характер . Для избеж а ния это го требуется более деталь н ая оценка дан ны х ха рак терист ик с у ч етом

вклада стр укт у р ствола ( пробка, луб, древ еси на ) в аккумуляцию радио ­ нуклидов в древесной растительно сти в цел ом. К а к правило . загряз нение стволовой древ есины в радиальном направлении ( по ГОДИЧ НЫМ кольцам ) и зменяе тся следующим образом. В на и бол ьшей степени радионуклидами загрязнено внеш н ее КОЛЬЦО

текущего года формирования, что , в и димо , обусловлено инт е нсивно идущими здесь р остовы ми процесса ми и п осту пл ением радио нукл идов с

верт ик аль ным потоком минеральных солей, мигрирующих по камб и ю

ствола дере в а. П одтвержде нием может служить т о, ЧТО в каждом последующ~м году абсолютный максимум концентрации р адио нуклидо в п ере м ещае тся

в н овое ф ор миру ю щ ееся кольцо (рис .

бо л ьшая конце нтрация

]\::s

и

90Sr

15),

а также

в этом кольце у комля , Т.е. в той

част и , где наблюдается и максимальная удельная активность внут­ рен н ей кор ы . Вместе с тем а н ализ р ад иал ь ного распре деле ния по казывает, что радионуклидами ч ер н обыльского вы броса загряз не ны , хотя и в з н ачи­

тел ьн о м е ньш ей сте п е ни , годичные кольца , сформированные

n доава ­

рий ный период. П о п ада ние туда ра д и онуклидов п рои сход и т . видимо , с

акро п етал ьным током минеральных сол ей ( нисходящая ветвь б и ологи ­ t[ССКОЙ миграции) , а также по смоляным ходам (у сосны) из-за сущест-

71

r<БIf./кr б

50 5,0

чо

ТО с

-. '" ~

.1,0

~

~ ~

...,'"

~

!

а

~O

11,0

~

2,0

/ /(ОllftfЛl-/ I I

1,0

0"'/J'8J T98J

1.985 П1l1.,

1987

фррмuроlаНUА

1.98.9 APAI~

Рис. 16. Распределение 90Sr по ГОДИЧНЫМ кольцам СОСНЫ по данным автора (а) и работе М. Бузынного

[35]

(б)

ОТН . ед.

Отн . ед.

8Н!lmр~нн",я

Рис. 17. Изменение содержания 137cs в структурных частях стволов де­ ревьев , процзрастающих в условиях автоморфных (А) и гидроморфных (Б) ландшафтов

}-

в е ршина ;

2-

середина ствола;

3-

комель

вующего в радиальном направлении градиента концентрации элемен­

тов, в том числе и радионуклидов, в мигрирующих ПО стволу дерева

растворах. Наиболее значимое нарастание концентрации 1З7Сs и в особенности 90Sr отмечается в кольцах, прилегающих к центральной (ядровой) части древесины ствола . Причем в комлевой части дерева это пр оявляется более отчетливо (рис. 15, 16).

72

Таблица

23.

Соотноше ние ядровой и заболонной древес ины в различных

ч астях ствола сосны обыкн овенно й Возраст

7Оnст

Ч асп. ствола

ВСРШlш а

Годичные"

Маа:а

кольца

(т), г

83- 85 ...... 86-9 1 В цепом

КОМель

22- 79 ....... 80-84 85- 9 1 В целом

....

% отт

Содерж ани е

BbUDt1Ja

JJ7Cs, Бк/г

60 451 512

11 .8 88,2 100

2,9 5 5

11 76 485 614 2275

5 1,7 2 1,) 27 100

4,8 5,9 4,2

З, I

·ГO/~bl формирования .

.... М асса с=

105

год и ч н ых к оnец выпила в п ересчете и а вещество, в ы су ш е нное при

О С.

···Ядровая ДРС Rсс ин а.

Н а характ ер рад иа льно го распределения радионуклидов в древе­ сине оказывают влияние о собе нност и ее строения. У ядровых п ород (сос н а, дуб) различия в загрязнении ядровой и заболонной ч астей

древесины более з на чимы . В максимальной степени это ПРОЯ8л яется у дуба. У других п ород (береза, ол ьха и др .) снижение конце нтрации 13JCs 8 древесине доаварийного периода образова ния также наб люд ается, но выражен о слабее , ч е м у сосны и , в особенности , дуба Анали з р ас пр е деления радион уклидов п о

з ывает , что концентрация 137Cs и

90Sr 8

[98].

высоте ствола п ока­

кольцах одного года фор ми ­

рования с ни жается от комля к вершине (с м .

p.tc. 15, 16).

Прич е м

распределе ние 90Sr характеризуется б6льшим изме н е ние м градиента концентрации в это м направлении. Вместе с тем, средневзвешенная

концентрация 137 Cs В древесине в цело м в раЗЛИЧНbJХ ча стях ствола (вершина , комель) и зме ня ется в обратном напр авле нии , Т. е . практи ­

чески у всех п ород окоре нная древесина большее количество 137CS содержит в вершинной части и меньш ее

-

в к о мл евой (рис .

17).

Крат­

ност ь этих различий зависит от изм е н е ния толщины п о дли н е ствола , видовых особен н остей строения древесины и долевого вклада годовых

колец прироста

1986-1995

гг. в общую массу древ еси ны (табл . 23 ),

поскольку, ~aK б ыл о п оказа но , годовые кольца , сфо рмирова нны е до аварии , в особенности у ядровых пород , загрязнены меньше , ч е м

образованные в п ослеаварийные годы

[98, 347].

В этой связи о ка зы­

вают влияние также некоторые видовые особе нн ости ря да п ород . Так ,

у ольхи черн ой, относящейся к безъя дровым породам, загрязнение древесины по вс е й высоте ствола примерно одинаково, то гда как у

ядровых (дуба и сосны) пород изменение наиболее отчетливо. И з менение сте п е ни загрязнения к о ры внутренн е й по длине ствола , как правил о, сх од н о с таковым в годичных кольцах древесины (с м .

рис.

15, 17). Б ол ьшее содержание IЗ7Сs у различных пород отмечается в - в вершинной . Причины таких различий

комл евой части и меньшее

73

Табл ица 24. Относительное содержание

137Cs

н овных лесообразующих пород (по данным на Древесные

в различных частях ствола ос ·

1993

г.)

Кора Внуч>еННЯЯ

Древесина

Кора наружная

породы

I

I

I

2

3

I

I

2

I

3

I

I

2

I

3

Ель

1,45

1,11

1,24

1.91

1,06

Береза

1,32

1.02

0,96

0,85

0,68

1, 15

Дуб

1,37

0,91

0,83

1,1

1.08

0,58

Oc'tНa

1,35

0,56

1,22

1,12

0.4

0,35

Ольха

1,17

1,16

0,76

0,96

0,51

0,41

Прu..че'tанue.

1-

вершина;

2-

середина;

3-

комель. За единицу принято содержанllе

137CS !J средней 'l3стн С"Гвола соответствующих пород.

пока не совсем ясны. Можно лишь сказать, что загрязнение коры

внутр енней определяется только корневым поступлением радионукли­ дОВ И, видимо, связано с особенностями вертикального передвижения веществ по растению,

хотя в какой-то степени , оно может быть

обу словлено и загрязнением наружных слоев коры. Наибольшие различия в загрязнении коры внутренней в различных частях ствола

отмечаются в гидроморфных ландшафтах, характеризующихся макси­ мальной интенсивностью корневого поступления радионуклидов в растения (см . рис.

17).

Неоднозначным изменением концентрации

]37 Cs в различных частях 17, табл. 24). У пород

ствола характеризуется и кора наружная (см. рис.

с относительно гладкой или чешуйчатой поверхностью коры (береза,

сосна) большая концентрация меньшая

-

137Cs

отмечается в комлевой части и

в верхней части ствола. Это можно объяснить повышенной

сорбционной способностью мощных омертвевших слоев коры (пробки) В нижней

части

радионуклидам и

ствола за

и

сче т

дополнительным

поступления

их

по

загрязнением стволу

с

комля

кроновыми

и

ст воловыми водами. У пород с трещиноватой и шероховатой по­ верх ност ью коры, видимо обладающей более высокой сорбционной спосо бностью и сдерживающей вертикальную миграцию радионуклидов ( дуб , ольха, липа), повышенное их накопление наблюдается в цент ­

ральной часТи ствола.

Распределение

137Cs

в корнях. Анализ распределения радионукли­

д ов п о компонентам древесного яруса без учета подземных органов является н еполным.

Более того, имеются сведения, что основное

к оличество радионуклидов сосредоточено в корневой системе растений

[ 146, 207]. Исследования распределения ]37Cs в корнях сосны обыкновенной ноказывают, что с редневзвешенная концентрация данного радионукли­

да в подзе мной части в

] ,5-2

ч то о тмечали и дру ги е авторы

74

раза выше, чем в надземной (табл .

[207].

25),

Таблица

25. Содержание и распределеНllе 137Cs в кор нях сосны обыкно­ 1994 г. ), кБк/кг сухо" массы

в е нн о " (по данным на Сло й (СМ),

Диаметр корн еА. мм

'HtCТb

0-1

20-30

Корни без разделе1ШЯ IЮ структурны е части

0-10 10-20 20-30 30-70 10-70

2,6 2,2

3 2 2,3 1.6

Н е QИР.

Нс опр.

6.9 5

О

О

Неопр .

Н е о п р.

1,4

0,8

Отдельные структурные части корн.еЙ (lIIубlllШ ДРСВСС IUl З

НСОIlР ·

Нсопр.

Н е опр.

о Не

0,7

10- 70 СМ)

0,3 1.8 1,4(4,3)'

0,5

1.5 1,4

Камбий К ора на-

OIlp.

ружная

· Содс ржаlше 137Cs в кори.ях диамстром 0-30 мм .

Распределение 137 Cs П О структурным частям корней (древеси на, кора) более однород н о, чем 8 ветвях и стволе дерева, хотя тенденция изменения

концентрации

ра дио нуклида

в

аналогичных

структурах

п одзем н ой и н адзеМ IЮЙ частей одна и та ж е: минимально загряз н е на

древесина и максимально камбий и кора наружная . Удельная ак­ тивность корней сосны меняется в зависимости от глубины их зале гания

в почвенном профиле, диаметра и структурной части . Наибольшей величины она достигает в корнях, развивающихся в верхних п очвенн ых

слоях, а также в тонких сосущих корешках диаметром ]-2 мм; в крупных корнях и с глубиной концентрация 137 Cs в подземных органах уменьшается в н есколько раз, что обусловлено увеличением доли минимально загрязненной структурной части корня

-

древесины и

соответствующим изменением концентрации 137 Cs в корне обитаемой толще п очв. Вместе с тем активность корней превосход ит удельную активность мин еральных слоев корнеобитаемой толщи , причем эти различия нарастают с глубиной: от 2-кратного пр евышения в слое

0-10

см до

1 00-кратного в слое

30-70 см.

Отсюда очевидна роль

корневых сиСтем в миграции радионуклидов в почвенном профиле. Заключая анализ закономерностей распр еделения основных дозоо б­

разующих радионуклидов чернобыльского выброса по структурным компонентам древостоев, можно констатировать следующее.

В первый п ериод после выпадений на всей территории , п одверг­

шейся радиоактивному загрязнению , распределение 137 C s и 90Sr по различным органам сходно и определяется одинаковыми факторами. Удельная активность компонентов, экспонированных к выпадениям, в

особенности ассимилирующих органов и ветвей мелких , превосходит таковую всех других структур. Уровни загрязн е ния обусловлены

75

фенофазой развития, формой строения и микротопографией по­ верхности органов, экспонированных к выпадениям, а также наличием

поверхностных выделений.

Через год после

аварии общность

в

распределенlШ 137 Cs И 90Sr по структурным частям древесных растений сохраняется, но среди компонентов древостоя по уровню загрязнения на

первое место ВЫХОДИТ

кора

наружная,

а

в

ряду пород

-

ВИДЫ

С

трещиноватой и шероховатой поверхностью коры: дуб, ольха, липа. В последующем, на 2-З-й ГОД после выпадений распределение радио­ нуклидов

ПО

структурным

Удельная активность

компонентам

меняется

неоднозначно.

90Sr в органах, загрязнение которых определяется

корневым поступлением и которые первоначалъно практически не были

загрязнены,

возрастает

почти на всей исследуемой

Перераспределение же в этот период

137 Cs

территории.

по компонентам меняется

по-разному в зависимости от почвенно-экологических условий и форм

радиоактивных выпадений. На автоморфных почвах, в особенности тяжелого гранулометрического состава (черноземах), определяющая

роль коры наружной в загрязнении древостоев в целом не только сохраняется, но и нарастает. Напротив, на гидроморфных и полугид­ роморфных почвах, а также на участках ближней части ЗО-кило­ метровой зоны, где в основном выпали частицы топливной компоненты, возрастает удельная активность структур , загрязнение которых опре­

деляется

корневым

поступлением

(кора

внутренняя,

древесина,

ассимилирующие органы), а роль компонентов, первоначально экспони­ рованных к выпадениям и максимально загрязненных, заметно

сни­

жается.

Таким образом, на всей территории радиоактивного загрязнения

основным процессом, обусловливающим перераспределение 90Sr по структурным компонентам, является корневое поступление; для 137 Cs такими процессами на автоморфных почвах, особенно тяжелого грану­ лометрического состава, на протяжении всего после аварийного периода является динамика процессов биологического самоочищения от внеш­

него загрязнения; на гидроморфных и полугидроморфных почвах корневое поступление 137Cs.

-

В древесине ствола 137Cs и 90Sr мигрируют как в вертикальном, так и в радиальном направлениях. Причем 90Sr характеризуется большей миграционной подвижностью и аккумуляцией в древесине доаварийного периода образования. Изменение по высоте ствола удельной концент­ рации радионуклидов в годичных кольцах и их средне взвешенной кон­ центрации в целом в древесине имеет инверсный характер. Выражен­

ность отмеченных изменений концентрации зависит от химической природы радионуклида и видовых особенностей строения древесины. В

наибольшей степени среди радионуклидов они проявляются у

90Sr, а

ряду пород

у ольхи

-

у дуба, затем сосны и в минимальной степени

-

в

черной. Распределение активности в надземной и подземной частях дре­ весных растений сходно: максимально загрязнены кора наружная и камбий, минимально активность корней в

76

- древесина; однако средне взвешенная удельная 1,5-2 раза превосходит таковую надземных веге-

тативных ор ганов . В наи боль шей стеl1ени за грязн е ны мелкие сосущие корешки диаметром

1-2

мм и корни , распол ож енные в поверхн ост ных

сл оях почвенного профиля ; с глубиной ко нцентрация J37Cs в подземных о рганах уменьшается в несколько раз. Удельная активность корней вы­ ше концентрации радионуклидов в минеральной толще почв, с глубиной э ти различия резко нарастают.

ПРОСТРАНСГВЕННАЯ НЕОДНОРОДНОСГЬ

НАКОПЛЕНИЯ РАДИО НУКЛИДОВ

.

При оценке роли растений в пов~дении радио нуклидо в в окружаю­ щей среде, а также при определении сте п е ни и прогнозиро вании дина­

мики загрязнения лесохозяйственной продукции необходимо учитывать, ~ITO содержание радионуклидов в растениях характеризуется значитель­

н ой пространственной вариабельностью. В пр еде лах одного экотопа с одновидовым составом древостоя

(Pinus sy lvestri s L.)

кратность различий по концентрации 137Cs между

структурными компонентами достигает двух ма те матических п ор ядков.

Вместе с тем коэффициент варьирования содержа ния 137CS в разл ичных о рганах сосны обыкновенной изменя ется в от носительно узких пределах

-

от

60 до 70%.

(Несколько повышенным коэ ффициентом вар ь иро вания

характеризуются лишь

табл.

26).

г е неративные органы

-

шишки второго года,

В целом же коэффициент варьир ова ния удельной активности

древосто я в

ра за превышает таковой в почве, где он составляет

окол о

Это указ ывает на то, что накопление радионуклид ов в

2-3 30% [344].

растениях даже в преде лах ограниченного участка в больш е й степени о пределяется разн ооб разием почвенн о - э к оло гических условий, а не колебаниями величин плотностей загрязнения. В целом 8 пределах

указанной величины варьирования соде ржания 137CS исследуемые компоненты

> >

можно ранжировать следующим образом:

шишки

>

кора наружная> кора внутренняя> хвоя пр о шлых лет > древесина> ветви крупные > ветви мелкие> прирост текущего года.

В отличие от 137CS содержание

90Sr

в структурных компо нентах

сосны характеризуется большей неодн о родн ост ью (см. табл .

26).

Это

м ожет быть связано с двумя причина ми : с большей биологической до­

ступностью

90Sr ( п о вышенная

аккумуляция радионуклидов в растениях

сопровождается ростом величины коэффициента

\1),

а также с методи­

ч ескими особенностями анализа 90s r. Практически для всех органов коэффициент варьирования удельной активности 90S r в 1.5-2 раза выше, чем у 137CS. Только В шишках второго года , накапливающих минимальное количество 9OSr, величина V н аходится на уровне вариаций содержания 137 C s. В целом же структурные компоненты по размаху величины варьиров а ния содержания в них 90S r образуют почти инверсный по отношению к 137Cs ряд. Пока за тел и варьир ова ния содержания радионуклидо в меняются и по высоте ствола . Величина (табл.

27),

V

повыша ется от вершины к комлю

что свя за но с нарастанием в этом направлении влияния на

77

Та блuц а

п о к аза т ел и

С т а ти с тиче с ки е

26.

со д е р жан и я

137Cs

и

9USr

в ор г а н ах сос ны об ыкн о в е нн о й н а у ч ас т ках ЗО- к и ломе тр о в о й зо ны УА зе

( п о да нным н а

г.), кБ кjк г

1992

КОМ' Ю liСlffЪI

м

±m

42 42 42 4] 41 42 42

5.0 1 53.09 38.6 10,92 19,53 17.7 1 64,74

0 .4 7 5.2

31

46.07

min

G

V. %

дlх:tюerон

Дрсж.:С Кllа Ко р а Вll угрС ЮIЯ Н

К ора н а РУЖ IIЮl

Ветв и "Р УПНI>I С ВСТВИ М СЛКЩ: Хfl О Н пр о шлы х л ет

Пrирост те к ущсго

1. 14 1.8 1.77 5.76

10.3 152,9 11 4.7 35.5 44,4 48 . 1 144.3

0.52 8.88 18,87 2,22 3. 15 2,63 10,73

3.08 33.76 25,94 7.3 11 .5 1 11 .49 35,35

6 1.5 63.6 67.2 66,9 58 ,9 64,9 57,7

6.47

136,9

8, 14

36.01

78.2

7.56 30. 1 25.8 1

127,8 102,6 121, 1 107,5 130.8 145.5 149,7

4

года

Ш ИIllКlI

"'s, Д ре вес ина

5,91 29,35 2 1,31

Хвои I lpoUl .'1 bI X л ет

42 42 42 42 42 42

ПРll РОСТ те к у щего

39

15,73 15, 15 12. 14

26

0 .6

Кора 8 Нyrpсн ияя Кора Ilа ружн
12.25

1.17 4,64

3,98 2 3. 18 3.4 2,91 0.08

35.5 155.4 99 ,9 5 1,8 92,S 88,4 77.7

0.67 4. 11

3,03

12.95

1.7 1 0.59

20.58 22,03 18. 17

1,04

0,67

.-ода

Ш I IШ КlI

ПРlLм е чанц е. 1I ОТКЛ Q II С IШ С;

± 111

MaKCIIMaJ1bHI,IC I!

-

объе м вы бо рКJ.1 ; М

-

1.67

0.39

0.08

срс днее арнфм еТ It 'IС С КОС;

G -

65,8 ста н д а рт ное

- о ши б ка сре дне го ; V, % - К О3фф lщи е н 'Г u аР l. и р о ва ll ИЯ ; тах. min МННIfМаль н ы с з н а ' IС НИЯ .

Та БЛUl~а 2 7. Стати сти ч еск ие по к азатели соде рж а ни я 13 7Cs в д рев ес и не и

к о ре

в нутр е нн е й

д а нн ы м н а

на

разной

вы со т е

ств о л а

сос н ы

об ык н о в е н н о й

м

±m

max

min

38 42 40

5.55 4.83 4,17

0.54 0,47 0.45

11 .8 10.3 9.6

0.74 0.48 0,35

3,36 3.07 2.87

60.5 63.5 68,7

38 42 40

44.49 40, 15 75.75

4.55 3.89 8,08

11 4,7 11 4.7 229 .4

7.77 7,03 11 ,84

28.02 25.22 5 1.08

63 62 .8 67,4

1992 г,), кБк/кг

Стру ктур ны е

G

V,%

КО МI IOIIСН1Ъ 1

APC ВCClrn a вс р ш и н а середи н а комеЛJ.

К ора IНl У'1'С НКЯЯ ВС РIIIЮia СС IХЩlш а комсЛl,

ПрШU!'Ш НUЯ , Уел. обоз на ч. тс же , что в та бл .

78

26.

( по

загрязнение древесины ее ядровой части. Как известно, ядровая дре­ весина загрязнена в наименьшей степени, а ее долевой вклад в общее за грязнение ствола

меня ется

8

зависимости от диаметра

11

возраста

д ревостоя.

ВЗАИМОСВЯЗЬ МЕЖДУ СГРУКТУРНЫМИ ЧАСТЯМИ ДРЕВОСТОЯ

ПО СОдЕРЖАНИЮ lЗ7С, И 9USr Высокая неоднородность нак о пл ения раДИОНУКЛИДО8 растениями предопределяет н ео бходимость больших выборок данных (даже для ограниченны х территорий) для ра зличного рода научных , экспертных и

прогнозных оценок. Это связано со з начитель ными м атериальными затратами и при ди нами ческих наблюдениях практически нереализуемо , поскольку сопряжено с систематической вырубкой мод ельных дер е вьев и нарушением структуры биогеоце н оза.

Решен ие поставленных задач возможно на основе уста новления взаимос вязей между компонентами структуры фитомассы древостоя по содержанию раДИОНУКЛИД08 и выявления органов и ткан ей, которые

в наибольшей сте пени отражают загрязнение lЗ7сs и 90 Sr

других

структур.

Корреляционно-регрессионный анал из связей м е жду отд ельными компонентами сосны обыкновенной по содержанию ради о нуклидов по ­

казал высокую степень взаимосвязи между содержанием

137Cs

в тканях

и органах сосны. Исключ е нием являются кора наружная и ветки круп ­ ные, для которых характерны минима ль ные коэ ффици е нты корр е ля­

ЦИИ. Данная взаимосвязь может быть описана регрес сионным уравне­ нием вида:

у; аО

+ аl . х,

где аО и а1

-

коэффициенты, значе ния которых пред ставлены в

табл . 28. В наибольшей степени с содержанием

137 Cs

во всех структурных

органах со сны, в том числе и д рев есине, корр е лирует его количество в

приросте хвои текущего года и к оре внутренней (г

> 0,9),

по э тому при

монитор инго вых наблюдениях динамику загрязненности компонентов

древесного яруса можно I1РОВОДИТЬ на основании содержа ния

137Cs

в

асс имилирующих орга н ах текущего года формирования, тем более , что отбор проб-данного комп о н е нта позвол яет пол учить большой объем в ы борки без з на чительных затрат, не на рушая есте ств е н ного функцио­ нирования цен оза.

Взаимосвязь между содер жа нием 90Sr для большинства органов и тканей та кже доволь но тесна я (см . табл.

28).

Од на ко для Да нн ого ра·

дионуклида максимал ь ными коэффици ентами корреляции ( г =

0,8-0,9)

характер изую тся кора наружная и хво я прошлых лет. Послед не е,

по· в идимому, объясняется тем, что ,

8 отл ичие от 137Cs, 90S r аккумули­

р у ется в клеточных оболо чка х расте ний ка к If его неизо то пный ана ­

л ог

-

С а. О н достаточно тесно связан с тканью оболо чки и труд н о вы­

щелачивается. Т.е.

90Sr характеризуется

относительным накоплением в

79

Таблица

28.

Коэффициенты корреляции и

уравнения регрессии

между

содержанием 137 Cs и 90Sr в отдельных органах структуры фитомассы сосны

= 53), нКи/кг

обыкновенной (n

Компоненты сгруктуры фИ1'Омассы

Коэффи·

Коэффициенты уравнения

и части crвoла

циент корре-

регрессии

JUЩИИ

y=aO+al'X

у

Приpocr

,

00

0.87 0.81 0.89 0.84

9.8 7. 15 -7.08 17.14

0.08 0.06 0.07 0 .07

0.9 0.9 0.86 0.7 8

-16.13 -25.35 -86.26 176 .4

0 .75 0.69 1.37 0.73

25,41

комель

0.9 0,58 0.24

0.25 0 .15 NS·

С11Юл в целом

I

х

I

01

Древесина вершина середина

комель crвoл в целом

Ко ра виугренняя вершина середюtа

комель сгвол в целом

Кора наружная вершина се редина

259.6 NS

0.71

652 .5

0.25

Хвоя. прошлых лет

0 .93

-15.14

0,29

ШЮlOOl

0 .88

- 185.6

0 .9 1

Ветви м елкне

0.89

23.75

0.31

Ветви крупные

0.36

90.56

0.15

Прирост

0 .69

0.73

0.13

Древесин а

2.67

0. 18

0.66

0.09

0.51 0.72 0.52 7.38

0.09 0.04

Шюuки

0.93 0.77 0.69 0.77 0.88 0.44

Древесина

0.95

2.84

0.3

Ветви крупные

0.83 0.67

1.65 0,58

0 .18 0. 1

90Sr Хвоя rrpoшлых

Кора наружная К ора 8Нугренняя: Вепи м ел кие Ветви крупные

Кора

0.08

3.1

наружная

Кора внутренняя

• коэффициеиты
уравнения регрессии , адекватно описывающие данную зави с и­ ..юсть, не рассчитывали , поскольку корреля.ция. между содержаннем [37 Cs в этих 1O.t . понентах невысокая .

80

"стареющих"

органах, и его содержание

в этих компонентах с

достаточной достоверностью может служить показателем загрязнения других структур за исключением физиологически активно растущих: при роста текущего года и генеративных органов. Взаимосвязь с этими

компонентами по содержанию

90Sr

всех других структур минимальна и

зачастую незначима .

Таким образом , содержание радионуклидов в различных структур­ ных компонентах древостоя характеризуется высокой степенью взаи­

мосвязи . Индикаторными органами , характеризующими загрязнение древесных пород в целом , являются совершенно разные компоненты :

для 137 C s - наиболее физиологически активно растущие (ассимилирую­ щие органы текущего года формирования); для 90Sr - омертвевшие и стареющие (кора наружная и хвоя прошлых лет). На основании особен­ ностей взаимосвязи между содержанием радионуклидов в компонентах

лесного фитоценоза 90Sr отнесен к нуклидам "остаточного" накопления, а 137CS - "динамического". Соответственно, правомерно ожидать разли­ чий в многолетней динамике содержания 137 C s и

90S r

в древесине , а

именно : для 90Sr в наибольшей степени будет отмечаться кумуля­ тивный эффект. для 137Cs данный эффект, по-видимому, проявляться не будет.

КОЭФФИЦИЕНТЫ ПЕРЕХОДА 137с, И

90Sr

В КОМПОНЕНТЫ ДРЕВЕСНОГО ЯРУСА , ПРЕДЕЛЫ ИХ ВАРЬИРОВАНИЯ И ДИНАМИКА

В условиях широкого диапазона плотностей загрязнения терри­

тории

(4

математических порядка по 137Cs и

3-

по

9OSr)

характеристика

пространственной неоднородности накопления радионуклидов растения­ ми на основании абсолютных показателей величин их концентраций

малоинформативна. Факт влияния плотности загрязнения на накопле­ ние радионуклидов в растениях очевиден и не представляет особого

научного интереса. Значительно больший научный и практический ин­ терес представляют данные по нормированным концентрациям или так

называемым коэффициентам перехода (КП) радиокуклидов в растения . Величина этого показателя характеризует, в основном , различия в био­ логической доступности радионуклидов в лесных экосистемах и рас­ считывается по формуле:

КП

=

удельная активность растений (Бк/кг)/nлотность за'l'язнеНIIЯ почв (Бк/м 2 ) . .

При расчете КП содержание радиокуклидов в растении приводится к единице плотности загрязнения, что нивелирует влияние последней и позволяет выявить зависимость накопления радионуклидов от почвен­

но-экологических условий, видовых особенностей растений и других факторов. Анализ диапазонов колебаний коэффициентов п е рехода радионук­ лидов показал их широкое варьирование на

всех

уровнях

орга низации

81

Таблица 29. Диа п азоны колебаний КП 137Cs и 90Sr в структурные компо· ненты древостоя лесов (на

1992 г.), n·10-3 м '/_г КП

Регион

J37

сs

КП !XJSr

древесШ«1 Тульская обл. (Россия)

0,05-0,1 0,05-7.4 0,15-4,4 O,05...Q,1 0,05-7,4

Калужская обл . (Россия) Брянская обл. (Россия) Киевская об.'1. (Украина)

снг

0,6 Не опр.

1.5-12,1 0,1-3,7 0,1-12.1

Кора внутренняя Тульская обл. (Россия)

0,1-0.4 0,4-44 0,7-22 0,1 - 87 0,1-87

Калужская обл. (Россия)

Брянская обл. (Россия) Киевская обл. (Украина) снг

2.5 Не опр.

8,6-43,7 1,6-18,4 1,6-43,7

Кора Шlружнал Тульская обл. (Россия)

1,9-13.2 1.6-15,6 1,2-21,6 0,8-30,6 0.8- 30.6

Калужская оGл. (Россия) Бркиская обл. (Россия)

Киевская 06л. (Украина) СНГ

5,2 НеОllр.

4,9-52,6 0,4-36,7 0,4-52,6

Ветви крупные Тульская обл. (Россия)

0,2-2,3 0,2-10.1 0,3-11,7 0.3-13 0,2-13

Калужская обл. (Россия)

Брянская обл. (Россия) Киевская обл. (Украина)

СНГ

3,3 Heorlp.

2,3-31.4 0,3-20.2 0,3-31.4

Ветви мелкие

0,06-0,4 0.3-28,8 0,2-17,7 0,3-34,2 0,06-34.2

Тульская обл. (Россия)

Калужская 06л . (Россия} Б рянская 06л ..(Россия) Киевская обл.

(YKpalllia)

снг

4.3 Heorlp.

3.6-79.2 0,3-25,1 0,3- 79.2

Хвоя nрOlШlых л ет Тульская обл . (Россия)

Калужская обл. (Россия)

Б рянская обл. ( Россия ) Кие вс кая обл. ( Украина) снг

82

0,2 0,2-14,3 0,2-32,2 0,2-21 ,9 0,2-32,2

3,3 Не опр.

1,9-8.1 0. 1-5,7 0. 1-8,1

Таблица

29

(окончание)

КП 90Sr

Репюн

Прирост хвоuJлuсmья Тульская обл. (Россия)

O,I--{),6

Калужская обл. (Россия)

O,5~8,6

Не опр.

Брянская обл. (Россия)

0,5-37,4 0,3-111,0 0,1-111 ,0

2,3-67 ,6 0,2-32,2 0,2-67,6

Киевская обл. (Украина) СНГ

1.5

Генершnuвные органы Тульская обл. (Россия)

0,5-1,7 1,2- 37,8 0,9-39.4 1,6-88,5 0,5-88,8

Калужская обл. (Россия) Брянская обл. (Россия) Киевская обл. (Украина)

СНГ

выборки: 8 пределах экотопа тории загрязнения

8

-

0,6 Не опр.

0,5-2,2 О,02--{),6

0,02-2,2

почвенно-климатической зоны

-

терри­

целом, а также и среди структурных компонентов

древесных пород . В этом же направлении наблюдается увеличение

размаха варьирования КП (табл.

29).

Так , в пределах одной почвенно ­

климатической зоны и по территории загрязнения в целом диапазон

колебаний рассматриваемого показателя более, чем в

10

раз превы­

шает таковой на мезоуровне (в пределах участков) . По следу радио­ активного загрязнения в направлении от Украинского Полесья (ЗО-ки­ лометровая зона ЧАЭС) к лесостепи наблюдается тренд снижения размаха колебаний КП с резким падением этих величин в черноземной зоне. Последнее связано с соответствующим утяжелением грануло­ метрического состава , увеличением количества глинистых минералов в

почвах, а также со снижением пестроты почвенного покрова (обуслов­ ленной, в первую очередь, изменением гидрологического режима) в указанном направлении. Все это свидетельствует о том, что вариации величин КП в основном определяются разнообразием почвенно-эколо­

гических условий. Сопоставляя размах варьирования КП 137 Cs В различ­ ные компоненты древесного яруса, можно отметить , что наибольшими величинами данного показателя характеризуются те компоненты , за­

грязнение

которых

целиком определяется корневым

поступлением

137 Cs: ассимилирующие органы (листья и хвоя), кора внутренняя, а также древесина. Это свидетельствует об их высокой чувствитель­

ности к вариациям биологической доступности 137 Cs В почвах . Минимальным и относительно близким в различных зонах размахом

колебаний КП характеризуется кора наружная. Это говорит о слабой зависимости ее загрязнения от биологической доступности 137 Cs В почве и большей

-

от внешнего загрязнения по сравнению с другими струк­

турными частями древостоя.

Для

90Sr

характерен более узкий диапазон колебаний

и более

83

Таблuца 30. Диапазоны колебаний КП 137Cs и 90Sr в различные виды древостоя лесов (на 1992 г.), n . 10-3 м 2 /кг Радиа-

Ох".

Ель

Береза

дуб

Осю,.

Ольха

л,ша

"уКЛИД'"

Древесwю

137Cs

90s,

O,04-{j,I 0,03-3,3

0,05-1,.5 Не апр.

0,05-7 ,4 0,3-12,1

0, 1-4,7 0,02-2,8

0,02-1,9 0,2-1 ,9

0,.5- 2,7 0,2-1.0

Нсапр .

0,2

0,09-13,2 2,2-18.4

5.4-10,4 1,8-7,6

0,5 0,5

5,7-30,6 1,8-33 ,3

9,2-37,3 4,0-12,4

9,9-11,6

0,3-3,8 1,3-20,2

3,5- 8,9 1,7-2,8

Не оnp.

0,06-6.5 2,6-25, 1

5.8- 13,5 2,6-5,9

Нсапр .

0,1-24,3 2,4-32,2

4,9- 13,1 1,7-5,7

О,Н),6

Не опр .

Н е опр .

Н е оир.

Кора внутренняя

137es

90s,

0,4-87.0 0,2- 18,2

2,2-24,8 Неа пр.

0,3- 23 ,0 0,4-36,6

0,2-19,8 2,6-43,7 Кора нлружнля

IJ1Cs

90s,

1,0-18,1 0,4-37,3

3,4-20,0

0,2-8 0,2-8,8

0,7- 11 ,7

0,2-28,8 0,3- 98,0

1,0-12,.5 Нсапр.

0,4-34,2 1,2-79,2

0,4-111,0 0,08-15,5

1,6-25 ,7 2,5-67,6

0,5-55,3 0,8- 2,4

Не аnp.

0,8-1 1,8 0,.5- 24,8

12,5-28,6 1,2- 20,3

Неапр.

Ветви /(руnные

137Cs

"s,

Неапр .

0,2-10,3 0,6-3 1,4

0,6- 10,3 1,0-4.7

1,2-2, 1

Ветви Jtl.eJ/Kue

137Cs

90s,

0,2-17,6 1,2-8,5

0,3

Хвоя (nрирост)/лш:mья

IJ1Cs

90s,

0,3- 37.5 Нсопр .

Генеративные

IJ1Cs

"S,

0,9-88,5 0,02-2,2

1,2- 2,4 Н са пр.

Нсопр.

0-0,9

Неапр.

opzaHbl

Нсапр .

min)

высокие величины граничных (mах ,

и средних значений КП по

сравнению с таковыми для 137Cs. Последнее говорит о большей по­ движности и меньшем влиянии на его биологическую доступность не­ однородности почвенно-экологических условий . Обращает на себя

внимание нарастание доступности

90Sr

по мере удаления от источника

выброса. что. несомненно , связано с исходными различиями в формах нахождения радионуклидов в выпадениях: значительная часть

отличие от

Cs.

Sr.

в

поступила в составе труднорастворимых частиц дисп е р­

гированного топлива. Влияние этого фактора на поведение

90Sr может

'сказываться в течение 10 и более лет [111] . Т .е . физико-химическая форма выпадений оказывает более длительное и значимое влияние на

биологическую доступность

9OSr, чем

это отмечается для I37Cs. Среди

структурных компонентов древостоя максимальным диапазоном колеба­

ний КП 90Sr характеризуются листья и ветви и минимальным

- кора

внутренняя. Это также свидетельствует о высокой чувствцтельности ассимилирующих органов к вариациям биологической доступности стронция в почве .

у разных пород диапазон варьирования КЛ

137Cs и 90Sr неодинаков

(табл . 30). Наблюдается положитепьная корреляция кл радионуклидов с ареалом распрocrранения видов. Наибольший диапазон варьирования КП отмечается для пород , ареал распространения которых достаточно

широк. К ним можно отнести березу и сосну. Минимальным варьи­ рованием характеризуются виды с ограниченным ареалом распростра­

нения , такие как ольха черная, липа и дуб . Как известно , эти породы произрастают преимущественно на почвах , богатых элементами пита­

ния , а ольха

-

в условиях повышенного увлажнения . Нужно отметить

также неоднозначнocrь в накоплении

137 CS и 90Sr различными породами.

Так, береза бородавчатая характеризуется почти в

2 раза

большим КП

90S r в отличие от КП 137 Cs И практически максимальными величинами КП 90Sr по сравнению с другими породами. Ольха черная, напротив, имеет почти в два раза меньшие величины КП 90Sr по сравнению с КП IЗ7Сs И минимальные в ряду различных пород (см . табл.30) . Это, видимо, обусловлено видовыми особенностями растений , 8 частности

ольхи черной. а также относительно более низкой , чем

ностью

90Sr на торфяных

Cs,

подвиж­

почвах.

Содержание радионуклидов характеризуется не только значитель­ ной пространственной. но и временно й (сезонной и многолетней) измен­

чивостью [1·35]. Сезонная динамика накопления радионуклидов

(137Cs) в приросте

сосны (как индикаторного органа загрязнения древостоя в целом) харак­ теризуется практически однонаправленным изменением концентрации

137 Cs в сторону снижения от весны к осени (рис.

18).

Наиболее отчет­

ливо ЭТО проявляется у молодых особей и в несколько сглаженной

форме у полновозрастных растений. Последнее, несомненно , обуслов­ лено

различиями

в

динамике

интенсивности ростовых

процессов

и

поглощении химических элементов у молодых и зрелых пород . Макси­ мальные величины указанных различий наблюдаются

n

начальные

периоды вегетации, затем они заметно сглаживаются.

85

1" cs , " Б J( IKr 1/

1 х__

и

-.---

р ~М-:-а..."-::-,.-~Н-:-N)--'-Н-.-Н-:-Nf.:-''Лс:.::..::=:R.:':;:=-zy...&=I17 =с.'=,.:::"'ml:,,=Gp.7:":;'::::"'''f11A -:!Р:-'

Рис.

18. Сезонная динамика содержания 137Cs в приросте сосны разного

возраста

I - уч . A-I , 20-lIеТt1ЯА сос н а (а = 185 кБк/м 2); I - уч . Д- I, БО-леТНАА сосна (а = 185 кБk/м: 2 ); /11 - уч. К-2. 6О-летняя сосна (О' :с: 1480 кБк/и 2)

Отмеченные особенности сезонной динамики позволяют констаТII­ ровать, ЧТО в леСНblХ экосистемах интенсивность биогеохимичес ­ КИ:Х

лроцессов,

определяющих

"почва-растение " ,

п оведение радио нуклидов

нестабильна

и

из м еняется

в

в системе

ГОДОВОМ

ц и кле.

Максимальная интенс и в н ость этих процессов отмечается весной, к осени она затухает.

Многол етняя д инамика . При аэра л ь н ом п осту п ле нии рад и оакт ив­ НЫХ элементов загряз н ение раст и тельного яруса в многолетнем ряду

резко меняется . В первые поставарийные год ы отме ч ается наиболее существенное снижение. Например , в луговых ценозах ближней зоны

ЧАЭС за

3-5 лет концентрация 1З7Сs в растениях по сравнен ию с на­ [255, 256]. В после­

чальным периодом снижается в десятки и сотн и раз

дующем да нный процесс замедляется, и динам и ка п риобретает более сложный характер. Это связано с пере распределением радио н уклидов в п очвенном профиле и системе "твердая-ж идкая часть почв", т.е. с

вхождением радионукл идов в ППК . В случае с 137Cs последнее приво­ дит к его необменному закреплению глинистыми минералам:и

[29].

На

этом этапе мно голетняя динамика содержания радионуклидов в древес­ ном ярусе в цепом определяется соотн ошением двух основных процес­ сов: естественного самоочищения и корневого поступления рад и о н укл и­ дов в растения , интенсивность протека н ия которых зав исит от целого

ряда факторов : физико-химической формы и диспер н ости радиоакти в ­ ных выпадений , В ИДОВОГО состава древостоя, п очвен н о-экологи ческих и

метеорологических условий. Вследств и е э того, мн оголетн я я д ин а м ика

86

КП радиопуклидов в лесную растительность н а тер рит ори и зо ны ра­ д ио а к тив ного загряз нения характеризуется з н ач ит ельным и колеба­ ния ми по отдель ным годам и име ет неоднозначный тренд из менеНl1Я в

различных ценозах. В об ще м п л ан е в лесных экос истем ах выделяются

тр и типа динам ики КП 1 З7 Сs в древесные р астения (рис. 19, 20). I тип - с выраженным. mрендом. снижения КП I З7 С s в раститель­ ност ь в Jнноzолетнем. ряду. Такая д ин амика наблюдается в це нозах на автоморфных почвах элюв иа ль ных ландшафтов . Очев идн о, что в это м

слу ча е тренд сн ижения КП 137Cs о пределяется однон а пр авл е нным влиянием на да нный п о каз ател ь пр о цессов са м оо чищения дре в ес ного

яруса If снижением б иол о гической досту пности раД ИОН УКЛ II ДО В вследст­

вие их необменного закрепления твердой фазой по чв . Подтве ржден.не м этому служит наи более ярко выраженный характер д анной д инамики на

черноземных п очвах , где за крепл е ние 137Cs в межпа кетном прост­ ранстве глинистых мин ерало в про текает с максимальной интенс ив ­ НОСТЬЮ

[122] .

Коле ба ния исследуемого показателя п о отдельн ым годам

в многолетнем ряду в идимо с вя з аны с варьированием суммы осадков за

вегетационный п ер иод , ~lТo приводи т к сдвигу равновесия в системе

"тверда я-жи дкая ч асть п о чв" в ту или иную сторону и, соответственно, изменению биолоrnческой доступности радионуклидов ;

11 тип - с в ыраженным трендом нарастания КП

137Cs в расти­

тельность . Указанная динамика отмеча ется в це нозах на гидромо рф­ ных почвах аккумулятивных ландшафтов 11 в лесах ближней зоны вы­

паде ний . В да нн ом случае н ар аста ние КП 137Cs В многолетнем ряду обусловлено

доминированием

пр о цес са

корневого

п о ступл е ния

в

растения над процесса ми их самоочищения. В разл ичных ландшафтах

ситуация, обусловливающая наличи е биологически доступного 137Cs 8 почвах, определяется ландашафтах

-

ра з ными причинами :

а) в аккуму л яти вн ых

поступлени е м радионуклида с прилега ю щих террито­

рий, а также его лерераслределением в корнеобитаемой тол ще органо­ генных почв при практич е ски полном отсутствии необменного закреп­

ления 137 Cs в этих усл о виях ; б) на участках бл ижне й зоны выпаде ний ЧАЭС рост КП 137 CS свя за н с пролонгирова нным поступле нием ра­ дионуклидов в жидкую часть почв в процессе разрушения частиц топ­

ливной компон енты и перехода радионуклидов в подвижное состоя ни е

при выщелачивании их из этих частиц . Колебания же КП IЗ7сs по отдельным годам обусловле ны климатическим и условиями, кото ры е в д анном случае

вл и яют на

интенсивность процессов

выщелачива ния

радио н укл идов;

111 тип - с невыраженн ым. трендом. изменения КП

137Cs. где их

д инамика характеризуется знач итель ны
и и колебаниями по отдель ным годам относ и тельно некоторой средней величины. Данный тип много­

летней дин амики КП IЗ7Сs наблюдается в БГЦ на полугидроморфных почва х переходных (т ранзитно-акк умулят ивных ) ландш афтов и в цсно­

зах ближней 10--15-километровой зоны выпадений . Невыра же нный тренд изме нен ия КП 1З7Сs предопределен уравновешивающим взаимо­ влиянием переtlИсле нны х выше

процессов,

в

частно сти

поступлением

87

л

100

5

I /

- +_

, _.....-;--=./~ - - /Г./~ + \~

---:;;

,

~/

ъ;-/

___ +

»

+ __ с.

Ъ----"

1

o,1~~~---L--~--~--~~--~--~ ,рр

100

./т

10

10

1

8,1 I!lI17

1989

1991

1995 1 L1.-='g8L.'8--'--79.-~.L'Р--'--'!1-'9"'2""--'--7.-'JI!lL"II"'-..L.­

799.1

П;il.,

_2 Ри с.

011

+.1

.7

.5

/9 . Динамика КЛ 137CS в к о мп о н е нты сосны, н е п одве рж е нны е (1) и п одверже н ные (/1) вн е шнем у загрязне н ию,

на автоморфных п одзолистых (А ) и пщро м о рфных то рфян о- гл ее вых (Б) 11 0 чва х

J-

дре ве сина ;

п ропшых лет

2-

"рН ро<:г.

3-

кора в н утрс "шtН ;

4-

IllIIIUКlI ;

5-

кора наружная;

6-

uс'Гпи кр у п н ы е ;

7-

IIСТIШ м ел кие ;

8-

ХIЮЯ

л

70

7

I

~~~:7 +

0,7 ~

~

0,07

~ 1O/l

~

L-~~

__-L__~__L-~__~__~__L-о,О1'LJ__~__~__L-~__~__~__L-~__

л

л

70

70

7

0,1

~

__~-L__~-L~~-L~__~о,7LL__~-L~~~~__L - - L__~

1987

7989

7997

799.!

Ш95

Ш87

19/19

' 7!1!11

199.!

1995

Гооы Рис.

20.

Динамика КП

137Cs

в компоненты сосны, не подверженные (1) и подверженные (11) внешнему

загрязнению, на автоморфных подзолистых почвах транзитно-аккумулятивных ландшафтов средней (А) И ближней СЕ)
(5-10

КМ)

радионуклидов с прилегающих территорий, а также из разр у шающихся

частиц топливной компоненты и их необменным закреплением твердой фазой почв. Т.е . в рассматриваемых условиях влияние данных процес­ сов нивелируется в результате их равного, но противоположно направ­

ленного действия. Частные колебания по отдельным годам обуслов­ лены вариациями количества осадков.

Компоненты древостоя по формам кривых многолетней динамики

КП в них 137 Cs делятся на две группы. В первую группу объединяются структуры, загрязнение которых практически полностью опреде!lяется

корневым поступл е ние м. Это

-

внутренние слои коры (камбий), ассими­

лирующие органы текущего года формирования, генеративные органы

и древесина. Динамика КП 137 CS в компоненты этой группы в зависи­ мости от местоположения участка характеризуется выш ео писанными

типами. Ко второй группе относятся структурные органы , изменение концентрации радиоиуклидов

в которых

в первую очер ед ь опреде­

ля ется внешним загрязнением и процессами механического и биологи­

ческого самоочи.щения. К данной группе можно отнести наружны е слои коры, ветви, хв ою прошлых лет формирования. Для этих компонентов,

в основном, характерно экспоненциальное снижение величин КП 137CS в 5-6 л ет с момента выпадений и неодно­

многолетнем ряду в течение

значное изменени е в послед ую щем . Последнее свидетельствует о смене ведущего процесса, определяющего загрязнение компонентов в

эти годы. Исключением являются ценозы, гд е в мног олет н е м ряду наблюдается рост корневого поступления радионуклидов в растения. В э тих

условиях

в

зав исимости

наблюдается следующее: группы

повторя ет

1)

от

интенсивности

данного

процесса

динамика КП 137cs 8 компоненты второй

такову ю

в

структур ах,

загрязнение

которых

о пределяется корневым поступлением . Это наблюдается 8 том случае, когда лроцессы корн евого поступления доминируют над всеми другими

процессами;

2)

изменен ие КП 137Cs характеризуется невыраженным

трендом с колебаниями по отдельным годам относительно некоторой

средней величины. Последне е происходит, когда наблюдается относи­ тельная нивелировка интенсивности процессов корневого п осту пления в растительность и самоочищения древесного яруса.

Многолетняя динамика КП 90Sr 8 древесную растительность за­ метно отличается от таковой 137 c s (рис. 21), причем со временем раз­ личия усиливаются. Это связано с тем, что в начальный период биоло­

ГИ\Iеская доступность 137 Cs на большей части территории была выше, чем 90Sr н, следовательно, КП I37Cs в растения были больше . В по­ следующем биологич еская доступность 137cs падает, тогда как 90Sr возрастает как в ряду автоморфных почв: дерново-подзолистые \Iерноземы , так и в ряду гидроморфных почв: дерново-подзолистые

гле евые

-

перегнойн о- глеевые

-

-

торфяные. При этом воздействие

почвенных свойств н а биологическую доступность 9OSr, в отл ичие от 137 Cs , выражено слабее, а в ряде случаев является даже противополож­ ным. Так, рассматриваемый показатель для 90Sr в автоморфных почвах в многол ет нем ряду нарастает, а в торфяниках , напротив , даже не­ сколько снижается , что, видимо, обусловлено различиями в кислотности

90

21 .

Рис .

Дl1 намика со­

держа НIIЯ 90S r в дре­ весине

сосны

разлlt'IНЫХ

на

участках

1000

ЗQ-к н лометровой

зо ны ЧАЭС '-У'l. Д · I : 2 -у' о . 3 - Y' I. К - 2: 4 - Y'I.

Д-3:

100

ш- )

ти

т

ГDIl~1

и степе ни насыщенности ППК рассм атриваемых почв Са

-

н е изотопным

аналого м 9OSr. Возможно. это связано также и со способ ностью 90S r (ка к и Са) пр оч но связываться с органическим веществом почв. что н е хара ктерно для 137Cs.

Ди намика пределов варьирования КП 137 Cs В лесн ую раститель­ 137CS 8 дре в ес ный

ность . Более наглядно многолетнюю динамику КП

ярус отражают такие статист ически е показатели как пр еделы ( шах .

mi n)

JI размах варьирования (шах

- min)

(р и с.

22).

Они характеризуются

неод инаковой ди н амикой. Для структурных комп о н е нтов , удельная ак­ т ивность которых в зна читель н ой степени определяется поверхн ост ным загр язнением

-

мелки е и хвоя пр о шлых лет 137Cs в древесный ярус в п е р вые послеава­ максимален, зате м к 3-4 году от м ечаетс я его резкое па ­ кора

н аруж ная , ветви

размах варьирования КП р ийные годы

ден ие и последующая стаб и л изация на определенном уровне с н ез на­

ч ит ел ьными колебаниями

по отдельным годам.

Очевидно , тако й

характер д инамики обусловле н изменением со време н ем сте п ен и влия­

ния двух факторов. о п ределяющ их рассматриваемых структурах:

накоплени е

радионукл и до в в

внеш н его загрязнения и

сту пления. В н ачаЛЬ НblЙ п е ри од

(2-3

корневого по­

года) доминирующее воздействие

о ка Зblвают вн еш н ее загря з н е ние и ин те н с ивн ость процессов дезакти­

ва ции. В п оследую щи е ГОДЬ! на естеств е нн ое саМОО Чllщеttи е li аклаД bl · ва ются процессЬ! корневого п осту пл е ния и перераспределения радио­ н у кл идов по КОМПОliентам древостоя.

Структурные комп он е нты , заf1>язн е ние которых , в основно м , проис­ х од ит в результате к о рневого потр ебле ния

те кущего года

-

кора внутре ння я, прирост

-

о тлич аютс я 3-5-крат н ы м пр евышением размаха

варь ирования КП

137Cs (rV). По д инамик е КП 1J 7Cs И фактора м , ее

обусло вливающим, к дан н ой г руппе ПРИМblка ет и древеси н а, хотя с р ед и всех

структурных

к о мп о н е нтов

она

характеризуется

минимальным

91

ДреВесина

5

s 11 3

m~n

'.98.9

'99'

'9.93

1.9.95

ГООbI

80

Нора 8нутреННliЯ

о ~~"ы;;##~~~#=~~~~#~~~т,п '987

'98.9

7991

79.93

1.995

Гоt1ь/

N"

{

120 I1рирост

mе/(j'щеzо еоио

'" ~

-'" ~

817

~

mn:X;

019'~8~7~~~'9~~~9~~~~'9~9~'~~~l~9~93~~~~7~9gL5,m" Гооь/

Рис. 22.

Пределы и размах варьирования КП 1З7сs в

структурные

компоненты СОСНЫ на территории 30·километровоЙ ЗОНЫ ЧАЭС. Украина

92

З5 ~

Е

Нора НОРiI:ж:наR

зо

';<-

'"

~

~

--. ~

20

<

.5 ~~

70

~

~

5

min 79t17 7988

7989 7990

'997

7992 19Ш

199 '!

7995

ГОО6/

l/O

~'"'

ХВОК

--"'

.10

"i:' -!;.

20

Е

~

прDыLлы
:& лет

~

~

<

!з

.,;-

~~

10

~

~

n гоаы

.;;-

"

100

~

80

?

"'

ВетАи мелхl.J.В

~

--"'" <-

'"

~

..'"

50 чо

~

~

20

~

m~ n

О

; 987 1988

1989 1990

199]

1992

199.1

]99"

1995

Гооь!

Рис .

22

(окончание)

размахом варьирования КП 137cs. Для всех указанных структур в мно­ голетней динамике отмечается резкое нарастание

rV от минимальных

значений 8 первые послеаварийные годы ДО максимальных 8

t 992

после чего в динамике наблюдается сн а чала сужение диапа з она

Г. ,

rV, а

затем дальнейшее е го р асширение . Очевидно . что это определяется

93

динамикой инт е нсивности корневого поступления радион у клидов в

растения в многолетн ем ряду и нарастание м влияния на КП 137cs поч · венно~экологических усло вий . Колеб ания же

rV

по отдельным год ам в

ос н ов ном обусловлены воздействием на биологическую доступность pa~ дионуклидов клим ат ич ес ких условий года.

КП 90Sr хара кте ризуется меньшим размахом в арьирования и бл и зост ью диапазон о в колебаний как в пред е лах ограниченных пл о ~

щадей на мезоуровне , так и на макроуровне

в пределах территорий,

-

охва тывающих н е ск ол ько почвенно-климатических зон. Причин а за­

ключается в относительно слабом влиянии на КП эколо гическ их у сл ов ий и воздействии одного фактора

90Sr п очве нно~ - п е р в ичной He~

од н о р одности форм в ып аде ний. ВЛ ИЯНИЕ РАЗЛИЧ НЫХ ФАКТОРОВ

НА КП IЗ7Сs И 90S r В РАСГЕНИЯ Ф"зико~химическая форма выпадений . Дисперсность частиц , фи~ з ико-химическая форма выпаде ний и растворимость являются факто~ рами, определяющими исход ное распределение выпадений по KOl\-ШО­ нентам растительного яруса, их биологическую досту пность растениям

и ее вариации в п оследу ющем . В ближней част и ЗО-ки лометровой зоны Ч А ЭС, где выпали более кру пны е топливные частицы, КП радио ­ нуклидов были существенно ниже, ч е м на территориях, удале нны х на

30--500

км. М ак с имальная кратность разл ичий сост авля ла для дpeBe~

си ны с осны

- 25

и дл я лиственных пород

- 10.

Несомненно, это обус~

ловле но различиями в биологической досту пности радионуклидов в со­

ставе выпадений. На близких расстояниях от ЧАЭС , особен н о в Ha~ пр з вл е нии ветрового поток а, вып али частицы размером до более удале нн ых территориях

- 0,1-0,2

100 мкм,

на

мкм. Отсюда очевидно , что

естест венная дезактивация крон древесных растений пр оисходит те м бы стрее, чем ближ е лесной массив расположен к источник у в ыброса. Следовательно, контакт частиц с поверхностью растений в ближ н ей зо­

не более кратковременный, а отток раД И О Н УК ЛИ Д 08 в древес ин у

-

ме ньш е . Кроме того, рад ион у клиды , выпавшие в этой зоне , находятся пре имущест в ен н о в слабора створим ой форме. что также обусловливае'I малую з начим ость

внеко рневого посту п ления радионуклидов

в

рас­

те ния . Боле е в ысок а я кратность ра з личий в КП радионуклидов

)-

хвой ных по.род (сос ны ) по срав н ению с листвен ными в этот п ер ио р м ожет б ыть связана и с тем, что в бл и жней з оне сос на, как радио­ чувствитель ная порода, подверглась сильн о м у воздействию облу чения что привело к снижению о ттока радионуклид ов из хвои в древесину.

В целом влияни е физико-химической формы выпадений наиболее значимо проявляется в пределах ЗО-кил ометровой зоны ЧАЭС. С уве · личе ни ем расстоя ния от источника выброса влия ние да нн ого фа ктор а осл абевает. Так , доступ н о сть ра д ион укл и до в цезия в составе вы павш еv,

смес и с у величением рассто яния от ЧАЭС с

5-1 О

5

д О ЗО км возрастает Е

раз, п ри да л ьнейшем увеличении расстояния эти и з менения ма·

ло значимы. В динамике различия в КП 137 Cs, обусловленные формой

94

~1D,O &

-х

'" ~

'L:" 1,0

-'"""

.

"'0.1 '" "~

.....

~

~

~

~

'"

~

ro861 Р/4С.

23.

Динамика КП

137CS

автоморфных ланд шафтов на

в

древесину

сос ны

разном удалении

от

ЧАЭС выпадения радиоактивных част иц , заметно сглаживаются вследствие деструкции

эт и х

частиц,

выщелачивания

из

ни х

радионуклидов

вклю ч ения их в биологический круговорот. Первоначально

(1986

и

г. )

различия в КП 137Cs достигают 10-кр атны х , а п о истечении двух лет они сниж аются до 2-3-кратных величин . Через

4

года п осл е аварии

биологическая доступность радиоцезия практически п о в сей территории зоны загрязне ния выравнивается. Достоверные различия в содержании

137 Cs наблюдаются толь ко п о наружной коре , удельная активность к о торой у всех п ород выше в дальней части зоны в результате того, что самоочищение поверхности растений на этих терр и тор иях идет

медленнее, чем в б лижней зоне. В настоящее время КП 137Cs

в

растения в ближней части зо ны по абсолютной величине превосходят

та ковые в дальней части (р ис.

23).

Это дает основание у тв ерждать, что

вл ия ние физико-химических форм выпадений на КП 137CS в растения сохраня ется достаточно долго, хотя степе нь этого влияния со време н ем

существенно снижается. Более высокая биологическая досту пность

137 Cs В ближней части зон ы п о сравнению с дальней, при прочих равных условиях,

может

быть

обусловлена

лишь

только

п осто янным

поп ол н е ни ем е го доступных форм за счет высво божден ия их и з соста ва

частиц

рад и оактивных

вып аде ний .

Посл ед н ее

подтверждается

степенью влияния рассматриваемого фактора на динамику КП

90Sr

в

растения, произрастающие в различных частях зо ны . Как известно ,

9OSr, в

отл ичие от 137 Cs , практически полностью выпал в составе ч астиц

топливной компоненты

[92, 111].

Вследстви е этого в первый пе риод

после выпадений КП 90S r были значительно ниже, чем l З7 сs. посл едующем (до

1990

В

г.), в ди нам ике этих радионукидов на блюдается

рост КП в растения. Однако если для lЗ7Сs выраже нный максимум в е­ личины КП отмечается к 4-5 году. то У КП 90S r экстремумов в ди­ намике н е на блюдается. О на описывается экспоненциальной функ ци ей

95

Таблица 31 . Влияние сте п е н!! увлажнения н а коэффициенты пере хода 137 es и 90Sr в стр уктурны е ко мп о ненты древостоя лесов Кал ужской и Бря нс ко й обл . , n . 10-3 м 2 /кг

Ландшафт

Радио-

)!ре-

нукли-

8Сси-

"'"

на

кора

В етви

flНУГ-

на-

круп-

реи-

руж -

иые

няя

ная

Ге нсраЛи"",,,

nlBHbIe

( XlЮЯ)

"",,"мы

1,11 /0, 17'

H COllp.

мелкие

Сос"" Автоморф -

Шes

0,07

0,56

1,14

0,26

0,4

ный

ГКДРОморф-

"'S,

0 ,6 1

1 37о

3,96

"'5,

0,5 1

137Cs

0,11

0,38

90s,

2,25

6,36

ШCs

7,39

"'S,

2.13

3,64 44

2,17

3,8

6,1

1,612,3

10,9

7,97

17,5

48,6/14,5

37,8

3,05

1.35

2,2

0,94/0,57

0,4

5,95

0,95

1,47

1,73

9, 1

6,42

13,4

19,8

ный

2,5

Береза АВТОМОрф -

H e ollp.

ный

ГIIДpOМОрф-

23

8,53

10,1

34,2

67

8,76

6,7

19,6

18,6

ны й

•

и,

Числ итель

-

прирост хво н тек у щего года ; зн а м е н ател ь

соответственн о ,

нарастания

5,67

КП и

-

хвоя прош л ы х лет.

м о жно говорить лишь о снижении

интенсивности

некоторой их стабилизации в многолетн е м ряду.

Такая динамика КП 137 c s и 9OS r, несомненно, отражает соотношение интенсивностей процессов их выщелачивания из топливных частиц и

необменного закрепления почвой. Очевидно , что снижение КП 1 З7 Сs, н ач иная с

1990

Г ., свидетельствует лишь о доминировании проце ссов

его необменного закр е пления почвой. В противоположн о сть этому

динамика

КП 90 S r В

основном

определяется

процессами

его

выщелачивания и з выпавших топливных "горячих" частиц , п о скольку способность данного нуклида к необменному закреплению почвой

значительно слабее по сравнению с JЗ7Сs. В ближней зоне вып адений процессы

выщелачивания

и

в

будущем достаточно долго

будут

определять динамику КП радионуклидов в раСтения . Гидрологические условия. Из компл е кса почвенно - экол о гических факторов водный режим по степени влияния на неоднородность накоп­

л е ния радио нукли до в в растениях занимает о собое положение . Растения , произр а стающие в условиях повышенного увлажнения ( т . е . в понижениях , нижних частях склон о в , склоновых террасах и , в

96

1f[J

[J

I

Л

.7леменml11

реЛ6е'1'а

Рис. 24. Содержание I З7 сs в структурных органах СОСНЫ в зависимости от рельефа Элиt.eJuпы рельефа:

jV -

J-

1- водораздел; , -

НIfЖНЯЯ часть скло н а;

древес ин а;

2-

верхняя часть с клона:

V - центр "анижения .

кора внутренняя ;

3-

Прирост;

4-

/lI -

склоновая терраса;

СmРУ10пурные QPZQHbt сосны :

шишки

особенности, в гидроморфных ландшафтах), накапливают радионукли­ ДОВ значительно больше, чем те же ВИДЫ, НО произрастающие на более возвышенных участках мезорельефа и в автоморфных ландшафтах .

Различия в коэффициентах перехода 137 Cs достигают 70-кратной ве­ личины (табл .

31, рис. 24). Это связано с несколькими причинами: 1) с большей биологической доступностью 137Cs В почвах аккуму­

лятивных ландшафтов . В этих условиях формируются в ОСНОВНОМ гид­

роморфные почвы с торфяным горизонтом, где 137CS необме нно практически не закрепляется и почти все его формы являются доступ­ ными для растений;

2)

с повышенной активностью ростовых процессов у растений,

произрастающих на участках с дополнительным притоком влаги (см .

рис.

24).

Установлено, что угнетеннные деревья накапливают 131Cs зна­

чительно меньше , чем активнорастущие

3)

[89] ;

с дополнительным поступлением легкодоступного для растений

JЗ7 Cs с мигрирующей по склону влагой в пониженные участки, а также развити е м на этих элементах рельефа глеевых процессов и подкис­ лением среды, обусловливающих повышение подвижности элементов, в

т.Ч. И 137е, [132, 133] . Еще одной особенностью содержания 131 Cs В древостое на гидро4

А . И. Щеглов

97

за

КЬК/К Г

30

20

/о

о .7лемен mhl

реЛhеtpа

Рис. 25. Содержание 90Sr в структурных органах сосны в зависимости от рельеф. Уел. обознзч. СМ. на рис.

24

морфных участках является значительное накопление его не только в

древесине и других структурных органах, НО и 8 коре наружной. Пос­ леднее

однозначно

свидетельствует

о

ее

вторичном

загрязнении

в

условиях интенсивного корневого поступления радионуклидов при ОТ­ сутствии внешнего загрязнения.

По сравнению с 137 Cs коэффициенты переход.

90Sr

в расти­

тельность на автоморфных ландшафтах в 2-10 раз выше, а на гидро­ морфных, напротив, в 4-40 раз ниже. Т,е. влияние гидрологических условий на накопление 90S r древесными растениями менее значимо и не

столь однозначно, как ЭТО отмечается ДЛЯ 1З7сs (табл. 31). На ланд­ шафтном уровне различий в КП 90Sr в компоненты древостоя в большинстве случаев нет или они статистически незначимы, а порой даже имеют противоположный характер по сравнению с таковыми

137 cs . На уровне мезорельефа влияние рассматриваемого фактора проявляется более заметно, но так же неоднозначно (рис.

25). 90Sr отме­

Для большинства структур повышенное накопление чается

на склоновой

террасе

и

затем несколько снижается

при

движении вверх и вниз ПО склону. Исключением является кора внут­

ренняя, у которой максимум накопления

90Sr

совпадает с таковым у

1З7Сs В рассматриваемом ряду, а также прирост, у которого абсолют­

ный максимум накопления 90Sr приходится на участки , приуроченные к водоразделам. Однозначное объяснение отмеченным особеннос­ тям накопления 90Sr структурными компонентами древостоя, про из-

98

Та бли ца 32. Коэффициенты п е рехода 137 Cs п ро и з р астаю щей

на

n · 10 -) м Чкг

различных

типах

(по

В етв и

Кора Т,m почв ы

в структурные части СОСНЫ ,

почв

да нным

хвоя

Дре ве rnиа

1992

на

г . ),

Ге нера "mиы е

внут-

ренняя

на-

круп-

мел-

руж-

иые

кие

ор",ны

на.

Чернозем

0,02

0,32

0,95

0,17

0,31

0,47/0,14'

Не опр.

0,53

6 ,8 1

2,69

1,5

2,24

7,8312,01

4,73

39,0/9,5

аподзолс!lliы
й Дерновопоцзолистая

Торфsпшcro -

3,4

22

9,5

6 ,1

14

) ,96

44

10,9

7,97

17,5

Не опр .

подзол истая оглеенная

Торфяж>-

48,6/14,3

37,84

глеевая

• ЧIIСЛитель - прирост хвои текуще го года ; Зllаменатель - хвоя прошлы х лет.

р аст ающего в условиях различных э лементов мезо рельефа . дать

трудно . Здесь очевидно влияние совокупности факторов. обуслов­

ливающих КП

90Sr в растительность. Это проявление дискри­

минационных свойств отдельных структур растений по отношению к

(шишки и прирост) ; влияние органического вещества на п од­ вижность 90sr; процессов перераспределения по склону и ИХ соот­ ношение с процессами выноса 90Sr за пределы корнеобитаемой толщи , а

90Sr

такж е неодноз начное влияние реакции почвенной среды (повышение рН

до некоторых пределов приводит к увеличению подвижности

9OSr).

В

исследуемых условиях при определенном сочетании указанных фак ­ тор ов главную роль могут играть различные факторы. обозначить которые без специальных исследований достаточно трудно.

ТИП ПОЧВ. На загрязненной территории наибольшей доступностью р ад ионуклидов характеризуются торфяно-глеевые почвы , затем (по мере убывания величин КП ) торфянисто-подзолистые оглеенные, дер­ H080-ПОДЗО]Jистые и черноземы оподзоленные , у которых отм е чаются

минимальные значения КП 137 Cs (табл. 32). Причины высокой доступ­ носги 137 Cs В почвах повышенного увлажнения уже анализировались. В почвах гидроморфного ряда доступность 137 Cs растениям уве­ личивается

лараллельна

с ростом

мощности

и

выраженности

орга­

ноге нного горизонта . Особое место среди этих почв занимают аллю­ виальные торфяно-болотные и иловато-перегнойно-глеевые разновид ­ ности, в которых отмечаются значительно меньшие (В 2-3 раза) ве­ личины кп 137 Cs В древесные растения , чем у других гидроморфных почв. Указанные различия объясняются тем , что аллювиальные почвы, имея по

4"

режиму

увлажнения

и

содержанию

органического

вещества

99

Таблица 33 . Коэфф~щиенты перехода 137Cs в древесную растительность (сосна) различных типов фитоценоза, n · 10-3 м 2 /кг Кора Тил ФИТОЦСlюза

,ина

.нуг,

I наруж.

ренняя

ШироколиствснHQ-XIЮ(UlЫЙ лсс

СоснЯJ<

ВетВИ

Гс нера-

Древс-

ная

кру", I МCJ!. ныс

хвоя

ти:вкые

(mfCThЯ)

органы

кие

0,07* 0.17

0,56 2.1

1,14 2.49

0.26 0.53

0.4 0.81

1,11/0,186. 2.73/0.91

0.53 0.9

6.81 9.99

2.69 9.36

1,52

3.75

2.23 4.45

7.7 112.0 1 11.412.3

• Верхняя строка - min. нижняя - mах ЗII
4.68

хвоя прошлых л ет.

сходство С другими ПО~lвами болотного ряда, более насыще ны осно­ ваниями и калием и отличаются менее кислой реакцией среды. Это

СDязано со спецификой процессов почвообразования, протекающих в

поймах . Ежегодное затопление той или иной части поймы приводит к дополнительному привн осу вещ ест в, осаждению их

D виде наилков и к

обогащению органогенных горизонтов минеральными примесями, со­

держащими большое количество иловатых фракций

[76J .

Все это в

совокупности и обусловливает усиление необменной сорбции и снижение

доступности 137 Cs В почвах пойменных болот. Среди минеральных почв автоморфных ландшафтов достаточно

высокими КП 137CS В растения характеризуются деРНОВО-ПОДЗОЛlfстые песчаные разновидности. широко распространенные на загрязненных

территориях Брянской и Калужской обл. РФ. Минимальные КП 137CS в растения, как уже отмечалось, в целом имеют черноземы. Это связано с тем ,

что данные

почвы

в основном характеризуются тяжелым

гра­

нулометрическим составом , обогащены глинистыми минералами , Т.е.

минералами , способными к необменному закреплению радионуклидов .

Кроме того, активное биогенное перемешивание почвенной массы мезофауной, населяющей черноземы, при водит к снижению удельной активности наиболее насыщенных корнями верхних слоев этих почв

[280} . Тип фитоценоза, Другим не менее значимым фактором, опре­

деляющим величины коэффициентов перехода 137Cs в растения, является тип фитоценоза (табл. 33). В одновидовых фитоценозах (сосняках, ельниках), как правило, наблюдаются в

5-10

раз большие

КП I37Cs во все структурные компоненты древостоя , чем в лиственно­ хвойных лесах, где коэффициенты перехода 137CS в структурные ком­ поненты древесной растительности минимальны . Объясняется это тем , что почвы данных лесов в относительно большей степени нас ыщены

основаниями , больше содержат обменного калия, а также характери­ зуются менее кислой реакцией среды. В лиственно-хвойных лесах с

100

маломощной подстилкой отмечается более быстрая миграция 137CS в минеральную толщу почв . В этих условиях вероятность необм енного закрепленая цезия значительно возрастает И , следовательно, снижается

его доступность для растений. Почвы же чистых сосняков и ельников сильно выщелочены и обеднены калием , они характеризуются отно­

сительно более кислой реакцией среды

В этих ценозах аккуму­

[33] .

лирующая роль лесной подстилки наибол ее выражена , что способст­

вует вовлечению 137 Cs в биологический круговорот. Отмеч енная общая закономерность повышения коэффициентов перехода 137Cs 8 древостой одновидовых ценозов прослеживается для всех его структурных ком­

понентов, включая и кору наружную. При этом наибольший рост КП, и в довольно близких соотношениях, отмечается в листьях (х в ое) и древесине. Т.е. ор ганах,

в наибольшей степени реагирующих на

изменение биологической доступности радионуклидоп.

Вид pacтeH"II. Растения имеют неодинаковую способность к усвое­ нию различных по досту пности форм соединений элементов. в том

числе и 137 Cs. Встречаются растения, которые могут усваивать трудно­ ДОСТУ ПJlые формы , а также виды-накопители, проявляющие селектив­

ность

305].

u

погл още Нlf1f тех или иных химических элементов

[10, 57, 161.

Анализируя с этой точки зрения значения КП в древесный ярус,

м ожно сказать , что 8 ряду пород одного типа БГЦ со смеша нным ви­ довым составом Ii сформированным в автоморфных условиях межвидо­

вые вариации накопления 137Cs сильно маскируются варьированием. обусловле нным неоднородностью почв е нно-экол огических условий . Как уже отме чал ось, в зависимости от вариаций услов ий местообитания КП

137CS в растения могут изменяться почти в

100

раз , а кратность межви­

дов ых различий по рассматриваемому показателю не превышает не­

скольких единиц . В целом видовые различия в загрязнении древесных пород определяются как физиологич ески ми особенностями растений (т.е. их селективностью в отношении поглощения отдельных элемен­ тов), так и строением пов е рхности наружного слоя корьс

В определенной степени физиологические особенности пород

n на­

коплении радионуклидов может отражать степень загрязнения их дре­

весины, поскольк у о на ( при прочих равных условиях ) определяется

способностью вида к корневому поглоще нию элементов. Спустя

4-5

лет после выпадений в этом плане могут быть использованы и асси­

милирующие органы. Так , по концентрации 137Cs в древесине и асси­ милирующи-х органах среди пород , произрастающих в пределах одного

экотопа, выделяются осина и дуб (табл.

34).

Они накапливают в дре­

весине примерно в з-4 раза больше 137 CS. чем такие породы, как сосна и ель. Повышенное содержание 137 Cs наблюдается также у березы . хотя отличия по этому "оказателю у березы по сравнен.ию с елью и

сосной меньше, чем у дуба. Максимальные величины н ако пле ния 137cs отмечаются

n древесине

ольх и черной (дополнительно введена в видо­

вой ряд автоморфных БГЦ как широко распространенная, но nроизрас­ тающая в специфич е ских почвенно-экологических условиях порода). По концентрации

данного

а другие породы

-

нуклида

почти в

lO

она

I1ревосходит

дуб

в

Зраза,

раз. В этой сnязи однозначн о можн о ]0]

Таблица 34. Содержание 1З7сs в структурных частях древостоя различных пород в широколиственно-хвойных лесах автоморфных ландшафтов· (средние данные при

n = 3-5),

кБк/кг аболютно сухой массы

Кора Древесные

Древе-

ПОроДЫ

сина

<А-на Ель Береза Дуб Оснна

Jbma Ольха

Ветви

Генера -

8НУГ-

наруж-

круп-

мел-

ренняя

на.

ные

кие

хвоя

тивные

(лисгья)

органы

0,05

0,51

0,65

0,18

0,25

0.8/0,))··

Не опр.

0,03 0,06 0,18 0.23 0,07 0.56

0,63 0 ,21 0,69 2.10 0,19 2 ,15

2,76

2,16

2.56 7,77 5,59 5,07 3,64

0.41 1,54 1.25 0.47 1.39

2,79 0,62 0.68 1.75 0,13 2,31

1,04/0,46 0,74 1.48 2.70 0,21 2,64

0,77 0,80

• Плотность загрязнения участка равна 370--555 кБкJм~ . •• ЧИCJ'\итель - npирост хвои текущего года; знаменатель -

сказать, что различия в накоплении

Неопр.

хвоя проwлых лет.

137Cs рассматриваемыми породами - физиологическими

обусловлены неодинаковыми причинами: у дуба

особенностями этого вида, например, повышенным накоплением калия,

у ольхи - спецификой условий произрастания. Последнее подтверждает тот факт, что содержание 137CS в ольхе меньше , чем в сосне и березе, произрастающих вместе с ней на участках гидроморфных ландшафтов.

Высокое накопление 1З7сs в осине на участках автоморфиых ланд­ шафтов, скорее всего, связано с совокупным влиянием физиологических

Таблица 35. Влияние возраста сосны и березы на содержание J37 Cs в их структурных органах, кБк/кг абсолютно сухой массы

Кора

Ветви

Возраст,

Древе-

хвоя

ГенераТIfВ-

лет

сина

(листья)

HыeopгaHы

Не опр.

-нуг-

наруж-

круп-

ренняя

на.

ные

мелкие

Сосна

45 12

45 12

ОМ

0 ,10

0.20 0 ,57

0,39 0.45

0.12 0.59

0,30 1,70

0.22 0.32

0,03 0,14

0.09 0.31

0,29/0 ,06· 0 ,84/0,23

0,56 1.45

0,43 2.62

0,75 2,89

0.16

Береэа

• Числитель -

102

прирост хвои текущего гоца ; знаменатель

-

Не опр.

хвоя проwлых лет.

~,

80

--'" '.: .: .:

8

• 2 r...

-'"'"

50

• J о

'"

~

'~"

'1

..

~ ~

f/

~ '10

....<.>

.-

5

го

z

О

Р

....

...t:J

~

~

...1 ..,...1 '"

1 "-

КЛРСС

Рис. 26. Содержан ие J-

древеСllна;

2-

::?

137 Cs

6/lJplТcma , "" еm

В структурных частях сосны разного возраста

кора внутренняя ;

3-

прирост;

4-

шишки

особенностей и условий произрастания. Данный вид приурочен, в ОСНОВ­ Н ОМ, К местам с повышенным увлажнением.

Видовые особенности растений сказываются и на накоплении 137 Cs В д ругих структурных компонентах древостоя . ЭТО МОЖНО наблюдать

на примере изменения содержания 1З7сs в коре наружной. Ее удельная активность на участках авто м орфных ландшафтов по-прежнему в основном определяется ИСХОДНЫМ внешним загрязне нием и зависит от

строения повер хност и коры. Более

высокая концентрация 137Cs

отмечается у ПОРОД , имею ш их шероховатую и трещиноватую поверх­

ности , таких как дуб, ос и на, л ип а и, в определенной степени, ольха

(306) ,

Значительно меньшими КП характеризуются виды с относи­

тельно гладкой корой: береза, ель, М инимальные же КП отмечаются у

сосны, Последнее также связано с интенсивным естествен ным самоочи­ щением сосновой коры вследствие отшелушивания верхних, наиболее

загрязненных ее слоев. Коэффициенты перехода 137 CS

в

другие

структурные компо н енты древостоя, исключая кору внутреннюю, оп­

ределяются ' СОВОКУПНЫМ влиянием внешнего и корневого загрязнения.

Таким

образом , древесн ые породы , л роизрастающие в относи­

тельно сходных условиях, по величине К П можно расположить в сле­

дующий убывающий ряд : осина> дуб> береза> сосна > липа> ель, В озр аст др евосто я . Сравнение содержания 137 Cs в структурных компонентах древесных пород (сосны и березы) разного возраста, а

также значений КП 137CS в эти компоненты показывает, что пра к­ тически все структурные органы молодых деревьев (за исключением

коры наружной) загрязнены в большей степени, чем полновозрастных (табл. 35. рис. 26). В целом кратность различий КП 137 Cs У молодых и

103

Таблица 36. Зависимость содержания 137Cs

и

90Sr в

структурных

частя)!

древостоя сосны (у) от класса возраста (х)

,

R'

,,'

т

-0,90 -0,80 -0,76 -0,95

80,69 63,40 58,28 90,66

5,48 2,88 0,56 2.05

0,42 0,42 0,20 0,18

-0,8 1 -0,82 -0,87 -0,95

66,2 1 67,70 75,9 1 89,40

3,ОЗ

3,41 3,22 3,16

0,41 0,43 0,36 0,29

У= )' = е l 2.,13 . x- l .50 )' = e ll .74 . x- I ,49

-0,99

97,28

-0,97 -0,9 1

93, 13 82,71

. x- I ,67

-0,97

93,77

у

= e ll ,81 , x- l .,58

у

=

-0,97 -0,94

у

= е9 .62

93.36 87,65 63,13

УРЗВllе ние

Фр
IJ7Cs Дрсuесина К ора внугренняя наружная

)' = e{6.16-0,OJZ·.r) )' = e(7,96-Q,D2I·.r) )' = e{7,30-0·008Ikl') = е 8 . 81 . х -1),87 = е(71Л-Q,ОZZ·х) у = е(6.99..{1.о:zз.х) у = e(S.37-.{!,ОZ4 ·х) у = e{9,QS-.(),04О'.r)

у

Ветви кру"ные

у

мелкие

Хвоя прошлых лет текущего года

Генеративные органы

90s, е",)9 . X- I ,76

ДРСВССIOШ Кора внyrpенияя наружная

y=e ll ,8J

Ветви крупные мелкие

Хвоя прошлых лет текущего года

e IZ ,68 . x-I,M . х-СOJ

-0,79

7,79 5,95

0, 19

6,58

0,44

7.32 6,54

0,26 0,28

9,70

0,27 0,45

4,16

0,51

ПрuмеЧШШi!, г - КОЭффlЩНсю' коррелsщии; R 2 - достовер ность ; 02 - сумма квадратов отклоне юп1; т

-

стандартная ошибка корреляции,

полно возрастных древесных растений достигают 3-8-кратных величин в зависимости от вида и структурного органа,

Очевидно это связано с повышенной физиологической активностью и относительно более высоким вкладом активнорастущих тканей в

фитомассу у молодых деревьев по сравнению со старыми. Как из­ вест н о, химические элементы (в т.Ч, и радионуклиды) из почвы по­ ступают преимущественно в меристематические ткани. Кроме того, молодые деревья характеризуются более поверхностным размещением

корневых систем в п очве, основная масса сосущих корней этих растений приурочена .к почвенным слоям, где длительное время содержится ос­

новное количество радионуклидов.

Между классами возраста и средним содержанием радионуклидов в

отдельных компонентах деревьев (сосны обыкновенной) установлены корреляционные

зависимости и подобраны регрессионные уравнения ,

наиболее достоверно аппроксимирующие выявленные связи (табл,

рис.

27).

36,

Аналогичные зависимости выявлены между содержанием 137 Cs

И ступенями толщины древостоя. В целом влияние возраста и ступеней

толщины на накопления 137 Cs в компонентах древес н ых растений в большинстве случаев с высокой достоверностью описывается функцией

типа у

104

= еа-Ьх с соответствующими коэффициентами для различных ком-

ДрI!66&J.Jна

fJ7 Gs, ttt<.u. I f(r

2'10 150

/JO

,<" "о

gOSto , НК14/кг

А

\ \

500

\

'" '\.

о" ..... ................................ " "......... ......... 0-""'_ ........

О о

го

1/0

5

воо

\

1/00 200

......

--:::::.':11::_ 50

ВО

О L-,-~~~!L,

Вет8и

1/0

го

о

!ии

50

80

lио

ICР!JЛНЬIВ

1500

500

!гоо

1/00

УОО

500

20и

JP:lc__~~~::~~~~~"-

0 t1-_':c--::'=----::':----::'~~ о

го

1/0

50

80

о

100

21/00

"""-

1500

1500

"

__~ __L-~_ _~

ZO

'10

50

80 Класс

01

\

\\

УО/7

lио

\

600,

•

50

""-

'........

,.......

JOO

D

I/D

1200

800 O~~

20

!ОО

80

.r$ou

nрuрост

....... -o-.Q.;::

'

......

-

-..CL-.

--_ 0-

D~~__ -~-L~~~ о

го

1/0

50

ВО

100

6РJIUlсmР 7 .лет

Ри с. 27. Регрессио нн ы е кр и вые завис и мости

концентрации

137 CS (А )

и 90Sr ( В) в структурных частя~ древостоя О'Г класса возраста понентов. Из числа иссл едуе мых структур н аиболее тесная СВЯЗЬ между

рассм атриваемыми таксационными показателями и содержанием 137 Cs отмечается ДЛЯ древ ес ины, ветвей крупных, при роста и генеративных органов; менее значимая характерна Д ЛЯ таких компо н ентов, как кора

наружная, хвоя п рош лых лет и кора внутренняя (см. табл. 36, рис. 27). Содержа ни е 90Sr как и 1З7Сs В структурных частях древостоя раз­ н ого класса возраста неод инаково ( рис. 28). В большинстве случаев эта взаимозависимость с высокой сте п е н ью достовер н ости

аппрокс и­

мируется экспоненциальным уравнением типа у = eD . хь (с м . табл. 36, рис. 27). Теснота связи дЛЯ 90S, между исследуемыми параметрами даже н ес колько выше, чем для 137Cs, за исключе нием прир оста и генера­ тивных органов , у которых зависимость концентрации 90Sr от возраста

105

х

110

-

F1:I, х z

\

\

.... 50

" '""" .: ~

JU

__ )(

\

110

~

~

а

~

10

" ..,.

D

:i\'"

ZU о

-'""" . "

2О

• J о Ii

\

....

*.

...

.l. Ifлрсс

.fPJpocma, Arm

Рис. 28. Содержание 90Sr в компонентах древостоя сосны разного возраста 1-

древесина;

2-

кора внутренняя;

3-

прирост;

4-

шишки

древостоя минимальна. Последнее, ВИДИМО , обусловлено дискрими ­

национным от ноше нием этих компонентов к 9USr. Климатические условия. Корреляционный анализ показал наличие связи между количеством осадко в ,

i37es

кп

выпавших за

период вегетации, и

в дре весный ярус в многолетнем ряду (табл.

37). Макси­

мальная теснота этой связи наблю дается в ХВОЙНЫХ ценозах с н е ­ выраженным типом динамики КП, где как отмеЧЗЛQСЬ, интенсивность про цеССО8 необменного закрепле ния раДИОНУКЛИДО8 твердой частью почв и поступления их из радиоактивных частиц в жидкую часть почв в

среднем снивелирована. Соответственно, есл и учесть, что по степени воздействия на биологическую доступность радионуклидов в почвах указанные

процессы

близки,

то

становится

поня тным

причина

максимального влияния, которое оказывают метеорологические усло­

вия отдеЛЬНblХ лет на подвижность раДIfОНУКЛИДОВ в п очвах да нн ой

территории. Несколько меньшие, но также доволь н о высокие коэффи­ циенты корреляции отмечаются для древостоев шир околиственно-хвой ­

ных

лесов

ближней

части

зоны,

где

процессы

выщелачивания

радионуклидов из частиц обеспечивают их пролонгир ованное поступ­ ление в корнеобитаемую толщу. В дальней части зо ны , где биолог ич е ­

скую доступность

137 Cs

ления,

r

величины

для

определяют процессы его н еобме нного закреп · всех структур

ми нимальны ,

за исключени ем

окоренной древесины. На участках гидроморфных ландшафтов коррелятивная зависи­ мость между рассматриваемыми пока зателями отсутствует. Очевидно,

это связано с высокой (даже в сухие годы) обеспеченностью влагой растений, произрастающих в таких условиях.

Для структу рны х частей сосны н а и боль шими коэффициентами корреляц ии характеризуются те органы, загряз нение

106

которых

опреде-

Таблuца

К оэ ффици е нты корреляции м ежду сум м ой

37.

осадков за веге тационный период и веmtчинами КП IJ7 Cs в структурные орга ны сосны

8

многолет нем ря ду

CrpYКТYPHbIe компоненты

I

Коэффициенты корреляции (г)

Хвойно,U/ uроколuсm венный лес. злювШ1llЬНЫЙ ландшафт дальней част и 3D-кил ометровой ;ю ны (у ч .д-l) Древеси на (окоренная) К ора в и yrpeнняя Кора наружная При росттекущеro года Хвоя прошлых лет

Ветв н ме лкие

0.6 0,16 0.03 0,13 0,02 0,03

Черноольuшmник, аккумулятивны й ландuшфт дал ьней части ЗD- кил ометровой З0НЫ (уч . д-з) Древес\.ш а (окоре нная )

0,06

К ора виутренняя Кора и аружная

0,06 0 ,04

Прирост текущего года

0,21

Хвоя прошлых лет

0,04

Ветв и меЛlOl е

0,09 Сосняк paJlШтравно-зелеЖJмоишыii . транзшnно-аккумуляmuвный ландишфm

средней части ЗD- километровой зоны (у ч . К-2) Древеснна (окоре кн ая)

0.84

Кора ВlfYI1'е нняя

0.89 0,0 I 0.76 0, 17 0,03

Кора наружная Прирост текущего года Хвоя про шлых лет Ветви мел кие

Шllрокол uст веННО -СО<:lШвый лес , элювиальный ландишфт ближней части 3D-километровой зоны (у ч . Ш- l) Древеси на (окоре нная ) Кора вн~нняя Кора иаружная П риpocr текущего года Хвоя nPOЩ'1ЫХ лет

Ветв'и мелки е

0.61 0.56 0.52 0.52

0.44 0.6

ля етея корневым путем . Это - древесина, кора внутренняя, прир ост те­ кущего года. Напротив , минимальные , зачастую незначимые величины

r

отмечаются для к омпонентов , удельная активность которых обуслов­

лена внешним загряз нением. Исключение составляют ценозы ближней части зоны, где коэффициенты корреляции и для эт их структур доволь­ но вы соки .

Заключая анализ факторов, определяющих п ереход радионуклидов в растительность л е сных БГЦ, можно констатировать следующе е .

107

Биологическая доступ н о сть радио н у клидов и, соответственно, н а коп­ ление их в древостое обусловлеНbI цеЛblМ комплексом факторов.

степень влияния к отор ых неодинак о ва . Наиб ол ьшее влияни е на н а коп­

ление 137 Cs древесным ярусом оказывает тип ПО~lВы и ее гидрологи­ ческий режим , зат е м тип фитоцено за и возраст древ остоя; м е ньшее з нач е ние имеет вид о вая принадлежность р асте ний. Кратность ра зл ичий

в на коплении 137 Cs В зависимости от этих факторов составляет в сред­ н ем 100; 10; 4; 1,5 раз а, соответственно. ДЛЯ КП 90Sr влияние бол ь­ шинства факто ро в, за и с ключени е м воз р аста, менее значимо .

ВКЛАД СТР У КТУРНЫХ ЧАСТЕЙ В СУММАРНОЕ З АГРЯЗНЕНИЕ ДРЕВОСТОЯ И ЕГО ДИНАМИКА Как отмечал о сь , первоначально вклад древесного яруса в общее

за грязнение БГЦ составлял

60--90%,

и основную роль в загрязнении

игра л и структурны е части , экспонированные к Вblпадениям :

кора на­

ружная , ветки , ассимилирующие органы . В результате биологического самооч ищения спустя д ва -три месяца по сл е выпадений в древостое

остается н е более

20%, а

через год око л о

5% выпавших

радионуклидов.

В после дую щем в пр о ц ессе нарастания корневого потре бле ния радио­ нукли до в их за пасы в компонентах др евостоя все в большей степени н а чинают зависеть от физиологическ о г о статуса и цен от ич еского по­

ло же ния растите льн о го сообщества. В з ав исимости от этих факто ров в н адзе мной ч ас ти древесного яруса содержится от единиц до суммарного за'l'язнения БГЦ . В среднем С НГ рассматрив ае МblЙ

8 предел ах

26%

от

Европейской части

показате ль колеблется в интерв але

2-4%.

Макс имальными же указанными ве л ичин а ми характеризуются куль­

туры сосны 30--40-л ет него возраста на гидро морфных торфяных п о чвах территорий, з начи те льн о удаленных от и ст о чника выбр оса (Ирландия)

[36,73,89, 135, 277-280,337]. во

мнении,

что со

временем

Практич ес ки все исслед овате ли е ДИНbI

основные за пасы

радионуклид ов

в

над­

земной части растите льн о го яруса, как и ос новные запаСbl биомассы,

сосредоточиваются в д р е весине. Однако столь однозначн ое тракто­ вание

роли

ра зл ичных

структур

в

за гря з нении

др евостоя

не

совсем

правомерн о. Относительное распр еделе ни е радионукли дов п о компо­ н е нтам древостоя, так же как и их нак о плени е (за пасы) , о предел яется

лесорас тит ел ьными условиями , физиологическими особе нн ост ями различных п о р од и ха р акте ризуется сложной пространств е нн о- времен­ н ой изменчивостью. Древесина основной вклад в загрязнение древостоя вносит только

н а территориях , отл ич аю щихся вы сок ими КП 137cs В растительность, Т.е.

на ги д р оморфных

и полугид р омо рфных почвах ,

а также

на

участках ближней зо ны выпаде ний, где от мечается пр оло нгиро ванное поступление и з то п лив ных частиц доступного дл я растений р адиоцез ия в кор н ео битаем ую тол щу почв . Н а авто м о рфных п о чва х удаленных территорий основной в кл ад в загрязнение надземной ч аст и древесного

яруса вносит кор а наружная (рис.

29).

При этом в ряду п о чв авто­

МОРфНblХ ландш афто в вклад данного компонента нарастает по мере

108

R

5

р

Сосни Pi!l'I/JD .4§Р Ilл-'.zа nop"P~1

Рис.

29.

DgpOQ6J

Вклад структурных органов в загрязнение различных ПОРОД на элю­

виальных (А), аккумулятивных (Е) ландшафтах и в ближней части 3D-ки " "ометровой зоны ЧАЭС (В) (средние данные за

1988-1992

гг.)

J - кора наружная; 2 - ассимилирующие органы; 3 - кора внутренняя; 4 - древесина;

5-

ветви

утяжеления гранулометрического состава почв, достигая максимума в

ценозах на черноземах тяжелосуглинистых. Величина рассматривае­ мого показателя также сильно зависит от строения поверхности коры

древесных пород . В этой

СВЯЗИ наибольший вклад в суммарное

загрязнение среди всех пород вносит шероховатая, глубокорассеченная

кора дуба (рис.

29).

Динамика вклада. В динамике отмеченные особенности вклада структурных компонентов в суммарное загрязнение надземной части древостоя в зависимости от лесорастительных условий нарастают

(рис.

30).

На гидроморфных и полугидроморфных почвах, а также на

участках ближней части ЗО-километровой зоны ЧАЭС долевой вклад древесины

в зягрязнение экспоненциально растет . что,

несомненно,

обусловлено высокими коэффициентами перехода и динамикой кор­ невого накопления цезия в древесине в этих условиях. На авто­

морфных песчаных почвах, особенно на черноземах. нарастает долевой вклад органов, экспонированных к выпадениям, несмотря на отсутствие в настоящее время значимого аэрального поступления радиоактивных

в е ществ. Последнее объясняется снижением со временем корневосо поступления цезия вследствие его необменного закрепления в данных почвах и. соответственно, относительного уменьшения его

накопления

109

ГОО6/

Рис.

30.

Экспоненциальная

аппроксимация

тренда

динамики

вклада

структурных компонентов в суммарное загрязнение J37Cs надземной части древостоя лесов центра русской равнины (средневзвешенные данные дЛЯ

БГЦ): А

-

на торфяно·глеевых почвах аккумулятивных ландшафтов; Б

п одзолистых песчаных почвах элювиальных ландшафтов; во-подзолистых

r -

на

оглеенных

черноземах

почвах

-

-

на

на де рн о ­

трансаккумупятивных ландшафтов;

оподзоле нных

слабоподзолистых пе сча н ых

В

тяжелосуглинистых;

Д

-

на

почвах элювиальных ландшафтов ближней

части ЗО-километровой зо ны ЧАЭС

J-

5-

кора н аружная;

ветви

110

2-

ассимилирующие органы;

3-

кора внутренняя;

4-

древесина;

в структурах, загрязнение которых определяется корневым путем . В

многолетнем ряду на фоне отмеченных общих закономерностей наблю­ даются о пр еделенные вариации , связанные с к л иматическими особен­

н ост ями отдельных лет. В экстремально сухие год ы долевой вклад внешних сло е в коры в загрязнение древостоя в большинстве случаев возрастает, а во в лажные год ы , напротив , ув еличивается вк лад компо­ н е н то в ,

за гря з н е ни е

кот о рых,

в основном,

определяется

корневым

поступлением (8 первую очередь, древесины), в то время как вкл а д коры н а ружной закономерно снижается. Т.е. при у меньш е нии досту п ­ н ост и цез ия и КОЭффlfциентов его перехода в растения роль внешних структ ур в загрязнении древостоя нараста ет; с увеличением ко э ффи­ ци е нтов пер е ход а цез ия , напротив, увеличивается вклад компон е Н1'ОВ.

загрязнение которых определяется корневым потреблением. а других ст р уктур р ез к о падает. Это свидетельствует о высокой динамичности

запасов I З7 Сs в древесине, несмотря на кумулятивный хара.ктер изме­ нения запасов ее биомассы. По величине вклада в за грязнение над зе м­ ной части древостоя структурные компон е нты в зависимости от рас­ смотренных факторов можно ранжировать сл ед ующим образом: для ценозов, сформированных в усл овиях гид роморфных И полугидроморф­ ных ландшафтов. а также в ближней ч асти зоны выпадений: древеси­ на > кора> ветки > ассимилирующие органы; в условиях авто морфных

ландшафтов : кора ~ древес ина> ветви> ассимилирующие органы. [В эт их рядах кора рассматривается без под разделения на ко рк у (пробка) и луб ( кор а внутр ення я )]. Можно сказать , что вкл ад коры внутренней в об щ ее загрязнение среди пород максим але н у осины (здесь несомн е нна

корр е ляция с биомассой); по ассимилирующим органам на п е рвое ме сто п о н ако плению выходит дуб, затем осина и примерно в равном со отн о ш е нии сосна и береза.

Таким образом, в зависимости от почвенно-экол огич еских условий в загрязнение надземной части древост о я основной вк л ад вносят раз­ личные структурны е комп о ненты. В це нозах, где ди намика КП цезия харак те ризуется трендом нарастания (гидроморфные п оч вы и участки бл ижн е й зо ны вы п аден ий) и ли слабо выраж е н а, н о коэффициенты л е ­ рехода достаточно высоки ( полугидром о рфны е почвы и участки цент ­ раль ной части ЗО-километровой зоны ЧА ЭС) основной вклад прихо­ дится на древесину. В ценозах на автоморфных почвах , х аракте­ ризующихся низкими коэффиц и е нтами п ерехода цез ия в растения и трендом падения их вели чин со временем , вклад древесины, несмотря

на п реоблада ни е ее б и омасс ы , за ним ает подчиненное п оложе ни е по сравне н ию с таковым у коры наружной. Наиболее ярко это прояв­ ляется на тяжелых по гранулометр ич еско м у составу почвах . Отсюда очевидно, что параметрuза ция п отоков радио нуклидов цезия п о ком­

пон е нтам древесн ого яруса не возможна без дифференциаци и ландшаф­ тов

110

выявленным показателям.

111

3.2.

РАДИОНУКЛИДЫ

В ТРАВЯНО-КУСГАРНИЧКОВОМ ЯРУСЕ ЛЕСНЫХ

БГЦ

в лесных БГЦ значимость напочвенного покрова в биогеохимии элементов обычно н едоо ценивают и з~за исзначительных по сравнению

с древесным ярусом запасов фитомассы. Вместе с тем известно , ЧТО физические и

химические свойства

почв ,

различны е

почвенные

пр о цессы и режимы (особенно в верхних гориз о нтах ) в о многом

о предел яются составом и структурой травяного пок рова

[103].

РАДИОНУКЛИДНЫЙ СОСГАВ ЗАГРЯЗНЕНИЯ И ЗАКОНОМЕРНОСТИ НАКОПЛЕНИЯ 137с. ТРАВЯНО-КУСГАРНИЧКОВЫМ ЯРУСОМ

По имеющим ся немногочисл е нным данным, самоочищ е ние травя­ нистой растит ель н ост и в среднем пр о исходит в древесных п о род

[8] .

3

раза интен с ивн ее, чем

Неа дек ватно сть с нижения загрязненности д р е­

весного и травянистого ярусов связана с особенностями ЦИКЛОВ развития растительности : од нолетнего

-

для большинства трав и многолетнего ­

для деревьев. Пр о и зраст ание травянистых растений и кустарников под пологом

ле са

делает

радиоактивными

возможным

частицами,

и

их

вторично е

п оступающими

из

заг рязнение

древесного

яруса

в

процессе его де зактивации (с ч е шуйками о тшелушив аю щейся коры, продуктами вымывания осадков и т . д .). Все это как бы растягивает процесс самоочищения травяного по кр о ва от поверхностного загрязне­ ния и оказывает существенное влияни е н а д инамику р ад и ону к л идн ого состав а его загря з нения в цел о м .

По сравн е ни ю с ассимилирующими органами д ревес н ых п о р од в

составе загрязн е ния травянистых видов более длит ель ный период при ­

сутствуют такие р ад ио нуклиды, как 144Се,

95Zr, 95Nb

и

106 Ru,

н аличие

к ото рых в ра сте ни ях в большей степ е ни связано с внешним загрязне­ ни е м (рис.

31).

Данные н у кли ды в травянистой р аст ительности р ег и стрируются в те чение

4-5

л е т п осл е выпа д ений . В дальнейшем в ради о н укл идном

соста в е травянистых растений , как и ассимилирующих орга н ов древес­ ных п ород, "рисутствуют то ль к о из ото пы ц ез ия и стронция .

Межвид овые вар иации сод ержа ния радионуклидов в травянистых р астениях более значимы по сравн е нию с таковыми у древесных пород.

Это обусловлено следующими причин ам и :

1)

различиями в площади rштания видов (у травянистых р асте ний, в

отличие от древесных , площадь питания невелика и не выходит за пре­

дел ы отдельных форм микрорельефа) ;

2)

видовым разно о бразием (у травянистых растен ий даже в пре­

делах одного экото па количеств о видов зна чительно превосходит ви­

д о вой состав древесных пород ).

Межвидовое варьирование содержания ниях в среднем составляет около

11 2

45 %,

137 cs в травянистых р асте­

причем в течение вегета цион-

Рис .

3/ .

Динамика

ДIfОНУКЛИДНОГО загрязнения

ра­

состава

травяюt с­

тых растен и й в лесах кил о метровой

30·

зо ны

ЧАЭС (средние значения при

n=

Ю- 15)

J - ~и; 2 _ 9sNb;

35-

IОБR u ; 4 _ 137Cs; 13 4Cs;

6_

144ес

.

, Bz t:,:::·:IJ ~:~;Щ @5

~I,I

_5

н ого п ериода о н о неодинаково и нара стает от весны к лету с после­

дующ им с ни жеН ll ем к осе ни (табл .

38) .

П оследнее, видимо, связа н о с

сезо нными вариа ция ~ш накопления 137Cs в растениях, Несмотря на Оtl ев и дность связи между видовой принадлежностью травянистых растений 11 аккумуляцией в ни х радионуклидов , до сих п ор

не удается с достаточ н ой убедительностью ранжировать отдель ны е виды п о ИХ н,копите ль н о й с пособности

[84, 85, 100, 175J.

Возм ож ность более достовер н ого ранжирования п оявляется при

использован ии велич ин сред н евзвешен ны х ко нцентраций 137 CS в фито­ массе различных видов травян истого яруса за весь п ериод вегетац ии .

Н а ос н ова нии

этого

показателя

среди дом иниру ющ и х

видов

Украинского П олесья, развивающихся в пределах од н о г о экото п а (ав-

Таблuца 38. Межвидовое варьи рова ние содержания 137 Cs в некоторых видах травянистых растеюtй уч . Д-) ( п о данным

1989-1993

гг ,) ,

HKlt!Kf

абс. сухой

ма ссы

Год

1989 1993

Мсащ

In 10

Май

ИЮНЬ ИюЛЬ Auгycr

Се lrrяБРI. Октябrь

Прuмечйнu е. Услов ,

м

±m

G

1,39 0 ,33 0 ,28 0,35 0.43 0.56 0,34

0,2 0 ,05 0 ,06 0 ,1 0,07 0,12 0,06

0,63 0, 15 0.17 0 ,28 0,19 0,33 0,16

1

7 7 7 7 7 7

обоз н , с м. табл .

V,% 45,8 46,4

61.5 79 43.4 58.5 47,9

max

Пlin

2.4 1 0.52 0 ,67 1 0,67 1,25 0,56

0.48 0,09 0, 11 0,08 О,I

0. 15 0,11

26,

11 3

Рис.

32 .

Накоплен и

137 Cs различными ми

0,5

травянистых

ий

в

пределах

экотопа

0,11

шенные

вида

растен

ОДНОГ<

(средневзве значения за

пе

РИОД вегетации, уч. Д ~ 1

0..1

г.)

1993

0.2

Виды растений :

1 - ландыш ма ilски й; 11 -папоparnих-орляк: 111 - майник двулистный: ТУ - костяника ; V - злак и;

8,1 о

V/ Vl/ -

к упена лс карстнс нная;

roричних горный

томорфный ландшафт), выделены ВИДЫ- концентраторы и дискрими ­ наторы

[82]

или деконцентраторы по А . И. П е рельману

[! 79).

Сред и

растений-концентраторов по накопительной способности 1 З7Сs выде· ляется ландыш майский (Convallaгia пот) ( рис .

majalis)

и о рляк

(Pteridium aquili-

32).

Содержание 1 З7сs в этих видах в

2- 10

раз выше, чем в других рас­

тениях. Аналогичные особенности накопления радионуклидов у пред ­

n частности у папоротника­ [57,82,2 15]. Минимальным накоп ­

ста вит еле й рассм а трива е мых семейств,

орляка, отмечают и другие авторы

лением характеризуется горичник горный (Реu с еdапum оriоsе l iпum) и купена лекарственная

на порядок меньше

(Polygonatum officinale). Они аккумулируют почти 137 Cs, чем ОРЛЯК. Эти расте ния условно могут быть

отнесены к категории дискриминаторов. Прочие виды , как видно из рис.

32,

занимают

промежуточное

п оложе ни е

меж ду

растениями­

концентраторами и дискриминаторами . В целом же можно конста­ тировать, что у представителей травяно-кустарничкого яруса кратность различий по межвидовому при з наку больше, чем у древесных растений , н о не превышает одного математического порядка .

Значимое влияние на накопление р ад ионукли до в травянистыми

растениями оказывают условия их произрастания. В многол ет них иссле ­ дованиях прослеживается четкая закономерность ув ел ичения содержа ­ н и я раДИОНУКЛИДО8

физма (р ис.

33).

8 расте ниях ,

про израстающих в условиях гидромор ­

Кратность различий по этому Гlризнаку достигает

20-30

величин. На ·факторах , обусловливающих повышенное накоплен ие ра ­ дио н уклидов расте ниями в гидроморфных условиях, уже неоднократно останавл ивались. Особое положение занимают растения-гигрофиты. в частно сти такие виды, как ирис водян о й

(Iris pseudacorus)

и пр едста ­

вители семейства осоковых (Сурегасеае). При одной и той же пл от ности загрязне ния эти растения накапливают в сотни раз бол ьше ра д ионук­

лидо в , чем виды-к онцентраторы на автоморфных почвах (см. рис.

33).

В структу ре напочвенного растительного покрова максимальными

уровнями накопления радионуклидов, в том числе зуются мхи (табл.

114

39).

137CS. характери­

1.11[;5 t

.30

t<6K/t
R'Л1I/AlIРРN~/ii

I Г,,;рgМlрtpншi 1

I

20

1 1 1

10

1

1 1 Ви8Ы

Рис . 33. Содержан ие

растении

137Cs в расте ния х, произрастающих в раЗЛИЧНblХ

эк отопах

Виды растении :

I-

3JlаЮt ;

костяника ;

J/ -

111 -

ирис 6олcrrnыд :

/v -

осока

Мхи , а также лишайн ики (о отличие от высших растений) , обладают рядом свойств , лриводящих К значительной аккумуляции в них хи­ мических элементов . Они довольно быстро реагируют на изменение концентрации радионуклидов в почв е. Все это п озволяет отнести мхи и лишайники к растениям-индикаторам радиоактивного загрязнения среды

[27, 121, 162, 301,309]. Накопление mes мхами более, чем на порядок, выше величины его максимального накопления травя нистыми видами н

в

2-3

больше по сравнению с лишайниками. Причем. как правило, у

мхов основная часть акт ивн ост и сконцентрирована в их отмершей

части . Содержан ие 1З 7 Сs

у пл ау н овых

почти

такое

пап оротников, а наименьшее накопление раДИОНУКЛИД08 в

Таблuца покровах

на

1991

же,

что

у

напочвенном

39 . Содержан и е 137Cs в м охова-л иш ай ник овом и травян и сто м 11 пределах од н ого экотопа, уч . Ш -5 (средние значения по данным

г . ), кБк/кг Вид

Вид

Мохово й п о кров

ЛUlUаiiнuко выu п о кро в

Dicranum rugozum : вегетирующая ча сть отмершая часть

Cladina arbusc ula 703 1073

Пл ауновые

Рlеurоsiuп schrebeгi вегетнрующая часть отмершая часть

425,5

740

Lyco podium clavatum

344,1

Папоротники

Среднее

Polylrichum juniperinum в е гетирующая часть

407

Тра вян о й п о кро в

332

Цв етковые растения

703

Сред н ее

146,2 115

растительном

ний .

п о кр о ве

характерно

дл я

высших

цветковых

расте­

Отсюда очевидно , что мохово-лишайниковый покров является

выраж е нным биоге ох имическим барьером на пути вертик а льной и гориз о нтальной миграции ради о нуклидов в лесных БГЦ.

Таким образом , и с п о льзование п ок азател е й сред~евзвешенных кон­ центраций радионуклидов в различных видах нап о чвенного п о крова за весь вегетационный период позвол я ет дать более объективную оценку

накопительной способности каждого вида п о от ношению к радио­ нуклида м. Ранжирование растений , особенно хозяйственно-пол е зных, по их нак о пительной сп особ ности им еет большое практическое значение.

Групп а дискриминаторов может пр ед ставлять интерес при п одб ор е видов ,

пригодных для вв еде ния

в культуру

в з о не радиаци о нного за­

грязн е юtя , в то ж е время раст е ния и з группы концетраторов перспек­

тивны для изучения механизмов п о глощения радио нуклидов, а также

могут быть использов а ны как биоиндикаторы при радиационн о м конт­ роле сырья , заготовляемого на загрязненных территориях.

ДИНАМИКА НАК О ПЛЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ

В ТРАВЯНО-КУСГАРНИЧКОВОМ ЯРУСЕ

Содержание химич ес ких элементов в растении меняется на протя­ жении п е риода вегетации . В отношении радиоактивных элементов так­ же им еются

бильна

указания

на то , что их

концентрация

в растениях неста­

[1 37, 230, 342].

Сезонная динамика. В течение вегетации содержание 1З7Сs в травя­ нистых

дикорастущих

растениях

изменяется

в

достаточно

широких

предел ах. Виды-концентраторы хар а кт е ризуются наиболее широким диапазоном изменения и наибольшим коэффици е нтом варьир о вания , в то вре мя как у предста вителей группы дискриминаторов эти п ок аза-

Таблица 40. Варьирование содержания 137 Cs В некоторых видах травянистых раст е ний в течение вегетационного пери од а (по данным В'Щ

М

G

±т

У,

%

1993

г. ), кБк/кг

1= 1тт

А вmоморфuыu ЛQндuшфm (уч . д- !) Злаки Ландыш Горичник К Уllе на Ор",", Майник

0,35 0,58 0.14 0,28 0.14 0,45

ОЩ

0, 13 0.24 0 ,02 0 ,12 62,4 0 .22

0,09 0.01 0 ,05 0,35 0.09

36.8 40 ,6 20,7 42 1.25 48,2

0, 19 0,26 0.08 0, 16

0,52 1 0 . 15 0,48 0 ,24 0,78

0,25

18,13 3 1,45 24,05

6,66 6.66 2.96

Гllдроморфuыu лоuдшафm (уч. д-з ) Злаки ЛаНДЬIlU Кocnпrnxа

11,53 18.62 7,9 1

1,43 3,1 3.03

ПрuмечtlJще. Условн. о(юз н а ч. СМ . табл .

116

3,5 1 7,6 7,43 26.

30,4 40,8 94

тели минимальны (табл .

40). Диапазон

колебаний

концентрации

ра­

Дион у клиДов и ход динамики связаны не только с видовыми особен­

н остя ми растений . н о и с условиями их произрастания.

В zuдроморфных условиях для большинства видов сезонная дина­ мика характеризуется однонаправленным трендом снижения концентра­

ции от весны к осени ( рис. 34). Содерж ание 137 Cs у этих расте ний к концу вегетации уменьшается в 5-10 р аз. В наиболее яркой форме отмеченная динамика ср ед и исследу е мых видов прослежива ется у кос­

ТЯНИКlI . У некоторых видов на фоне общего тренда снижения конце нт­

рации

I37Cs

отмечаются заметные колеб а ния его количеств а в от­

дельные периоды . Сход ный в целом характер внутривегетационной динамики имеют растения луговых ценозов, сформированных н а гидро­ морфных торфяных И торфяно-глеевых почвах. Следует также под­ черкнуть, что такие сезонные изменения характерны и для макр оэ ле­

м ентов , в том числ е и калия

[186J.

В противоположность этому на автоморфных у частках в сезонной динамике отмечается рост накопления 1З7сs от весны к концу пета, и л ишь отмирание растений (сентябрь--октябрь) приводит к его снижению за сч ет процессов выщелачивания (рис. 35). Отмеченно е поведение свойственно для

MHomx

микроэлементов

[20].

Абсолютный максимум содержания 137 Cs у отдельных растений может смещаться от июля к сентябрю, что, видимо, определя ется про­ должительностью цикл о в их развития (рис .

36).

Так, у ландыша

м а йского. цвет е ни е которого приходится на май-начало ию ня , такой

максимум отмеча ется в июле . Для растений, цветение которых при­

урочено к более поздним срокам, максимум концентрации IЗ7Сs наблю ­ дается в августе или сентябре. На приуроченности максимумов к определенным п е риода м

ск азываются

и

климатические

условия

от ­

дельных лет . Во влажные годы, когда вегетационный п е риод рас­

тягивается, абсолютный максимум содержания радионуклидов в се­ зонной динамике м оже т сдвигаться на более поздние сроки. Выра­ женность экстремум ов определяется видовыми особенностями раст е ­ ний : максимален он у видов-концентраторов, минимален

наторов (см. рис.

-

у дискрими­

35).

Однозначного прямого объяснения неадекватности сезонной дина­ мики накопления I З7Сs растениями , произрастающими в автоморфных и гид роморфных экотопах, найти пока н е предст авл яется возможн ым. В научной литературе д ан ных о подобных иссл е дованиях пра к тически н е т. Косвенным объяснением могут быть различия, определяемые ди­ н а микой химического потенциала, создава емого корнями раст е ний.

Э тот показатель зависит от интенсивности прир оста биомассы расте ний и д инамики их влажности

[103].

В условиях автоморфных л а ндш афтов

наб людае тся заметное снижение содержания влаги 8 расте ния х от весны к осени, что может привод ить к увеличению конце нтрации в них

137 Cs К концу ве гета ции . В гидроморфных услов иях количест во воды в расте ниях практич еск и н е м е няется на протяже нии всего этого п ер иода

[277]. 117

25 20

Рис. 34. Сезонная ДИН мика 137 Cs в травяни тых

• ..:-.......--....

....

Х__

D

-....

__

.,..3

м о рфных ландшафте (У " . Д-3. 1993 г.)

глеевых

-'

Маи НЮНЬ Июль

х-_

х

Z

почвах

гидр !

J -злаки ; 2 - костяника;

C~HfnJf6pb

Н8_уст

прои

растающих н а торфЯН I

~

Х

растениях,

1

3 - cpenltce

Ol(fnll6p.

hf~сяцы

0,5

Ри с . 35. Сезонная Д ина мика сод е ржания 137 Cs I различных

группах

рас

те н и А авто м орф ны : ландшафтов (средни( з н ачения за "х

х--"--_х

__ х--

__

)(

2

о Ln....,..aL.,,;=-Н~Нl.J..I(-6-:I!:-юLл-6-....L-;t:::еН:::m::":;5.;:'Р:....<116е!lсm

2

года)

I - н а к опител и ;

2 - дискриминаторы ; 3 - 1l1Ю'I.ИС

01fЛ7I1I1Р6

hfl1СДЦ61

0,7 Рис. L..

36.

Сезо нная дина­

мика содержа ния 1 З7сs 8

0,6

~

р азл ичных

видах

"

тен и й

.;

ландшафтов

~ 0,5 ~

о,ч

J - палоротннк-ортпс ;

2-

8,З Маи НЮНЬ

R8zgcm 0I'(Л7к6,. CellmJl6pII

Июль

Неснць/

11 8

(У Ч .

1994 г.)

~.,

ландыш майский ;

3-СРСД НСС

рас­

автоморф ных д- 1•

37.

Рис .

Многолетняя

д ин а­

мика содержания 137 Cs в тра­ вянистой

рас ти тельност и

томорф н ых

J

ав­

ландшафт ов

(с редне взвешенные

2

з н аче ния

дл я до минир ую щи х видов)

J-

лес;

1

ЗМСЖI.

2-

О

,,

'-

"-

~

.

~

'" '"

1

2

~ ;;; ~

~

~

~

ГОil61

"

;; ~

~ ~

,..

~

"

25

.,'"

12

'" .;

'8

~

38.

Рис .

м и ка

Многолетняя

соде рж ан и я

травянистой

A(IH a -

В

137 Cs

растительности

гидро м орф ных ландшафт ов

J-

лес ;

болото;

2-

3-

~

~

!i

'11 то

сред н ее

....

~

'"

~ ~

~

~

~ '" ~ ~

'"

'"~

0\ ~

".

."

~

ТIl"Ы

Результаты сезонной динамики свидетельствуют, что в м он и то­ ри н гов ых исследова ниях отбо р раститель ных проб необходимо пр о ВО­

Д ИТЬ д ифференцир о ванн о: для вид о в с н евысок им варьированием

содержа ния 137Cs возможе н одн о раз ов ый отбор в середине ве гета ции , для пр о чих

-

мн огоразовы й в тече ние всего вегетационного п ер и ода. В

аспекте миграции р ад и о нуклидов в трофической цепи "растен и я-д ики е

ж и вотные" дина м и ка н акопле ния I37 Cs травя нисты ми растениями предопределяет усиле ние потока 137Cs весной и в ко нце пета. М н оголетняя динамика. В многолетнем ряду содержани е 137Cs в травя н о-куста рни чковом ярусе в общем п лане сход но с таковым в дре­

весной растительности соответствую щи х ландшафтов. В п е рвы е года

по сле ·выпадениЙ

пр ак тич ески

во

всех

2-3

экотопах от м ечается

сн ижение количества 137 Cs 8 тра вянистых видах (рис.

37).

В последующем ход дин ам ики м е ня ется в зависимости от почвенно­ э кологических условий. Н а автоморфных участках общее н аправле ни е

дин ам ики сохраняется , хотя инте нсивность падения содержа ния 1 ПСs в травянистой раститель н ост и с года ми значительно уменьшается . В то же время на участках гидроморфных ланд ш афтов, напротив , нач ин ая с

1988

Г ., в целом наблюдается р ост рассматриваемого показа тел я ( и ск­

лючая э к стрем ально сухой

содержа ния

137Cs)

(рис.

1992

г ., когда н аблюдалось резкое п аден и е

38). 119

Такой характер динамики накопления

137 Cs В растениях связан (

динамикой биологической доступности радионуклидов в различных ландшафтах и степенью влияния глубокого иссушения почвы в экстре­ мально сухие годы на физиологические процессы в видах-гигрофитах и ксерофитах.

Сравнение многолетней динамики содержания 1З7Сs в травяном покрове

лесных и луговых залежных

участков показывает,

одной плотности загрязнения концентрации лесных ценозов примерно в

2-3

137Cs

что

при

в растительности

раза выше, чем на залежи (см. рис.

37).

Т.е. травяно-кустарничковый ярус в лесных БГЦ при соответствующей

продуктивности вовлекает в биогеохимические циклы большее коли­ чество радионуклидов, чем в ЛУГОВblХ ценозах и играет значимую роль

в биогеохимической миграции радиоактивных элементов в лесных ландшафтах.

3.3. АККУМУЛЯЦИЯ ВЫСШИМИ

РАДИО НУКЛИДОВ

ГРИБАМИ

Грибы являются одним из основных продуктов побочного пользо­ вания лесом и наиболее ваЖНblМ объектом в аспекте радиоэкологиче­ ского мониторинга . Особый интерес к грибам в радиоэкологии проявля­ ется потому. ЧТО они являются концентраторами различных химических

элементов, в том числе и радионуклидов, и могут быть использованы в качестве биоиндикаторов заrpязнения внешней среды.

По накопительной способности

137Cs грибы значительно преоосхо­ 39). Удельная активность грибов

дят все другие компон е нты БГЦ (рис.

по 1З7Сs не только выше его концентрации в растениях, с которыми многие из них находятся в симбиотических отношениях, но и субстрата. на котором они произрастают. В среднем удельная активность грибов более, чем в

20

раз превосходит таковую максимально загрязненного

слоя лесной подстилки и почти на три математических порядка мини­

мально загрязнениого компонента БГЦ

-

древесины

[278].

Интенсив­

ность поглощения грибами изотопов цезия И3 почвы гораздо выше, чем

у сосудистых растений. Они поглощают его даже интенсивнее, чем калий [31З. 3ЗО]. Одним из основных факторов, определяющих накопление радио­

нуклидов ГРJ1бами, является их видовая принадлежность 1 . Межвидовые вариации накопления 137CS грибами максимальны сре­ ди других компонентов БГЦ и достигают одног<гдвух, а по частным

определениям

-

трех математических порядков (табл.

41).

Последнее,

видимо, связано с наложением влияния условий местообитания , кли­ матических особенностей года и динамики биологической доступности

I В лесах Россиiiской Федерации. Украинс коro и Белорусского Полесья, 8 наибольшей степени подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на ЧАЭС. выявлено около

200

ВИДОВ и раЗНОВllДносте:й шляпочных грибов. К ведущим по числу

видов отно с ятся представители родов (говорушка) ,

120

Lactarius

(мл е ЧIIИК),

Russula (сыроежка), Boletus (БОРОВIIК), Clitocybe Amanita (мухомор) и некоторых цруп!х [44, 104,259].

~

" '"""

~ ...~ ~ ~

..~

•~

~

о

lZJII56 Л",,'а

Рис.

39.

78

'Р17стl!ниlI

Удель н ая аКПIВН ОСТЬ различных ком п о н е н тов БГЦ (у средненные

дан ны е за

1991

г . , 5.кило м етровая зо н а ЧА ЭС)

1 - О; 2 - 0-5 см ; J - 5-10 с м ; 4 - О + (0-10 см); 5- древесина сосны; 6 - npиростсосны 7 - древесный ЯР УС (среД НСIi 3ВС Ш СНII3Я); 8 - ",ЗlНшн стая раСТ llтещ. н ость; 9 - мхи ; 10 - Лll ш аftн нки ; } I - грибы (Xerocomus badi us) текущего года;

131 Cs на нако п ление ЭТОГО радионуклида. Влияни е п сречисленных факторов в з н ачитель н ой сте пени ни вел ир уется при расчетах сред н ей

многолетней величины н ако пления 137Cs ДЛЯ отдельн ы х ВИДОВ , ЧТО п озво ляет вы ч лен ить вл ияние ВИДОВОГО фактора

на

исследу ем ый

показатель и ранжировать ра зл ичны е ВИДЫ гр ибов по их накопитепьной спосоБ Н ОCnI .

Минималыюй концентрацией рад иоцез ия хар акте ризуются п редста­ вители эколог ич ес к о й группы сапротр офо в, что от м е ч аю т и другие

авторы [311,320, 331] (см . табл. 47). К ним примыкают виды из гру ппы ксилотрофов (Аm1i ll апе ll а mellea). Более заг ря з н ены ВlI ды-с и мб и от р о­ фы. Среди п ослед них оче н ь вел ико межвидовое варьирование . Величи­

на накопления 137 Cs различается почти в 10 р аз . Это связа но со з н а­ чительными вариациями глуби ны залегания мицелия и при уроче нн остью

мицелия отдель ных видов симбиотрофов к наи более загряз н е нным слоям орга н о-м ин е р аль н ой толщи п очв . В да нн ой эколо гич еской группе глуби н а залегания мицелия варьирует от поверхностного слоя лесной

подстилки

0 1 до 50-60 см

минерального слоя

[310, 357J.

в то же время

максимум содержа ния 137Cs в почве в н астоящий период практически п овсе м ест н о при уроче н к ни ж нему гумифицирова нн ому слою лес н ой

п одст илки

03 [280J. В

целом в рассматриваемом ря ду по н а коп итель но й

способности выделяется свинушка тонкая

п ольский

(Xerocomus badius)

(Pax illus involutus), rufu s). Эт и

и горькушка (Lасtап u s

гри б виды

б ыли пр едложе ны для и с п ользова ния в качестве б(lQ индикаторов ради ­

оакт ивн ого загрязне ния лесов

[240, 318 , 329, 343J.

В п оследующем, п о

мере за глубле н ия 137Cs в минеральны е сло и ПОЧВЫ в ряду н ако питель-

121

Таблица 41. Удельная активность 137CS различных видов гри бо в лесов ЗО -килом е тров ой ()"=

зоны

ЧАЭС

(сред ние

многолетние

данные

при

185 кБк/м')

ЭКОЛО Г1IЧСС-

ВИДЫ грllбоВ

Размах

М. к6к/кг

варьи-

кая грутша

РОRания

пс

Lycopcrdon perlalum Canlharellus cibarius Clitocybc sp. Aлnillariеllа mcllea Leccinum аurалliасum Boletus cdul is Amanita muscaria Lactarius песаlОГ Leccinum scabrum Russula sp. Hydnym гсралdum Lactarius torm.inos us Paxi llus involutus Xerocomus badius

6,5 6,8 12,0 14,3 32.0 34,9 35,8 52,8 67,9 77,9 94,5 163,5 197, 1 213,3

ПС пс К мк мк мк мк

мк мк сп мк

СП,(МК> мк мк

Lactarius rufus

ПРШ.4е'ШН ш. ПС-сапротроф (на почве); КП сапротроф ( на rюдcrнлке); М

-

-

2,1 1-10,4 3,33-11,8 3,44-18,8 1,15-37 4,26-81,4 10,73-59,2 4.07-111 8,51- 199 ,8 18,94-177.6 1,11-259 5,99-125,8 7.03-256,7 1,67-555 192,4-236,8

226,7 ксил отроф; мк

3,7-'555

-

си мби отроф; сп­

среднее арифметическое.

ной способности, несомненно, будут происходить п е рестановки, и мак­

симальным

накоплением

виды , например

137 Cs станут характеризоваться Boletus edulis, мицелий которого располож е н

глубоких сло ях

почвы

и

который ранее

на

другие в более

примере глобалы:ых

выпадений был охарактеризован как вид-концентратор

[310] .

\

Анали з статистических пара метров содержания радиоце з ия в раз ­

личных компонентах БГЦ свидетельствует, что коэффициент варьи­ рования (У) этого показателя в грибах практич ес ки соответствует таковому в растительности (табл.

42).

После днее позволяет говорить об адекватности факторов. обуслов­

ливающих неравномерность накопления 137 Cs высшими растениями и грибами . Таковыми могут быть неоднородность р ас пределения радио­ нуклидов в почв е нном блоке и их биологическая доступность, опре­

деляемая вариациями почвенных свойств. Пространственная неодно­

родность распределения 1З7Сs в почве составляет около примерно в

2 раза

30%,

что

ниже , чем варьирование содержания этого нуклида в

грибах и растениях . Следовательно, влияние фактора почвенной среды , обусловливающее подвижность радионуклидов, или равно воздействию фактора пространственной неоднородности , или даже превосходит его и

является определяющим в варьировании содержания

137CS

в грибах.

ПРЯМblМ подтверждением высказанному положению является зависи-

122

Таблица 42. Варьирование содержан ия 137 cs в некоторых компонентах лесных БГЦ (5-кило метр овая зо на ЧАЭС. по данным на

комJIoнсюы
БГЦ

М

±m

max

1991 , г.). тin

G

V.%

Лссная ПОДC11fлка, кИ/км: 2

103.3

1.9

270

11

32,4

31

0+(0-10)

123,2

1,8

282

23. 1

31.3

25

РаститсльныR покров

Грибы

ДРСВСС Иllа , нКи/кг

149,1

14,6

320

20

npиросттскущс го года

1723. 1

153,8

3900

290

90 996,9

57.9

(Xcrocomus badius),

372.5

52,2

740

110

209

56. 1

60,4

мкКи/Кг Пршичанuе . Уел. обозн. см, табл.

Таблица

43,

26.

Влияние экологических условий произрастания на накоп лен ие

1З7сs различными видами грибов (по данным на 1990 Г., о' = 185 кБк/м 2 ), кБк/кг сухого вещества

в,щ

ЭлювиалЬ-

Аккумуд.я-

лы й ланд шафт

ТИННЫЙ лаНJ1.lIIафт

Lycoperdon pcrlatum Armillariela mcllea Russula sp, Macrolepiota procera Lactarius necator Clitocybe sp. Paxillus involutus Lactarius tormi nos us

2. 11

5.55

1.52

37 170,2

229 4.81

8,14

70,3

8.88 14,43

66,6

37

777 62,9

70.3

мость накопления I37Cs одними и теми же видами грибов, пр о израс­ тающими на участках с одинаковой плотностью загряз нения, но в

различных почвенно -экологиче ских условиях (табл .

43).

Виды, разви­

вающиеся на тор фянисто-подзол исто-глеевых лесных почвах аккуму­ лятивных ландшафтов, накапливают примерно на порядок больше 137 Cs,

чем те же виды, произрастающие на дерново-подзолистых почвах

элювиальных ландшафтов . Вместе с тем коэффициенты

парн ой корреляции между кон­

центрацией 137cs в грибах и рядом таких свойств почв, как содержа­ ние гумуса, обме нного кальция и калия, рН и других, оказывающих

влияние на миграционную подвижность 137 Cs В почвах, как правило,

123

Таблица

44. КоэффициеНТbI корреляции (г) между концентрацией I37Cs

в грибах и неКОТОРblМИ свойства ми п очв

Показатели

r

М ОЩНОСТЬ лесно Гl подcnlЛКИ, см

Содержани е гумуса,

%

р

-0,56 0,25

0,95 0,9

0,2

0,5

0,2

0,5

рН (ооле ооjj) рН ( водный)

uщt:ржание обменного Са 2+ , мг-экв/lОО r Содержани е ПОДВllЖНОГО К 2 О, MГ/кr

Прu.че'IШIШ! . ПРО'lсрк означает, 'I ТO СПЯ3 1 , отсугствует.

н езнзчимы или з н ачимы с н е выс окой вероятностью (табл. видимости ,

это

связано

с

совокупным

влиян и ем

44).

По всей

компле к са

выше­

перечисленных свойств почв и(или) невозможностью ох ват а

всей

п лощади пита ни я грибов точечным м етодом о пр еделе ния свойст в п очв.

Однако в первом при ближен ии расчеты п оказывают н ал ичи е связи

между мощностью лесной подстилки и накоплением

137 CS грибами. На

это же указывают и дру гие авторы , отме ч ая , что размеры поступления

радио нукли дов в грибы ус и л ива ются при у вел ич е нии за п асов лес н ой подС'Гилки

[117] .

Расчеты не п о казывают также наЛllчие достов е рной коррелятивной

связи между содержан ие м

137CS

в грибах и плотностью за гря з н е ния

участков , на которых они пр о и зрастают (табл. величины,. связа ны

с те м ,

ч то

в

45).

и сследова ниях

Возм о жно, ни зк и е достаточно

трудно

снивелировать влияние простр а нст ве нн ой н еод н о р од н ост и распределе­

ни я I З 7Сs , которая даже в пределах огра нич е нн ого участка достаточно велика [34 1). Отсутс твие достоверной корре лятивн о й свя з и между рассматриваемыми п оказате лями в подобных условиях отме чали и

другие авторЬ!

[293]. В месте с те м обращает на себя

Таблица Л ЯЦ I1И

45.

( г)

К оэфф ици е Н ТbI корре ­

между

концентрацией

137 Cs 8 грибах It в по чве

в ним а ни е тот ф а кт, что

величины

коэффициентов корреляции им еют отрицательный з н а к . Это в целом свидетельствует

о

том,

что .

н есм отря н а ни зкую связь , пр осле-

Слои

r

Р

живается од н о н апра в лен ное

тором,

О

0,5

0- 10

-0,22 -0,32

0+(0-10)

- 0,33

0,5

124

влия-

ние какого-то фактора. Таким фак-

почвы

0,5

как это

ни

парадоксально ,

м ожет б ыть мицел ий сам их гри бов. П о данны м ря да а вт о р ов н а коп-

ле ни е

137 Cs

В пл одовых те лах гри -

бов о пределяется, главным обра-

Табли ц а

46.

Дифференциация радионуклид ов цезия

в

плод о вых

телах

грибо в ( уч, К-З и Ш-I ). МБк/кг абс. сух. в ещест в а

По_аза­

I .

Bolctus edulis

Год

1 34с,

137Cs

1990

0. 11

0.96

тел ь

НОЖЮI Шляпки НОЖЮI

Lacuuius necator

0 .11 1991

Шляпки

Macrolepiot.a рrocеГа

Молодой

1990

Старый МОЛОJ\ОЙ

Lacuuius nccator

199 1

Старый

зом, н ако пл е ни е м е го

в

многолетнем мицелии

0.85

8.51

0.74

8.88

0.01

0 .08

0.01

0.08

1.67

17.39

1.67

17.39

[304] .

Возможно, для

огра нич е нны х т ер ритор ий это пер ек рыв ает влияние пространственной

неоднородн ост и за flJязне ния п очв на накоплени е 137 CS в грибах . Инте н с ивн ост ь а кк умул яции химич ес ких элементов и зме н яе тся по м е р е р аз вития пл одо вы х тел и неодинако ва у р азл ичны х частей гри б а

[225 ,226, 272J.

В молодых пл одо вых тела х содержа ни е элеме нто в , как

правил о. Вblше. ч е м в старых , а конце нтрация их в шляпк ах больше,

ч е м в н ожках , п оскольку все обменные пр о ц ессы в гриба х н а и более инт енс ивн о протекают им е нно в ш ля пка х

[19].

Вместе с тем знач имых

р азл ичий в к о нцентра ции рад ионуклидов, в t!аСТН ОСТ И 137Cs, между отде льными частями плодовых тел грибов н е выявлено (табл.

46).

Отмечается лишь слабая тенденция к повышению е го нако пл е ния в шляпк а х , н а что у ка зывают и другие авторы (303 ]. Также н е выявлено существенных различий в удельной активн ости 137Cs у м о лодых О -2-д н ев ных ) и старых (IО -д невных) плодовых тел. Мн оголетня я динамика накопления ра д и о нуклид ов гр и ба ми в лес­ ных формациях н а территории центральных р а й о и ов Восточно-Евро ~ пейск о й равнины им еет до вольно сложный хар актер и м е няется в за­ висимости от удале нн ости участка от ист оч ник а вы броса (т.е . фи з ико­ химической при род ы ра д и оакт ивных выпад е ний ); климатических и п о ч­ в е ин о-экологи че с ЮlХ условий (т ип а почвы и особенностей стро е ния п од­

сти лки ) ; видовых особе нн осте й грибо в и , в ч астности , как от м е чают не ­ кото ры е иссл едовате ли , глуб ины р ас про стра н е ния мицел ия

[357]. В

це­

лом в многол е тней динамике , рассматрива е м ой н а ос н ова нии изм е нения

коэффициентов п ерехода 137 Cs в грибы , отме ч ается следую щее (табл.

47) .

В п е рвы е

1-2

год а удел ьная активность грибов от н ос ит ель н о не ­

вы сока и о пр еделяетс я , в ос новном, внешним загря з н е ни е м IlЛ ОДОВЫХ

тел , О чем св и детел ьствуе т б лизость р ад ион у клид н о го состава их за­

гряз н е ния (табл. 48) с таковым радиоактивных выпадений [96J. Ч е рез года, когда ос н ов н ое ко л ич е ство ради о нуклид ов в почв е п ере м е­ щается в ф е рм е нтативны й слой подстилки 02, густо переплетенный

2-3

l2S

Таблица 47 . Многолетняя динамика КП JЗ7сs в некоторые виды грибов, (Бк/кг)/(кБк/м' ) Годы

Виды

1994

1987 Украина

30-километровая зона ЧАЭС,

6

к,м на заnад*, элювиальный ландшафт

(уч . Ш-l)

28 651

Lactarius necator Paxillus involutus Russula sp. 28

Lactarius necator Paxillus involutus Russula sp. 28

172 3621

155 1091

240 2264

479 1700

375 594

200

566

2000

542

км на Ю2, элювиальный ландшафт (уч.

76 506

95 827

104

77

48 200

100

98

12

96

-**

1321 92

p-l)

52 182

5 10

7

375 2500

339

417

821

175 1923

1800

1174 2174

1851

1346

780

522

697

Россия

Брянская обл., Злынковский Р-Н,

200

к,м на севера-восток,

транзитно-аккумулятивный ландшафт (уч. Зл - 1)

1828

Lactarius sp. Paxillus involutus Russula sp.

510 690

Брюккая обл., Клинцовскuй р-н,

260

к,м на севера-запад,

транзитно-акку,Мулятивный ландшафт (уч. Кл-l)

313 1581 1369

519 3463

904 3132

1175

663

Калужская обл . , Хвастовичский р - н,

450

км на севера-запад,

транзитно-аккумулятuвный ландшафт (уч.

Paxi1Jus involutus Suillus luteus

126

111 110

к,м на Ю2, аККУ'мулятивный ландшафт (уч. Д-зу

Lactarius necator Paxillus involutus Russula sp.

Lactarius necator Paxillus involutus Russula sp.

-

E-I)

43 6

ТаБЛIlU,tl

(окончани е)

47

1987

1994

Тульская оБА . , Пла вскuй Р-Н,

550

км на се вера-запа д,

mранзu mн о- аl<кумуляmинныu ландшаф т (уч. Пл-J )

Lac(anus neca(or Pa xill us

167 1 89 1 б

2

30

i п vо l uш s

Agaric us sp.

11 534

.. Расстоян ие и н ап равлен ие от исто чика выброса . ... Прочерк оз н ачает отсутствие данных. Таблица

48 .

Изм ене ни е радионуклиднаго состава гриб ов ле сов ЗО - кило­

м е тр ово й зо ны

ЧА ЭС н а

пример е

Paxillu s invo lu[u s, % ( п лотность за­

грязнения уч астка по 1 З7 сs рав на 185-259 кБ к/м 2 ) Годы

2,3

1987 1988 1989 1990 199 1 1992 1993 1994

11,09 4,3

17,б

3б , 9

17,5

78,2 85,4 88,9 92,4 94

14 ,б

11 , 1 7,б

б

2,3

2

8,2

18.8

9б

4 3,3

9б.7

ПРIl.меч.анuе. П JЮ Ч С РI< 0з на'la СТ содер жани е раДIfОНУl<Л lf ца ниж е детскntр ус м о го уров ня.

гифами грибов, н аблюдается относительный максимум накопле ния 137Cs в последних. В п оследую щи е год ы динамика характеризуется тре'Н до м

сни же ния КП 137 C S в грибы . Однако п о отдел ьным годам на фоне отме ч е нных общих зако н о мерностей возможны отклонен и я как в ту,

так

и

в другую сто р о ны .

В

экстремаль н о с ухие

годы

( 1992

г. )

н акоп ле ние 137 Cs гри бам и о чень небольшое, тогда как во влажные о но з начит ел ьно- возрастает. Очевидно, ч то да нные кол е б а ния в ц ело м св я за ны

с

КОЛИ~l еством

оса дков.

показателями с РО.95 оце нивается г

Т ес н о та

= 0,82 .

связи

между

данными

Вм есте с тем , в ряд е случаев

пери од н арастания в ел ичин КЛ в многолетнем ряду растягив ается на

более дл ительный

ср ок

-

до

5-6 лет . Это отмечается как для Lactarius necator), что м ожет быть

отдель ных видов гри бов ( например

связано с глуб и ной р ас пр о стран е ния и х мицелия, так и в экото п ах с

мощными полн о пр оф и ль ными ИЛИ слабоото рфованными п одст илками , которые

св о йств е нны

лесам

Брянск ой

об л .

рф

и

цен оза м

на

акку мулятивных л андшафтах Украинск о го Полесья.

127

Бк /КГ

Рис.

137 CS,

40 . Содержание 90Sr. 238+239pU в

грибах 30~километровой ЗОНЫ ЧАЭС (по данным на

Если рассматривать

вариации КП по

1993

г.)

территории загрязнения в

пределах Восточно-Европейской равнины 8 целом , то можно заметить,

что в первые ГОДЫ большое влияние на накопление 137 Cs оказывал фак­ тор удаленности от источника выброса , Т.е. физика-химическая природа самих радиоактивных выпадений. В ЭТОТ период наибольших значений

КП достигают на участках, достаточно удаленных от ЧАЭС (Тульская, Брянская обл. РФ). там, где выпадения были представлены в ОС НОВНОМ газоаэрозольной компонентой

[92 , 167].

В последующем более значи­

мую роль начинают играть ПQчвеННQ-экалагические условия. Сте пень их влияния нарастает по мере усиления способности подподстилочны х

слоев почв к необменному закреплению 1З7Сs, т . е . в ряду почв : ТОР­ фянисто-подзолисто-глеевые

< дерново-подзолистые песчаные < дер­ < светло-серые лесные легкосуг­

ново-подзолистые легкосуглинистые

линистые

<

черноземы оподзоленные . Вследствие этого максимальное

падение КП

137 Cs

В грибы (почти на

4

математических порядка) отме­

чается на участках с черноземными почвами . Такого паде ния рассмат­ риваемой величины не наблюдается ни на одной из территорий, где сформированы другие типы почв. Минимальное снижение КП зафикси­ ровано на участках ближней зоны выпадений, где динамика КП дО на­ стоящего

времени

определяется

не

процессами

закрепления

радио­

нуклидов в почве, а процессами их высвобождения из частиц топливной компоненты.

Роль грибного комплекса в поглощении таких биологически значи­

мых радионуклидов , как стронций и плутоний, невелика

накапливают на 3 математических порядка меньше

[328J. Грибы 90Sr, че м 137 Cs И

минимально поглощают изотопы плутония (рис.

Таким образом,

40).

грибы являются абсолютными концентраторами 137 Cs в биогеоценозе. Если учесть, что запасы биомассы мицелия составляют около 200 г/м 2

[335],

то становится очевидно, что грибы играют весьма значительную

роль в биогеохимической миграции этого радионуклида.

128

3.4.

НАКОПЛЕНИЕ РАДИО НУКЛИДОВ

ДРУГИМИ ВИДАМИ

ЛЕСОХОЗЯЙСТВЕННОЙ ПРОДУКЦИИ Оценка поступления радионуклидов 8 различные ВИДЫ продукции лесного хозяйства позволяет не только определить границы ее 803~ЮЖНОГО использования, НО и рассчитать Дозовые нагрузки на человека.

В интегрированном выражении по степени загрязнения СТВОЛОВОЙ

древесины

137Cs породы располагаются 8 следующий ряд : береза> 41 ). Таким образом, наиболее ценная лесо­ хозяйственная порода - сосна, загрязнена в меньшей степени. Следо­

>

осина> дуб> сосна (рис.

вательно, ареал

ВОЗМОЖНОГО использования ее древесины

на загряз­

ненной территории шире, чем у других пород. Вместе с тем ареал использования

березы,

как топливной древесины,

должен

быть

существенно ограничен, поскольку образующийся при ее сжигании

древесный уголь имеет концентрацию 137 Cs на порядок большую. чем в исх од ном сырье . На степень загрязнения стволовой древесины всех исследуемых пор од существенное влияние оказ ывают условия место­

обитания. Загрязнение древесины п ород, пр о израстающих на гидро­

морфных почвах аккумулятивных ландшафтов, в

3-38

раз выше, чем

на почвах элювиальных ландшафтов . При этом наибольшее влияние лесо растительные

частей березы,

а

условия

в

оказывают

целом древесные

на

загрязнение

породы

структурных

по степени

ВЛIIЯНИЯ

лесорастительных условий на их загрязнение располагаются в следую­ щий ряд: береза> сосна> дуб.

Продукт ы переработки древесины: горбыль, представляющий со­ бо й наи более молодую и активную часть древес ины (заболо нь), и брус, состоящий из мертвых клеток (ядровая древесина), различаются по

степени загрязнения : брус 8

1,5-6

раз чище горбыля (рис.

42).

Степень

этих различий зависит от породы и удаленности участка от источника

выброса. Наибольшие различия между брусом и горбылем отмечаются у дуба, затем у сосны и минимальны они у березы и осины. В целом же практически на всей исследуемой территории , включая ЗО-километ­ ровую зону ЧАЭС , удельная ак т ивн ость бруса не "ревышает уста­ новленных нормативов на содержание ради о нуклидов ,

бруса

дуба

и

березы

ближней 5-километровой зоны,

загрязнение

"ревышает эти

са

древесина

Ри с .

41 .

ИСКЛЮ~lением

D.,5

которых

нормативы

примерно на порядок

196, 204-206].

З3

из

[53,

Помимо бру­ может быть

Среднемноголетние

КП 1J7Cs в о ко ренную дре­ весину

различных

древес ных

п ород

5 А . И.

ЩСГЛОR

129

liepeJU /lCUHU I!O'pt'6'.116 Сосна

/l

z

1

s

J

7

5

'~7,

GS.OTH.eA·

Рис . 42. И зм е НС Нll е

концентрации 137 Cs

в

продуктах

персработки

древес ины

использована

на

другие

пиломатериалы

(обрезная доска. тарная

дощечка и Т.Д.), ДЛЯ которых КП 1 З7Сs значительно ниже, чем Е стволовую древесину и близки к так овы м для бруса . Содержание ради­ о нуклидов в других видах лесной прод укц ии

-

живице, смоле и особе нн о

скипидаре , также существенно ниже , ч е м в ИСХОДНОМ сырье . П о степени загрязнения данную пр одук цию МОЖНО расположить в следующий ря д:

древесный уголь'

>

горбыль > др е вес ина > брус> живица> смола>

скипидар. В дан н ом ряду р езко выд ел я етс я древесный

уголь, у

которого КП 1З 7сs на порядок выше, чем у древесины. В проти­ воположность этому

плотностью до

220

загряз н ение с кипидара

и

смолы

на

участках с

кБк/м 2 по 137CS мало отличаются от фонового. что

свидетельствует о достаточно шир о к ом д иапазоне пл от но сте й за гряз­ н е ния, при которых можно использовать указанную пр одукцию. Как правило ,

эти

виды

продукции

при

их

за готовке

и

пр о и зводстве

на

за грязненной территор ии , где разр еше но ведение лесного хозя йства , могут б ыть исп ользо ваны без ограничения .

По подсч етам р е сурсоведов, продуктЬ! леса недрев ес н о го проис­ хождения в н е ск о лько раз превыш ают древесину

[244] .

Основ н ая часть

этих продуктов имеет более высокие уровни радиоактивного загряз­

н е ния, чем древесина. Так, сено, заготовляемое на п ереувла жненных

лесных лугах, характеризуется КП 137cs выше

n· 10- 1 мЧкг. Это озна­

чает, что при плотности радиоа ктивно го загрязнения п о 1 З7сs от 37 до 110 кБк/м 2 после радиационного контроля сено может быть и споль­ зо вано для кормл е ния моло чн ого скота т ол ько в сочетании с чистыми

добавками, а при более высоких уровнях загрязне ния о но вообще непригодно для употребления. Для откорма мясного скота сено с таких угодий не может быть использовано при плотностях радиоактивного

130

Таблица

49 . Статисти чес кие показатели содержания и расп ределения 137Cs и

90Sr 8 компонентах х войной ла ПК~1 8 лесах ближнеrl зоны ЧАЭС Украины (по данным н а

1992 г.. сред ни е

И сследуе мы е

величины п р и М

n = 42) max

±т

min

G

V.%

Ilap<wcTpbI

Прирост текущezо lода (хвоя Масса . г *

%" В лаж н ость. вес . %

137 Cs. нКи/кг % 90S r , нКи/кг

%

344,9 35,9 63.4 1746,7 66,3 328,1 28.4

20,7 0,62 0,31 156,3 0,76 78,6 2,5

+

605,9 44,9 68,9 3900 84,8 2100 79,6

ветви)

114 27 ,3 58 ,8 290 53,7 18 4

134,3 4 2 1012,9 4,9 491,2 16,5

38,9 11 3,2 58 7,4 149,7 57,9

143.4 32,6 46,2 71 9,1 28 5,1

123.4 3.4 2.5 3 10,6 4 595.4 13,7

33 8,6 4.4 64,9 19,9 145,5 43, 1

84,6 20,8 54 85 6, 1 16 0,8

81 3.5 2,7 307,8 3,2 556,1 15 ,5

35,2 14,5 4,5 58.4 23, 1 130,8 38,9

Хвоя прошлых лет

373,8 39,6 56,1 478,7 19,9 409,3 31,7

Ма сса , г

% Вл ажность , вес.%

137 Cs.

нКи/кг

% 90S r , нКл/к г

%

19 0,52 3,9 47,9 0,62 91 ,9 2.1

589,5 44,4 62, 1 1300 29,9 239 1 62,2

Ветви nроtu.Лых л ет

230,5 24,5 59, 1 527 13,8 425, 1 39,9

Ма сса. г

% Вл аж н ость. ве с. %

]37 Cs.

нКи/кг

% 90S r , нКи/кг

%

12,5 0,54 0,42 47,5 0.49 85,8 2,4

434, 1 38,5 67,7 1200 25 .4 2500 90,2

ХвоЙн.ая лапка в целом

М асса.

949,2 100 59,7 942,2 100 106,2 100

r

% Влажность, вес . %

137 Cs,

нКи/кг

.

% 90S r , нКи/кг

%

50,2

1582,8

352,2

325,4

34

0 ,32 84.4

64,9 2 168,3

54,6 157

2,1 547

3,5 58

30,6

985,5

4,8

198,4

186,8

• В п ересчетс н а всщсcmо. высушенное пр н t

•• % ОТ суммы

Усл. оСюз н. СМ. табл .

5"

= 10S о с.

в Х80iuюй лапке.

26.

131

загрязнения свыше 37 кБк/м 2 [53, 196, 204-206J. Относительно низкое содержание радионуклидов (В частности I з7 Cs) имеет хвойно­ витаминная м ука (табл.

49).

Поскольку она используется на корм скоту

R вид е добавок, заготовку ХВОЙНОЙ лапки при п лотно ст и загрязнения до

370

кБк/м 2 МОЖНО не ограничивать. Среди различных видов лекарст­

венного сырья (травянистые, кустаРНИЧКО8ые , древесные растения , грибы и ягоды) при прочих равных условиях в

наибольшей степени

загрязнена кора деревьев, затем (по мере убывания) листья древесной и кустарничков ой растительности, ягоды и травянистые растения.

Относительно малым загрязнением характериз у ются отдельные ВИДЫ грибов, используемые

Lycoperdon bovista [263J.

в медицине. такие как

Amanita muscaria

и

В целом же по накоплению радионуклидов

грибы значительно прево сходят другие компоненты лесных ценозов.

За грязне ние лекарственного сырья, незаВИСИМQ ОТ места сбора . на

80-100%

определяется изотопами

Исключение составляет кора

Cs.

деревьев, в радионуклидном составе за грязнения которой в течение

нескольких лет присутствуют 1 44Се и

I06Ru.

КП

137Cs

В лекарственные

растения (В пересч ете на сухую массу) различаются более, чем в раз , в зависимости от их вида (табл.

50).

30

Виды, лроизрастающие в

гидроморфных условиях , накапливают радионуклиды

Cs

в десятки ра з

больше, ч е м те ж е ВИДЫ в автоморфныx ландшафтах. В связи с этим растения-гигрофиты характеризуются максимальным за грязн е нием. В значительной степени влияни е зкат опа сказывается на загряз­

нении ягод. В условиях повышенн ого увлажнения нако пление цезия ягодами возрастает приблизительно в

3

раз а и по степени загрязнения

превосходит листья. Посл еднее отмечается также и в автоморфных

ландшафтах . у ягод

Fragaria vesca) накоплением

(Rubus idaeus, Rubus saxatilis, Vaccinium

радионуклидов

и

долевым

соотношением

околоплодника и непосредственно се мени (плодика ) выше

доля

myrtiНu s,

прослеживается положит ельна я корреляция между

с емени,

отмечается

п о вышенная

[261] .

в

плоде

Там , где

концентрация

радио­

нуклидов в плоде в целом. Расчет КП показыва ет, что по дейст­ вующим

норматив ам

загрязнения до

использовани е

ЯГОД

возможно

при

плотности

140 кБ к/м 2 . Удельная активность желудей примерно

соответствует загрязненности травянистой растительности данной территории . Учитывая, что этот вид лесной продукции исполь зуется н а корм сельскохозяйств е ННblМ ЖИВОТНblМ только в качестве добавок, заготовку

желудей

можно

370 кБк/м 2 [53, 196, 204-206J.

вести

при

плотности

загрязнения

до

Среди других видов продукции побочного

пользования лесов наименьшим загрязнением в целом характеризуются

лесные яблоки.

Степень загрязнения березового сока, как одного из продуктов поб о чного пользования лесом (табл . что

и

накоп ле ни е

радионуклидов

51), в

зависит от тех же фактор ов, раст е ниях .

При

диапазоне

варьирования плотностей загрязнения участков от 184 ДО 32 560 кБк/м 2 по \J7Cs и, соответственно, от 74 до 19240 кБкJм 2 по 90Sr удельная активность березового сока варьирует от 19 до 326 Бк/л по \J7Cs И от 36 до 700 Бк/л по 90Sr (см. табл. 49). В радионуклидном составе

132

Таблица 50. Коэффициенты перехода

137Cs* в некоторые виды продукции

побочн о го пользования леса на территории ЗО-километровой зоны УАзе

(средние за 1987-1990 гr.), n · 10-3 M2j Kr массы, высушенной при 1 = 105 ос

Ви д ы продукции

Элюв и аль ный

Аккумуля­

ланд шафт

тивный

ла н д шафт Лекарсmвенн.ые расmенlJЛ Il яzоды ГОРИЧ]{НК горный

2.7

Зла ки (смесь)

4.9

ПОДОРЩЮШК ланцетолиcrный

1.7

Ланлыш майский

83

4.9

Маmшк ДВУЛИС:ПIЫЙ

12,7

Буквица лекарственная

13

ЗIк=робо А продырявленный

0.5

КУll е нз лекарственная

3.9 4.8

Орляк оБЫЮЮIJCИН:ЫЙ

194.8

Марыrнн ик дубравный

4.8

Косrя.иика

6.4

33.9 49.7

(лист)

15.9 6.6

(н.roды)

10.2

(ffiICТ) (яroды)

Зе МJuom.ка

Ч ерника

Малина

94.3

(лист)

50

(н.roды)

56.6 51

(л ш:г) (н.roды)

66.3 Прочие

Желуди

1

ЯБЛQlО! лссиые

0.6

Прши:.чшше. Про черк означает отсутствие цаIlНЫХ.

березового сока не отмечается присутствия таких радионуклидов, как

I44Се if I06R!J. Его загрязне ние практически П ОЛНОСТЬЮ определяется 137 Cs и 90Sr, причем содержан ие 90S r более , ч е м в 2 раза превышает концентрацию 137Cs, хотя плотность загрязн ения почв 90Sr ниже , чем I37Cs. Отсюда можно заключить, что корневое поступление 90Sr примерно в 2 раза выше, чем I37Cs. В связи С этим при радиационном контроле побочной продукции пользования леса, 8 частности березового сока,

особое

внимание

следует

обращать

на

накопление

90sr.

Соотношение 9OS r/ 137 Cs в березовом соке, в основном, стабильно и в

большинстве случаев равно

2,

за исключением участков антропогенных

ландшафтов с окультурен ными почвами. Здесь отмечается более

высокое содержание

90Sr в березовом соке, что свидетельствует о его 133

Таблица 5 / . СодержаНltе радио нуклидов и КП 137Cs и 90Sr в березовый сок в лесах 30 · Кltл о метровоЙ ЗОНbI ЧДЭС (по данным на

134с, 1137с, 190sr

ПлcrrУчacroк

1989

I

г.)

137CS /905 ,

I

lЗ7es

90S r

"ОСТЬ за грязне·

КП.

ния, кБ к/м 2

Соnср жание, Б к/л

n Ю

-4

Мl/л

Дurnлmкшu:кое леСШlчесmво Широколисг­

159 /56*

3,3

18.5

35.9

1/2

1.2

148/78

14,4

74.0

77.7

1/1

5

10

веИНО-СОСНОtlЫЙ

28

лсс,

км на юг

от ЧАЭС Черноольшатюtх ,

26

км на юг от

ЧА ЭС Ле.левское лесничество

Сос няк

(опуш -

7 км

на ЮГ от

ка ),

2405 /1036

27,8

133.2

247.9

1/2

0 ,6

2.4

1739/740

7.4

4Q.7

162 ,8

1/4

0.2

2.2

1/4

0.1

0,78

ЧАЭС Тоже

Чllсmоzaловское леСНllчество

Одиночн ое l1С·

5,6

2035 /888

18.5

70.3

реВо в насел е н IЮМ пункте,

7 км

на юго - ззпаl1

от ЧАЭ С НО60u~nе.лIlЧСКое лесничество

32560/ 19129

Широколисг-

66,6

325,6

703

1/2

О.]

0,36

8.1

36,6

66,7

1/2

2.5

8,2

венно-сосно ВЫЙ лсс,

6 км

на з апад

m ЧАЭС

148/8 1

ШНРОКQЛнcrneнно-ооаю 8ЬП'l:

л ес (опушка ) ,

10

км на севера -

заllад от ЧА ЭС

• Средняя плотно сть загрязнения на· площади к орнеВ 0 ГО модельных деревьев : в числ ител е - по 137 Cs; в знаменателе - по 9OSr.

повышенной миграционной способности и большей' доступности

питания

8 этих

почвах .

КП 137 CS в береЗОВblЙ сок колеблются в ш ироком диапазоне от 0 , 1 10-4 В ближией ч а сти 30-километровой зоны до 5 . 10-4 м2fл в дальней , КП 90Sr примерно в 2-6 раз выше, чем 137Cs, и изменяются, соответственно, в интервале 0,36· 10-4 - N' 10-3 . Это означает, что

134

Рис .

43.

Динамика кон­

центрации

КП

березовый сок

ным на

1989

90Sr в

1200

9,0

(по дан­

г.)

1 - объе м сока; 2 - содержание 90Sr

5, О LI-7..1./-::Ш:--'-6/'ш:---,g :: -J/-::/О,.--~z1""/ш=-' о Срок oтliopa

доступность

90Sr по территории зоны варьирует в несколько меньш е й

степени, чем 1З7.сs. Следует также заметить, что в условиях гидро­ морфных ландшафтов КП 137Cs В березовый сок возрастают при­ близительна в 4 раза, а 90Sr - в 1,5 раза по 'сравнению с автоморфными участками. Т.е. миграционная способность Н, соответственно, доступ­

ность 90Sr в меньшей степени зависит от почвенно-экологических условий, чем 1З7Сs. В течение периода соковыделения максимальное содержание 90Sr в соке отмечается в начале периода, а минимальное - в момент наибольшего соковыделения , затем к концу данного периода

концентрация

90Sr вновь

прослеживается

несколько возрастает (рис.

отрицательная

коррелятивная

43).

Таким образом,

связь

между

интен ­

сивностью соковыделения и концентрацией в соке радио нуклидов . В настоящее время концентрация 90S r и 1 З7 Сs в березовом соке прак­ тически на

всей территории загрязнения значительно

предельно допустимые уровни для п итьевой воды

ниж е ,

ч ем

[135] .

Из сравнения чернобыльских экспериментальных данных с данными

по 1 З 7Сs , поступившему в составе глобальных выпадений , МОЖНО

заключить, что величины КП IЗ7Сs в лес н ую растительность из ч е рнобыльских выпадений примерно в

3 раза

выше , чем из глобаль н ых.

По времени пребывания в почве "чернобыльский" и "глобальный" 1 З7 Сs различаются на

22

года. Рассчитанный на этой основе эффективный

пери од полуочищения лесной растительности от 137 Cs (даже если исходить из наиболее ко н сервативных оценок) показывает , что уровень загрязнения . лесохозяйственной п родукции через

зиться не менее, чем в

2

раза.

15

лет должен с н и­

4.

ОСНОВНЫЕ ЗА КОНОМЕРНОСТИ ПОВЕДЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ В ЛЕСНЫХ ПОЧВАХ

Поведение радионуклидов в почве в значительной степени опре­ деляет поступл е ние

ИХ в раст ен ия и миграцию по

экологическим и

пищевым цепям. Это очень сложный и неоднозначный процесс.

В общих чертах его МОЖНО представить в виде непрерывно повто­ ряющихся "элементарных" процессов: сорбция-десорбция, диффузия, конвективный перенос, биогенный и эрозионный переносы и др . Интенсивность течения этих процессов определяется совокупностью факторов, таких как химические свойства и физика-химическое сос­ тояние радионуклидов, свойства почв и ряд других , Накопленный большой экспериментальный материал показывает сложность данной проблемы, многовариантность и неОДНDзначность ВЛИЯНИЯ отдельных факторов и их совокупност и на поведение радио­

нуклидов в почвах [113 , 133, 154, 155,231,273,345 11 др.J. Можно говорить лишь о некоторых общих закономерностях п оведения р ад ионуклидов в лес ны х э косистемах. В обобщенном виде они сводятся к следующему. Формирование радиоактивного загрязнения происходит

в два этапа. " Пер вичное" послеаварийное распределение радионук­ лидов определяется в основном метеоусловиями, рельефом, характером растительного покрова региона; "вторичное"

-

комплексом боле е

частных факторов , характерных для определенной природно-клима ­

тической зоны

[152].

Не зав исимо от типа почв и ландшафта основ н ая

масса дозообразующих радионуклидов длите льное время удерживается в верхнем почвенном слое. Однако характер их распреде ления и БИОЛОI1fческая доступность в профил е различных почв неодинаковы

183, 260, 277-280]

[97,

и за висят от реакции среды, наличия геохимических

барьеров, содержания пылеватых и глинистых фракций в грануломет ­ рическом составе почв, а также тесно коррелируют с органической

составляющей и минералогическим составом [зо , 88, 181,202, 324J. Ситуация, сложившаяся после Чернобыльской ава рии (глобальный уровень загрязнения и неоднородность физико-химических характ е­ ристик выпадений), обозначила слабые звенья в цепи дочер нобыль ских наработок и поставила ряд новых задач.

4.1. РАДИОНУКЛИДНЫЙ СОСТАВ ЗАГРЯЗ НЕНИЯ ПОЧВ в радиоактивном загрязнении территории Восточно-Европейской равнины представлен практически весь спектр радионуклидного соста­

ва и физико-химических форм выпадений чернобыльекого выброса: от

]36

ТаБЛLща

52 .

Д ин а мик а радионуклидного состава загрязне ния ПО 'IВ лес н ых БГЦ .

1988

Учаcroк

144Сс I

134Cs

I

1J7Cs

I

%

г.

I()')Ru

1992

I

90S r

I 95а I

"Nb

'''Се I

1З4сs I

137Cs

I

г.

l()6Ru

I

90S r

Тульская обл. (Рm;сuя)

Пл·1

18,4

75.2

6,4

6,4

93,6

Пл -2

17,9

76,7

5,4

6,4

93,6

БРЯI/СКая оБА .

( РОССllЯ)

Кл- I

0,04

18.3

74,9

5,8

6,4

93,6

Кл -2

0 ,05

18,4

75 ,3

6,2

6,5

93,5

Зл- I

1,5

18, 1

74,2

6,2

6,5

93,5

30-КllЛ0м етрOfЮЯ зона ЧА ЭС (Украшщ) Д- I

47,5

5,3

15,6

19,4

7,5

2,6

2, 1

0,6

2,7

65,4

0,7

30,6

К-2

48,9

4,7

14,6

20,4

7.9

1,1

2,4

0,6

2,5

66,3

0,9

29,7

Ш-I

52,8

4,6

13,4

17,7

7,6

1.3

2,6

0,7

2,4

59,8

1,1

36.0

Прu.ме'l.Qlluе . ПРО 'lСР К ОЗН
I

"и

диспергированных частиц облученного реакторного топлива до кон .. денсационных форм га зо аэро золе Й.

Почвы областей рф характеризуются однотипным составом загряз­ нения . Основными дозообразующими радионуклидами являются изо­

топы цезия (IЗ4Сs и 1 З7 Сs), на долю которых приход ится ( по данным на 1988 г.) около 95% суммарной активности (табл. 52) , 90S r в суммарном загрязнении составляет не более

] - 2%,

что в абсолютных ед иницах

исчисляется величинами порядка 7,4-29,6 кБк/м 2 . В небольших коли­ чествах фиксируется I06 Ru, а в почвах Брянской обл. И 1 44 Се. Доля последних в радионуклидном составе выпадений по мере приближения к

источнику выброса заметно возрастает

(280).

В последующем в почвах

лесов рф происходит закономер н ое изменение радионуклидного сос­

тава: примерно в три раза уменьшается доля

134Cs и возрастает процент 137CS, а п о исте чении 5 лет не идентифицируются I44Се и I06 Ru . В почвах ЗО-километровой зоны Ч АЭС (Украина) по данным на

сентя брь ] 987 г. суммарная гамма-активность в основном определял ась

I44 Се (47-52%), затем I06Ru (17-20%), 137 Cs(15 %), 90Sr (8%) и 1J4Cs(5%) при незначительном вкладе 95Nb и 95Zr (см. табл. 52). При этом, несмотря на различную удаленность участков от ЧАЭС и их разное расположение относительно источника выброса, а , соответстве нн о , и

физико-химическую природу выпад е ний, радионуклидный состав почв отличался незначит е льно. Отмечал ось лишь некоторое увеличение

доли 144Се на участках ближней части ЗО-километровой зоны ЧАЭС. Т .е, н еза висимо от удаленности рассматриваемых территорий от ЧАЭС

и различий в плотности их загрязнения, радионуклидный состав выпав­ шей радиоактивной смеси в пределах ЗО-километровой зоны был

примерно одинаков. В настоящее время радионуклидный состав загряз­ нения почв ЭТОй территории (без учета изотопов плутония) опре­

деляется в основном ) З7 сs , ние 90Sr/I37CS в среднем

134Cs И 90Sr (рис. 44). При этом соотноше­ по зоне составляет 0 ,6 с тенденцией

уменьшения данной величины по мере удаления от источника выбро­

са.

В

данный

пери од

в

радионуклидном

составе

загрязнения

наблюдается закономерное нарастание количества 24) Аm , хотя в целом его доля не превышает 0,5% от суммы гамма-излучающих радионуклид ов и 90S r [131]. Поэтому наблюдаемое возрастание мигра­ . ционных ПОТОКОВ 241 Аm в системе "почва-растения-животные-человек " на современном этапе не носит угрожающего характера. Доля же

таких раДИQИЗОТОПОВ как 144Се и радионуклидном

составе

106Ru, которые доминировали в

загрязнения

почв

настоящий п е риод снизилась примерно до

на

начальных

0,5%,

этапах,

в

причем эти радио ­

нуклиды регистрируются лишь в верхних слоях почвенного профиля.

Глубже 2 см радионуклидный состав загрязнения практически на представлен изотопами Cs и 9()Sr.

100%

Заключая анализ радионуклидного состава загрязнения почв л есо в центральных районов Восточно-Европейской равнины, можно конста­ тировать: несмотря на то, что при аварии в атмосферу поступил весь спектр нуклидов реакторного топлива, продуктов его

деления

и

акти­

вации, загрязнение на большей части территории уже через несколько

138

Рис.

44.

Динамика ради о ну кл и д ного

"''/0

почв

100

J - I06 Ru; 2 _ 9Szг + 9sNb; 3 _ 1,j,4Ce; 4 - 1),j,CS; 5 - 9OSr, 6 - I37CS

ВО

состава

загрязнеНltя

ле сных

ЗО -километро вой ЗОНЫ ЧАЭС

5(}

"(}

месяцев после выброса было обус­ г(}

ловле но только изотопами цезия и

o~L8L

90S г, исключая участки ближней части

зоны,

прилег аю щие

к

1.9В7

ЧАЭС. В составе загряз нения этих

~2

[),

лет присутствовали другие радио­

нуклиды чеРНОбыльск ого выброса

(I"Ce, I06Ru

4.2.

BJ

t:Шiml;!~

~':::::Ъ ~6

и др) .

ПРОСТРАНСТВЕННАЯ

1$!lf./

ГРи,,/

территорий в течение нескольких

НЕОДНОРОДНОСТЬ

РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ Особенности чеРНОбыльского выброса радиоактивных веществ обусловили изначальн о высокую простраliственную неодн о род н ость распределения радионуклидов не только на больших территориях , но и

в пределах локальных участков. Основной зако ном е рностью структур­ ной организации полей загрязнения на макроуровне, по мн е нию ряда исследователей, явля ется выраженная дифференциация зон на область "подфакельного" пространства (радиусом около

60

КМ), непосредственно

прилегающую К реакт ору, и область "разгрузки", прослеживающуюся на расстояние

250

и более км. Между этими областями отмечаются

серьезные различия по характеру распределения и формам нахождения

радионуклидов в составе выпадений

[96.203 ].

В пределах н еболь ших

пл ощадей в области " по д факельного" пространства распределение радионуклидов хорошо аппроксимируется лог-нормальным законом, по

мере удале~ия от источника выброса ра с пределение частот встре­ чаемости

величин

содержания

радионуклид о в

смещается

от ношению к нормальному, но не является лог- нормальным

вправо

по

[7. 92, 289].

Т.е. с увеличением расстояния от поврежденного реактора распре ­ деление радионуклидов чернобыльских выпадений при бл ижается к

таковому глобальных выпадений, распределение которых подчиняется

нормальному закону

[216J .

Неравномерность распределения радиоактивных выпад ений по территории РФ, занятой лесами, примерн о одинакова и колеблется по средним данным в диапазоне от но говорить о

тенденции

22

увеличения

до

30%

размаха

(табл.

53).

Также мож­

варьирования

рассмат-

139

Таблица

53.

лесных ПОЧВ

Пространственная неоднородность радиоактивного загрязнения

137Cs (по данным на 1992 г.), Ки/км 2

Учаcroк

n

М

Пл-2

16

9,1

Х -2

24

9,6

НЗ - I

26

39.0

Ш-5

289

±m

G

V,%

пщ

min

23,3

13,7

6,1

22,6

13,3

6,8

28,2

63,0

15,4

270,0 "

11,2

Тульскал обл.(Рocwя)

2,12

0,53

Калужская обл . (Россия)

0 ,6

2,17

Брянская обл. (Россия)

11 ,3

2,75

30- километровая ЗОНд ЧАЭС (УкраиНд)

32,4

103,4

ПР/.i..Ме.,анuе . Уел. обозн . см. 8 табл.

1,91

32,4

26.

риваемого показателя по мере приближения к источнику выброса. На

территории 30-километровой зоны ЧАЭС, несмотря на относительную близость значений коэффициентов варьирования содержания радио­ НУКЛИДОВ, различия в показателях величин тах и

rnin

(размах варьиро­

вания) возрастают почти на ПОРЯДОК.

Неоднородность распределения радио нуклидов (l З7 Сs) в почвах определяется также и типом БГЦ . Максимальным коэффициентом варьирования почвы

данного

молодых

показателя

сосновых

лесов

и

характеризуются, минимальным

-

как

правило ,

почвы

зрелых

полновозрастных лиственно-сосновых (хвойных) и сосновых ценозов. Это связано:

1)

с различиями в степени влияния древесного яруса

зрелых (полновозрастных) и формирующихся "молодых" ценозов на процессы первоначального распределения выпадений;

2)

с неодно­

значностью выраженности форм микрорельефа на рассматриваемых

площадях, обусловливающую различную интенсивность вторичного перераспределения радио нуклидов

[67].

Величина коэффициента варьирования содержания отдельных радионуклидов

по

территории

изменяется

в

зависимости

от

их

химической природы, глубины залегания слоя почвы, формы радиоак­ тивных выпадений и ряда других факторов. Среди гамма-излучающих радионуклидов относительно меньшей величиной характеризуется

коэффициент варьирования количества 137 CS по сравнению с таковыми I44Се и I0 6Ru, что определяется особенностями самих выпадений (табл. 54). Известно, ч.то 144Се и I06Ru выпадали, в основном , в соста­ ве топливной компоненты, а 137 Cs - в составе конденсационной [72,91 ,

140, 142].

Последнее, очевидно, обусловило определенное сглаживание

пространственной неоднородности загрязнения этим радио нуклидом. В почвенном профиле с глубиной происходит изменение пространсг-

140

Таблица в

54 .

п о ч. вах

Стат и ст и ч.еские автоморф ны х

показ ател и ландшафтов

соде ржания ближ н ей

радио н укл ид ов зо н ы

ЧАЭС

(по да нным на 1991 г.) . ки/км 2

010.

м

G

V.%

max

131es

о

(;-5 5- 10 (;-10 0+«(;-10)

о

(;-5 5-10 (;-10 0+«(;-10)

о

(;-5 5- 10 (;-10 0+ «(;-10)

103,4 18.23 1,68 19,68 122.9

1,9 1 0.82 0, 11 0,83 1.84

32,43 13,9 1,84 14,09 31,3 1

3 1,0 76.2 109.3 72.0 25.0

270,0 130.0 19,0 132,7 282,5

11 ,0 1,7 0, 13 1,98 23. 1

10,28 1,83 0, 17 1,97 12.52

0.20 0.08 0,0 1 0,08 0, 19

34,03 1,41 0. 19 1,40 3,29

33,0 76,9 11 4,9 71.0 27 ,0

28,0 13,0 2.1 13,2 29,2

1,0 0, 15 0 .0 0,17 23 .0

17,53 1,38 0 ,02 1,12 18,94

0,27 0.12 0.01 0 ,12 0.25

4,66 2, 11 0,06 2,06 4, 19

27,0 152. 1 428,4 184,0 22,0

30.0 22,0 13.0 22.0 32,2

1,9 0.0 0,0 0,0 3,2

12,25 0 ,84 0,004 0,84 13.09

0,34 0,10 0,002 0,10 0,33

47,0 206,7 867,7 205,0 43,0

77 ,0 13,0 0,5 13.0 77,0

0 ,0 0 ,0 0,0 0.0 0.0

29.0 82,2 108,7 78.0 24,0

326,0 178,9 21,0 181,8 341.0

15,6 1,85 0,13 2.15 30.3

''''Ru о (;-5

5- 10 (;-10 0+«(;-10)

5,8 1 1,72 0.04 1,72 5,63

F.r о

(;-5

5-10 (;-10

0+ «(;-10)

143,4 22,28 1,87 23,89 167,3

2,5 1 1.08 0 ,12 1,09 2,35

42.2 18,32 2,03 18,54 39,95

Пр uм еЧQflllе. Усл . обоЗ If . СМ . В табл.

26.

венной н еоднородност и содержа ния радионуклидов. Сте пень ЭТИХ изме­ н е ний в п о чвах автоморфных и гидроморфных ла нд ш афтов н еод и­ накова. В п очвах автоморфн ых л андшафтов как для пл от ности

загрязнения,

так

и

для

до в установле н о резкое возраста ни е

всех

суммарной

рассматриваемых

н еод н о родности их

н укли­

содержания

с

141

глубиной (см. табл.

V.

О/о

45).

/000

52,

рис .

Причины заключаются в

неодинаковой

миграционной

ПОДВИЖНОСТИ различных радио­

нуклидов

неодно­

[236, 242],

РОДНОСТИ МОЩНОСТИ И строения

лесной ПОДСТИЛКИ, а также сте·

/00

пени выраженности мохового покрова, определяющих удер­

живающую способность под ­

СТИЛКИ. Значительное нара с­

/0

АО

0-:;

СМ

5-/9 с'"

Слои Рис.

45.

Коэффициенты

варьирования

содержания 137 Cs в профиле автоморф . ных (1) И ГИДРОМОфных (2) лесных почв (по данным на

1994

тание величины почвах

Vс

глубиной в

автоморфных

ланд­

шафтов

свидетельствует

том,

в результа,:ге

ЦИИ

ЧТО

первоначальная

родность загрязнения

о

мигра ­ "еадна­

не сгла­

живается, как это можно было

г.)

бы предположить, а нарастает , и граница внутрипрофильного заглубления радионуклидов приобретает языковатую форму. Все это. очевидно, и определяет повышенную неравномерность загрязнения растительного покрова по сравнению с

таковой почв. Суммарная плотность загрязнения почвенного профиля в целом

характеризуется

минимальным

варьированием

наибольшей степени отражает пер во начальную выпадений

Вместе с тем, сравнивая

[236, 242, 277].

и,

видимо,

в

неравномерность

V

плотности

радиоактивного загрязнения лесных участков с варьированием содер·

жания в них тяжелых металлов, а также макроэлементов, таких как Са

и К, м:ожно констатировать, что данные "оказатели очень близки

[50,

102, 163J.

Отличительной особенностью является лишь то, что

нарастание

V с глубиной У радиоактивных элементов происходит более

резко по сравнению с макроэлементами. Со временем при достижении квазиравновесного состояния в распределении радионуклидов данные

различия , по-видимому, будут сглаживаться.

В почвах гидроморфных ландшафтов изменение коэффициента

варьирования содержания радионуклидов с глубиной меняется незна­ чительно (см. рис.

44),

что свидетельствует о фронтальном пере·

распределении их в глубь профиля. Объясняется это несколькими при­ чинами. Высокая насыщенность влагой гидроморфных почв оказывает

прямое влияние на процессы конвективного и диффузионного переноса радионуклидов, ускоряя их

[18, 139,254],

а повышенное количество

растворимых органических веществ усиливает миграционную подвиж­

ность большинства радионуклидов, образуя с ними подвижные органо­

минеральные соединения

[5].

В многолетнем ряду пространственная неоднородность суммарной плотности радиоактивного загрязнения почв снижается (примерно в

2

раза к 5-му году) (табл.

142

55).

/1

Рис.

46 . К арта-схемы ПЛ ОТНQстей загря знени я 1 З7сs (Ки/км 2 ) ПОДСТИ Л КИ л есных В ГЦ , раСll оложенн ых на - 5 К М от ЧА зе. М . 1:500; Б - 500 км ОТ ЧА зе, М . 1:300

раз ли чном удале нии ОТ ЧДЭ С: А

Таблица

55.

Динамика коэффициентов варьирования суммарной пл отности

радиоактивного загрязнения почв экспериментальных участков,

%

У""CТЮf

Год

1986 1987 199 1 1994

Д- l

д-3

К-2

Ш- l

36 41

39 38

31

43 24

17

17

ПРШ4 ечанuе. Прочерк оз начает oтcyгcrBHC данных.

Очевидно, деструкция выпавших У"астиц и переход значительной части радионуклидов в растворимое состояние способствуют их более равномерному перераспределению в почвенном блоке.

Б олее адекватно картину пространственной неоднородноС1'И содер­ жания радионуклидов в почвах отражает картографический метод (карта-схемы). Он позволяет не только выявить более тонкие особен­ ности

распределения,

перераслред еле ния (рис.

46)

но

также

и

динамику

радионуклид ов

в

процессов

разных

БГЦ.

вторичного

Карта-схемы

свидетельствуют о значительном отличии пространственного

распр еделе ния радиоактивных вып аде ний в лесах рф и на участках

ЗО-километровой зоны ЧАЭС, хотя, как отмечалось, величины

V

на

сравниваемых территориях относительно близки. Распределение радио­ нуклид ов в

почвах зоны отселения Украины

имеет выраж е нный

концентрически-замкнутый, мелкомозаичный , очаговый характер и не

согласуется с геоморфологическим строением п оверх ности . Такой характер обусловлен физика-химической формой радиоактивных

выпадений в этом регионе

[94,96).

Данное положение подтверждается

соответствием распределе ния изотоп ов цезия с "матричным" нуклидом

"горячих" частиц J44Ce (рис.

47).

Следовательно, распределение этих

радионуклидов о пределя ется п е р во начальной неравн омерностью радио­ активных выпадений и их перераспределения между элементами микро­ и мезорелъефа не происходит.

На удаленных территориях пространственное распределение JЗ7Сs иное (см. рис.

46, 48).

Изолинии пл от н ости загрязнения имеют зако­

номерно изменяющийся характер, повторяющий геоморфологическое

строение поверхности. На карта-схемах отмечается лишь небольш ое количество локальных участков с повышенной плотностью загряз­

нения, напоминающих элементы очаговости на участках ЗО-кило­

метровой зоны. Их количество снижается в ряду от автоморфных к гиДроморфным почвам . Последнее связано с повышенной миграционной ПОДВИЖНОСТЬЮ радио нуклидов В УСЛОВИЯХ гидроморфных ландшафтов И, соответственно, более быстрым сглаживанием неоднородностей первич­ ного распределения плотности загрязнения. Отсутствие выраж е нной мозаичности

на

карта-схемах

свидетельствует о

том,

что

распре­

деление элементов радиоактивных выпадений на этих территориях

144

47. Карта-схема плотностей загрязнения 144Се (ки/км 2 ) ПОДСТИЛКИ 5 КМ от ЧАЭС, М . 1 : 600

Рис.

лесных БГЦ, расположенных на расстоянии

более подвержено влиянию внутриландшафтного перераспределе­ ния.

Карта-схемы наглядно демонстрируют также различия в мигра­ ционной подвижности отдельных радионуклидов в почвенном профиле и особенности пространственной неоднородности течения этого процесса.

ВИДНО, что в нижних слоях почвенной толщи микроочаговость

в

(5-10

СМ) сохраняется

распределении радионуклидов

однозначно свидетельствует о локальном характере

вертикально-сопряженным микрозонам

[118] ,

(рис.

49) .

Это

их миграции по

в том числе в составе

частиц , перемещающихся без разрушения в результате биогенной

миграции и лессиважа

[40. 55].

Это подтверждается также резуль­

татами авторадиографии данных частиц в профиле почв. Установлено, что хотя с глубиной их количество уменьшается, но вклад в суммарное загрязнение соответствующего слоя не изменяется

[72] .

Таким образом . особенностью пространственного распределения радиоактивных выпадений является выраженная микроочаговость,

которая усиливается по мере приближения к источнику выброса . В про­ цессе вертикальной миграции радионуклидов пространственная неодно­

родность их содержания меняется. В почвах автоморфных ландшафтов она

резко

возрастает,

а

в

почвах

гидроморфных ландшафтов с

глубиной меняется мало. В этих условиях миграция в основном идет по типу "фронтального" перемещения .

145

Л

5

=

с.

-~

%,1 ~~

8

11 г----Т"

Ри с.

48. Карта-схе мы

Ландшафты : А

-

плотностсй загрязнения

137Cs (Ки/км 2 )

___-

почв РЗЗЛИ'IН ЫХ ла ндшафтов (Калужская обл.), М .

3ЛЮllиалЫlbJ Й ( ШИ РОКОЛllстве нно-соснов IoIЙ лсс) ; Б

-

аККУМУЛЯТИ llНЫЙ (1I0 ЙМI.:НН ОС осо к овое болото)

9

1 : 300

Рис.

49. Карта-схема плотностей загрязнения 1 44 Се (ки/км 2 ) слоя 5-10 см

лесных почв, расположенных в 5-километровой зоне ЧАЭС

Наиболее интенсивно процессы внутриландшафтного перераспре­ деления радионуклидов идут в гидромофных ландшафтах и в зна­

чительно меньшей степени

-

на автоморфных участках, где отмечается

большая мозаичность в их распределении. Распределение радионук­ лидов в луговых и пугово-болотных ценозах спустя

5-8

лет ~ocцe

аварии утрачивает признаки первичного распределения и определяется процессами

вторичного

пере распределения ,

в

то

время

как

в

автоморфныIx ландшафтах они еще сохраняются.

4.3.

ДИНАМИКА ПЛОТНОСТИ

РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ

Общепринято, что базовым критерием для оценки радиоэколо­ гической обстановки и картографирования загрязненных территорий является

показатель

плотности

загрязнения

почв

(96].

Анализ

факторов, определяющих уровень падения величины плотности загряз­ нения (о), показывает, что в основном он обусловлен радиоактивным

147

Таблица

56 .

Динамика суммарной

плотности загрязнения

почв

гамма­

излучающими радионуклидами, МБк/м. 2 Год

Участок

1986

1995 ЗD-километровая зона ЧАЭС ( Украшш)

Д-1

7,43 1,16 7, 19 1,16 87,87 14,56 1355 260,8

Д- 3 К-2 Ш-1

0,61 0.62 7,93 123,7

0,42 0.46 5,73 82,2

0,28 0,28 3,73 51,3

0.22 0,23 2.97 39,7

0,18 0,2 2,52 33,2

0,36 0,38

0.34 0,36

0 ,63 0,56 1,39

0,6 0,54 1,32

0,16 0,17 2.22 28,5

0,15 0,16 2.12 23,9

Тульская обл. (Россия) Пл-1

0,46 0,48

Пл-2

0,42 0,44

0,38 0,4

Бр1ШСКllЯ обл. (Россия) Кл-1

0 ,8 1 0,73 1,82

2,58 2.31 5,65

Кл-2 зл-l

0 ,72 0,66 1,65

0,67 0 ,6 1,43

ПРШfечанuе . npo'ICpK означает OтcyrcтBHC данных.

распадом. Вынос радионуклидов за пределы почвенного профиля и ландшафта с вертикальным и поверхностным стоком составляет в год

десятые доли процента от суммарной активности

[236],

их ежегодное

вовлечение в биологический круговорот также не превышает десятых

долей % [276-280]. Т.е. ЭТИ величины не соизмеримы с потерями от радиоактивного распада. В свою очередь , неодинаковый вклад ко­ роткоживущих радио нуклидов в суммарную гамма-активность Обуслов­

ливает разную интенсивность изменения общей плотности загрязнения территории в многолетней динамике (табл. падение

cr

56).

Наиболее заметное

отмечается на участках 3D-километровой зоны ЧАЭС, где

первоначально

(1986-1987 гг.) плотность радиоактивного загрязнения 50%, определял ась относительно короткоживущими нуклидами , в частности 144Се и l06 Ru, и примерно на 17% - долго­ живущим 137 Cs. Более медленное снижение величины cr наблюдается на более , чем на

участках , значительно удаленных от источника выброса (Брянская и

Тульская оБЛ. РФ), где доля 137Cs из начально составляла более 70% от суммарной гамма-активности, а вклад 144Се и l06Ru не превышал единиц-десятых долей процента. На фоне отмеченных закономерностей многолетняя динамика плот­ ности загрязнения характеризуется резкими колебаниями п о отдельным годам. Очевидно, ЧТО причина заключается в недостаточности выборки

частных определений для отражения средней величины. Данное об­ стоятельство затрудняет интерпретацию экспериментальных данных

по динамике

cr

и вызывает необходимость существенного увеличе­

ния точек опробования, что в нативных условиях (в пределах зкспе-

148

1(51(/ ", 2

1( 51(/", 2

3 200

ШUРО l( оnuс",Венно х60Ц Н Ыli А ес

Осmеnненн" и CDCHRK

2800 200

."

/ВО

2'100

/60 / ЧО

".'9

2000 /987 /989 199/

/ 993 1995

1967 / 989 199/

1993

/ 995

ГоН.,

Рис . 50. Динамика п лотности загрязнения 137Cs лесных ПОЧВ различ ных БГЦ ' п о экспериментальным (1) и расчетным (2 - "долевой метод";

3-

"регреСС И О IIНЫЙ м етод") данным

риментальных участков) пр актиче ски н ереаЛl1зуемо. Учитывая ЭТО, д ин ам и ку пл от н ост и загрязнения

пр едла г ается

Пр О80Д ИТЬ расчетным

путем . Для получения н еобходимого объема выборки МОЖНО ИСПОЛЬ­

зовать да нн ые по

cr

за им ею щийся ряд пет. В этом с лучае все част ные

о пр еделе ния с учетом

радиоактивного

распада

ПрИ80ДЯТСЯ

к

од н ому

году . Затем и з всей о рган и зова нной вы бо рки вычисляется среднее и н а

основа нии полу ченной величи н ы расс читывается д инамика о. Методика п оз воляет увели чи ть объем выборки с од н ого у ча стка до количест ва , не обход имого для достовер н ого отражения средней величины плотности загрязне ния

в определен ный м оме н т

времени и , со ответс твенно,

максимально сн ивел ировать влияние пространствен н ой н еод н ород ности на д инамику о .

П олуче нный с п о м ощью да нной м етод и к и ряд значений и экспери­ м е нт аль ны е данные п о д инамике п лотн ост и ради оа ктивн ого загряз не­

ния за о пр еделе нный п ер иод достаточно хорошо согласуются (рис .

В случае дл ительно го периода на блюде ний (бол ее пр едст авляется

во з м ожным

на

основании

им еющ и хся

1О

50).

лет) также

экс п ериме н­

тальных да нны х о пи сать д инамик у плотности за гря з н ения

п очв

при

п о мощи м етода р егрессио нн ого анали за. Проведенные расчеты пока­ зывают, что динамика о' хорошо аппроксимируется степенной функцией

вида : у табл .

= е аО .,.rl

с коэфф ициентами , з начен ия которых представлены в

57.

ТаБЛlща

57.

Коэффициенты регрессионных урав н е ний

У'IЭСТОК

КооффиIl)l e lfГ

Д- 1

аО

1,88

аl

-О,2 11 8

до)

К-2

1,8 58 -0, 1798

- П. 1 525

4,)61

Ш- 1

7,098 -0,2426 149

4.4 .

ВЕРТИКАЛЬНОЕ РАСПРЕДЕЛЕНИЕ

РАДИОНУКЛИДОВ В ПРОФИЛЕ ПОЧВ Распределение радионуклидов в почвенн ом профиле 8 0 МНОГОМ определяет их биол огическую доступность, нак о п ле ние в растениях, а также радиоэкологич е скую обстановку в лесных Э КQсистемзх . В ерти­ кальная миграция радион у клидов в почвах лесов, под вергших ея радио­

активному загрязнению, как в пр едела х отде льных БГЦ , так и всей территории загрязнения неодинак о ва

[97 , 183, 260, 277- 280J,

что

обусловлено р аз личной интенсивностью протекания процессав , опреде­ ляющих леремещение выпадений в глубь почвенного профиля .

Специфика раДиоэкологичеСКJlХ и сследован ий, а также генез ис и стр оен ие лесных ПОЧВ обя зывают в ертикальное р а спределение р ад ио­

нуклидов в почвенном профиле рассматривать дифференцированно в мин е ральной толще и подстилке .

СОдЕРЖАНИЕ И ДИНАМИКА РАСПРЕДЕЛЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ

В ЛЕСНОЙ ПОДСГИЛКЕ в л ес ных почвах лодстилка является одним из важнейших эколого­ биосферных ф а кторов , определяющих пространств е нно-врем е нное по­ ведение химических элементов, в том числе ра д ионуклидов

[8, 90, 102,

103, 238, 239, 242J . ОДНИМ из показателей интенсивности вертикального перерас­ предел е ния радионуклидов может служить их доля

(%

от суммарной

плотности загрязнения), оставшаяся в отдель ных слоях и лесной

подстилк е в целом . В н астоящее время в подстилке в сре д н е м удер­

живается от

27 до 91 % J37e s (табл. 58). По мере удаления от источника

выброса наблюдается нарастание количества радионуклидов, мигри­ рующих ИЗ подстилки В минеральную толщу. Однако размах колеба­ ний частных определений рассматриваемого показате ля в различных

Таблица 58. Диапазон кол ебаний содержания 137Cs в подстилке лесных БГЦ на

загрязненной

1992

г . ),

террит ор ии

Евр о пей с кой

части

СНГ

( по

данным

Ре ПЮН

По сред.НIIМ значе·

По д.анным частных

ниям

оnpeд.еле нИЙ

Россия Тульс кая

06.'1.

Кал ужс кая обл. Брянская обл .

0,1-0,5

0, 1-1 ,0

26,5- 76,0 33,3-{;4,8

7,1-87.4

58,3-90,5

9 ,5-95,5

8,9-91,8

Украшш зо. килом етровая зо"а ЧАЭС

150

на

%

•~ ",'

... ::!

100

•

~

.

"'"

.*"" ~

.." "..

~ е:

""" "е:

80

•

•• •• •

•

•

'10 10 О

'"

Ри с.

• • ••

60

• • • • ••• • • : I • • 1: • • •• •I"

• О

1

2

3

Ч

5

6

7

8

9

10

11

12

Мощность nоlJсmuлкu . см

5/ .

Удерживающая способность подстилки в зависимо ст и

от ее мощности

ПQ-чвеННQ-климатич е ских зонах при очевидной неадекватности Физико­

химических форм радиоактивных выпадений достаточно близок, ЧТО свидетельствует о доминирующем влиянии на миграцию радионуклидов

дру,оro фактора

-

мощности и строения лесной п одстилки (рис.

51 ).

Степе нь влияния ПОДСТИЛК И на интенсивность перераспредел е ния

1 З7Сs в различном диапазоне ее мощностей неодинакова . Наиболее тесная зависимость наблюдается в и н те рвале до

3,5

5,5

до

3,5-4,0 см;

начин ая с

СМ, эт а связь ослабевает. В данном диапазоне отмечается

расширени е облака част н ых определений , что свидетельствует о вл иянии других факторов , способствующих как ув е личению , так и снижению аккумулирующей роли подстилки . В интервале от 6,0 до

12,0 см

зависимость уде рживающей способности лесной подстилки от

изменения ее мощности минимальна, т .е. дом инирование данного фак­

то р а становится абсолютным . Такая ситуация чаще все го склад ы вает­ ся в хвойных фитоценозах : мертвопокровных сосняках и ельниках - зеле­ н омошника~ с развитым мох о вым покровом и подсти л кой типа м ор или

модер-мор , а также у при ствол ьных повышений (табл .

59).

В эт их

условиях удерживающая способность ПОДСТИЛЮI по отноше нию к 1 З7сs максимальна , что обусловлено несколь кими причинами :

1)

слабой трансформацией опада в составе подстилки и н сзна­

чит е льным смешиванием с минеральн ой массой

бол ьшая мощность подстилки

(> 6 см)

[197].

После дн е е и

приводят К н арушени ю капил­

лярных связей и п е ред в иж е ния вла г и и веществ в тол щ е почв и ,

следовательно, способствуют аккумуляции ради о нуклидов в подстилке;

2)

аккумулирующей р олью микобиоты , которая в хвойных це нозах

развита в наибольшей степени по сравнению с другими БГЦ. Мицел ий

151

Та бли ца 59. Влияни е м о щности и состава р аститель н о го о па да лесной подстилки н а аккумуляцию в ней 137 Cs (n =: 5-30) Тип БГЦ(со-

Учаcroк

Мощностъ IIOДСТИЛКи, см

став о пада

Содержание ШСs. % от суммы в rrpoфиле

в IIОЦСТИЛК С)

I

м Л- I

Широколиствс и -

max

I

пUп

м

I

I

тах

пUп

3,9

7

1,5

26,5

50,1

10,3

4,9

7,5

2,5

52,8

69 ,1

21

4,3

5

3,5

59 ,3

78

4,5

12

0,5

83,4

98 ,4

Н<НОСНОВМIl (ЛИcroeино-хвойный)

Е-I

Ш ИРО КОЛИСТВСНho-ел о вы
A (хвойно-лнсг-

венныА)

СосНЯК (хвоА-

Х-I

-

нъui) Соснях (ЮЮЙ-

Ш -5

16 9,5

НЪLЙ) Е-3

Ельник ( мохо-

7,3

7,5

6,5

91 ,8

93

68,4

11,3

18,5

5,5

76

89

60

3,1

4

2

23,1

38

12

bo-хвоА:иыА)

Л -2

СосНЯК н а верховом болоте

(сфiiГИО l!ыА очес)

Х-4

Чср ноольшатЮII' (л иcrвcНный)

Прu..мечанuе. Усл. обоз н . СМ . В табл.

Та бл ица

60 .

26.

Влияние м охо вого покров а на аккумулирующую

п одстилки (по да нным на

1992

г., ср ед ни е значения при

лесной

роль

n =: 16)

Мощнocrъ подБ fЦ

УчacroК

crn.лxн (см) , на -

ОЮЙ

137Cs. %"'*

личие мохового

покрова* Кл-I

Широкол нcrneнно-

Подcrи.лка

4,5(+)

сосновый лсс

зл-I

сосняк

Минеральная часть

П одcrи.лка

3,5(- )

Мине ральная частъ

НЗ -2

сосняк

4,4(- )

П одстилка Мин еральная часть

Км-I

сосняк

Подcmлка

4,3(+)

Минеральная ч асть

'" (+) -

**

152

мохов ой п о к ров хорошо выраж е н ;

(- ) -

50,9 49,1 35,3 64,7 35,7 64,3 59,9 40, 1

мо ховой покров отсутствует.

ог суммарн ого содер жания в ПQЧВСНJЮМ профилс.

Таблица 6 / . Распределение 137Cs 8 толще сфагнума (Sphagnum girgensohnii Ru ss) верхового болота, % от суммарного содержания в 0-14-сантимеТРО80Й тол ще

Глубина ,

Год

"'.

образовання

Содержание IЗ7Сs, %

1992 1989-199 1 1986-19H8 1983- 1985 1980-1982

0-2.0 2.0-3.5 3.5-5.0 5.0-6.5 6.5-8.0

14.2 19.3 24.0 18,5 6.8

1

Глубнна.

см

8.0-9.5 9.5-11.0 11 .0-12.5 12.5-14.0 8сятоnща

1 Год

.1

образования

1977-1979 1974-1976 1971-1973 1968- 1970 1968-1992

СодсржаНl.С IЗ7еs, %

3.3 4.1 4.4 5.6 100.0

(0-14,0)

грибо в является "депо" по отношению к радионуклидам , от lO до 60% общих запасов t37Cs в лесных почвах может сосредоточ~ив аться в грибном комплексе

[304. 3 12. 335, 357];

З) развитием мохового п ок рова. В БГЦ с хорошо выраженным

моховым покровом лесная подстилка характеризуется более высокой удерживающей способностью (табл . 60). Роль напочвенного мохового и лишайникового покрова в перераспределе нии радионуклидов связана с тем, что мхи и лишайники являются растениями-накопителями радиоак­ тивных

элеме нт ов,

тем

самым

они

сдерживают

их

миграцию

в

ланд ш афтах. В ряду болот ных лесных ценозов наименьшее содержание радио­

нуклидов 8 верхнем слое ( О) наблюда е тся в черноольх о вых низинных болотах и наибольшее

-

в сосняках верховых болот с м о щным слоем

сфагнового очеса (см. табл .

57).

В толще сфагнового очеса верхового

болота также на блюдается неравномерность распределения 137CS по его толщи не (табл . 6l). Основной процент 137CS приуроче н к верхнему 0-5-сантиметровому слою очеса с абсолютным максимумом в отмерших

Ри с .

52.

Пр оф ильн ое

распределение влаги лесных

морфных морфных

почвах

в

авто­

(1) и гидро­ (2) ландшаф­

тов (по данным на июн ь)

о

5 10 15 JO J5 qO ГлgЬuна. Gh1

153

'р

р"

~

.~

~~

.,

,~'"

~

" ~

~

~

~

,

.~

. ~~

~

"

~7

'~ ~ ~

u

~~

:Е u

~ ~

't

~ ~

~ ~~ ~ ~ ~

,

~N

~

~~"

.

~~ ~'

~'iI ~:):

~~

~

~

~

" .. ~~

~~

'<~

~~~

~.::

~~

'r-

~

-'!> ~

~

•;

'.

';>

"t ~

,~

<11

~

~

~

:Е u

i ~ ~

't

Е

u

<1:

'"

~

~

"

~

~

•~

~

~

~

~

~

~

• ~

"

'"

.. "~

~ ~

~

~~

~~~

остатках сфагнума

1986-1988 ГГ., что вполне закономерно. Ниже этого уровня отмечается ДОВОЛЬНО резкое падение концентрации 137 CS. а

затем

-

относительно равномерное распределение его по подстилаю­

щим: слоям очеса. Такой характер распределения 137 Cs В толще очеса обусловлен спецификой его формирования и сложения , ЧТО выражается в споеватает"

-

чередовании слоев лиственного ОП ада

и отмерших

частей мха.

При отсутствии сплошного МОХОВОГО ПОКРОВ3, маломощности и близости качественного состава и сложения подстилки с торфяным горизонтом интенсивность миграции раДИОНУКЛИДО8 из горизонта О в

нижележащие СЛОИ гидром:орфных лесных ландшафтов максимальна.

Очевидно, повышенная миграция радионуклидов в этих условиях обусловлена также высокой насыщенностью влагой профиля почв (рис.

52, 53).

Так, в черноольшатниках в подподстилочную толщу практи­

чески во всех регионах мигрировало по истечении

10 лет

ОКО!IO

80%

ОТ

их суммарного содержания в почве.

В лесах , где преобладает лиственный опад и формируется мало­ мощная неполнопрофильная подстилка, ее аккумулирующая роль не­ велика. В этих ценозах также отмечается интенсивная миграция радио­ нуклидов 8 минеральную толщу (см. табл.

59).

Особую же роль в миграции радионуклидов играет подстилка

лесных БГЦ лесостепи, сформированных на черноземах и серых лесных почвах , где ее удерживающая способность минимальна вследствие

слабой выраженности , малой мощности и фрагментарности

[280].

Здесь

подстилка неполнопрофильная и практически полностью состоит из свежего растительного опада, который довольно быстро перераба­ тывается почвенной зоофауноЙ .

Таким образом, в лесных ландшафтах миграция радионуклидов во многом определяется наличием в профиле почв специфического органо­ генного горизонта

-

подстилки. Как правило, она является биогеохи­

мическим барьером на пути вертикальной миграции радионуклидов, степень

выраженности

которого

зависит

от

ее

типа,

строения

и

мощности, наличия или отсутствия мохового покрова. В лиственных

лесах, где подстилка неполнопрофильная и маломощная, ее удержи­ вающая способность невелика . Здесь наблюдается наибольшая интен­ сивность миграци·и основных дозообразующих радионуклидов, в част­

ности 137Cs. В минеральную толщу. В целом по удерживающей спо­ собности подстилки исследуемые БГЦ можно расположить в сле­ дующий ряд : лиственный лес

<

<

широколиственно-хвойный лес

ХВОйный лес с не выраженным моховым покровом

<

<

хвойный лес с

выраженным моховым покровом.'

Внутри подстилки удерживающая способность ее подгоризонтов неодинакова. Вследствие этого со временем внутри подстилки проис­ ходит перераспределение радионуклидов (см. рис .

53).

На началь­

ных этапах после поступления радиоактивных веществ на поверхность

Рис. 53. Многолетняя динамика перераспределения 137Cs В ПОДСТИ'лке (01, 02, 03) и органа-минеральной толще леСНblХ ПОЧВ различных БГЦ

155

ПОЧВЫ вся активность в лесных и луговых

экосистемах

сосредоточива­

ется в верхнем листовом слое подстилки О 1 и ветоши (более

90%

от

суммарной плотности). В последующем наблюдаются существенные различия в поведении радионуклидов в

подстилках рассматриваемых

биогеоценозов, которые с течением времени нарастают.

Многолетняя динамика. В динамике в листовом слое О 1 происходит

интенсивное однонаправленное снижение запасов радионуклидов

(137 Cs) 54).

в многолетнем ряду, особенно в первые годы после аварии (рис.

В последующем темпы этого снижения существенно замедляются, и к

4-5

году после выпадений количество 137Cs в слое

01 лесной подстилки

всех ценозов стабилизируется приблизи тель но на одном уровне

1%.

Такой характер динамики самоочищения

01,

-

около

несомненно, связан с

динамикой поступл ения растительного опада и изменением степени его загрязнения. Самоочищение листового слоя более выражено в хвойных

БГЦ с полнопрофильной подстилкой. Последнее обусловлено особен­ ностями сложения и мощности слоя

01,

а также скоростью разложения

опада в этих условиях. В лиственных ценозах с фрагментарно выра­ женной

подстилкой,

состоящей

в

основном

ИЗ

листового

слоя,

самоочищение О 1 более растянуто во времени, несмотря на кажу­ щуюся очевидность более быстрого протекания процесса самоочищения

(цикл полного обновления листьев

- 1 год,

хвои

- 2-3

года). Это

связано снеадекватностью подгоризонта О 1 в хвойных и лиственных ценозах, а также С большей загрязненностью ассимилирующих органов

лиственных пород по сравнению с хвоей

[98].

Иной вид имеет динамика содержания lЗ7Сs в ферментативном и гумифицированном

(03) подгоризонтах лесной

(02)

подстилки. Она харак­

теризуется неоднозначнастью изменения запасов lЗ7Сs в многолетнем ряду: отмечаются периоды нарастания за пасов l З7 Cs до определенного максимума, затем их снижения и стабилизации на соответствующем

уровне в зависимости от типа Б ГЦ, ландшафтно-экологических условий и характера подстилки. В подгоризонте

02 этот уровень почти на поря­ 03. Вместе с тем, если на

док выше, чем в О 1 и несколько ниже, чем в

территории дальней части зоны выпадений стабилизация (на уровне

20%

в слое

зоны

02)

наступает к

8- 9

10-

годам, то на участках ближней части

выпадений этот момент сдвинут на более поздний период.

Последнее, очевидно, обусловлено различиями в фазовом состоянии ра ­ дионуклидов в почвах на территории зоны загрязнения

[2-6].

В ряду

БГЦ более высокий уровень относительной стабилизации запасов 137CS в слое

02

отмечается в хвойных ценозах на автоморфных ландшафтах

и минимальный

-

в ценозах гидроморфных ландшафто в вследствие

различий в процессах трансформации органического вещества подго­ ризонта

02,

его удерживающей способности и скорости вертикальной

миграции радионуклидов в профиле указанных почв в целом. В гумифицированном слое лесной подстилки

(03)

по сравнению с

ферментативным все периоды в динамике запасов 137 Cs более растя­ нуты во времени. Если в 02 максимум содержания 137CS приходится на

5-6

годы, а стабилизация запасов данного радионуклида происходит

пример но на

156

8 год

после выпадений, то в подгоризонте

03

до настояще-

Шuроколuсm8енно-х80UНЫU лес, уч . Д-1 , дальняя зона IIАЭС

700

""., 'Е" '"

. /а.. ..... .

ба

'"

~

700

\;

1/0

20 О

..-J"

7986

;'

..d\

_ А- -

7988

/'" ----/У- -"

/.

.............

_ -6-- а

/

'"

60

... - .- .... -.

1992

7990

19911

Осmеnненныи сосняк, уч . К-2

80

1: Е

80

..,....

"".

..,'" ....

J&...

/

ЧО

~

'-. · "vb- - - - -6 "'" ,<>

/

ь/

20

"8---- . _

. __

, tf

.

"-

О

1986

1996

1988

1990

1992

199Ч

Годы

"".,:t 100 80 Е

'"

.

lIерноольшаmнцк, уч. д-з


'"

'"

20 -о ~-:~::-~ 6 ~-_~ :' ~~==~~__~-a__т-

.......

_...Ь._

.tJ -''>.6__ - о

__

7988

1990

1992

.."

..:" ,., 1/0

- '-._.199Ч

1996

20 O~~~~--r-~~--~~O-~

7986 Годы

54. Д и н а мика

Шuроколцсm8енно-х80UНЫU лес, уч. Ш-1, 5лu:ж:няя зона ЧА3С

Е

цо

Ри с.

1996

"'. 60

,...'"

1986

700

:t 80

БО

~

-.

верт и кальн ого перераспределения

J - спой 0 1; 2 - слоА 02:3 -слой 03

137Cs

1988

1990

1992

-0-' -..-. 2

19911

1996

-<>- 3

в п одст и л ке лесных БГЦ 30- киломе тровой З О НЫ ЧАЭС , Украина

го времени , как правило , наблюдается увеличение количества 137 Cs , хо­ тя темпы этого роста спустя

6 лет замедляются .

Исключение составля­

ют лесные цено з ы ближней части зоны выпадений, где темпы отмечен­

ного роста в слое 03 сохраняются и по истечении 9-10 лет . Правомер­ но также предположить , что, в силу ОТЛ ИЧИЙ в интенсивности и глубине лроцессов трансф о рмации гумифицированного слоя подстилки и его

сорбционной емкости, динамика содержания 137CS в данном слое , не­ смотря на сходство с та ковой в

02,

не будет им е ть выраженных ли­

КОВ .

Заключая , анализ , можно констатировать , что ведущими про­ цессами , обусловливающими перераспределе ние радионуклидов в слоях лесной

подстилки ,

являются

поступл е ние

на

поверхность

почвы

относительно более чистого растительного опада и скорость трансфор­ мации органического вещества . Вследствие этого самоочищение и

п е рераспределение радио нуклидов ( 137 Cs) в различных слоя х лесной подстилки характеризуются неодинаков о й динамикой и интенсив­ ностью . Наибол ьшая скорость самоочищения с выраженной однонап­

равленной Д'ин а микой приурочена к верх нему листовому сл о ю О 1 с п е риодом полуо чищения около

2 лет.

В этом слое уже к

4-5

году после

выпадений содержание 137 Cs достигает уровня, близкого к квззирав­ н о весн ому состоянию

-

приблизительно

1%.

В фе рментативном игуми,.

фицированных подгоризонтах подстилки динамика запасов 137 CS харак­ теризуется

периодами

ИХ ' нарастания

д о определенного

максимума,

затем снижения и стабилизации на соответствующем уровне в зави­

симости от тип а БГЦ, ландшафтно-экологических условий и слоя

подстил ки . В настоящее время содержание 137CS в слое вило, уже стабилиз ировал ось на уровне

10-20%

02.

как пра­

(исключение состав­

ляют ценозы ближн е й части 30-километровой зоны ЧАЭС), тогда как в слое

03,

напротив. состояние, близкое к квазиравновесному, еще не

достигнуто . Оно сдвинуто во времени на более поздний период. Все это свидетельствует о том, что расчет периодов полуочищения различных

п од горизонтов подстилки должен .проводиться дифференцирован но. с учетом присущей этим слоям динамики и периодов нер а вновесного состо яния в сод е ржании радионуклидов .

Исходя из существующего распределения радионук л идов (на большей части территории в ней удерживается до 70% радиоактивных выпа де ний , а содержание 137 C s в большинстве ее слоев близко к уровню квазнравнов е сного состояния) . количественная оценка их пере­

хода в минеральную толщу и расчет периодов полуочищения лесной

подстилки показывают слеДУJQщее (табл . 62). Средняя величин а годового перемещения радионуклидов из под­ стилки в мин еральную толщу почв соста вляет на автомо рфных ланд­ шафтах Украинско го Полесья 1,9-3,7%, Российской Фе дерации 5-6% и о к оло 7% на гидроморфных ландшафтах все й территории загрязнения. Вариации этого показателя обусловлены:

1) летняя

.

почвенно-экологическими условиями экотопа. Средняя много­ величина

годового

перераспределения

радионуклидов

ди л е сных БГЦ автоморфных ландшафтов примерно в

158

2 раза

сре­

выше в

Таблица 62 . Мн оголетня я д инамика п е р ерас пр едепе ния 137CS в толще % от су мм ар но го содержаЮIЯ в П О\lв е нн ом профи ле

лесных почв, У' ...,.

Оюft

Вы-

Голы

НОС.

1'ОК

%

В год

1987 1 1988 1 1989 1 1990 1 1991 1 1992 1 1994 1 1995 3D-кил ометровая ЗОIШ ЧА ЭС (Украина)

лп'

Д-I

Д- 3

К-2

Ш- I

мr

93.9 6. 1

92 .9 7. 1

92,4 7.6

88 12

83 17

80,4 19.6

68.9 3 1.1

66.3 33.7

3.7 0.0

лп

93,4

88.2

66,4

58.3

60. 1

5 1.3

5,4

6.6

11.8

85.6 14,4

74.6

мr

25,4

33.6

36.7

39.9

48.7

0.0

лп

97 ,4

95.9

91.8

90.4

89.9

90.5

82.6

мr

2.6

4.1

8.2

9.6

10.1

9.5

86 14

1.9 0.0

лп

94.1

93.3

91.6

88.2

86

82.8

8 1.5

2.0

мr

5.9

6.7

8.4

11 .8

14

17.2

18.5

0.0

91 9.0

17.4

Тульская обл . ( Россия)

лп

Пn- I

Пn -2

-"

58.3

42.1

15.2

5

0.5

мr

41.7

57.9

84.8

95

99.5

0.0

ЛП

44.9

35,4

11.5

2,4

14.3

мr

55.1

64.6

88.5

97.6

0.1 99.9

14.2

О_О

БрJUiCКllЯ обл . (РоCClUl)

Кл- I

Кл-2

3л- 1

лп

79.2

75 .3

70.5

69. 1

20.8

24.7

29.5

30.9

62.5 37.5

5,4

мr лп

80.4

70.1

57.2

50.9

7.0

мr

19.6

29.9

57 43

42.8

49.1

0.0

ЛI1

9 1,5

70.8

58.1

6

8.5

90 10

80.9

мr

19.1

29 .8

41 .9

0.0

* Л П - лесная nОДСТlIлка ; М Т - под n одстил о чн ая *. П рочер к означает отсугств не да нных .

0.0

толща почвы .

широколиственно-хвойных лесах по сравнению с чистыми сосняками и

шир окол иственно -х войными ценозами ближней части ЗО-километровой зо ны ЧАЭС. что , как н еод нократно подчеркивал ось , обусловлено фи­ зико-химической природ о й радиоактивных вып аде ний и спецификой лроцессов п о чвообразован-ия, протекающих в чисто хвойных и ли ст­ вен н о-хво йных лесах

2)

[59, 157J;

удаленностью территории от источника выброса . На территории

Российской Феде рации величина годового выноса I З7Сs из подстилки примерно в

1,5

раза выш е , ' чем в ана ло гичных. вгц ближней части

зоны выпадений (см . табл.

62); 159

3)

климатическими показателями отдельных лет. Диапазон коле­

баний велич.инЬ1 годового поступления ральные слои составляет примерно

137Cs из подстилки в мине­ 0,5-11 %. Варьирование рассмат­

риваемого показателя хорошо согласуется с многолетней динамикой

суммы осадков за период вегетации. Во влажные годы происходит заметное усиление интенсивности миграции радионуклидов в почвах на территории зоны загрязнения.

СОДЕРЖАНИЕ И ДИНАМИКА РАСПРЕДЕЛЕНИЯ РАДИО НУКЛИДОВ

В подподcrnЛОЧНОЙ ТОЛЩЕ ПОЧВ Количество радионуклидов, поступающих в минеральную толщу лесных почв, инверсно отражает удерживающую способность под­

стилки. В отличие от слоя О в минеральные горизонты ради:,онуклиды, как правило , поступают в миграциоино-подвижных формах (за исклю­ чением их части, перемещающейся в составе частиц радиоактивных выпадений без их разрушения, в результате биогенных процессов и лессиважа, а также на участках с невыраженным слоем лодстилки ). Поэтому специфика их распределения в этой части профиля в большей степени определяется физическими и физика - химическими свойствами

почв, а не физико-химической формой радиоактивных выпаденю1:. Общей закономерностью профильн:ого распределения в почвах автоморфных ландшафтов

одного из основных дозообразующих

радионуклидов чернобыльского выброса

-

137C S - является аккумуляция

основной его части в верхнем 1-2-сантиметровом подподстилочном слое (рис.

55).

Ниже указанной толщи концентрация радионуклидов резко

снижается и достигает фоновых значений уже на глубине

30-70 см в 10 лет

зависимости от плотности загрязнения ценоза. Т.е . по истечении

после выпадений максимальная глубина проникновения радионуклидов

в значимых количествах в почву на автоморфных ландшафтах ко­ леблется от

30 до 70 см.

В почвах гидраморфного ряда интенсивность миграции радио­

нуклидов примерно в

2-3

раза выше, чем в автоморфных почвах, и их

профильное распределение имеет иной характер (см. рис .

53, 55).

В этих почвах отмечается более плавное снижение концентрации ра­ ДионуклиДов с глубиной и нет столь выраженной аккумуляции

в

верхнем подподстилочном слое. Такое распределение, видимо , обуслов­

лено слабой выраженностью необменной сорбции 137Cs в торфяных горизонтах этих почв. В целом же в ряду гидроморфных почв мак­

симальная интенсивность миграции

137Cs

наблюдается в черно­

ольшатниках , заметно ниже она в пойменных (аллювиальных) почвах осоковых болот и минимальна

-

в почвах верховых сфагновых болот.

Здесь абсолютное содержание 137CS, мигрировавшего в нижележащую толщу, намного ниже, чем в других почвах ряда . Это обусловлено повышенной сорбционной способностью сфагнового очеса и спецификой его сложения (слоеватостью). Последнее нарушает капиллярное передвижение веществ в профиле данных почв.

160

137 CS, отн. ед.

137 Gs ,omH.t6.

/

"~'

I I I I I I I I I

'1

5

'" 8 '"с:'" 10 ~

12

20

а

50

'10

/

I

2 ~

ча

20

а

2

1 12

Ч

2

I I

6 8

I

10

I I I

а

I

/

/

I I

I I I I I

/j

12

Рис. 55. Распределение 137Cs в минеральной толще лесных почв (% от суммы

в

минеральной

толще)

автомофных

(1) и гидроморфных (2)

ланд ш афтов а

-

Киевская обл., уч. До}, доЗ; б

-

Брянская обл., уч. Кл-I, Кл - 2

16

.... :.: ~

12

1

в

~

..,.,' ~

:::!

ч

• '''rЗ .' \

\

.. ....

О

0-1

2

1-2

.0.

_~:.:.: ~'~'~::..:'~::.: ·_· ... 0 .. _...._.. 0··· .~""''"-.-0---< - --'~"." ..

....

2-3

J-ч

'1-5 5-6 6-8 ~-10 10-1515-/9

Глубина, см

Рис. 56. Распределение] З7сs в минеральной толще лесных почв различных БГЦ (% от плотности загрязнения)

1-

широколиственно-хвойный лес, пщроморфный ландшафт;

хвойный лес, автоморфный ландшафт;

3-

2-

широколиственно­

сосняк, автоморфный ландшафт

Повышенная вертикальная миграция радионуклидов в гидроморф­ ных почвах аккумулятивных ландшафтов с высоким уровнем залегания грунтовых вод (поймы , болота, замкнутые понижения) диктует необхо­ димость отнесени» этих ландшафтов к критическим, т.е. зонам наибо­

лее вероятного и быстрого поступления радионуклидов в грунтовые воды и, соответственно , пер воочередного радиационного мониторинга.

6

А.И . Щеглов

161

Ц5

35

.; ~

"Е 25

" ::i

/5

~ ~

.

J

6-7

Ц-5

1-3

0-/

. 6-9

ZD-ЗО

/Q-/S

Гл у liцна , с м

Рис. 57. Распределе ние 137Cs в профипе луговых почв различ н ых БГЦ J-

эаБОЛО 'l е нныi'j луг;

2-

залежь ;

3-

по йменный луг

За м ет н ое влияние на вертикальное распр еделение раДИОНУКЛИДQВ ) п очве нн ой толще оказывает тип биогеоценоза ( рис.

56).

П овышенна:

инте нсивность миграции 137 Cs в ПОДПОДСТИЛQ чны е слои отмечается 1 лиственных лесах , что о бусловле н о спе цификой процессов п о чв ооб разования в ЭТИХ УСJ10ВИЯХ , В частности, составом опада, скоростью с п

трансформации и ин те н сивностью п ото к ов Образовав ших ея ра ство ,

римых органических веществ ( РОВ ). Как и з вестно , в листв е нных 1лиственно-хвойных лесах минерализация раст и тельного о п ада проис­ ходит более ин те нси вно и , соответстве н но , поток Р ОВ выше , чем Е хвойных ценозах дионуклидов

[208, 209).

отме ч ает ся

в

Сред и сосняко в наибольшая миграция ра ­ полно возрастных

тивных пандшафтах и наименьшая

-

це н озах

на

аккумуля ­

в относительно молодых посадках

сосны н а элюв и альных ла н дша фтах.

В ср ав н е нии с лес ными почвами интен сив н ость миграции радио­ н уклидов в п очвах залежи и заболоче нных лугов выраже н а з н ачительно слабее (р и с.

57).

В эт их п о ч вах до н астоящего времени максимальное

ко л иче ство радионуклидов от м е ча ется в в е рхней 2-З - санти мет р овой

толще

[[84, [95].

rlaAa eT

д о следовых значен и й на глуб ин е

ют ся

П ОЧВQI

мигр ации

В нижележащих гор изонтах и х содержа ни е резко

6-7

см . Исключени е м явля­

заб ол о ч е нных п оймен ных лугов,

радио ну кл и дов

В ЭТИХ условиях о н а

з н ачитель н о

выш е .

близка к таковой

где

чем

в

интенсивность п о чв ах

залежи.

в лес н ых почвах аккуму­

ЛЯТИ В НЫХ ландшафтов .

• Заглубле ние загрязнения в поч венном профиле со провождается

изм е нен и е м е г о рад и онукл и д ного состава: с глубиной ид е т н арастан и е

доли изотоп ов цезия и уме ньш е ние доли 144Се и I 06Ru (табл.63 ) . Отм е ч е нное явл е ни е, о ч ев и дно . обусловлено различной мигр а ционн ой подвижн остью о тд е льных радионуклидов

[ [ 35, [54].

Н а и боль ш е й

подвижностью характеризуются и зотопы це з ия и МИНIO.iалъноЙ

162

-

церия.

ПОВblше нной миграционной способностью характеризуется

I06Ru в

ТаБЛliца

Диффере нциация радионуклидн о го состава

63.

ПРОф l1ЛЮ ПОЧ8 Глуби нз. см

0- 1 1-2 2-3 3-4 4-5 5-6 6-7 7-8 8-9 9-10 10-11 11 - 12 12-1 3 13- 14 14-15 15- 20

( 1990

г . ),

30+кItЛОМС11>ОВi:lЯ зона ЧАЭС (у '! . Д+I) l44ее

I

l:>4Cs

18.5 20,0 18.8 17,2 13.2

за грязнения п о

%

I

137Cs 57 ,7 59 ,8 60.1 73.6 77 .5 88.6 88.5 88.5 88 88 88 100 100 100 100 100

8.6 7.9 8.3 9.2 9.3 11.4 11 .5 11 .5 12.0 12.0 12.0

1

Ту льская обл. ( Y·I . Пл-l )

l44ее

lO6Ru

I

15.2 12,3 12,8

134CS

I

10,7 12,_ 11 ,8 11 .8 11.6 12.6 12.6 12 11

137cs

I

84.4 87,6 88.2 88,2 88,4 87,4 87 ,4 88 89 89 89.5 89 88.8 88.2 89.9

11

10.5 11

11,2 11 .8 10,1

I06Ru

4,9

Прu.мечанuе. ПРО 'l с рк оз нача ет содержание раД IЮНУКЛИ/l,ОВ ниж е детектирусмого уровня,

сосновых насажден иях . Это , видимо , связано со способн остью данного элемента нахо д иться как в катион н ой , так и в а нионной формах

Анионные формы

Ru

[211] .

более подвижны, а в присутствии Фульвокислот

его растворим ость возрастает на

2- 3

п орядка

[42].

По сравнению с

другими ради онукл ид ам и рутений сильнее реагирует на подкисление

средЬ!

[21 1, 3 17] .

Все перечислеННblе фаКТОРbl (ФульваТНblЙ состав

органического вещества, кислая реакция среды и ряд друг их ) присущи, как и з вестно , хвойным ценозам и обусловливают увеличение мигра­

ци онной подвижности

Ru

в сосняках

[60, 166].

Многолет н яя динамика в минеральных горизонтах почвы в отл ичие от лесной подстилки сход на и характеризуется постоянным ростом

за п асов ради онукл и дов . Различия состоят лишь в величинах годового приращения их количества в отдельных слоях (рис.

58).

Н а и более

значимое поступление радионуклидов (l 37 Cs) на всех территориях наблюдается в слой 0- 5 см, среди почв - в почвы болотного ряда, а среди БГЦ

-

в лиственные и лиcrвенно·хвоЙные ценозы автом о рфных

ла ндшафтов даль ней ~I аст и зо ны загрязнения ; минимальна в е личина

поступле ния 137 CS - в хвойные БГЦ и ценазы ближней част и зо ны в ыпадений. Годов ое приращение количества 137 Cs в слое 0- 5 см в среднем составляет : на гидроморф ных участках м о рфных участках даль н ей части зоны

зо ны - 1,5; в слой О , I -{),4% и Т.д.

6'

5- 10

-

- около 4%, авто­ 3%, ближней части приблизительн о 1, 0,5 и

примерно

см, соответственно,

163

.

Шuрокоnuсm6t:нно-:r60ЦН6IU пес,

:t

.

Е: 15

". Е

.,u 10 ...,.,

., 15

.......

~

5

5 I

...

1987 19'9 1991 1993 35 Усрноольшаmнuк, УЧ. д-з

".

----:-

I

1995 ГОilЫ

....

25

...~

15

:t

10

..,'"'"-

6

.-,,-. _-0--

, -.- ._ ....... .-"

,.,...

2

___ . ___ . ~_.t.-----b---tt. 0-- •• .....0_ • • - - - 0 - ·· ..0

5

1967

1989

I

I

i

1991

1993

1995

1989

1987

1У

Е:

Е

., u

Осmt:ЛНСННЫU сосняк, уч. К-2

.. 20

уч. Д-l , ilаnЬНIIЯ 30на УАЗС

..; .. 25

1995

1993

Шuроколuсm8trнно-:r6DUНЫU пес, уч. Ш-1,6ЛUЖНIIЯ зона ЧАЗС

_.е--._

.....-._.-

..... -"

_--6

.-...... -r=;-.:-~--4t:;,~:;:-~::.::i i I

1967 Год.,

1991

-о-

1969 1911 1 - .. -. 2 -Ь- 3

1993

•

--(>о •• у

1995 ....... 5

Рис. 58. Динамика вертикального перераспределения 1 З7сs в мин еральной толще лесных почв 3D-килом етровой ЗОНЫ ЧАЭС (Украина) Слои :

J - 0-5

см;

2 - 5-10 см ; 3 - 10--20 см; 4 - 20-30 см; 5 - 30-40 С м

внутрипочвенным стоком, в песчаных почвах на глубине более З О см он

не превышает десятой доли процента в год от плотности загрязнения [2421 . В черноземах эта ве личина должна быть еще меньше, поскольку она

находится

в

прямой

зависимости

от

количества

свободной

гравитационной влаги в почве , которое, как известно , здесь невелико

[52].

Иде нтичн ость физико-химической природы выпадений на терри­

ториях с черноземными и дер нов о-подзолистыми почвами (Тульская,

Брянская обл.) свидетельствует, что повышенная миграция радио­ нуклидов в черноземах также не

может определяться различиями

в

растворимости радионуклидых выпадений . Таким процессом может являться биоге нн ая миграция , поскольку наиболее интенсивное пере­

мещение 137c s в этих почвах наблюдается , в основном, в 0-10-санти ­ метровой толще, где трансформация растительных остатков макси­ мально выражена. В более глубоких слоях (г лубж е

10

см) динамика

запасов 137cs практически незнзчима. Табmща

64.

Численность дождевых червей в лесных биогеоценозах. экз./м 2

06лаcn.

Bltд леса

чис.оеинocn.l

Автор

червей

Тульская

Шlrpoколиcrвенный

200-300

Брянская

ЛltcmeЮIO-ХВОЙНЬJЙ

96

Сосновый

18

[266] [271] [271]

По подсчетам некоторых авторов , почвенные беспозвоночные, в частности дождевые черви, за ГОД могут перерабатывать до почвы,

перемещая

нижележащие слои на

поверхн ость, но

600

т/га

главным

образом, перемешивая верхние, обогащенные свежими растительными

остаткам и горизонты почвы с более глу бок ими

Между количеством дождевых черв ей (табл. п ерерасп р еделе ния

[70, 178,266,27 1].

64)

и интенсивностью

веществ В' почву существует прямая

взаимосвязь.

После д не е справедливо и для ради о нуклид о в . В результате жизне­ деятельности люмбрициды за довольно короткий отрезок времени

перемещают в глубь почвенной толщи более

50%

количества радио­

н уклидов, первоначально находя_щихся на поверхности. В этой связи уместно п одчерк нуть, что радиоактивность копролитов дождевых чер­

вей превышает радиоактивность почвы почти в

2

раза

[249] .

Различия

в численности люмбрицид даже в черноземах под хвойными и широ­ колиственно-хвойными лесами, сформированными внепосредственной бл изости друг от друга, сказываются на инте нсивности миграции ра­

дионуклидов (количество дождев ых червей в сосняках ниже , поскольку эти ор ганизмы не способны использовать опад хвойных пород в пищу

[178]).

Влиянием биогенного фактора ряд исследователей объясняет и

значительное повышение содержания 137CS в поверхностных и под­ земных водах территорий с черноземными почвами этого региона

[222J .

При формировании черноземов в других гидротермических усло­

виях, в частности l б6

в Западной Сибири, роль дождевых червей в

процессах миграции

вещ ест в не столь существенна , п ос к ольку КОЛIf­

ч ест во их в глубоко пром е рзающих почвах относительно н евел нко. П оэтому распределение радионуклидов в выщелоченных ч ерноземах на

тер ри тор ии В осточ н оу ральского следа существенно отл ич ается от

такового в черноземах центра Русской равнины под лесом

f201] .

Таким образом, интенсивность вертикального п е р е распр еделе ния

раДИОНУКЛИДО8 в целом определяется всей совокупностью процессов почвообразования, но в качестве ведущего фактора м огут выступать разные л оказател и в зав исимости от конкретных биоклиматнческих услов ий территории загрязнения и врем ен и , лрош ед ш его п осле аварии.

Н еод нородность сложения лесных почв (т.е. наличи е в пр оф ил е органоген.ного слоя

-

подстилки , и минеральной толщи) является до­

полнительным фактором, усложняющим параметризацию процессо n миграции радионуклидов в этих условиях. Соответственно этому экстраполяция параметров вертикальной миграции радион;уклидов и прямой

пере нос

существующих

диффузионных

и

конв е ктивно ­

диффузионных модел е й миграции радионуклидов , установленных для

п о чв определенных регионов, на другие районы даже с аналогичными типами почв непр аво мерна. Для отражения н прогноза

п ере рас ­

пр еделе ния радиоактивных веществ в лесных п очвах н еобходимо выделение блока лесной подстилки и минеральной толщи; дл я почв

лесостепи и степи , а также пойменных и дерновых почв , где зооф а ктор играет существенную роль в миграционных процессах , следует вводить

дополнительный блок, описывающий влияние зоофактора.

РА СПРЕДЕЛЕНИЕ 4О к В ЛЕСНЫХ ПОЧВАХ в перспективе "аналогом" возможного перераспредел~ения

137Cs

в

почвах в определен·ноЙ степени может служить профильное р асп р еде ­

ление естественного радиоактивного элемента 40к. Распредел ение 4ОК в профиле дерново-подзолистых песчаных почв Украинского Пол ес ья относительно равномерное, не отмечается горизонтов его выраженной аккумуляции

и

выноса

(рис.

60),

что

в

целом

характерно

для

распределения стабильного калия в песчаных, сильно обедненных глинистыми минералами почвах , со слабовыраженными пр о цесса ми

оподзол ивания

[33 ,46]. С

глубиной у 40 к происход ит плавное падение

удельной активности ( Бк/кг ) и одновр еме нно нарастани е его запасов

(Бк/м'). Принимая во внимание особенности ,распределения 40К, можно предположить , что в дерново-подзолистых почвах автом:орфных ланд­

шафтов наибольшая концентрация 1З7 Сs в течение длительного вре­ мени будет отмечаться в лодстилке . Вместе с тем доля его от общих запасов в этом слое с течением времени будет уменьшаться примерно

на 2-4% в год (табл. 65). Соответственно, град иент падения содер­ жания 137cs с глубиной будет снижаться , распределение - сглаживать­

ся, и в конечном итоге, видимо, приблизится к характерному для 40к . Подобное уже наблюда е тся в почвах гидроморфного ряда , гд е в на­ стоящее время в подстилке (при сохранении максимума

n концентрации 167

1/0

К,6к/кг

l/50

11

jj

• 7

·z

0750 BIlOIl 250

АЗ

[J

DI/

• • •

[J

• . •

А

•

D D

750

D

• • •

А

•

•

•

А

•

D

fI

•

•

А

•

'100и

• А

А

~ : 5 i

•• D

D

..

[J

•

[J

I

fI

А

•

• •• •

.

1::;~~""''»:::t-'''' ~.!..~.!.,{.

Лесноя поtlсmЦЛl(d

ГЛ!lьuна, см

/10снан поuсmUЛI(О

ГЛ!lОUНО, СМ

Рис. 60. Распределение (А) и запаСbl (Б) 40к в подстилке (01 , 02, 03) и органо·~щнеральноЙ толще лесных почв ЗО- километровой зоны Ч АЭС (Украи н а)

/-

уч. д- ) ;

2-

уч . д-з ; з

- Y'I. К -2; 4 -

уч. ш- )

Таблица

65.

подстилки

в

загрязнения

Прогноз

динамики

минеральную

пере распределения

толщу

почв,

%

ОТ

137Cs

суммарной

из

лесной

плотности

1З7es

Участки

Годы Д- 1

д-3

К-2

Ш-1

82,34 80,75 79,16 77,58 75,99 74,41 72,83 71,25 69,67 68,1

79.91 78,28 76,65 75,02 73,4 71,77 70,15 68,53 66.91 65,29

17,66 19,25 20 ,84 22,42 24,01 25,59 27,17 28,75 30,33 31,9

20,09 21,72 23,35 24,98 26,6 28,23 29,85

Лес1ШЯ nодсmuлка (О)

65,49 62,07 58,66 55,25 51,84 48,44 45,04 41,65 38,25 34,86

1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

45,49 40,27

35,06 29,85 24,65 19,45 14,26

9,074 3,893

МuнерШlЫШЯ тuлща почвы

34,51 37,93

1996

1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

41,34

44,75 48,16 5 1,56 54,96 58,35 61,75 65,14

54,51 59,73 69,94 70,15 75,35 80,55 85,74 90,93 96,11 101,3

31,47

33,] 34,71

lЗ7Сs) содержится меньше активности, чем в подстилающей толще . В то же время необходимо подчеркнуть, что вынос 137 Cs из корне­ обитаемой толщи почвы будет невелик, поскольку, с одной стороны,

поступая в ее минеральные горизонты, он будет закрепляться в ППК (несмотря на слабую поглотительную способность песчаных разностей), а с другой, вновь вовлекаться в биологический круговорот

[242, 277J.

ПРОГНОЗ ПЕРЕРАСПРЕДЕЛЕНИЯ

РАДИОНУКЛИДОВ В СИСГЕМЕ "ЛЕСНАЯ ПОДСГИЛКА-МИНЕРАЛЬНАЯ ТОЛЩА ПОЧВЫ"

Динамика содержания радионуклидов в лесной подстилке за рас­ сматриваемый отрезок времени хорошо аппроксимируется уравнением вида:

у; аО

+ а1/х

(рис.

61, 62), ]69

11

шuроl(олрсm88нно-.rвQрныl; лес, 'у" . Д- I

.... .... 100

....

........

-

110

--

-.....

<>-~ .... _ -

.... ....... _.....

80

..........

""Ь .......

.............

-0. _ _

...... .......

..............

- ...................... Q.. _

70

50

о

.......-

11188

111.92

1.9!l0

1!l911

-- -- -

.....

1/0 7!l85

д-.;

"" .... ---

...

50

!/l./.

..........................

100

-С>о.. ....

80

f/еРНDОЛ"ШОЛ7НU/{,

11185

1.988

19110

1992

1!l1ll/

li

110

JO

,"

zo

-- _--

~.".""

_--

10

;'

/0

50

__

'10 30

;'~

"...."",.. .0-..,,~~

20

g...----

-- о

""..""..-

-;;;""----------------

p"'~

"'" ""'" ,," .,., "

...-""

--"'*,.,. ... .fiJ.'"

!о

;'

о

~,.

.., ..,'"

,. ,..

; ,._--------------

о

;'

-10

t

I

11185

1.988

1.,.,0

1.9.Р"

1.9!l2.

-10,

I

'=,.!l:-8:-5:--,:-!l:8L::8--~:----l.---L.....1!190 f9.9Z 1.9.9~

ruil,,, Рис. 6 1. Динамик а содержа ния

137Cs

в п одсти л ке (А) и минеральн ой толще (Е) лесо в дал ь н е й ч асти

30-Кltл омстровой ЗОНbI ЧАЭС (Укра ина). %

R

Шuроколuсm6енно-:z;#оаН6IО лес

100

........

.... ' ................. $15 $10

-----4

95

............ ...... ...... "'4

................... ......

90

...... "Or....,

-о­

..........

85

...........

-

85

.......... ~

80 1988

... '

-- --

.""."" q-0--".-

, ... "

-

...... , ... ,-' _-

о

g,.-0""-

--

---4-- _- - - ........-........--.......-- -........ '<1 ...

.....

..... .....

......

1.980

1992

7.9$10

'.9I1Z

1.9$10

1$182

~O

15 ..'О

"

~~-- -- --- - -------19,8

Рис.

.... '" ....

Ш-l

о

15

о

!I'I.

1992

1990

20

10

811

.... ...

198(1

s 7988

62. Дин амика содержа н ия 137CS в п одстил ке (А) и м ин еральной тол ще (В) л есов бл ижней 'IЗСТИ %

ЗО- к илометров о й зоны ЧАЭС (Украина),

где аО и аl

- коэффициенты , значения которых составляют: 1) для хвойных ценозов: 2) для широколиственно- хвойных л е сов:

аО

аl

00 = 6856, 01 = -1 ,36· 107;

= -3090, = 6,33 · 106;

3) ДЛЯ

черноольшатников:

4) для

широколиственно-хвойных

л есов в пределах 3D-километровой з оны выпад ений :

аО

аl

аО

= -1 ,04 · 104, = 2,08 · 107;

аl

= -3 178, =-6,50 · 106

Динамика содержания радионуклидов в минеральной толще может быть описана уравнением аналогичного вида (см. рис. 61, 62) с ко­ эффициентами:

1) ДЛЯ хвойных

ценозов:

2) для широколиственно-хвойных лесов:

аО

aO=-3190, аl = -6,33 · 106;

3) для

= 6856,

01 = - 1,36· 107;

черноольшатников:

4) для широколиственно-хвойных лесов в пределах 3D-килом е тровой зоны выпадений:

аО аl

аО

= 1,05 . 104, = - 2,09· 107;

аl

= 3278, = -6,50· 106

с помощью этих уравне ний рассчитано последующее возможное

перераспределение радионуклидов в системе "поДстилк а-минеральная толща почв" (см . табл.

65).

По прогнозным оценкам, к

2005

г . на участках автоморфных ланд ­

шафтов дальней части зоны загрязнения более

50%

активности пере­

местится в минеральные слои почвы. Для участков гидр аморфных ландшафтов должно наступить квазиравновесное состояние в системе

"растите льный ярус-лесная подстилка-минеральная толща почв". В то же время к этому периоду на участках ближней 5-километровой зоны

выпадений в подстилке по-прежнему будет удерживаться да

60-70%

выпавших радионуклидов .

4.5.0С()БЕННОСГИ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ В

90Sr

ПРОФИЛЕ ЛЕСНЫХ ПОЧВ

Радиостронций по своей экологической значимости не уступает радиоцези·ю. поскольку является долгоживущим радионуклидом и хими­ ч е ским аналогом кальция

-

одного из важнейших биогенных эл ементов.

В пр еделах Европейской части СНГ величина соотношения lЗ7Сs / 90S, варьирует от 1,7-2,2 в почвах 30- километровой зоны ЧАЭС дО

42

на более удал е нных территориях рф. что обусловлено исходными

различиями физика-химических характеристик радиоактивных выпаде­

ний

172

[96]. Вертикальное распределение 90Sr в профиле песчаных лесных

почв по форме сходно с таковым

137cs. Для 90Sr также характерен

выраженный максимум содержания в верхней органогенной части про­ филя с последующим резким падением в минеральной части . Следова­ тельно, внутрипрофильное перераспределение этих радионуклидов определяется одними и теми же ведущими процессами, а именно: диф­

фузией, конвективным переносом и биогенной миграцией. Вместе с тем

распределение 90Sr имеет и свои отличительные особенности. По срав­ нению с 1З7сs количество 9OSr, мигрировавшее из подстилки в минераль­ ную толщу, характеризуется более высокими значениями. В подподсти­

почных горизонтах аккумуляция 90S r выражена несколько слабее, чем это наблюдается для 1 З7Сs , и кривая распределения 90Sr в целом имеет относительно более плавный, растянутый характер. Эти особенности

свидетельствуют о большей значимости в вертикальной миграции

90Sr

процессов конвективного пере носа, так называемой "быстрой" компо­

ненты [125,212,223], что обусловлено химической прирадой данного радионуклида. В отличие от 1З7Сs, основная часть 90S r в системе "твердая-жидкая часть почв "находится в обменной форме [129, т.е. в миграционно-подвижном состоянии [130]. Вследствие этого

156], 9OS r ,

мигрируя с током влаги, более равномерно распределяется по почвен­

ному профилю и проникает на большую глубину по сравнению с

137cs.

Последнее подтверждается данными прямых лизиметрических исследо­

ваний. Количество 90Sr, мигрирующее в составе инфильтрационного стока, примерно на порядок выше, чем 137CS, причем с глубиной эта разница значительно возрастает, поскольку в минеральных слоях про­

исходит интенсивное необменное закрепление 1З7Сs. Неоднородность физико-химических радиоактивных форм выпаде­ ний по территории загрязнения

[130]

сказалась не только на величинах

соотношения 137Cs /90S r, но и на особенностях распределения 90S r в профиле почв (рис.

63).

По мере приближения к источнику выброса

доля 90S r, аккумулированного в подстилке, возрастает, т.е, его миграционная подвижность в почвах снижается, достигая минимальных

величин на

участках,

непосредственно

примыкающих к ЧАЭС.

Косвенно это подтверждается экспериментами, в которых установлено,

что степень экстракции 90S r из почвы повышается с увеличением расстояния от поврежденного реактора

[75].

В ряду лесных почв наиболее значимые различия в профильном

распределении 90Sr наблюдаются в черноземах лесостепи (Тульская обл., РФ) (см. рис. 63). Здесь оно утратило признаки, характерные для своего первичного распределения, и повторяет распределение макро­

элементов и гумуса. Как и для 1З7Сs, такой характер вертикального распределения обусловлен биогенной миграцией. При одной физико-химической форме выпадений несколько более

повышенная миграция 90S r отмечается в хвойных ценозах. Причины указанных отличий кроются в особенностях состава органического ве­

щества почв лиственных и хвойных БГЦ. Гумусовые соединения дерно­ во-подзолистых почв хвойных лесов, как правило. обеднены высоко~ю­ лекулярными гуминовыми кислотами и характеризуются гумусом фуль ­

ватного типа

[166).

Известно также, что

90Sr

предпочтительнее связbl-

173

Росс ия

О-'Н . rд .

#КРОILНО

ОТН . II:Д .

,

,- . - t - ,"-~ ~ 5~7 9-11 13-15

Уч. ш - ,

~jf~, 0-1

i

М[ gч. Лл- '

60

,: I

1 : i :,

.У-ТО

=I :

71-7J

,а i 7.f~lO

.!II(. 1(-2

~ ~i"'1 0-1

1".' I

6 -7

J~ Ч

J-(/

1 1 1'1

5-7

""""'~

,'1

12-/J

~-/O

80

1.5- 10

__ - z

-0-1

50 ~O

2:~~~_~_~_~_~+~~~~~~~~ 0-7

2-J

11-5

5-7

9 -11

7J-15

o~~~~~~~~~~ 0-1

J-q.

5-1

9-10

12-1.1

1.5-20

ГЛ~ОUIfD, СМ

Рис. 63. Распределение 1 З7 сs (1) и 90S r (2) в профиле лесных почв

вается с фульвокислотами , что усиливает его миграционную подвиж­ ность. Кроме того, повышенная гидролитическая кислотность этих

почв снижает сорбцию миграции

90Sr их

радиостронция

твердой частью

здесь

[171] .

сказывается

и

Возможно, что на

влияние

низкомоле­

кулярных кислот И соединений, образующихся при разложении хвойного

опада и подстилки [264, 265]. Как и в случае с 137 Cs, существенное влияни е на вертикальное

лере распреде лени е (рис.

64) .

90Sr

оказывает гидрологический режим почв

В почвах гидроморфного ряда, особенн о лугово-болотных,

количество примерно в

9OSr, переместившееся из подстилки в нижележащие слои, 1,5 раза выше , чем в почвах автоморфнога ряда. Это опре­

деляется высо кой насыщенностью влагой ЭТИХ почв н , соответственно , усилением процессов д иффузионного и конвективного переноса в усло­

ВИЯХ гидроморфизма . С другой стороны, повыш е нн о й интенсивностью

миграции

90Sr

характеризуются почвы залежи на автоморфных ланд­

шафтах (см. рис.

64),

что в данном случае, видимо , связано с доста­

точно высоким содержанием Са в окультуренных почвах бывших агро­

ценоз ов . Как известно , Са снижает закрепление

90Sr почвой ,

способствуя усилению его миграционной подвижн ости

тем самым

[34,191].

В общем план е , рассматривая особенности вертикального пере-

174

01н . ед·

50

!I'f.Д-5

110

20

О О- Т

2-]

50

5-7

11-5

8-9

10-11

12-1!

!I'f.Д -II

1/0

20

---

О О-Т

2-.1

50

11-5

5-7

В-9

10-11

ТZ-T3

8-У

19-11

12- 1.1

!/ч. Д-J

1/0

20

---

О

0-1

2-.1

1/-5

5-7

!I«.Д-1

50

~T

- .... -Z

1/0

0 -1

J-II

1/-5

5-7

в- у

10-11 12-1.1

ГЛf/ОlJна , СМ Рис:. 64. Распределение 137CS (1) и 90S r (2) в профиле по ч в разли чн ых БГЦ

175

распределения 137CS и

90Sr

в лесных почвах, следует отметить следую­

щее. Особенность почв региона состоит в их обедненности глинистыми минералами, что обусловливает относительно высокую подвижность

137Cs. Органогенные горизонты О и

OAI

способны к фиксации стронция

в значительно большей степени, чем цезия

[315,316].

Следовательно,

оба этих фактора оказывают позитивное влияние на относительную

подвижность 137Cs и негативное

- 9OSr.

Однако можно предположить,

что после перемещения основной массы радио нуклидов в нижележащие

горизонты возможно значительное ускорение миграции 90Sг по профилю

11

его более значимое поступление в

rpYHToBbJe воды. Таким образо м , распределение радиоцезия JI радиостронция в про­

филе лесных п о чв имеет сходный характер и определяется в основном проц е ссами диффузии и биогенного переноса . В то же время на мигра­

цию 90S r (по сравнению с I37 Cs) знаtlИмое влияние оказывает и конвек­ тивный перенос. Интенсивность перераспределения 90Sr о почвенном блоке зависит от физико-химических форм радиоактивных выпадений (т.е . расстояния от источ ника выброса), почвенн о-экологическ их усло ­ вий и типа БГЦ . ПО мере удаления от ЧАЭС интенсивность миграции

90Sr

увеличивается и достигает максимальных величин 8 черноземных

почвах, где характер распределения этого нуклида утрачивает п е рво­

нач аль ные

признаки

и

соответствует таковому

макр оэлеме нтов

гумуса . При про чих рав ных условиях интенсивность миграции

и

90Sr уве­

личивается в хвойных ценозах , почвах гидроморфного ряда и залежных участков.

5. ФОРМЫ СОЕДИНЕНИЙ РАДИОНУКЛИДОВ И ИХ МИГРАЦИОННАЯ СПОСОБНОСТЬ В ЛЕСНЫХ ПОЧВАХ

После поступления частиц радиоактивных выпадений в почву они

подвергаются физическому и химическому разрушению; радиону клиды . находящиеся в их составе, п ере ходят в почвенный раствор, вступают в

сложное динамическое взаимодействие с ППК. почвенной биотой , органическим веществом и Т.П. Результатом этого взаИМОДействия является образо вани е радионуклид-органических соединений, по ступ ­

ление части раДИОНУКЛИДО8 в почвенный раствор, фиксация их в кристаллических решетках глинистых минералов , паглащение ППК .

Очевидно, что формы нахождения радио нукли до в в значительной степени определяют их поведение в почвенном I1р офиле и в системе

" почва-растение ".

5.1.

ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ ФОРМЫ

СОЕДИНЕНИЙ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОЧВАХ При радиоактивных выпад е ниях формы соединений радионуклид ов 8 почвах в значительной степени (особенно на первых этапах) опре­

деляются устойчивостью частиц к процессам выветривания в почвен ­ ной среде, выщелачивания из них радионуклидов и закрепления послед ­

НИХ в почв е. Эти ПQказатели имеют принципиальное значен ие

8

поведении радионуклидов в природной среде. Продукты чернобыльских выпадений резко отличаются от глобальных

(221 ].

В составе чеРНQ­

быльского выброса более высока ДОЛЯ необменных l форм соединений

[31].

Соответственно, поведени е радионуклидов в почве кардинальн о

отличается не только от моделируемого на осно в а нии ИОННЫХ форм в

различного рода лабораторных экспериментах

[68],

но и глобальны х

выпадений. Наиболее резкие отличия характерны для выпадений в

ближней зоiiе ЧАЭС, где около

90% 90Sr и 75%

lЗ7Сs выпало в составе

I Принято выделять следующие фракции, получ.ае мые в серии последо вательн ых вытяжек: 1) воднорастворимая форма - Н 2 О в соотношеиии почва: раствор = 1: I О; 2) об менная форма - 1М СН з СООNН 4 (рН 7) в соотношении почва: раствор = 1:10; З) фракции. ассоциированиые с карбонатами , оксида ми и гндроо ксидами металлов и частично сорбированные органическим веществом и п очве НllЫМIf МИllералами, но за хваченные кристаллической реш етко й минералов ратуре в соотношении почва: раствор чении в СООТllошенин почва: раствор

-

Ile

1М НО при комн атно й темпе­

= 1:10; 4) необ менная форма - 6М н е ! при кипя­ = 1:10; 5) "остаток" - фракция ради о нуклидов,

остав шая ся п осле в сех обработок, связанная в почв е очень прочно; она не м ожет перей­

ти в мобильное состояние пр" уc.nО8 11Я Х , об ычно встречающихся в прlfрОДИО Й среде

[3 1J.

177

Таблица

66.

Формы соединений радионуклидов в почвах 30~километровой

зоны ЧАЭС в

1987

[15,130,188]

г.

н,о

Нуклид

0,3-2,9 0,8-3.0

2,2-17,7 6,7-24.7

6М НС!

Остаток

15,O-Q5,8 27,7-68,6

3 1,8-54,1

14,2-78.5

топливных частиц . По мере удаления от источника выброса эти различия

сглаживаются.

На

(Великобритания,

Норвегия)

воднорастворимого

137CS,

территории

выпадения

Западной

содержали

Европы

более

50%

Т.е. по своим свойствам были максимально

приближены к глобальным. В этом аспекте загрязнение территории России и стран СНГ характеризуется средними показателями

[126],

На начальном этапе после аварии химическое фракционирование радионуклидов практически не зависит от свойств почв, а определяется только удаленностью территории от источника выброса, Т.е. физико­

химической формой выпадений

месяцы (май-июнь почти до

10%

1986

[130],

в лесной подстилке и

стилочных слоях

[80].

По некоторым данным, в первые

г,) доля воднорастворимого

22- 53%

1З7СS

доходила

в минеральных подпод­

Последнее свидетельствует, что в указанный

период доступность 137Cs была выше, чем у 90Sr, Однако уже к 1987 г. содержание воднорастворимой формы у 137Cs И 90Sr выравнивается и не превышает десятых долей-единиц процента, при некотором доминиро­

вании этих форм у

90Sr (табл. 66),

Максимальным количеством характе­

ризуются необменные формы соединений и так называемый "остаток". В радионуклидном составе выпадений в этот период содержание обмен­

ных форм нарастает в ряду 144Се = l06Ru ~ 137CS < 90S r , В целом же на долю подвижных фракций как у 90Sr, так и 137CS приходится не более

%

19В7;;

8f1

% BfI

tifl

611

I/fI

I/fI

20

Е

fI

Ig!1Z r.

ZfI fI 1М

H!iL

GH,GOONH.

Dсnтощо/(

Б~НG"

.,.г Рис.

65. Содержание различных форм соединений 90Sr (1) и !37Cs (2) в почвах

автоморфных ландшафтов и Брянской обл. рф

178

30~километровой зоны

(11) [15, 43,168]

ЧАЭС (Украина)

(1)

25% [22,94, 129, 182].

Доля нерастворимого остатка заметно увеличи­

вается по мере приближения к источнику выброса и, соответственно,

с нижа ется про цент подвижных форм соединений радионуклидов. В по­ следующем физика-химическое состояние радионуклидов в почвах из ­ меняется. Интенсивно е выщелачивание частиц радиоактивных выпаде­ НИЙ приводит К увеличению ПОДВИЖНЫХ соединений раДИОНУКЛИДО8,

особенно 90Sr (р ис. 65). При этом наиболее быстро содержание обмен­ Н ОГО 90S r возрастает в первые 5 лет после выпадений, затем оно стаби ­ лизируется на уровне

от его суммарной активности

50-60%

[129, 130].

В отличие от 9OS r. в динамике содержания фракций 137Cs в ЭТОТ п ер и од отмечается снижени е его П ОДВИЖНЫХ соединений: 8 ближней зоне в

2

раза, в дальней

в

-

6

раз

Однако при ЭТОМ увеличивается доля

(11} .

кислоторастворимой фракции IЗ7Сs [11, 130]. По истече нии 5 лет распределение 137Cs и 90Sr по фракциям в лесных почвах различных ценозов свидетельствует о бол~е высокой

подвижности

90Sr (табл. 67). Кол ичество обменно-сорбируемого 90Sr в

почве составляет

что в

50-70%,

10--15

раз больше соответствующей

фракции IЗ7сs. Вместе с тем больший процент нерастворимого остатка у I37Cs по сравнению со 90Sr свидетельствует о том, что значительная часть ради оцез ия прочно фиксируется глинистыми минералами, а так­ же ,

видимо, еще находится в составе частиц радиоактивных выпаде­

ний. П оследнее подтверждается приуроченностью максимума содержа­ ния данной фракцm, к слоям

02

и

03

лесной ПОДСТИЛКИ (табл.

68),

где в

настоящее время сосредоточено основное количество радиоактивных частиц, и где практически отсутствуют глинистые минералы.

Таблица 67. Формы соединен ий 137Cs и 90Sr в лесных почвах, средние дан ные для споя

РадИОНУКЛI!Д

0-20 СМ (1992

I~,o +

. + СН з СООNН4

I

6М

г .),

%

ОТ за п аса

Hel

Оcrз1'ОК

.

Хвойно- шuроколuсmвеНkЫЙ лес (уч.Д-J)

137Cs 90Sr

15.8 45,4

137Cs 90S r

3.9 64.8

35,5 29.2

48.7 25.4

Соснлк(уч. К-2 )

54.6 25.3

42.5 9.9

в профиле почв с глубиной абсолютное содержание различных форм соединений ради онукл идов падает , однако доля подвижных

фракций отн осительно суммарной плотности загрязнения в отдельном

слое возрастает. Так , если в слое 0-- 1 см доля подвижных форм 137CS составляет

3-14%,

то в толще

5-10

см она достигает

17-27%

от общего

содержания нуклида в этом слое [73] . В целом содержание подвижного I 37Cs с глубиной увеличивается в 2-6 раз, в то время как 90Sr менцется в меньшей степени

[153]. 179

Та блица 68. Фор мы соединен ий 1 З7сs В профиле ПОЧВ ЗО~километровой ЗО НЫ ЧА ЭС (по данным на Н 2О

Гл уб ин а.

""

1992

г.

[135J)

+ С Н з СООNt-I 4

I

1

6М н еl

2

1

I

"Осгаток "

2

1

I

2

ХвОЙНО~ШUРОКОА ucmвенн ый лес (у ч . Д-!)

01+02 03 0-1 1-2 2-20

0.2 11 .0 1.2 0.3

0,4 22.0 5.1 1. 1 6.9

3.0 7.4 8.6 18,4 16.3

3.1

50.0 47.9 3 1.3 3 1,4 35.2

0,4 26.6 10.0 2.1 9.7

47 .0 44.7 60. 1 50.2 49.2

52.7 6 1.1 62.5 50.0 50.6

1.8 36.8 2.4 0,4 11.0

44.5 33.3 25.0 34,4 36.5

Сосняк (уч. К-2)

01+02 03 0- 1 1- 2 2- 20

0,4 2,4 0,4 2.2 0.5

Пр uAtе чанu е.

2.8 5.6 12.5 15.6 13.9

1 - % от

2.9 43.7 14.4

1.0 1.6

суммарного содержания в п о чвенном проф ил е;

2 - % от

суммарного сщ~ержания в отдельном слое .

К ак уже отме чалос ь , в начальный период п осл е выпадений формы со ед инений радионуклидов в почвах в значи те льной степени зависят только от удаленности территории от источника выброса. На дальнем

сл еде радиоактивного загрязнения ( в частности в Брянской обл, РФ )

относительное содержание в почве доступных форм 1 З7сs и 90Sr в п е рвые

1-2 года в 5-10 раз выше, чем в зоне , прилегающей к р еакто ру 65), Однако со временем эти различия сглаживаются за счет

(см, рис.

слабовыраженного изме не ния соотношения форм соедин е ний рад ионук­ лидо в в почвах удале нных территорий и значительного роста содержа­

ния обм енного

168]. В

90Sr

в почвах ЗО-километро вой зоны ЧАЭС [4З , 1 ЗО,

посл едую щем на химическое фракционирование радионуклидов

более существенное влияние начин ает оказывать тип почвы и БГ Ц .

Отмечается тенденция у вел ичения дол и обменно-сорбируемой фр ак ции

в смешанньiх насажде ниях [135] и интенсивн ое снижение подвижных и обме нных фр ак ций радионуклидов, в частности 137CS, в гиДроморфных почв ах

[11],

Это в определенной степени прот ив о речит основным зако­

н омерностям изменений КП радионуклидов в растительность в много­ летнем ряду. Причин а, видимо, заклю чается внеадекватности л оказа­ телей подвижн ост и ради о нуклидов, получ е нных мето да ми почв е нной химии, и их биологической доступности раст е ниям, особенно в случае

загряз н е ния радиоактивными частицами топливной компон е нты , служ а­

щей пролонгированным источником мобильных форм р адиоактивных эл е ментов в почве

180

[92] .

ОТН . сд .

а

6

100

1J1 :S

Gs

C

О Т Н .С А · 1ВО

Ри с .

66.

ЛИНИИ

распределения бильных рф

(6)

экспоненциальной

различных

форм

аппроксимации

соед инений

тренда

профи ль н ого

радиоактивных

(а ) 11 ста­

и зотопов цезия и стронция в торфяных ПО'lВах Брянской обл.

[168J Вытяжки :

I -

Н20 ;

2 - 1М С Н зСООN Н 4: 3 - 1М Hel; 4 - 6М н е!

Сравнительный анали з форм соединений радиоактивных и стабиль­ ных изотопов в лесных почвах показывает, что соотношение фракций стабильных элементов отличается от такового радионуклидов (рис.

Так , доля обменного

90Sr заметно

66),

ниже , а кислоторастворимого (В 1М

не! ) выше , ч ем аналогичных фракций стабильного стро нция . Если в це­ лОм послед ний распре деляе тся по фр акциям следующим образом: об­ менные> вод норастворимы е

> кислоторастворимые

в 1М

HCl >

кисло­

торастворимые в 6М HCI , то распределение 90Sr имеет другой вид: обменные> кислоторастворимые в 6М

1М НСI

> воднорастворимые .

HCl > ки слоторастворимы е 8 J37Cs, напротив , доля об­

В то же время у

менных фракций выше, а кислоторастворимых и фиксированных ниже ,

чем у его стабильного изотопа . Отсюда очевидно, что по исте чении лет состояние техногенных радионуклидов в почвах не достигает

6

соответствующего стабильным изотопам квазиравновесного состояния

181

с условиями среды. Об этом свидетельствует и разнонаправленность линий экспоненциальной аппроксимации тренда профильного распреде­ ления стабильных и радиоактивных изотопов (см. рис.

66).

Наблюдае­

мые отличия в соотношениях форм соединений радионуклидов и их

стабильных изотопов предопределяют ВОЗМОЖНОСТЬ: дЛЯ

90Sr дополни­

т е льной мобилизации его в почвах и, соответственно, нарастания коли­

чества доступных для растений форм соединений ; для I З7Сs, напротив, потенциальной фиксации его в почвах

[130].

Как правило, относительное содержание подвижных форм радио ­ нуклидов в верхнем органогенном слое почв (гор. О или

Ad)

тельно меньше, чем в нижележащем органо-минеральном слое

(табл .

69). Пониженное

значи­

0-5

см

относительное содержание подвижных соедине ­

ний радионуклидов в верхнем слое почвы, несомненно, обусловлено ис­ ходно большей долей малорастворимых частиц ра диоактивных выпаде­ ний

в

этой

части

нижележащего

0-5

почвенного

профиля

[141].

Акти~ность

же

см слоя в основном определяется мигрировавшими

сюда и з в е рхних горизонтов подвижными формами соединений рад ио ­

нуклидов

[21].

Вместе с тем на подвижные фракции

приходится от

] ,3 до 14% их общих запасов в 86-99% Cs , поступившего в горизонт

134cs

и I З7Сs здесь

данном слое, следова­

тельно, АЕ из вышележащих слоев, либо необменно фиксируется в этой толще, либо из начально по­ ст у пает в немобильных формах путем лессиважа или кольматажа ч а стиц радиоактивных выпадений.

Содержание обменных радионуклидов в слоях О и

5-10 см

значи ­

тельно превосходит долю их воднорастворимой фракции , причем радио­ ну,клидный состав водной и ацетатной вытяжек кардинально разли­

чаются. Воднорастворимая фракция обычно представлена практически всеми выпавшими радионуклидами. Ацетатно-аммонийная вытяжка со­

держит почти исключительно

134,137Cs.

Аналогичная картина наблю­

дается для образцов как с низким абсолютным содержанием радио­ нуклидов в вытяжках (уч. Д-l), так и с высоким (уч. Ш - l, Ш-2). От­ сутствие других радионуклидов среди обменных форм соединений очевидно о бусловлено тем, что в верхнем органогенном слое таки е

" матричные" радионуклиды , как 1 44Се и

J06Ru , поступают

в водную вы­

тяжку не из ППК, а непосредственно из частиц радиоактивных выпаде­ ний, а затем либо необменно фиксируются в гумусо-аккумулятивном го­ риз онте, либо покидают слой

5-10 см с потоком внутрипочвенной

влаги.

Последнее весьма вероятно в свете химических свойств радионуклидов Се и

Ru:

существование их подвижных форм в естественных условиях

возможно лишь в качестве анионов или(и) радионуклид-органических

растворимых комплексов. Обменная сорбция таких соединений в дан­ ном слое должна бы т ь не значительна

[1, 132, 133].

Лизиметрические

исследования для тех же объектов указывают на преимуще ственную

сорбцию воднорастворимых фракций радионуклидов, особенно 144Се, в горизонте АЕ

ции

l06Ru

[236].

Эти же данные говорят о преимущественной мигра­

с водным потоком по сравнению с другими радионуклидами.

Анализ зависимостей между относительным содержанием обм е нных форм радиоцезия с некоторыми почвенными характеристиками (суммой

182

Таблица

69.

Рад Jtонуклиды в составе ацетат н ой и в од н о й вы тяжек ,

%

от об-

щего содержания в образце

Ш ифр

В одная Вl.oIтюкка

А цетатн ая вытяжк а

образ ца,

144Сс

С!1ОЙ

I

134CS

I IЗ7Cs I IОБRu I IUSb

134CS

I

137CS

I IОБRu I 12.SSb

Шuрокол ltсm веmЮ-СОСНQ6ЫЙ лес (уч . Д-])

(1) 0 (2) 0-5 с м

0.68 1.25

1.84 6.33

2. 12 7.00

Сосняк разнсmравно-зеленомоuшыu (у ч . К-2)

(3) 0 (4) 0-5

см

0.27

0.07 2.26

(5) Ad (6) 0-5 с м

0.07 0.20

(7)0 (8) 0-5

0.1 1

0.09 2.02

0,49

1. 11 6.82

1.16 7.56

Пойменный заболоченный луl (у ч . К4 )

0.08 0.22

0.26 1.2 1

0,36 0.98

Верховое травяное болото (уч. К-7)

0,53

см

0.13 0.61

0,57

4.69

4.28 3.86

4.47 4. 18

0,47

Шuроколш:mвенн.О-СQCновыЙ лес (уч. ш- ] )

(9)0 (\О) 0-5

0. 16

0,04 0.07

0,07

0.07 0,54

СМ

0,05 0,44

0, 12

0,8 1

1,70 6.49

1.85 6,64

Культуры сосны (уч. Ш-2)

(11 ) 0 (12)0-5 СМ

0,07 0,64

0,14

0.82

2,17 13, 15

2,23 14,78

0,56

При.w е ч анuе. Про ч ер к оз н ачает содержан ие р адио нуклида ниж е дстс кт нр ус,,"юго уровня.

об ме нных о сн ова ни.Й , орган иче ским веществом и об менным калием) н е

п оказывает оче вид ных, на первы й в згляд, взаим освязе й . В распреде­

лении относительного содержа ния обмен но го 1З7сs в по чвах и обменl-tых ос нований выявляется об ра т ная за висим ост ь (рис .

67).

Особен н о ИН ­

те ресн о, что та кая зав исим ость объед ин яет столь р аз н о родные объек­

ты, как л ес ны е подстилки, пески и сугл инки . Это свидетельствует о

слабом влия нии емкости катиа нн ого обме на н а п о глоще ни е 137Cs всл едств ие того , что в п о чвах о н соде ржится в ультрамикроколич ест­

вах

[11 3]. Также

очевидно и то, ЧТО ис ход н о формы соединений р адио­

ну клидов , поступив ши е н а л ес ны е п одстилки и в п е сч а ны е минерал ь ные

и су глинистые по чвенные гориз о нты , существе нно разл ичаются . Сово­ ку пн ое влияние перечисл е нных факто ров и обусловлив ает такую взаи­ мосвязь.

Более зна чимое влия ни е н а п од вижн ость цезия оказ ыв ает на л ичи е

в соста в е ПП К ком п о н е нтов, сп особ ных к н еоб менной сорб ции

[129J.

В

соответствии с ЭТИМ минимальное количество обменн ого 137 Cs наблю-

183

.й !:" "

1" '.,% \ \ .... ,

'" ,,'"'"

~

8

:Е

~

и суммы обменных ос­

,

н ований

l' TOPipJlHO-4DлоmНI1R

J -1 2 - шифр 67)

-

,.~

.....

5

образца

(см. табл.

Ag~o6r' ii - -,. . . )IIлЛ)о8UUnЬНР" 5Р'ilЮIfI1Jf (ГОР· Jlа ,1f1

t' -

О

различных

(гр!' О)

6 7

'1 О

в

слоях ПОЧВ

.", (г"р. "a,lfr' ~~nРtlJолисmglf Л~СNgJ1

а

Содержание

обменного радио цезия

I

~

67.

Рис.

(гор. ЯЕ)

\

12

•

IfОРJDлvсml1R Л~СНDJ1

J

~-

.~

15

10

25

20

.10

C§MMI1 роменных ОСНt1!I1Н.ud ~

-l•

"•

~

,.

·"'оi"... Тир. дЕ

w

~

,'·-;;2.----..'

,,

7z : Слри

i\,

8

~ а

,,'"

,.

л

.12

1z

•

~

мг- 3I<6/7Оиг

7 ••

"

е

О и

v

е

дТ Гир.О

\,

,-r/.;.... ~J# • .J i

5>. s

,о

.~-_

20

"О

JO

Cap~., О/О

...

"

!,

S-lD&M

:

~O

:

D

:' :

:

'

-2.. : '1 :

• 8 , ! ~- ----7.8 ---- -- ----. , "- -- ------, .. : Сл("] 0-5г. м("f"-R О' : 11 :- • .#* •

!

:,

,--.,*: S· J

,,6

О

11, 05

IJ, 1S

11, 25

D,J5

.- КоБМI мг-зк.8/1О0Г nоч6ь/

Рис . 68. Содержание обменного 137 Cs и органи ческ ого вещества (А); обменного 137Cs и обменного 39 к (Б) в различных слоях ПОЧВЫ

/ - /2 -

ш и фр образца (см. табл.

67)

дается в глинистых аллювиально~лугово~болотных почвах , а макси~ мальное

-

в песчаных минеральных слоях п одзол истых почв.

Содержание подвижн ого радиоцезия находится в обратной зависи~ мости от содержания оргаНИ~l еского вещества, так же как и от суммы

обменных оснований (рис. 68). Этот параметр прямо связан с сорбцион~ ной способностью почвы и количеств ом обменных оснований. Таким образом, органическое вещество тоже не оказывает вы р аженного пря­

маго влияния на п одвижность радио цез ия . Вместе с тем его содержание может косвенно влиять на биологическую активность почвенной микро~ флоры , способной фиксировать радио цезий в биомассе

Со вокупный анализ содержания обменного

[355). 137Cs и стабильного

обменного калия также показывает отсутствие четкой зависимости между рассматриваемыми показателями (см. рис .

68),

что свидетельст­

вует о различиях в поглоще нии почвой радиоце з ия и его стабильного

184

Ри с .

69.

Соде р жа ни е ф о рм со­

единений 1 З1 сs в слое 0- 10 СМ раз л ичных почв П о ч вы :

ч а н ая ;

3-

2 -

1-

(1993

г . ),

I IOДЗ0лн стая

% пес­

то рфя ни сто- гл с свая;

аЛ ЛЮ Вltальнаsc лyroво-болотная

тяжслocyrЛI(НИстая

1

о

н е и зото пн о го аналога, свя за нны х. с од н о й стороны, с химической при­ радой эт их элементов, с другой

-

с существующим д ин а мическим

равновесием между твердой и жидкой ч астя ми п очв для 39 К 11 отсутст­ вие м такового для 137 Cs. Последнее подтверждается н ал ичие м в да н­ ных почвах практически постоянн ого потока 39 К сл из иметричес кими водами, в то время как радионуклиды почвОй активно поглощаются

[ 114J. Суммарны е з апасы легкодоступных для расте ний форм со еди н ений

+ Обменные) в лесных п о чвах варьируют от 0,3 до от плотн ости загрязнения (рис . 69). Содержание подви жного р ад ио­

( водн а растворимые

5%

цезия минимал ьн о в ал люви аль н ой лугово-болотн о й почве , что , о чевид­ н о, вызв а н о его ф и ксацией гли нистыми минералами . Наибольшим про­ центом подвижных ф орм радионуклидов, особе нн о радиоцезия , характе ­ ризу ются г ид ра м орф ные то рфянисты е почвы, ч то, п о - видимому , обус­ ловлено п о выш е нн ой м об ильностью низком олекуля рных радионуклид­ о рганич еск их соединений

[2-61.

В цел о м аналогичная зако н о м ер н ость

н аблюдае тся и при анализе изменения доступных форм соед ин ен ий ра д и о н укл ид ов ( в од н о растворимые гир уемая 1М н е 1 )

+

об менны е

+

фракция, экстра­

[170. 171J.

Основные выводы , вытекаю щи е и з анализа ф о рм соеди нений радионуклидов в л ес ных почвах, св одятс я к следующему . Суммар н ое содержание подвижных форм радионукл идов 8 спое

0-5

см составляет

0 ,4-4% от

их обще го содержа ния в этом слое в зав ис имости от природы нуклида и типа почвы . Количество обменн о й фракции превышает

содержание водн о растворимш"f в

3-5

раз . В воднараств о римой фракции

представnен практически ПОлный спектр выпав ших радионукnидов . В

обме нн ом комплексе п очв из всех р адионуклидов п редставл е н лишь рад и о це з ий . Относитель н ое содержа ни е обмен н ого р адио цезия ниж е в почвах и слоях с п овыше нным соде р жан и ем суммы об м енных оснований и органич е ско го вещества .

В жи д к о й части почв количество и качественный состав соеди­ нений р а д и о н уклидов зав исит от их химической природы, ти п а биогео ­

цена за и изменяется по глубине почвенного профиля . До ля р а дионук-

185

О/о

0/.

50

80

чо

50

.10

20 20

10 о

о

HJ!OPZUHU-

Dpzo Hultec/(ue coedUHeHUJ1, /I1M.-

чеСl(uе СDе­

оuнения

qзракции

0/. 110

.10 20 Ри с.

10

8

О

70.

Рас п р еделе ние рад ио н укл и дов

п о ч ве н н ы х р астворах п о разл и ч н ым

фракци ям

>2000

0pZPIf1lge{;1"1 е {;P,~th"(,~IOIR,1 /I1Mw qзраКЦllll

[285 ], %

лидов в составе жидкой части почвы уменьша ется в ряду: 90S r , 1 З7Сs ,

239+240pU (2З8рu) , 24 1 Дт

[2-6]. Основная часть раднонуклидов в почвен­

ных растворах находится в составе ра д и онуклид - орга Нlfч еСК II Х соед ин е ­

ний. 239+240pU (238Pu ) И 241 Ат образуют ассоциаты пре и муществ е нно с

(MM\v > 2000), 137CS С = 1000 и более) , а 90Sr - с н а иболее tшзкомолекулярной фракцией орга нического вещества (ММ." ; 35а-500) (рис. 70, [285]). относитель н о высокомолекуляр н ой фракцией

фракциями сред них и высоких молекулярных масс (М Mw

5.2. ФИЗИЧЕ СКИЕ И ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ ПРО ЦЕ ССЫ В МИГРАЦИИ РАДИОНУКЛИДОВ (модельны е эксперименты)

Одна из важне йших задач почвенной химии раД ИОНУКЛИДО 8 состоит в получ е нии обоб ще нных характеристик мигр ации радионуклидов в с истеме "по чва-расте ни е" различных биогеоцеНОЗО8 8 завис имости от факторов внешней среды и времени . Эта информа ция является базовой для верификации JI п острое ния прогноз ных моделей радиоактивного за гря з н е ния компонентов природ ных экосистем , а также для оце нки

д ин ам ики радиационной обстановки н а заг ря зне н ных те р р ит ор иях.

Почва является сложной п ол ифункционально й системой. Здесь одно­ в р е м ен н о действуют несколько мех а ни змов переноса радионуклидов:

диффузия свободных и адсорбированных ионов ; конвективный перенос с инфильтра ционными потоками влаги 8 виде ио н ов , коллои дов или тонкодисперсных т в ердых частиц ; перенос по корневой систе м е расте­

ний; пе ре ме ще ние почв енной фауной ; перемешив а ние п очвы при антро­ погенном в озде йствии . Т .е. миграция радионуклидо в в п о чв е нном про­ филе является сложным процессом, для точного о пи са ния которого необходимо иссл едо вание как отдельных вышепере числе нных м еханиз­ мов, так и их инт еграль ных характеристик, свидетельствующих о ди­

намике профильного распределения радионуклидов в по чвах .

Миграция

137CS в системе "твердая-жидкая часть почвы". Для

о це нки миграци о нн о й с пособности ра д и онуклидов в с истеме "т в ерда я­

жидкая часть п очвы " используют коэффицие нт ы селеКТИВНОСПJ (Ks) и распределен"я

(Kd) [1 66]. Первые характериз уют реакции ионного об­

мена (Т .е . поведение ионных форм раД ИО НУКЛIIДОВ в поверхностном слое почвен н ых ' колло идов), вторые - результирующее распределение радио н у клид ов между твердой и жидкой ча стя ми почв независимо от ти п а связ и радионуклидов с твердой частью. Другим и словам и ,

Kd

у чи­

тывает как обменную сорбцию, так и с п ец ифиtl ескую необменную

сорбцию ( и л и фиксацию раДИОНУКЛИДО8 твердой частью по ч вы ) . Дан­ ные коэффициенты характеризуют термодинамичеСК~1Й аспект мигра­ цио нных про цессов.

Коэфф ~щиенты селектив ности и распределе ния l З 7 сs б ыли о преде­ л е ны в э ксперим е нт а х с образ цами дерново-подзолистых п оч в , отОбран­

ных на лесных участках 30-километровой зоны ЧАЭ С

[198J.

ИХ резуль-

187

Таблuца

70.

Коэффициенты селективности

(Ks)

и коэффициент

деления 1З7Сs (Kd) В дерново~подзолистой ПО'-IВе в слое К! для различных п ар И ОНОВ

Условия

распре~

0-15 см [198] Kd

эксперимента

МуСа

(rC/W, %) 25 !7 5/7 5/14 25/14

0.88 0,41 0,65 0.32

I

К!Са

I

Cs/Ca

1,52 0,39 0,64 0,34

таты представлены в табл.

0,64 0,72 0,74 0,46

70.

I

KMg

I Cs/Mg I

Сs!К

ШСs

0,72 1,77 1.13 1,46

0,42 1.84 1,15 1.34

2,84 4,95 14.96 5.35

1,72 0,96 0,98 1Щ

Величины этих коэффициентов ме­

няются в зависимости ОТ условий увлажнения и температуры: а) при постоянной влажности повышение температуры способствует росту

селективности к наиболее интенсивно сорбируемым катионам Са и

Cs;

б) при постоянной температуре с ростом влажности селективность к Са и

Cs

снижается . Из этого следует, что выход обменного

Cs

в почвен ~

ный раствор максимален при низких температурах и высокой влаж­

ности . Таким образом, более высокие значения

Ks

для пар

Cs-K

наблю­

даются при пониженных температурах. Аналогичная тенденция отм е­

чается и при увеличении влажности почв. Одновременно при снижении температуры и повышении влажности наблюдается возрастание

Kd

IЗ7Сs, что свидетельствует об усилении специфической необменной фИК­ сации радиоцезия на сорбционных позициях глинистых минералов. При допущении, что система "почва-раствор" при данном уровне влажности находится в н ера вновеснам состоянии (а это подтверждается сопоста­ вимостью результатов экспериментов по различным срокам инкубации), можно предположить , что низкая температура препятствует преодоле­

нию барьера активации радиоцезия при вытеснении им обменных кати­ онов из ППК, а высокая влажность обусловливает "растягивание" диф­ фузного слоя почвенных коллоидов и повышает подвижность катионов в системе " ППК-почвенный раствор". Это при водит к своеобразной пе­ ре качке радиоцезия из обменного состояния в фиксированное. Объяс­ нение данной ситуации нужно искать в сфере кинетики сорбционных процессав , поскольку миграция радионуклидов в значительной степени определяется особенностями кинеmки обменной и необменной сорбции.

Кинетика обменной и необменной сорбции lЗ'Сs песчаными почва­ ми. В эксперименте по изучению кинетики сорбции в статических условиях

[198]

образцы незагрязненной почвы со сходными ионообмен ­

ными свойствами обрабатывали водными экстрактами из загрязненной подсти лки при разных сочетаниях температуры и влажности. В течение различных интервалов врем ени (от

10 с

до

1 мес.)

почву термостати­

рова ли, после чего производили разделение фаз ультрафильтрацией под вакуумом и сравнивали удельные активности фильтрата и исходного раствора. Оставшуюся на фильтре почву немедленно промывали О,lМ

188

2

-/,рр

/

l I I I

50

-/.

1

/

~' /

,,0

I I

I I I

I

1

2.1//5'5

2S"G,

7/.

/2

,рр

,.-

20~1.

tg е, с

1

W

и раствора,

• 2

SP

2,] 1./ S 5tgt,c

о'

~

{о'

I,

2

2S"C, 100"/" W

Доля сорбирован ных

внесенного КОЛИ~lеСТ8а

~

I

//

о'

аР'

Ри с.

-/-

(рр

8

J '1 S 6't,gt ,c J"C,ZO%W

(1) и фиксированных (2) радионуклидов ОТ

зависимост и ОТ времени вззимодеЙ С Т811Я ПОЧВЫ

%

раствором ацетата аммония ДЛЯ отделения сорбированных форм радио ­ нуклидов. В отмытой почве по удельной активности находили соде ржа­ ние необменно - сорбировзнных радионуклидов. В статических условиях

при ПОЛНОМ влагонаСbJщении порового пространства почвы (30 вес . %) обменная сорбция завершается в течение 6-10 мин (рис. 71). Начиная с

этого момента, Т.е . после завершения переход а

137Cs ИЗ раствора 8

твердую часть , наступает период перераспределения радионуклидов

между обменными и необменными формами в сторону последних . Доля фиксированных радионуклидов на этот момент составляе т

общего количества до

90%. При

137Cs

20%

от

8 системе, по истечении суток она возрастает

данной влажности фиксация требует для своего заверше­

ния н ескольк их суток . При большей влажности сорбция радиоцезия

почвой сильно замедляется. Через месяц после инкубации до 5% радио­ нуклидов обнаруживается в свободном состоянии в растворе (рис. 72) .

Фиксация 137Cs также ограничена в пределах 5~0% его общего со­ держания . Доля обменных радионуклидов 137CS стабилизир уется на уровне

40-50% со слабой ,

но устойчивой тенденцией к сниж е нию . Оч е ­

видно , как и при пониже иной влажности в систе ме происходит непре­

рывное перераспределение

137Cs сначала между почвенным раствором и

диффузным слоем коллоидов, образующих ППК, а затем между диф­ фузным слоем и необменными позициями в решетке глинистых мине­

ралов . Оба эти процесса, и особенно переход радиоцезия и з обменного состояния в не обм е нное, значительно замедлены из-за больш о й толщи­ НЫ водных пленок и связанного с этим увеличения толщины диффуз­

ного слоя . Диффузионная природа замедления сорбции

137Cs при повы­

шенной влажности подтверждается слабой выраженностью темпера­

турного эффекта в этих условиях . Анал из состава фильтратов из колонок показывает, что посл е того , как почва в колонках выдерживалась в течение суток при влажнос­

ти

30% и

темп ературе 5 0 С , п ервые порции фильтрата практически

не

189

,/.

0/,

11

1/0

Jj

fflО

25'G, 7"/. W

2.5 'с, 7"/. W

80

.10

50 20 1/0 70

20 О

О

50

,у 'С, 7'/. W

S"C, 7"/0 W 60 50 1/0

20 О

50

О

w

2S "C, 7'1%

25°C,fll"/"

80

w

50

qO

1/0 20

20 О

О

5°G ,PI"/" W

S"G, 1f1 "/.

60

50

w

50 110

1/0

20

20 О

О

50

Q

-.f С,1''''/''

- S"C,TI/% W 60

w

50

1/0

1/0 20

20 О

О

DJ _ 2 _J H q Рис.

72.

Формы соединений рад'Ионукл и дов в почве при различных г и дро­

термических режимах и сроках инкубации : А в течение

10

Формы соединений:

1-

воц ноэкстрагируе мые;

ванные минеральной чаСТБЮ;

гаемые Н 202

190

-

в течен и е ОДНОГО месяца; Б

-

месяцев

4-

2-

обменные; 3 - нсобмсIO-lЫС, фиксиро­

нсобме нные ·o p rnHQ - м инеральные соединения. разла­

содержат радионуклидов. Из статических экспериментов следует, что в данных гидротермических условиях такого времени достаточно как для

завершения ионообменных процессов, так и для фиксации радионук­

лидов. В последующих порциях фильтрата наблюдается пик концентра­ ции радиоцезия. Это означает, что за 10-15 мин в течение которых первая порция раствора, наиболее обогащенная вынесенным из под­

стилки радиоцезием, профильтровывается через колонку, вынесенный 137C S не успевает полностью сорбироваться почвой. Замораживание влажной почвы приводит к предотвращению полной сорбции радионук­

лидов, в результате чего наблюдается резкий рост их концентрации в

фильтратах при поливе после размораживания . Следует ожидать, что в момент интенсивного вертикального массопереноса распределение ра­

дионуклидов между твердой и жидкой частями в ограниченном объеме почвы будет регулироваться посредством катионного обмена . При этом соотношение между катионами в растворе и твердой части будет

зависеть от величин соответствующих

Ks.

С установлением стационар­

ного состояния, когда влагоперенос в почве замедлен или отсутствует,

фиксация 137 Cs не будет лимитироваться кинетическим фактором и

окажет определяющее

влияние

на

распределение катионов

между

частями почвы. В этом случае последнее может быть охарактеризо­

вано величиной

Kd.

О пределение коэффицие нта ди ффузии

137Cs. Известно, что ско­

рость ионообменных процессов в почвах характеризуется в основном

величиной коэффициента диффузии

(D).

Предыдущими исследованиями

было показано, что основную роль в пере распределении радионуклидов

в почве играет диффузионный процесс

[131, 258].

Более тонкие иссле­

до вания показывают, что при концентрации сорбируемых ионов ниже

0,01

г-экв/л, что справедливо в отношении радионуклидов, содержа­

щихся в почвенном растворе, скорость ионного обмена лимитируется внешней (или пленочной) диффузией различных пар ионов

[334, 346].

[24].

То же было показано для

Однако имеются сведения о внутри­

диффузионном механизме сорбции катионов почвой, когда скорость сорбции сильно зависит от передвижения катионов внепосредственной близости от поверхности почвенных коллоидов и между слоями крис­

таллической решетки глинистых минералов

[257] . Представляется,

что

кинетика сорбции радионуклидов (В частности 137Cs) осложнена парал­ лельным протеканием двух процессов: собственно ионного обмена, ли·

митированного внешней диффузией и необменной фиксацией, скорость которой сущеcrвенным образом зависит от скорости перераспределения

ионов вблизи поверхности твердой части. Для радионуклидов черно­ быльекого выброса диффузионный перенос является определяющим: от

60 до 99% lЗ7Сs перемещается в почве в результате диффузии [138, 172], хотя анализ величин коэффициентов диффузии IЗ7Сs В различных почвах и субстратах свидетельствует , что его значения для 137 Cs "че рнобыльского выброса" несколько ниже, чем глобального (табл.

71).

Как и в случае с глобальными выпадениями этот. ' показатель су­ щественно варьирует в зависимости от свойств почв (режима

увлаж-

191

Таблица 7 J. К оэффицие нты диффузии 137 Cs в раЗЛИЧНblХ п очвах П очва (су бстрат)

Автор

(351]

I .OE - 5 I .OE - 7

П одюл нcraя песчаная

ПСС'l а ный ПОДЗОЛ ГР)'lПOВОro увлажнения П ОДЮЛН Cfые супесчаные

(2.{}-7.0)Е

п одюлисты
c ГЛННИС1'()-()llCCчаненные

5.0Е

П олуболO'Пfые m.lлевзто<)'глкюtсты1e

- 7 2 .0Е - 7 5.0Е -7 7.0Е -7

подзолIIсты1c глннисты
c

(2 . {}-3.0)Е

Супесчаные

l. БЕ - 7

Карбонатнаll супес ь

2. 0Е

П ОltЗОJDtстые суглннис1ы
c Гумусо-гпеев ые сугл икнсты1 c

-7

- 7

(349] (](ЖJ

Торфкюtcraя

-7 2.0Е - 7 2. I E-7

Залежь (30-к ил о метровая З0на ЧАЗС)

(0 . 2-4 . 5)Е

Дерно во, CJIЗООПОДЗОЛ ИСТdЯ песчаная ближней ЗО КbI

(2.{}-3.3)Е -

(28.301 (2 13]

2.0Е

(83]

Карбонаn{ый cyrлинок

- 8 8

ЧАЭС ДСР НО О О-ПОДЮЛltстая супесчаная белорусского

- 8

сектора Ч АЗС

(l.4--4.9)E - 8 (1.2-4.I )E-7 (0.б-5.9)Е - 8 (0.4-1O .0)Е- 8

ДСРНОI:lO-ПОД30л н стая супесча ная торфюкню.'1(1п{ы
e дсрново - поцзо..'l исты
c цслинные Брянской обл.

Дерновыс. дср ново- 110дзолнсты
,' торфяно-боЛОТНЫ С

(I38J

(2751 [180. 1831

Бсларусlt

А нтоморфныс 3О-кило метровой ЗО НЫ Ч АЗС

(1.1- 1.7)E - 8 (1.8- 2.3)E - 8

Гнщюморфн ые 3O-КИЛОМС1рОвоft зо ны УАз е

(12. 131

нения, гранул о метрическ о го состава и др.) 11 времени . Наиболее вы­ D от мечаются в гидромо рфных И полу гидроморфных

сокие з нач е ния

почвах , в то же время во всех случа ях величина

D

умею~шается со

временем . Се рия э ксперим е нтов по определению скорости диффузии 137 Cs В профил е лесных по чв пока з ывает, что вел ичина D , рассчитанная п о уравне ни ю, прив еде нно му 8 р аботе лесных п о чв не одинакова

[340] . в разл ичных горизонтах

[198]:

Вариант .

D , см 2 /с;

а) п оДстилка-поДстилка

0 . 2Е

б)подстилка-почва

0 , (Е-I0 ;

В ) п очва-почва

4,5Е

-

(О;

- 8.

Со п оставле ние п олу ч е нных да нных с результата ми и сследований, 71) для ан алогичн ых

п роведе нных различными авторами (С М . табл .

объе ктов , затруднено и м о жет быть пр оведе н о тольк о для варианта

"по ч.в а- п о чва" . Значения

D. пол учен н ые

в варианте в ), укладываются в

интервал к олеба ний дан н ого "ок азателя дл я дер н ово- п одзолист ых п очв

192

других зон. Что касается вариантов а) и б), то аналогичных литератур­

ных данных не найдено. Однако из частного сообщения

D.W. Oscarson

(Канада) следует, что в органогенных горизонтах почв фиксируются

более низкие значения

D для 137Cs. Можно согласиться с ним, что

причина заключается в более разветвленной сети порового пространст­ ва гумусированных горизонтов.

Поступление

137CS в почвенный раствор из "горячих частиц", со­

держзщихся в подстилке. Рассматривая биогеохимию ' радионуклидов чернобыльского происхождения, нельзя не учитывать множественность

физико-химических форм выпадений и, в первую очередь, наличие так называемых топливных "горячих" частиц. Мобильность депониро ­ ванных в них радионуклидов зависит от дисперсности частиц, физико­ химической устойчивости матрицы в реальных почвенно-экологических условиях, химической природы нуклида

[91, 129, 130].

Это является

еще одним дополнительным фактором, оказывающим влияние на неоднородность процессов миграции радионуклидов в ландшафтах.

Для оценки масштаба поступления

137CS из "горячих" частиц в

почвенный раствор нами был проведен следующий эксперимент. Об­ разцы подстилки , содержащие "горячие" частицы, были отмыты ОТ подвижных форм радиоцезия путем нескольких последовательных об­ р аботок ацетатом аммония и дистиллированной водой до стабилизации конце н трации нуклида в фильтрате. Ре з ультаты опыта свидетельст­

вуют, что уже после трех обработок

NH 4 COOH

содержание

137Cs

в

фильтрате стабилизируется на определенном уровне , примерно соот ­ ве тствующем уровню

концентрации водной

о бразцов. При этом из подстилки вытесняется

вытяжки и з данных

2,5-4,4%

радиоце з ия,

очевидно, представленного подвижными формами. После месячной 0

инкубации при определенной температуре (25 С) и влажности

(30%) и 0,8%

аналогичной обработке указанными реагентами вытесняется еще

общего запаса топливных

137CS.

частиц,

Наиболее вероятно, что этот цезий поступил из

поскольку известно,

что органическое

вещество

подстилки сорбирует д анный радионуклид исключительно по обменному типу, а обменный цезий был нами заранее удален. То ничтожное коли­

чество минеральных примесей, которое могло присутствовать в мо­ д е льных образцах, вряд ли могло стать причиной поступл е ния до­

полнительного количества

137Cs

в раствор, так как основная его часть

оказывается фиксированной в кристаллической решетке минералов и

не вытесняется стандартными реагентами . Следовательно , наиболее реальным источником поступления

J37Cs

в сферу обменных реакций в

подстилке являются "горячие " частицы. В

первом приближении можно считать , что масштаб высво­

бождения радиоц е зия из радиоактивных частиц в результате био­ химических процессов , протекающих в подстилке , составляет месяц при температуре 25 С и влажности 0

30%.

0,8%

в

Принимая продол­

жительность п е риода активного биохимического выветривания равной

4-5 месяцев , получим оценочную величину годового поступления 137CS И З " г о ря ч их" ч а стиц равну ю 3,2-4,0%. Пр и э том вы шед ший из топлива 7

А. И . Щегло в

193

раДlIоцеэий на п одст и лк и .

90-95%

Если

поглощается обмен ным комплексом самой

скорост ь

выхода

радиоактивных

элементов

из

" горячих" частиц соп остав има со скоростью ди ссоциации элеме нтов в с и стеме "твердая-жидкая часть почвы", тогда колич ество подвижных радионуклидов в почве будет сильно зависеть от содержан ия этих ч аст иц. Чем выше их вклад в состав загрязнения почв, тем большим п отенциалом выделения ра дио нуклидов в почв ен ный раствор обладает

данный объект. Совместное влияние д иффузии , массопереllоса Jt л ессиважа на миг­

ра ЦIIЮ 137Cs. В еще одной серии модельных эксп ер им ентов на почве н­ ных колонках показа но со вм естное влияние диффуз ии , массопереноса и

лессиважа на миграцию 137CS дЛЯ сравнения полученных результатов с п оказателя ми

реального

лерераспред е л е ния

раДl10цезия

в

нативных

усло вия х. В п е рвой сер ии опытов мод ел ировани е миграции радионук­ л и дов осущест в лялос ь пут е м

пропускания

чере з

колонки

растворов,

состав и ко лич ество которых соответствовали прир одны м условиям ·

да нн о го реги о н а. М одел ировали

3 сезона,

отл ич ающихся по гидроте р ­

мическим услови.ям: а) лет не-осенний период с высокими температурами и су ммой осадков

370 мм;

б) зимний период с отрицательными темпе­

ратурЭl~Ш и отсутствием влагопереноса (за мораживание ); В) весенний период с низкими температурами и суммой осадков с учетом снего­

таяния

230

10 лет)

показаЛlI, что за годовой период и з ПОДСТИЛК~1 в минеральную

мм. Полученные данные для 3-х модельных сроков

часть п очвы перемещается

0,83%

(l , 3

и

137CS от его общего запаса, причем

большая его часть J10глощается почвой. В почве распределяется

0,80%

137es и только 0,03% уходит за пределы профиля (колонки) (табл. 72). За 3-летн и й период в почв у и з подстилки п ереход ит общего запаса радионуклидов , из ни х

0,06 %

2,33%

от

выходит за предел ы

КОЛОНЮI. За этот срок рост удельной акт ивн ост и происходит только в пр еде л ах в ерх н ей 2-сант имеТРО80Й мин е р альной толщ и п очвы, отличия

в нижележащих слоях недостоверны. За 10-л етний п ер иод н аблюдается рост удельной активности этих слоев, однако верхний подподстилочный слой почвы сдерж и вает миграцию радионуклидов . Есл и количество

радионуклидов , перемещенных из подстилки в п очву. принять за 100%, 4,05 % в 1 год до 6,93% через 10 лет. Это

то их доля возрастает с

означа ет, что о почвенном растворе увеличивается от носительное со­

держание тех форм радион ук лидов, которые обладают повышенной миrpаЦ IIОННОй способностью. В течение первого года верхний полусантим етровый слой почвы поглощает около

3

65%

всех вышедших из п одстилки радионуклидов, за

года суммарное поглощение составляет

85%.

Вероятнее всего это

связано с усиле ни ем п ере носа твердых частиц топлива из подстилки без

их разруш е ния по т ипу лесс и важа , а также с диффузионным переносом радионуклидов , поскольку в экспериме н те н аблюдается н еаде кватный пр еобладаю щий рост удел ьн ой акт ивн ости данного СЛОЯ по отно ш е ни ю к суммарному кол ич еству радионуклидов , вынесен ных и з п одстилки с током влаги .

194

Таблица 72. Ра с пределение 137Cs по слоям почвенн ых колонок Слоil . см

Диффуз "я,

Филыраl(ИЯ .

3 м сс.

3 года

" I ПОЛCnIЛКа

, I

2

99 .1 4

М.5

0.7б

0.5-1 1.0-2 2.0-3 3.0-5 5.0-7 ФИЛhтрат

0.07 0.02 0.00 0.0 1 0.00 0.00 0.00

ВЫНСССIЮ 113

0.8б

7.U- 12,O

88.32 8.27 1.79 0.08 1.35 О.ОО

0.22 0.00

98.94 0.67

+ + Ф Н л t.трацJUl. 3 rona

Днффуз lUl

, I

2

б3 .4

0. 12

11 , 11

0.08 0.07 0.03 0.0 1 0.04 0.04 1.06

8.04 б.59 2.7б

0.98 3,45 3.66

99. 12 0.64 0.08 0.05 0.01 0.0 1 0.0 1 0.02 0.06 0.88

2

74,74 8.44 4.08 1.55 0.98 0.4 4,42 5,39

ФильтраЦIIЯ. 10 лст

, I 98.9 0,82 0.09 0.04 0.02 0.0 1 0.00 0.05 0.06 1.1

2

72.85 8.8 1 5,54 l,БО

1.12

0.89 2.02 7,17

ПОДC'ПUJКИ

• 1 - % от об щего за11аса ; 2 - % от

RblllOC
Ю IIOДCТIIЛ"Н .

За м ораж ив а ние влажной почвы в колонках п риводит к с ниж е нию

сорб ции раДИОНУКЛIlДОВ. Это обусловливает р езк ий рост их кон­ центрации в фильтратах при полив е после замораж ивания . Кроме того , то обсто ятельств о, что при лониженн о й температуре с м е ньшим объе мом фильтра из колонок ВЫХОДIIТ такое же к олич е ство р ад и о­ нуклид о в , как и с двукрат ным объемом при ко мнатн ой те мпературе, подтве рждает сдела нный нами ранее вывод О том, ЧТО в холод н ое время года цез ий с п особе н акт ивн ее десорбироваться из ПОЧВbl, чем при

nOBbI w CllHbIX

температурах.

В целом из д а нных э ксперимента следует, что наибольшая подвиж­

ность 137Cs 8 дер ново- подзолистых п е счаных почвах должна наблю­ даться в условиях ПОВblшенного гидроморфизма, а т а кж е пр и еди но­

време нном выпадеН IIИ бол ьшого количества атмосферных осад к о в и актив н о м снеготаянии . В эт их случаях возможен быстры й п е р е н ос раД1l0НУКЛИДОВ

из

подстилки

в

почву ,

причем ,

чем

выше

скорость

фильтрации и глубже фронт пр о мачивания . тем большая дол я радио ­

активных веществ про никает в

nOAllO t lBeHlibIe горизонты . Со поста в­

лен и е м одель ных экс перим е нтов с даННblМИ натурных наблюде ний свидетельствует о каче стве нно адекватном воспрои з ведении в модели

п о чве нных пр о цессов. обусло вли ваю щих поведение радиону к л ид ов в песчаных п очва х .

В еще од н ой сер ии экс п ер иментов на почвеННblХ коло нках б ыла по­

ставле на задача предотв ратить в оз м ожный перенос тверд ых частиц между отдель ными слоя ми . Это было достигнуто п уте м отдел ения к аждого слоя, включая подстилку , с помощью бумажного ф и льтра. В

да нной серии о пы тов 8 0СПРОИЗВОДИЛИСЬ с л едующи е режимы: а) диф­ фузия

7'

в

стацио нарн о м

режиме

0

(25 С ,

3 месяца);

б) фильтрация

195

50 1/0

'20 О

1-Z z-з ,]-5 5-7 ГЛf/ОUNа, ~M

~, ~z

~"

II!1IJ

Рис. 73. Влияние различных процессов на перераспределение JЗ7сs в почве (модельный эксперимент, за 100% принято количество 1З7сs, поступившее из под стилки) Проt(.t!ссы:

J4-

диффузия, фильтрация,

3 месяца ; 10 лет

2-

диффузия

в объеме З-летней нормы

+ фильтрация, 3

осадков

(25 С, С

года;

3-

1 неделя);

фильтрация,

3 года;

В) чередование

фильтрационных и диффузионных периодов (З-летняя норма осадков , пеРИОдbl стационарной диффузии

объеме

1О-летней

нормы осадков

- 1 месяц , 25 С); г) фильтрация в (25 С, 1 месяц) . Главный ВЫВОД из 0

0

этой серии экспериментов, результаты которых "редставлены в табл.

70

и на рис.

73,

состоит в ТОМ , ЧТО основным фактором, обуслов­

ливающим "еренас 1З7сs в пределах подподстилочного слоя почвы

(0--1

см) является диффузия. Все различия в содержании нуклида в

нижележащих слоях вызваны его передвижением с нисходящим током

влаги и отражают слабовыраженную тенденцию к его внутрипрофиль­

ному перерщ:пределению. Предотвращение возможного переноса твер­ дых

частиц оказывает

заметное

влияние

на

интенсивность

переме­

щения 137cs из подстилки В почву. Так, по сравнению с вариантами опыта из первой серии экспериментов, моделирующего 3-летнюю фильтрацию

+ диффузию,

когда вынос радионуклидов составил

2,3%

от

их общего запасов, в опыте с предотвращением переноса он составил

всего

1%.

Очевидно, что перенос радио нуклидов по типу лессиважа в

реальных условиях будет еще более заметным.

6.

БИОГЕОХИМИЧЕСКИЕ ПОТОКИ РАДИОНУКЛИДОВ В ЛЕСНЫХ ЛАНДШАФТАХ

Миграция раДИОНУКЛИДО8 в системе "почва-растение" является определяющей в процессах их перераспределения в наз ем ных ЭКQ­

системах в целом. Внутри подсистем ПОЧВЫ и фитоценоза , в СВОЮ очередь, происходит перераспределение радионуклидов между компо­

нентами более низкого ранга . Представление о роли различных к ом понентов БГЦ в аккумуляции радионуклидов , направле, нии и ИН­ тенсивности

процессо в

их

миграции

может

дать

анализ

отдельных

ПОТОКОВ биогеохимического цикла радионуклидов в различны х ла н д ­

шафтах .

6.1.

ПОСТУПЛЕНИЕ

В СОСТАВЕ РАСТИТЕЛЬНОГО ОПАДА Уже через

2

года п осле аварии на ЧАЭС лесная растительность в

з н ач ительной степени очищается ОТ ради оакти вных выпадениi"f. В ТО же время остаточное за грязнение п оверх н ости древостоя , особе нно структу рных ч асте й , от крытых к внешн ему загрязнению (наружные слои коры, ветви ), сохраняется и в п ослед ующие годы. Наря ду с этим

спустя

2- 3

года после выпадений наблюдается активн ое корневое

потребление радионуклидов растениями Н, соответственно, замет ное п о вышение их конце нтрации во внутренних тканях и ассимилир ующих

о рганах древостоя. Следовательно, п оток радионуклидов, ежегодно п о­ ступающих на п о в е рхность почвы с растительным опадом, сохраняется.

Загрязненный опад служит питательным субстратом для многих поч­ венных беспозвоночных, Т.е. радионукли ды непосредственно включа­

ются в пищевые цепи экосистем связанные

в его

[127, 356] .

При разложении опада

массе радиоактивны е элементы

п одв ижные .соед инения

и

в

таком

виде

перех одят в легко­

возвращаются

в

корне­

обитаемую зону, что , несомненно, влияет на их миграционную подвиж­ IЮСТЬ как в почвенном профиле, так и в системе "почва-раствор".

Так им образом, поток радионуклидов с растительным опадом является н еотъемле мой частью их биогеохимичеСЮIХ циклов.

Масса опада в лесах Украинского П олесья колеблется от 310 до 560 г/мЧгод, что определяется типом БГЦ н климатическими условиями года (рис. 74). Основной вклад в поступл е ние раститель ных остатков в подстилку составляет оп ад листьев и хвои (рис. 75). Максимальная доля это й фракции (более 50%) отмечается в широколиственн о-х войны х и хвойных ценозах , в черноольховых лесах она уменьшается до 40%.

197

Г/М ! БОО

1/00

Ш(/

(/

Рис .

74.

Мн о голетняя динамика поступления раСПlтеЛЬНbJХ остатков с опа­

дом в лесных ВГЦ ( В пересчете на вещ ество, высушенное при 1О5 О С)

J -уч.Д- I ; 2 - УЧ . д-З: 3-У 'I . К-2: 4-уч. Ш - l

'I~РНО(7ЛI1ШОfl7НVХ~

а1uрохолuсЛ7#~ННР­

!fЧ-

.r#OUN6IU лt:&,!/Ч- д-!

p-J

2%

Ilсл7еI1н~нны
1 &DСН/fИ,

Ри с.

75.

ШUРРКDлuсm#енно­ .r80J1H""; лес, j'1I. Ш-J

!l1f. 1(-2

Фракционный

состав

растит ель н ого

опада

8

леСНblХ

(% от массы, среД Нll е данные за 2 года)

1- листья; 2 -

198

ХIJOЯ;

3-

шишки;

4-

RCTlнt:

5-

к о ра lJ ару жная;

6-

JJtЮ ЧII С

Б ГЦ

о;.

1.11r;s,lIy" .eA.

ТОО

~O ВО

JO

.0 .0

~O

то

~ ~ ~ ~ ~ ~

20 о

о

,,,j' :

~

~

~ ~ ~

:!!.

ЕР

:.;.:

~

~

~ ~ ~ ~

~ ~ ~ ~ ~ ~ ~ ~

~\

l1ti

~

и

II

дl

;,;,

~

и

у

ут--"

Рис. 76. Относительная концентрация 137 Cs во фракциях опада лесны х БГЦ Ри с .

77.

Радионуклидный состав загрязнеНliЯ различных фракций опада

(по данным на

1990

г.)

ФраКl~IШ опада : / - листьи (а - дуба; б - березы;

в - OC IiHbI) ;

I -

шишки ;

lfI -

хвоя ;

/ V _ ветви ; V - кора ; VI - прочие . РадIШНУк.лuды : 1- I44Сс , 2 _ 134Cs; 3 - 131Cs; 4 _ I06Ru

Второе место по массе за нимает морфологически плохо идентифи­ цир уе мая и труднораз делимая фракция диаметром менее

2

мм (т.н.

"прочие"), в которую входят пылеваты е частицы, мелкие чешуйки коры, фрагменты различных структур. пыльца, семена и Т.д. Невелико поступление с опадом коры и ветвей, минимальный процент приходится

н а шишки (за исключением о пада в чисто хвойных лесах) . Поток радионуклид ов в почву с опадом определяется н е только его массой , н о и к о нцентр ацией ради оактив ных элементов в составе раз­ личных фракций. М акси мальная удельная активность отмечается в

таких фракц и ях , как " прочие" и кора наружная и минимальная шишках и хвое (рис .

76).

-

в

Ветв и и листья по этому показателю за­

нимают промежуточное положение . Т.е. наиб оль шей удельной кон­ центрацией характеризуется опад тех структурных компонентов древо­ стоя, которые в п ер иод аварии были экс п о нир ова ны к внешнему за­ грязнению (кора нар ужная), или тех , которые об о гащеНbI

атмос­

ферными радиоактивными пылеватыми частицами (" прочи е"). Это п од­ тверждается. наличием

в радионуклидном составе загрязнения

I 44Се и

Поскольку градиент концентрации радионук­

I06 Ru

(рис.

77).

лидов между свежим опадом и почвой составляет

2-3

опада

п орядка, даже

незначительное попадание частиц п ыли в о пад может вызвать заметное

и з менение его радионуклидного состава.

Удельная активность компонентов о па да, как правило, выш е , чем соответствующих вегетирующих органов . Вм есте с тем у н екоторых древесных

поро д активность листового опада

не столь существенно

отл ича ется от таковой вегетирующих ассимилирующих органов. При­ мером м ог ут служить листья дуба. Н а иб оль ших велич и н выявлен­ ны е различия достигают у хвои сос н ы и листь ев березы. Последнее,

199

'/'

100

80 50

ZP о

.1

nОQсmрлка

Опои

liЩi:!.;\!1z

~; '/ :::A~

Рис.

78.

Радионуклидный состав загрязн е ния ПDДСТИЛКИ и оп ада в лесах

ЗО~километровой ЗОНЫ ЧАЭС (по данным на

JРис.

I 44 Сс ;

79.

1990

г.)

2 - 1J4Cs; 3 - 137Cs; 4 _ I06Ru

Удельная активность опада

радионуклидов

(2)

(1)

и относительное поступление с ним

в различных БГЦ (по данным на

1990

г.)

ВИДИМО, МОЖНО также объяснить наличием и липкостью органических и

неорганических ВbIделений на листовой поверхности ЭТИХ пород.

Примечательно . ЧТО в опаде ассимилирующих органов примесь 144Се наблюдается только в хвое, срок жизни которой более двух лет. Последнее предопределяет более длительное поверхностное загряз­ нение хвои по сравнению с

ассимилирующими органами лиственных

пород. В то же время радионуклидный состав загрязнения опада, в

отличие от почвы, более обогащен 137CS, что, видимо , обусловлено его селективным поступлением в растения по сравнению с другими гамма­

излучающими радионуклидами (рис.

78).

В ряду лесных БГЦ наблюдается непропорциональное изменение абсолютной концентрации радионуклидов в составе опада и их от­

носительного содержания (рис .

79).

Если удельная активность опада

находится практич е ски в прямой зависимости от плотности загрязнения и, соответственно, максимальна на участках ближней зоны выпадений , то относительная концентрация радионуклидов в опаде заметно выше в

ценозах. где отмечаются наиболее высокие коэффициенты их перехода в древесную растительность, т.е. в гидроморфных ландшафтах. Таким образом, удельная активность оп ада и радионуклидный состав загрязнения его компонентов во многом определяются плотностью и радионуклидным

составом

загрязнения

почв,

видовым

составом

древесного яруса. почвенно-экологическими условиями, а также кли­

матическими факторами , определяющими интенсивность пылепереносз . От указанных показателей зависит сезонная и многолетняя динамика удельной активности растительного опада.

200

80.

Рис.

мика поступления

(1)

хвойных лесах (по дан­

ным на

1994

,1

к

0,1 .... ~E

в

(2)

0,1" z11 '"..; ...g18

~ ~

опада

и содержания в нем

радионуклидов

~ ~

,,-

Сезонная дина­

.......

.

I

~

~~8

..., ' ,.....

~ ~,.. ~ o.~ !i:5

Г. , уч. К-2)

~

~

,,

~

~~

11,0% ~

g-y

5-Л

I

I

I

I

I

I

,

/

'у

/

2

11-Ш

70-Ir 75-I

Дото отuоро в с е з о н н О й

д и н а м и к е

поступления опада

(8

частности в

хвой н ых БГЦ) отмечается два м акс им ума: з имн е-весен ний ' и осенний

(рис.

80).

Обращает на себя внимание характер отношения массы опада

к концентрации в нем радиоцезия . С увеличением массы растительных остатков количество 137 Cs в них уменьшается , что свидетельствует о его

возможном

о'М'оке

вместе

с

ассими л ятами

и

минеральными

элементами из ассимилирующих органов в период ы , предш ест ву ющ и е

сезонному опаду

[352-354].

В м н о гол е т н е й различных

(табл.

73).

экос истем

Д и н а м и к е

прослеживаются

концентрации 137 Cs воладе неоднозначные

те н денции

В течен ие 3-4-х лет во всех БГЦ наблюдается снижен и е

концентрации радионуклидов в опаде . Зате м ход динамики меняется: на участках а втоморфных ландшафтов в широколиственно-хвойных и хвойных ценозах (уч. Д-l и К-2 ) отмеченное п аде ни е продолжается; на у частках гидром о рфных ландшафтов (уч. Д - 3) и в 5-километровой зоне ЧАЭС (уч. Ш- l) начинается рост активности поступающего на поверх­ ность п очвы опада. Бесспорно . что отмеченная динамика имеет тот же

Табл ица 73. Мн оголетняя ди намика концентрации 137cs в опаде (средние да н ные при

n

= 5-10),

кБкjкг абс. сухого вещества

Участок

Год

·1 1988 1989 1990 1991 1993 1994

Д· I

д·з

К-2

Ш- I

6,4 1 2,93 1,37 0,97

5,34 3,1 3,06 3,91

99,2 59,81 21,07 19,59 12, 18 7,41

175,79 221,44 152,96 291,52

ПР lJ.A( еЧQнuе. П рочерк 03 11 а ч ает отсугствие данкых .

201

Р и с.

П оступ ление

8/ ,

137 CS

на

ПОЧ В Ы

в

п оверх н ость

лес н ых

различными

а п ада,

БГЦ

с

фракциями

% от суммарного

( по данным на

1990

г.)

ФРОЮ{UU оnaда :

1- а сс имилир ующие

0 rгаиJ.l;

11

- шишки ; IIJ - ветви ; / V - кора наружная; V - про 'ше

1000

-" ----

... 100 ~

~

о""

70

""""O-- _

"

=v-

......

-

----_

..... ~ ~ ~---.----. .. :

Рис .

82.

М н ого летняя д и­

нам и ка п оступления 137

J

-- ....

С на

раст и те ль н ым по в ерхность

почвы

в

лесных БГЦ

/ -

O ~~~~~~~~~~ 1988 7.98 9 1990 1991 1992 19 91,/

cs

опадам

3-

уч,

уч. К-2 ;

Д·l ;

4-

2-

у'"

доз ;

уч . Ш - I

rui!", характер. ЧТО И ди н амика КП 137 Cs 8 растительность этих це нозов следовательно, обусловлена на к оплением 137CS древостоем .

".

К ол ичественная оценка различ н ых п оказателей о п ада (массы , ра­ дионуклидного состава и его удельной активности) п оз в оляет о п ре­

делить п ото к 137 Cs С о падо м в лесных экосистемах (рис.

81).

В абсо­

лют ных величинах п ото к находится почти в прямой з ависим ост и от плотности загрязн е ния . В от н оситель ны х же единицах он мак с имален

на участках , где зафиксирова н ы наибол ее высокие КП 137 Cs В расти­ тель но сть. П ов ышенн ое количеств о активн ости посту п ает с та ким и фрак ци ям и о п ада, как "проч и е" , а также с л истьями и хвоей ; мини­

м аль н ое

-

с_ шишками. Возврат I 37 CS с фракцией " проч ие " резко в оз­

растае т на опу шках леса и участка х , расп ол оже нных в бл изи автод орог , что Об условлено об ог а щ е нием о пад а пылев а тыми ра д и оак тивными

частицами . В черн оольховых лесах (у ч. Д-З) н аблюдается повышенное

п оступлен и е 137 Cs

D составе фракции коры наружной, что , возм ож но,

связано с высокой сорбционной с по соб н о стью э тих сл ое в коры п о от­

н о шен и ю к вн е шн е му за гря з нению. Небольшой по сравнению с дру­

гими ценазами возврат \37 Cs С о падо м коры наружн о й и ветвей на участ ках S-километрово й зоны ЧАЭ С, в ероят но, является следствием оче нь выс о кой инт е нси в ности процессов са моочищения , им е вших место на да нны х y tJacTKax В н а~I3ЛЬНЫЙ период п осле выпадений.

202

В мн оголетн ей динамике поступле ния I37Cs с оп адом в об щем пла­ не

отмечаютс я

те

акт ивности о па да

2- 3

же

во

т е н д енции,

чт о

и

в

изменении

вр е менном ряду (рис .

табл.

82,

года п о сле выпадений на участках бл ижней зоны

удельной

73).

С пустя

( уч . Ш-I ) и

гидроморфных ландш а фтах (уч. Д-3) на б людается рост п о ступления

137Cs в составе о пада , а во всех це нозах аВТОМОРфНblХ ландшафтов ( уч . К-2 и Д-l) про исход ит снижение инте нсивности потока 1 3~Cs, что н аход ится в соответств ии с динамикой КП 137 Cs В растительность этих БГЦ. Несколько боль шее снижение п осту пления 137CS с о падом , особе нн о в нач а льный

хвойных лесах

по

п е риод , на блюдае тся

сра вн е нию

с

чист о

в

широколиственно­

хво йными

ценозами ,

ч то

объяс ня е тся разной период ичност ью смены ассимилирующих о ргано в лиственных и хвойных п о род. В целом же от носительное еже год н ое поступл е ни е радио це з ия с о падом на поверхн ость почвы посл е

1988

его за па сов в ра ст итель н о м яр усе и от

г. составляет от l,~ до

0,2

137 Cs в экосистеме. Очев идно, что в первы е

до

0,7%

2 года

6,2 от

от общего за паса

посл е аварии эта ве­

личина б ыла значительно выш е за счет процессов самоочищения расти ­

тельного яруса ОТ вн е шнего загрязнения

[277].

Таким образом, в био­

геохимическом цик ле поток 137 Cs С о падом в лесных э косисте м ах составляет значимую в ел ичину как при атмосферных выпадениях в начальный период , т а к и в последующе м при доминировании пр о цессов корневого поступл е ния радионуклидо в в растения. Инте н с ивн ост ь этого пот о ка зависит от пл отн ост и загрязнения и размеров ради о активных

частиц , типа БГЦ , а также климатических условий года. П ер вона ­ чально рассматри ваем ый поток был мак с имален на участках, где выпали относительно более крупные частицы , в шир окол истве нн о ­

хвойных л есах . В посл еду ющем интенси в ност ь потока 137 Cs с о па дом стал а выше на участках, где КП 137 CS в растительн ость харак ­ теризуются наиб о льшими величинами, т.е . в ближней зоне выпадений и

в условиях гидроморфных ландшафтов.

6.2. В

ВЫ С ВОБОЖ ДЕ НИ Е

РАДИОНУКЛИДОВ

ПРОЦЕС СЕ ТРАНСФОРМАЦИИ

РАСТИТЕЛЬНОГО ОПАДА И ПОДСТИЛ КИ

Исследование процессо в трансформ а ции растительных остатко в в составе

опада

и

лесных

п од стил о к

и

вынос а

из

них

радионуклид ов

при об ретает особую а ктуальность при ради о активном загрязнении

тер рито рии . Во - п е рвы х , подстилки являют с я основным де п о радио­ нуклидов в лесных биогеоценозах при атмосферных выпа де ниях

277) .

[242,

В о- вторы х, в пр о цессе трансформации растите ль ных остатков

образующиеся РОВ сп особствуют переходу раДИОНУКЛИД08 из частиц выпадений в более миграционно - подвижные ф о рмы , в частности радионуклид-органические соедин е ния

[2-6,333].

Кроме того , свежий

опад древесной растительности сам содержит достаточное количество

203

Табmща

74 .

Выщелачивание радионуклидов из нек ото рых компонентов

опада ]Тесных БГЦ в межвегетационный период значения при

n = 20). %

компонеl-flы
о пада

ХВШIСХ>СКЫ Ветви мелки е

Kop
наружная

Листья осины

1989-1990

п. (средние

от исходного содержания в опаде

Еу

'''ее

""с,

IJ7Cs

I06Ru

38,6 55,8 58,2

42,4 71,1 65,5 63,2

40,8 59,2 57,2 52,5

32,3 5 1,8 49,3 44,1

45,1 68,6 71 ,7 61,)

51.з

радионуклидов . При его раз ло жении эти радионуклид ы поступают в почвенный профиль также в миrpаци о нно-активных формах. За осенне-зимне-весенний период из опада в зависимости от его состава (или типа БГЦ) высвобо ждается от

30

до

70%

содер~ащихся в

нем радионуклид о в (табл.74). Минимальная величина рассматри ­ ваемого

показателя

отмечается

лиственно-хвойных лесах, чт о

в

сосняках,

а

максимальн а я

-

в

нах о дится в соответствии с интен ­

сивностью протекания процессов разложения опада и выщелачивания

из него химических эл е ментов в различных БГЦ

[208 , 209] .

Интен­

сивно сть выщелачивания из о пада различных радионуклидов практи ­

чески одинакова и составляет в среднем около

50%.

Среди гамма­

излучающих ради о нуклид о в повышенным процентом п оте рь характе­

ризуется

ICkSRu, что особенно проявляется в хвойных ценозах. Наиболее

инте нсивно радио нуклиды высвобождаются из коры наружной, ветвей и в м е ньшей степ е ни IIЗ хвои . Это, вероятнее всего , обусло влен о особенностями за грязнения данных структур: поверхностным наружной и ветвей и инкорпорированным

-

-

коры

внутри тканей ассими­

лирующих органов. В то же время по сравнению с хвоей интенсивн ость выщелачивания радионуклидов из ассимилирующих орган о в листвен­ ных пород заметно выш е.

Со поста вляя процессы высвобожде ния ради о нуклидов из расти ­

тельного опада и частиц радиоактивных выпа де ний

[92, 221],

одно­

значно м ож но заключить, чт о миграционная способность ра д ионук­ лидов, поступающих в почву с о падом, несравнимо выше, чем в составе

ради оа ктивных выпадений. Другими словами, растительность уси­ ливает миграционную сп осо бность радио нуклидов. Анализ -декомпозиционных процессов п оказ ыв а ет , что в естест­

венных условиях микроб иологическая деятельность, а, соот ветственно, ин те нсивность разлож е ния в профиле лесных почв в течение веге ­ тационного периода п о чти во всех случаях максимальна в фермен ­

тативном спое п од стилки и минимальна в минеральной толще почвы на глубине

1,5

м (р ис.

83) ,

чт о согласуется с имеющимися в научной

литературе данными [61 , 63, 338] . Исключением являются тор фяно­ глеевые почвы черноол ьховых лесов (уч. Д-3 ) , где микробиологическая активность на п о верхн ост и выше, чем внутри лодстил ки . Очевидно это связано с особенностями гидротермических условий как в различ­ ных слоях подстилки , так и БГЦ . В автоморфных л е сных почвах более

204

fi

If .1,0 2,0

!/чаС/71НV

Рис.

83.

Интенсивность разложения целлюлозы в профиле почв ЗD-кило­

метровой зоны ЧАЭС в период вегетации (А ) и в межвегетационный период (Б)

1-

на поверхности почвы;

2-

на глубине

150 см; 3 -

в слое

02; 4 -

в слое

0--5

см

благоприятный гидротермический режим складывается в подгоризонте

ПОДСТИЛКИ

02

В сравнении с

01,

который служит защитой от резких

колебаний температуры и влажности для нижележащих слоев. В условиях торфяных гидроморфных ПОЧВ максимально благоприятные условия для разложения создаются в поверхностном слое

01 [114].

Сравнение интенсивности разложения тестового материала в поч­ вах различных ценозов позволяет констатировать, что роль декомпози­

ционных процессов в биогеохимической миграции радионуклидов в лесных

экосистемах

значительно

выше ,

чем

растительных зкосистемах (луг, залежь) (см. рис.

в

других

наземных

83).

В межвегетационный период в соответствии с затуханием микро­ биологической активности интенсивность разложения органического

материала во всех БГЦ заметно снижается , но наиболее резко это выражено на луговых и залежных участках (см. рис. 83). Последнее ' связано с более выраженной степенью континентальности микро­ климата на открытых участках агроценозов в сравнении с лесными

БГЦ

[33].

Общие закономерности характера разложения тестового

материала в целом сходны с наблюдаемыми при разложении расти­

тельных остатков опада на поверхности почвы и в слоях О 1 и

02

подстилки. На поверхности уменьшение массы образцов подгоризонта

01,

представленного свежим растительным опадом, в зависимости от

типа БГЦ составляет 38-45%/год, а за

2

года

- 60--65%

(рис.

84).

Максимальная потеря массы характерна для широколиственно-хвойных лесов, сформированных на автоморфных ландшафтах (уч. д-!), а минимальная

-

для ценозов на гидроморфных ландшафтах (уч. Д-3). ВО

всех ценозах органический материал слоя быстрее, чем слоя

02,

01

(свежий опад) разлагается

в значительной степени уже подвергшийся влия­

нию процессов трансформации:

60%

и

30%

в год, соответственно.

В течение года максимальная интенсивность разложения органи-

205

1/0

!/ч.

!lч. Д-J

!/ч. Д- 7

/(-?

20 ~

о

~

- ZO

..

~

~ -1/0

~

-50 - ВО

Ри с.

84.

1

И зме н е н ие

радиоцезия

(2)

массы

р

образцов

z

D

1

П ОДСТ ИЛКИ

в раз личны х вариа нта х опыта,

Варшmmы On'bIma: исследуемом у часгке ;

I-

11 -

%

л

(l ) и соде ржания в ни х

от н ачаль ного

в э к с пер именте и спользуются образцы споя

01 , отобранны е

в эксп ер именте И С П ОJII.зуются об разцы СЛО Il

01 ,

на

перенесе llllы е

на исследуе мый у чаcroк с более загрязненно й территории

ч е ского матер иала слоев О 1 и ( рис .

85),

02

набл юдает ся в лет ие -осенний период

ЧТО связано с более благоприятными гидротермическими

условиями для развития микробиологич еской деят ель н ости в ЭТО вр е мя , и минимальная

-

зимой, а также в засушливые весе нние периоды , когда

низки е температура или влажность создают неблагоприятные условия для разложения.

В процессе разложения органических остатков , несмотря н а зна­ чительную потерю веса, содержание радионуклидов в них изменяется

неод нозначн о. В случае перемещения материала с более загрязненного участка на поверхность почвы участка с меньшей плотностью за­

грязн е ния содержани е рад ио нукли дов в образцах подстилки пр и ра з­ ло жении пада ет в примерном соответствии с п отере й массы ( с м. рис.

84).

В

ва риантах же опыта с закладкой обр аз цов подстилки в

почву т ех участков, где они были отобраны, наблюдается не умень­ ш е ни е, а напр от ив , увеличение содержания радиоцез ия. Это особенн о характерн о для образцов материала

из слоя

02 изменение содержания

01,

в то время как ДЛЯ мате риала

137 Cs практически не происходит.

Наблюдаемое явлени е связано с тем, что содержание радионуклидов в свежем опаде , формирующем горизон т

01,

примерно на

2

порядка

ниже и х содержания в ле сной подстилк е (особенно в ферментативном слое ). При контакте такого опа да с подст илкой одновременно с вы­ щелачиванием происходит привнос ради о нукли дов из более за гря з­ н е нных слоев в результате механической деятельности почвенной мезо­

фауны и транспорта радиоцезия гиф а ми по чвенных грибов

206

[294] . Таким

атн.ед.

Отн.ед.

2ии

150 !5и

120 12и

J

80

8и

qu

~U~--,--г-т--т--г-т-

J

\.-_---_1

0"---,--,--,--,-

7II!I.!lZr. J/o.9Jr. 11/D.9J, lJIr.9J, 12/rl!.9Zr: JIп:9Jг. Z.fIl16.U,

З/О9З" 7710!IJ r. Дата нтьора

1'11r.92r:

12/Ш 92г.

дата от"нр# Рис.

Сезонная динамика массы экспериментальных образцов и содер­

85.

жания в них lЗ7сs, % от начального J - масса 01; 2 - масса 02; 3 _ IJ7 Cs в 01; 4 - IJ7Cs Рис.

86.

%

от начального

J - КsОl; 2-Кв02;

Рис.

87.

150

З-МgвОI; 4-Мgв02;

Интенсивность в

почве

на

5-СавОl; 6-Сав02

разло­

экспериментального

териала

02

Сезонная динамика содержания макроэлементов в эксперимен­

тальных Образцах,

жения

R

ма ­

глубине

IТ

см при локальном скоплении

растительных остатков

I опад;

целлюл оза;

111 -

11 -

ХВОЙНЫЙ

т

листовой опад

1,0

.>,0

q,o

I1нте /-{/;и 81-1Dсть, мг jr . иен"

образом, при разложении растительны х остатков на поверхности почвы высвобождение радионуклидов из растительного мат ериа ла часто мас­ кируется их привносом из бо лее загрязненных нижних слоев подстилки.

В отсутствие последнего среднегодо вое суммарное по ступле ние радио ­

цезия из свежеобразованного слоя

01

составляет 40-7 0%/го д в за­

вис и мо сти от климатических условий года и типа Б ГЦ при несколько БОЛее активном высвобожден ии радионуклидов на участках ги д р 0-

морфных ландшафтов. Для макроэлементов, та ких как К, л а стовом слое подс тил ки хотя в слое

02

01

Na,

Са, увеличения зап асов в

при его тр ансформации н е наблюдается,

прослеживается тенденци я к такому увелич ению, осо­

бенно к концу вегетационного периода (рис.

86). 31'0,

по-видимому,

207

связано с в е ртикальным перераспределением элементов внутри самой подстилки при разложении свежего опада. Различия в поведении радио цезия и стабильных элементов безусловно подтверждают наличие

восходящего тока 137 Cs из более загрязненных нижних в менее за­ грязненные верхние слои подстилки. Для макроэлементов такой гра­ диент концентрации отсутствует или слабо выражен. При дезактивации территории путем захоронения лесной подстилки

в лочв енно - грунтовую толщу на глубину

м (ч то имело место в

1-1,5

ЗО-километровой зоне ЧАЭС) интенсивность миграционных потоков ради онукл идов ,

перемещеННblХ

с

подстилкой ,

не

снижается.

экспериментах п о изучению деком позиционных пр оцессо в

грунтовой толще на глубине скоплении

растительного

1-1,5

В

D почвенно ­

м при искусств е нном локальном

материала

было

установлено ,

что

микробиологическая активность резко возрастает и достигает величин,

близких к таковым в ферментативном слое подстилки [262] (рис . 83, 87). Это связано с такими особенностями песчаных почв Ук'раинского Полесья как высокая аэрация даже на больших глубинах, достатоtlная обеспеченность

их

влагой,

а

также

оптимальному температурного

стабильность

режима

и

близость

[3З]. В данных

к

условиях

дополнительное внесение энергетического материала обусловливает "а номально" высокую интенсивность разложения и потерь органиа­

ческого материала: около

90%

целлюлозы и

70%

п одстилки (табл.

75).

В условиях аtlзэробиозиса (при близком залегании грунтовых вод) трансформация орга нических остатков замедляется, н о н е столь су­ щественно , как это можно было бы предположить; в среднем всего на

15-200/0. глубин е

Потери радионуклидов при трансформации органики

1,5-2 ,0

м за год составляют

70%

на

от их исходной активности,

причем максимальные потери отмечаются для J06 Ru , затем 137cs и 8 меньшей степени 144 Се. Таким образом, при локальном скоплении растительного материала на глубине

1-1 ,5

м не происходит консервации, Т.е . за медления раз­

ложения органических остатков. Напротив, отмечается резкая вспышТаблица

75 .

П оте ри

органического

вещества

разложении растительного материала

течение вегетационн ого периода (а прель-октя брь),

Вид Jrt.tатсри~а

Потеря

opra.

и

в условиях

Суммарная

ническоm

гамм:а·atcr1{JI -

вещества

"ОСТЬ

%

'''се

радионуклидов

захоронения ОТ исх о дного

I>4Cs

137Cs

I06Ru

ЭлювШ1llЬНЫЙ Jlйндuшфm ЛнcrneННО-1(ВОЙНая

70,6

71

62,5

67.5

66.8

100

42 49,4

41,3 44,5

44 100

подcmлxa

Аккумулятивный ландШilфm Хвойная подстилка ЛНC'rnснная lюдC11tЛка

208

58.8 45,7

43,8 59,2

49.5 100

при

РАО

в

ка микробиологической деятельности, в результате чего происходит высвобождение большого количества растворимых органических ве­ ществ и усиление миграционной способности радионуклидов вследствие образоваЮiЯ более подвижных радионуклид-органических соединений. В особенности это будет проявляться для радионуклидов, у которых необменная фиксация в минеральной толще почв слабо выражена,

таких как

6.3.

90Sr И I06Ru.

МИГРАЦИЯ РАДИО НУКЛИДОВ

В СОСГАВЕ ВЕРТИКАЛЬНОГО

ВНУТРИПОЧВЕННОГО СГОКА в процессе разрушения частиц радиоактивных выпадений под действием совокупности природных факторов радионуклиды переходят

в подвижные формы и поступают в почвенный раствор. Их дальнейшая миграция в основном определяется процессами диффузии и нисходяще го конвективного лереноса с мобильной частью почв енной влаги

[37, 51].

Скорость этих процессов зависит от многих факторов: физико -х ими ­ ческих свойств почв,

количества

и интенсивности осадков,

кон­

центрации и состава растворимых органических соединений и т.Д.

Одновременно в процессе нисходящего перемещения гравитационной влаги по про филю возможно как ее обогащение радионуклидами , так и

обеднение за счет поглощения их твердой фазой и почвенной биотой:

корнями растений, грибами и микроорганизмами [144, 298 , 353J. Одним из методов из у чения вертикального 8нугрипочве нного стока в нзтивных условиях является лизиметрическиЙ . Примеиение лизимет­ ров для изучения внутрипрофильного передвижения веществ , врем:ен­

Hbix

изменений состава и свойств жидкой части почв широко рас­ [47 , 107,109,270, 290J, однако

пространено в почвенных исследованиях в

геохимии радиоактивных

элементов их применение до

последнего

времени практиковалось редко в связи с чрезвычайно низкими кон­ центрациями радионуклидов

8

почвенном растворе и, соответственно,

трудоемкостью получения пробы с детектируемым уровнем их кон­

центрации. Наиболее полно в научной литературе представлены ре ­

зультаты изучения поведения радионуклидов в системе " почва­ растение" в равновесных условиях [2-6,132,133, 198,200,317 , 332J. После аварии на ЧАЭС, вызвавшей значительное по уровню за­ грязнение территории, стало возможным использование лизиметров для изучения

вертикального

внутри почвенного

стока

раДИОНУКЛИДО8

в

нативных условиях [114,190, 198J. Проведенные в лесных экосистемах исследования показывают, что интенсивность миграции радионуклидов в составе вертикального внут­ рипочвенного стока в основном определяется теми же процессами , что и поведение макроэлементов: скоростью их выхода

8

жидкую часть

почв и способностью минеральных горизонтов к сорбции радионуклидов из почвенного раствора. Решающее влияние на формирование верти­ кального потока

радионуклидов в профиле лесных почв оказывает

209

Таблица

76.

Концентрации радионуклидов

в

лизиметри ', ес ких

различ ных слоев почв (средневзвешенные величины за

Слой. см

I

"'ее

137es

I3'Cs

1991

I06Ru

90Sr

0.32 0, 3

0,85 0,22 0,22

водах

из

г.) , Бк/л

Сумма

Уч.д-f

0.07 0,02 0,07

0-5 0- 10 0-20

0.5 0,28 0,23

1,74

0,8 1 0,52

УЧ.Д-З

0,06 0,06 0.09

0-5 0- 10 0-20

1, 16

0.62

1,08 0,75

0,15 0,1

1,84 1,29 0,94

6,34 11 ,54 2,91

9 1,97 78,04 29,54

11 3,8 1 100,75 34,93

11,42 6,52 3.98 3,9

108,04 46,25 58,09 42,18

266,39 103,49 68,65 5 1,55

УЧ.К-2

0-5 0-10 0-20

3,02 1,78 0,19

1.08 0,78 0,12

11.4

8,62 2, 18 Уч . ш - /

0-5 0- 10 0-20 0-30

10,9 1

19,79 1,34 0,43

4,29

0,56 0,42

116,22 45,09 5,59 5,05

Прu.м.ечанuе. Прочерк означает содержание радио нук лнда ниже AeтeKTllpye M o ro уровня.

подстилка (табл.

76).

При радиоактивных выпадениях о на является

основным резервуаром радио нуклидов. Лизиметрическ.ие воды из этого слоя характеризуются н а ибольшей концен т рацией радиоактивных элемен то в и могут рассматриваться как исходные растворы , пост упаю­

щие в минеральную толщу. а измен е ние их состава в под под стилочных

горизонтах отражает пр оце ссы сорбции-д есо рбции , происходящие в

соотве тству ю щих слоях почвы. П о мере пр од вижения гравитационной вла г и вниз п о профилю радионуклиды из жидкого сто ка в большинстве слу ч аев поглощаются твердой ча сть ю по чвы и содержание их в растворе па дает. В следствие этого даж е в песчаных п оч вах л ишь

15%

от количества

радионуклидов,

п одсти лки, проникает с нисходящим потоком влаги глубже Наибольший перехват

(50-70%)

10--

вын е с е нных и з слоя лес н ой

20--30

см.

радионуклидов, мигрирующих с влагой

из гор изонта подстилки , происходит в слое

5- 10

см. В нижележащих

слоях степе нь поглощения за м ет но у меньш ается. Это св и детельствует о том , ЧТО в профи ле песча ных п о чв единственным в ыраж ен ным геохимическ им барьером на пути вертикальной миграции радионукли­

дов , поступаю щих из подстилки , является небольшая по мощност и прослойка 8 самой верхн ей части л од подстил о чно й толщи . В и нфильтрационном стоке при прох ожде нии внутри самой под ­

стилки с глубиной происходит его обогащени е !37 Cs как в подгоризонте

2 10

Таблица

77.

Концентрация ] J4 Cs. ! J1 Cs

8 Л И З ltм етрически х

водах

из

раЗЛ ИЧНbl Х слоев подстилки хвойног о це н оза (средневзвешеННblе веЛИЧИНbI за

1993-1994 ГОРII :ЮНТ

гг. )

134CS,

СпОЙ , СМ

01 + 02 01 + 02+03 О/АI

0-3 0-4 0-5

Бк/л

0.64 0.65 О,,

IЗ1СS , Бк/л

IJ1CS. Kd

12,692 15,913 8.487

0,004 0.006 0,003

так и 03 (табл. 77). Э то свидетельств ует о том , '!то сорбция дан ­ ного раД l10ну клида внутри ПОДСТИЛКИ практически н е выражена. По­ след н ее, вид им о, предо пределяет вы сок ие КП 137Cs в расте ни я н а

02,

органоге нн ых (то рфяны х) почв ах. На этом фо н е даже н ебо льшая прим есь мин ераль н ой ч аст и , что характерн о для переход н ого гор и зо н та

О/А 1, обусловл ивает рез кое увеличение п оглощения

131 Cs из мигр и­

рующих растворов , в р езультате ч е го конце нтрация ради о цез ия даже в

рассматриваемом l-са нтим ет р о в ом слое падает п очти в два раза п о

сра внен и ю с вышележащим подroризо нтом п одстилки

03.

Результат ы лизимеТРllчески х и сследований п одтверждают в целом

вывод о том, что 1з7 Cs практически не закрепляется в органоге нн ых слоях и сорбируется лишь в саМОй верхн ей подподстилочной толще

этих почв, в наибольшей степени обога ще нной мин ералам и , способ­

ными к необм е нн ому закре плению

137 Cs (см . раздел 1.3).

Обращают н а себ я вниман ие низкие величины коэффициентов ОТ­ нос итель ного содержания 1З7Сs в водах (Kd ), расс чита нны е как отн о­ ш ен и е

к о нце нтрации р ад и о нукли да

в лиз им е трич еских

водах к его

конце нт рац ии в соответствующем слое п о чвы и выраже нны
e в пр о­

ц е нтах . Ни з ки е ве личины

Kd 8

целом отражают сла бую р астворимост ь

ин е вы со к у ю интенсивнос;ть водн ой мигр ац ии р адионуклидов в пе с ­

чаных п о чвах лесных БГЦ [236, 242, 277] . Твердый сток, п олу ч е нный путем фил ьтра ции л и з им ет рических вод ч ерез фильтры с диаметро м п ор

л е сны х ценозах составляет

незначительную в ели чин у:

верхней 0-5- I О-са н тимет­

ровой толщи и около

(табл .

0.07

0,50 мкм, в O,OI --{),02 г/л из

г/л из нижележащей 1 0-20-са н тим етровой

78). В соответств ии с этим кd'личеСТ80 1З7сs в его составе ме­ 0,45% II З п одст илки до 6% и з мин ераль н о й тол щи п о чв .

ня ется от

Последнее дает ос н о вани е утверждать , что о пределе нн ую роль в п ерераспределе нии

131 Cs

в песчаных п оч в ах и грают процессы лесси­

важа . Мигр ация радиоактивных частиц без разруш е ния от м е ч ается при авто р ад и ограф ии п очв и при анализ е ра д и о нук л ид н ого состава этих

частиц, отобра нн ых н а разных глубинах проф иля [65, бб, 72]. Причем 131Cs, п о-в идимому, перемещается н е только в составе "горячи х ", н о и в составе или стых \fастиц в прочнофиксирован н ой форме . Подтверж­ де нием этому служат да нные, свидетельствующи е о ПРИ УРО\fе нн ост и к

одному сл ою максимумов ко нцентрации 137 Cs и естестве нн о го радиоак­ ТИВIЮ ro эл емента 40к в "остатке " , полученном после обработк и твер-

211

Таблица 78. Концентрация 137 Cs и 40к в жидком и твердом вертикальном внутрипочвенном стоке хв о йных цен озо в (средневзвешенные величины за

1994

г. )

137Cs

Колич:еcmo Спой. СМ

твеР1\ОГО стока .

г/л

Общийcroк,

Твердый сток.

Твердый сто к ,

Ек/л

% crгoGщего

Бк/кг

0.02 0.01

(),-5

0-10 0-20

38 3. 1 2.8

0,07

"'к

КОJDf'k:CП:Ю Слой, СМ

8500 19000 2286

0.45 6.03 5.71

твердого стока,

г/л

0-5

0,02

()'-IO

0.01 0.07

0-20

Общий сток.

Твердый сток .

Твердый сто к,

Ек/л

% от общего

Бк/кг

64500 102000 22143

49.81 44.93 47.69

2.59 2.27 3.25

дого стока смесью концентрированных азотной и соляной кислот.

("Остаток"

характеризует

собой

фракцию

прочносвязанных

радионуклидов.) Содержание 40 К, как известно , пропорционально количеству стабильного калия . поэтому высокая активность 4ОК в этой фракции

напрямую

свидетельствует

о

большом

проценте

К­

соде ржащих глинистых минералов в "остатке" твердого стока.

На фоне выявленных основных закономерностей изменения кон­ центрации ра дио нуклидов в лизиметрических водах в профиле почв наблюдаются заметные различия этих показателей в за висимости от химической природы радионуклида. фитоценоза и типа почв. По относительной

концентрации

или

миграционной

п од вижности

в

лизиметрических водах радионуклиды располагаются в следующий ряд: 9OSr > I06Ru > 137CS > 134Cs > 144Се . Миграционная подвижность 90Sr по

сравнению с 137 Cs п римерно в 1,5 раза выше, а в чисто хвойных це­ н оза х (уч. К -2) эти различия возрастают более, чем в

5

раз. Последнее

говорит о н есомненном в л иянии типа БГЦ на миграционную подвиж­ ность р адионуклидов. Это может быть обусловлено с п ецификой свойств почв , сформирован н ых под широколистве н но-хвойными лесами (уч. Д-l, Ш-!) и сосняками (уч. К - 2 ). Лесная поцстилка хвойных ценозов, как уже

отмечалось, более обогаще на низкомолекулярными РОВ , с которыми

пред почтительнее связ ывается гумусовые

соединения

90Sr [2-6 , 78]. Высокомолекулярные

почвы,

содержание

кот о рых

выш е

8

широколиственно-хв ой ных лесах, являются агентом, уменьшающим

212

миграционную способность 90Sr в почве [245, 3 15] . Это спр а ведливо и для таких радионуклидов, как I44Се и I06Ru [221, 322, 326] . Высокая миграционная способность lU6Ru может быть также связана со способ­ НОСТЬЮ данного радионуклида находиться хак в катионной , так

онной формах

[211] . При

этом анионные формы

Ru

}{

ани­

более подвижны, а

в присутствии фульвокислот растворимость рутения возраста ет на

2- 3 порядка [42] .

По сравнению с другими радионуклид ами

ре агирует на подкисл ение среды

Ru

сильнее

[211 , 317] .

Таким образом , факторы
. обусловливающие увеличение МИf1>ЗЦИОН­

ной ПОДВИЖНОСТИ

l06Ru и 90Sr (фульватный состав органического

вещества , кислая реакция среды и другие), способствуют увеличению концентрации ЭТИХ радионуклидов в водах инфильтрационного стока ХВОЙНЫХ лесов. Обращает на себя внимание неодинаковая сорбционная способность

исследуемых почв по отношению к

137Cs и 90Sr (см. табл . 76). Макси­

мальные различия отмечаются между торфяными (уч. Д-З) и минераль­ ными почвами (уч . Д.I, К-2, Ш-I). В минеральных почвах в под­

подстилочиых слоях концентрация 137C s в лизиметрических водах резко снижается: в 1,5-2 раза в верхнем 0-5-сантиметровом слое и в 2-20 раз в иижележащей толще ; в торфяно-глеевых почвах , напротив, сорбции

1 З7сs в верхнем 0--5 -сантиметровом слое практич ески не происходит, и лишь с увеличени е м минеральной примеси с глубиной сорбция нара­

стает, хотя н е столь значительно

[151, 171 , 300, 325] .

В связи с этим

отм е ченная способность органогенных горизонтов к удерживанию

радиоцезия в значительной степени определя е тся его фиксацией

8

со­

ставе микробной биомассы [299]. Для 90Sr, напротив , наибольшее снижение концентрации 8 лизи­ метрических водах отмечается в профиле торфяных почв . Это является прямым доказательством соответствующих изменений КП в растительность

сравниваемых

радионуклидов

на

органогенных

и

минеральных почвах.

Длительное время на переход радионуклидов в лизиметрические

воды значимо е влияние оказывает физико - химическая форма первич­

ных выпадений. В ценозах ближней зоны ЧАЭС (уч . Ш-I) отмечаются наименьшие относительные концентрации радионуклидов . в особен­

ности 1 44Се,

I06Re

и

9OSr,

в лиэиметрических водах из раЗnИЧНbJХ слоев

почв . Очевидно исходно низкая растворимость радионуклидов

8 cocraBe

частиц раДlюактивных выпадеШ1Й перекрывает влияние других фак­ торов (тип ВГЦ, свойства почв и т . д .) на вариации концентраци.и радионуклидов в гравитационной влаге . Как уже неоднократно под­ черкивалось , на территории , прилегающей к поврежденному реактор у,

основная часть 90Sr и спустя 5 лет по-прежнему находится в составе труднорастворимой топливной компоненты [110, 111]. Ситуация с I06Ru менее ясна , однако , опираясь на исследования ряда

авторов , можно

заключить, что загрязнение данной территории рутением, сформиро­ вавшееся

D результате

первого выброса. так же как и

Sr,

обусловлено

труднорастворимыми "горячими" частицами топливной компоненты. На более удаленных площадях загрязнение рутени е м происходило в ре-

213

о/о

Ри с .

88.

Ради о н у клидный состав за­

грязн е ния

ЛИЗlJм е трич е ских

вод

из

р аз личных слоев подзолистой лесной

80

почвы (с р ед невзв е шенные

за

50

1991

величины

г. )

J - 9OSr ; 2 - I06Ru: 3 _ 137Cs: 4 _ 134Cs;

5_

110

l44ее

зультате

20

его

п о ступления

окиси

о

_5

f:;:;O:;::I , [::.::/::;::i 2 t ~fН;ф!Э q

Ru,

ат­

сорбированной на суб­

микронных

Слои, см

ин е ртных

С глубиной

нарастани е доли

в

~J

Радионуклидный состав формирующихся вод н е пропорционален

таковому твердой части почв , причем с глубиной это несоответствие

инфильтр а ционном

90S r и I06Ru

гравитационной

влаги

частицах

диаметром 0.2 мкм [56. 217].

нарастает (см .

88).

в

мосферу в форм е легколетучей 4-х

сто ке

табл .

52.

рис.44.

происходит резкое

и падение доли I44 Се. Доля 1З 7 сs В составе

такж е

снижается ,

но

б о лее

плавно .

Это,

вероятно , связан о с различной способностью радионуклидов образо­ вывать миграционно - подвижны е формы соединений в составе внутри­ почвенного стока , а также с их неодинаКО80Й способностью к необ­ менному закреплению твердой частью почв. Наиболее ярко отме­ ченные

о с о бенн о сти

измен е ния

радионуклидного

состава

лизи­

метрических вод и соотношения радионуклидов в его составе с тако­

выми в твердой части почв проявляются в хвойных ценозах.

ДИНАМИКА СОСТАВА И КОНЦЕНТРАЦИИ РАДИОНУКЛИДОВ В ЛИЗИМЕТРИЧЕСКИХ ВОДАХ

Динамика радионуклидного состава лизиметрических вод опреце­ ляется , в основн о м , радиоактивным распадом относительно коротко­

живущих нуклидов I44Се и I06 Ru. Вследствие этого по истечении 5 лет концентрация I 44Се и I06 Ru в ин фильтрационном стоке даже на макси­ мально загрязненных участках ближней части ЗО-километровой зоны ЧАЭ С снижается до следовых количеств_ Таким образом , радионуклид­

ный состав лизиметрических вод в последующем будет определяться только соотношением 137Cs, 9OS г ,

238pu

И

239 + 240pU.

С езонная динамика конц е нтрации радионуклидов в лизиметри­

ческих водах наиболее выражена в водах из слоя О , в нижележащих горизонтах размах сезонных колебаний заметно ослабевает, поскольку радионуклиды поступают в почвенный профиль только из горизонта лесной подстилки и по мере нисходящего продвижения поглощаются

твердой частью почвы (рис. цезия

в связи

с его

89).

Это особенно выражено для радио­

необменной сорбцией.

Динамика обменных

процессов предполагает соответствующий сдвиг равновесия в сторону

2 14

c,s. БI< Iл

l J7

, ,, ,

R

/DD/J.

11.9.91г.1 1 11.9.92r.1

7000

,I I

10

о \,On'~'~'+'Т2тr"П-6onв~,40Т~Т'Т5~,М~hJ~5ТВ~ 5 8 70 1 J 5 7 .9 1·.:! 5 7-810 1/-5 7 9

hfеСJfЦЫ

Месяиь!

Ри с. 89. Сезонная и многолетняя динамика концентрации 137CS в лизимет­ рических водах и з л е сной подстилки (А) И минеральных слоев профиля (Б) подзолистых песчаных ПОЧВ

твердой части в случае увеличения концентрации радионуклидов в

жидкой части почв

[28].

Т.е. толща почвы сглаживает сезонные

колебания концентрации радионуклидов в лизиметрических водах из

слоев

0-10

и

0-20(30)

см.

В сезонной динамике, несмотря на различия в амплитудах колеба­ ний концентраций, у всех радионуклидов проявляются сходные законо­

мерности: нарастание подвижности радионуклидов в ранневесенний пе­

риод и в конце лета-начале осени. Одним из факторов, обусловли­ вающих эту динамику, является динамика биологической активности почв

[126].

Как показано многими авторами, деятельность комплекса

почвенной биоты способствует активному выщелачиванию химических

элементов из труднорастворимых субстратов

[108].

В частности , уста­

новлено положительное влияние метаболитов микрооргани змов на переход в растворимые формы таких радионуклидо в , как плутоний и

америций

[292, 333).

Кроме того , нарастание микробиологической

активности при водит к усилению процессов трансформации о рганичес­ кого вещества в лесных подстилках и увеличению в них содержания

растворимых органических веществ (РОВ). Последни е способствуют образованию миграционно-подвижных форм радионуклидов. Повышение температуры почвы от зимы к весне и наличие в

подстилке в указанный период большого количества легкодоступного растительного о па да приводит к росту микробиологической активности

и , как следствие, к повыш е нию концентрации РОВ, способствующих усилению миграционной подвижности радионуклидов. По м е ре ис то­ щения запасов энергетического материала и иссушения поверхности

почвы ми кроб иологич ес кая активность заметно падает, в результате чего в июне - июле от м ечается уме ньшени е конц е н трации радионук­

лидов в лизиметрических водах. В конце лета - начале осени новое поступл ение

орган ич еско го

материала

в

виде

растительного

о п а­

да обусловливает ин те нсификацию микробиологической деятельност и ,

2 15

~

.."

...• 50 ~

~20

~

~

~ 50t-

.~ t,lо ",."

.

~ о 's

"'~

- 110 1::1:t

-= ~~

с;

::1

~ч

~ 20

-"

. 50""

-2 ---.1

~

О

.

~1

1(

:t qp 1::1

г

~

n

~

C=L-L-

1'1/0.32г.

t

1· 20 ~

I-

[

'-О

~

I1/EL!1.Jr. 2.f/rJ/L!1.JГo O.l/ZY.!1.Jr. 791л9.Jг. 75/El/.!1JГo

Дото "тн"ро

Рис.

90.

Динамика поступления ВОДЫ в лизиметры, испарения, температуры

и концентрации 137Cs

}- объем воды; 2 - 137CS; 3 - температура; 4 - испарение

ЧТО, В СВОЮ очередь, ВЫЗbIвает изменения в содержании радиоактивных

веществ в ЖИДКОМ стоке. В дальнейшем понижение температуры почвы к зиме сопровождается падением микробиологической актив­ НОСТИ и соответствующими количественными изменениями в составе

лизиметрических ВОД. По мнению ряда авторов ,

микроорганизмов в течение года меняется ВЛИЯТЬ на характер

и ХИМИЗМ продуктов

[87],

ВИДОВОЙ состав ЧТО также может

разложения растительных

остатков , а, следовательно, и динамику поступления радионуклидов в

инфильтрациоmп.IЙ сток. Таким образом, с определенной достоверностью можно утвер­

ждать, что сезонная динамика концентрации радионуклидов в инфильт­ рационном стоке в большой степени определяется интенсивностью микробиологической

деятельности

и

разложения

органического

вещества в лесной подстилке . На сезонные вариации концентрации радионуклидов в лизиметри­ ческих водах существенное влияние оказывают количество и интенсив­

ность атмосферных осадков (рис. показателями

-

90).

Связь между рассматриваемыми

обратная, и теснота ее, как правило, увеличивается в

сезоны, когда отмечаются экстремумы концентрации радионуклидов,

Т.е. в конце весны и начале лета. В отдельные годы наблюдается снижение выраженности или временн6й сдвиг этих экстремумов. Еще большее влияние динамика осадков оказывает на вынос радионуклп­

дов с жидким стоком. Между ними отмечается тесная положительная взаимосвязь.

216

ВЬПЮС РАДИОНУКЛИДОВ С ВЕРТИКАЛЬНЫМ ВНУТРИПОЧВЕННЫМ СТОКОМ

Качественные и количественные характеристики соде ржания радионуклидов в лизиметрических водах лесных БГЦ дают пред­

ставление о процессах сорбции-десорбции в почвенном профиле , однако н е позволяют параметризировать геохимический ПОТОК радионуклидов с гравитационной влагой. Для этого необходимо знать объем ЖИДКОГО стока.

Как правило , среднегодовой объем инфильтрационного стока в О-ЗО-сантиметровой толще лесных БГЦ Украинского Полесья состав­ ляет ОТ ЗА до 60% от количества выпавших осадков . Суммарное ко­ личество влаги, прош ед шей через различные слои почвенного профиля , закономерно снижается с глубиной (табл.

79)-.

Среднемесячное поступление воды в лизиметры варьирует в зна­ чительно более широких пределах : от

20

до

100%

от суммы атмо­

сферных осадков. Вариабельность указанных величин свя за на с дина­ микой интенсивности испарения влаги, количества атмосферных осад­ ков и среднесуточных температур. Относительный минимум приходится на летние месяцы , максимум

-

на осенне-ранневесенний период. Однако

в целом такой размах варьирования объема стока в отдельные месяцы н е сказывается на его среднегодовой величине , которая относительно стабильна и не значите ль но меняется в соответствии с климатическими условиями конкретного года.

Таким образом, колебания годов о го выноса радионуклидов на о граниченных территориях в большей степени определяются конце нт­

рацией радионук л идов в жидкой части почв , Т.е. их подвижностью в составе выпадений.

В условиях широкого диапазона варьирования плотности ра д ио ­ активного загрязнения оценка выноса радионуклидов в абсолютных

единицах (Бк/м 2 ) особого интереса не представляет, поскольку в оснев­ ном отражает известные прямые зависимости изменения концентрации

радионуклидов в жидком стоке от плотности. Вынос радион укл идо в в составе гравитационной влаги в этом случае целесообразнее оценивать Таблица

79. Среднегодовое поступление воды в лизиметры, % от коли ­

чества атмосферных осадков

Глубина. СМ

0-5 0-10 0-20 0-30

уч. Д-I

у ч. д- з

1989 1 1990

198911990

44 .5 35,2 29.5

45.5 51.3 40.0

45 .5 35.8 3б.7

42 .б

52.2 39.9

уч. К -2

уч. Ш- I

1989119901

199 1

1989 1 1990 1 199 1

40.3 32.5

49.8

44.5 35.2

БО.5

3б .5

22.б

28.3

30,б

3б,5

39.5 37.4

52.3 45,2 40.0 45.2

б4.4

38.7 39,3 35.б

Прu.wечанuе. Проч ер к оз начает отсугствие Да I-lНЫХ .

217

Таблица

80.

Относительный вынос радионуклидов с лизиметрическими во­

дами из различных слоев почвы (средневзвешенные величины за

[Бк/м 2 (вода): Бк/м 2 (почва)]· 100% Слой. см

''''Се

"4с,

137Cs

,~"

90S r

1991

г.),

Сумма

Уч .д- l

0-5 0-10 0-20

0,077 0,016 0,054

0-5 0-10 0-20

0,067 0,067 0,093

0,056 0,024 0,017

0,364 0,265

0.1 0,02 0,02

0,119 0,065 0,018

0,07 0,02 0,01

0,053 0,034 0,043

0,52 0,67 0,14

0,92 0,57 0,17

0,36 0,283 0,066

0,095 0,031 0,019 0,014

0,11 0,03 0,03 0,02

0,1 0,022 0,012 0,007

уч.д-з

0,128 0,088 0,112 Уч.К-2

0,15 0,06 0,01

0-5 0-10 0-20

0,1 0,05 0,01

0,11

0,06 0,01 Уч. ш-/

0,078 0,003 0,001

0-5 0-10 0-20 0-30

0,108 0,024 0,003 0,002

0,115 0,025 0,003 0,002

Прu.мечонuе. Прочерк означает содержание радионуклида ниже детектируемого уровня.

на

основании

относительных

величин ,

которые

рассчитываются

по

следующей формуле:

вынос радионуклидов с лизиметрическими водами (Бк/м 2 ) 2 ·100%.

А

плотность загрязнения почвы (Бк/м

)

Это позволяет не только унифицировать показатели потока радио­ нуклидов с гравитационной влагой, но и более объективно оценить их подвижность в почвах различных БГЦ, поскольку в этом случае исключается ВЛИЯlШе плотности, и относительный вынос радионуклидов

определяется только их химической природой и подвижностью. Расчеты показывают, что в целом с нисходящим током влаги мигрирует незначительное количество радионуклидов по сравнению с

их общим содержанием в почве. Так, среднегодовой вынос различных радионуклидов с внутри почвенным стоком из слоя лесной подстилки

составляет от

0,06 до 0,9% от их общих запасов в этом слое, а из слоя - 0,001-0,2%, т,е. снижается примерно в 10 раз. Среди радио­ нуклидов относительный вынос стронция и рутения из слоев 0-10, 0-20 см зна чительно опережает таковой церия и даже цезия (табл. 80). 0--20

см

Все

отмече нны е особенности

наиболее ярко проявляются

В

хвойных ценозах. Здесь отмечается максимальный вынос всех радио-

218

Таблuца 81. Относительный вынос 137Cs и изотопов плутония с лизиметри· '1еСКИМIi водами из ра3ЛII~IНЫХ слоев почв е нного профиля (за период ИЮНЬ­

август 1989 г.), [Бк/м 2 (вода): Бк/м 2 (почва)]· 100% Слой,сlo1

lJ1es

23'Pu

239+240Pu

238+2J9+240pu

Осmеnненный сосняк (уч . К·])

0,073 0,015 0,03

0-5 0-10 0-20

0,071 0.089 0,065

0,079 0.096 0.073

0.073 0,09 1 0,068

ШIlРОКОЛllсmвенно-хвойный лес (уч . ш·} )

0,087 0.004 0.002 0.003

0-5 0- 10 0-20 0-30

0.077 0.006 0.003 0.001

0.074 0.005 0.003 0.002

0.076 0.005 0.003 0.001

нуклидов, НО В особе нности 90S r и I06Ru, причем относительный вынос npeBocxOA~IT вынос 137cs почти n 1О раз. В широколистве нно-хnой­

90S r

ных лесах дан ны е различия не превышают

1,5-2

величи н .

Особо нужно подчеркнуть различия в миграционн о й подвижности

137cs И 90S r в торфя ных почвах. В этих условиях вынос 137Cs , напротив, превосходит таковой 9OS r. Отсюда очевидно, что 1З7Сs практически не сорбируется в профиле орга н оге нных почв . Со поставле ни е величин выноса радионуклидов с внутрипочвенным

стоком и их фактического перераспределения в почвенном профиле показывает , что суммар ный поток радионуклидов в десятки раз превы­ шает лизиметрический сток. Это по зволяет утверждать, что процесс миграции радионуклидов с гравитационной влагой не играет сущест­ венной роли в их перераспределении в почве. Анализ многолетней динамики относительного выноса раДИОНУКJlИ ­

дов в разлиtlНЫХ БГЦ показывает ее сходство с д инамикой накопления

радионуклидов (В частности 137CS) в растительности соответствующих ценозов

[278].

Особый интерес пр едставляет анализ относительного выноса с

иифильтрационным стоком изотопов плутония (табл.

8 1).

Его поток

сопоставим с относител ьным выносом 137 cs И составляет около год. Сравнительный анал'из п од вижности различных изотопов

0 ,1% в Pu пока­

зывает, что по дан н ому показателю о ни близки между собой, можно говорить лишь о тенденци и повышения миграционной подвижности

23Ирu . В целом вынос Рu из лесной подстилки 8 лесных БГЦ примерно одинаков, НО резко различно его поведение в минеральной толще. Так , в почвах хвойных ценозов Pu практически не сорб ир уется в подподети­ по чных слоях JI тра нз ит ом выносится за пределы профиля. В это м

плане о н сходен с I06Ru. В широколиственно-хвойных лесах миграцион­ ная подвижность изотопов плутония в п одподстилочной толще рез ко падает (особе нн о в самых верхних ее с лоях ) , в результате чего за

пределы почве нного профиля выносится не более

0 ,001 % Pu.

Т. е. ПОД-

219

вижность плутония в хвойных ценозах на порядок выше по сравнению с

другими типами леса. Однозначного объяснения данному явлению дать трудно , поскольку почвенная химия плутония наиболее сложна и мало изучена. Можно лишь предположить, что повышенная миграционная

подвижность Рu в хвойных ценозах связана с соответствующей мигра­ цией гидроксидов железа как коллекторных носителей, с повышенной

миграционной способностью РОВ в этих ценозах, с которыми связы­ вается до 90% плутония в жидкой части почв , а также рН среды. При рН ниже

5,5.

что характерно именно для хвойных ценозов, содержание

плутония в растворе увеличивается

[211,285].

Тем не менее, несмотря на относительно небольшой перенос изо­ топов плутония в составе инфильтрационного стока , вероятность их по­ ступления в грунтовые воды лесных ландшафтов с песчаными почва­

ми

больше ,

чем для других радионуклидов,

поскольку периоды

полураспада изотопов плутония составляют: 238Ри - 87,7 лет, 239Ри 24 100 лет и 240 ро - 6570 лет; коэффициенты накопления Ро растениями в природных условиях невы соки и отсутствует их сорб ция в минеральных горизонтах песчаных почв, особенно хвойных ценозов

[172, 173]. МАКРОЭЛЕМЕНТЫ

-

НЕИЗОТОПНЫЕ АНАЛОГИ

РАДИОНУКЛИДОВ ВО ВНУТРИПОЧВЕННОМ СГОКЕ

Неизотопными аналогами 1 З7 Сs, венно, считать К, Са и

Fe [307] .

90Sr и I06Ru принято, соответст­

Вместе с тем концентрация этих

макроэлемеНТО8 обычно превышает концентрацию радионуклидов на

10--12

порядков, в связи с чем встает в о прос о возможности оценки

поведения радионуклидов в природных средах по поведению рассматриваемых аналогов.

в

системе

активное

"твердая-жидкая

поглощение

часть

почв"

отмечается

более

1З7Сs и 90sr, особенно в слое

сравнению с их неизотопиыми

5-10 см, по макроэлементами-аналогами (табл . 82).

Можно предположить, что таки е различия обусловлены еще не установившимся равновесием мобильных форм радиоиуклидов между

твердой и жидкой частями почвы, тогда как для стабильных элементов такое равновесие имеет место в силу сложившегося биогеохимического круговорота.

Среди сравниваемых пар поведение однако основной поток

Fe,

I06Ru и Fe более согласовано ,

как известно, идет не из подстилки, а из

подподстилочного мин е рального горизонта

водить аналогию между поведением

[33] . Это не позволяет про­ Fe и I06Ru. Кроме того, несмотря

на принадлежность этих элементов к одной групп е периодической

Ru по своим химическим свойствам имеет значительные от­ Fe, хотя может соосаждаться вместе с макроколичествами последнего [1].

системы,

личия от

Содержание стабильных элементов в лизиметриче ских водах также подвержено сезонным колебаниям , но динамика их концентраций ОТ-

220

Таблица

82 .

П оглощен и е радионуклидов

мент ов -ан алогов

еЛОR

0-5

нз

внутрипочвенного

и

стока ,

их

%

н е И З0ТО ПНЫХ

макроэле-

от соде р жан ия в

в одах

И3

ем

Слой. см

"'са

90Sr

''1<

! J7 Cs

I06Ru

S6Fe

Уч .д- /

5- 10 5-20

5.3 О

53.8 53.8

79 85

35 35

9.б

10.3 53.8

39 .б

Уч . К-2

5-10 5-20

10.1 4б .4

75 82.8

22.8

85 .8

5

33 .б

88.б

б5

20 43

92.б

20. 1 87

50 93.2

Уч. ш- ,

5-10 5- 30

30,5 39.4

58 б l ,5

40.9 48,4

л ичает ся от таковой ра д и о нуклидов (р и с.

9б .4

91).

Для Са, К и

Fe

макс им у м

содержания в л и з имет рических водах и з горизонта О наблюдаетс я 8 зим ний период, а минимум - в летний . Н еаде кватн ость рассмотренных д ин а мик обусловлена различным влияни ем на п оток макроэлем е нтов и ра дио н уклидов би о ты.

а также окислительно - в осстановительного

потенциала (ОВП) по чв ( последнее особенно важно для

Fe).

Нара ста ни е биологической активн ости от весны к лету со пр о­ вождается акт ивным связ ыв а нием м об и ль ных биогенных эле м е нтов в

составе биоты . Этот процесс в равной сте пени характерен и для радио­ н укл и дов, од н ако исто чники поступления р ад и онукл идов и б и оге н ных

эле м е нтов в

nO\lsy

ра зл ичны . Можно пред п оложить , что к лету пр о и с­

ходит исто ще ни е запасов макроэл е ментов в в ерх н е м слое л ес ных п од­

стилок , ч то влечет уменьшение их концентрации в растворах. В то же время инте н сивность п оступ л е ния ради о нуклидов и з частиц р ад и оактив ­

ных выпадений будет н арастат ь с р осто м микробиологической ак тивн о­ ст и, поск ол ьку метаболиты почвенных о р га ни змов и пр одукты транс­

формации р аст и тель ных остат ков сп особст вуют интенсивному выще­

лачиванию радионуклидов из частиц выпа де ний . Следовательно, д ина­ мика п осту п ле ния ра Д IIОН УКЛ ИДОВ в жидкую ч асть длительное вр е мя о пре деляетсS!: процессами и х п е рехода и з ч аст иц радиоаКТИВI-iЫХ вы п а­

де ний в п одвижное состоя ни е , а динамика макроэлементов

-

д ин а мик о й

их б и олог ич еского п оглоще ния . П оведен и е ра д и о н у клидов в составе внутрипочвенного сто ка весьма отличается от п оведе ния их стабиль­

ных химических аналогов из-за различий в источниках п осту пления, форм н ахожде ния и х ара ктера ра с пр еделения в п о чв е. Однако с

течен ием времени долгоживущие радионуклиды в БГЦ, видимо, придут к состоянию д ин ам ич еско го квазиравновесия ,

и их п о в еде ние стан ет

более согласованным с соответствующими макр оэ л е м е нтами .

Таким об р азо м , миграция радионуклидов в составе инфил ьтрацион­ нога стока невелика. Их относ ительный вынос в пересчете на единицу

221

Рис.

Сезо нн ая динамика

9/.

концентраЦИ~1

"- ,

,,

в люиметрических

водах

различных

( уч.

взвешенные

1 1 J

"'-

1990-1993

.8еС1l8

Лето

Ш-I ,

слоев

средне­

величины

за

гг., мг/л)

Слои :

1-0--5 JUMIl

ИЗ

почвы

,

стаб ильных

элементов

см;

2 -O-IOCM; 3 -0-20

см

Осень

плот ности загрязнения ПОЧВ составляет ОТ сотых до десятых д олей процента из ПОД СТИЛ КИ И тысячных-десятых долей

%

И3 ми неральных

споев. Варьирование величины выноса зависит от х имическ ой природы нукл ида, типа почв и фитоценоза . мощности и генезиса соответствую­ щего горизонта почв . ПО миграционной ПОДВИЖ НОСТИ радионуклиды рас­

полагаются в следующий ряд:

90S r > J06Ru > 137CS > 238pu > 239+240pU >

144 Се. Максимальная ПОДВlLЖНОСТЬ 9OSr• I06 Ru и Pu отмечается в хвой­ ных цеНQзах, а 1З7сs в органогенных (торфяных) почвах . Наибольший

>

вынос всех радионуклидов наблюдается из лесной подстилки , В ми·

неральных слоях с глубиной в большинстве случаев происходит их сорб ция , D результате чего их поток за пределы профиля снижается на

1-2 порядка. Исключением является пото к 137Cs в торфяных почвах, а также 90Sr, 106Ru и Ри в сосняках. В та ких усло виях отмече нные рад ионуклиды мигрируют без выраженной сорбции в по дподст илочной

тол ще лесных почв. Среди исследуемых радионуклидов наибольшую эколог ич ес кую опасность представляют изотопы плутония. Вероят· ность их п оступл е ния в грунтовые воды

максимальна из-за несо и з ме·

р имо больших периодов полураспад а, низких коэффициен тов поглоще· ния растениями и н ев ысок ой сорбции в почвенном профиле (особе нно в хвой ных ценозах) .

6.4.

ПОСТУПЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ

С КРОНОВЫМИ И СГВОЛОВЫМИ ВОДАМИ

Имеются литературные данные, свидетельствующие о весьма су­ щественной роли кроновых и стволовых вод в миграции биогенных эле ментов (в частности калия и азота) в лесных биогеоценозах. Пред­ полагается , что не менее половины элементного потока в лесных БГЦ

связа но с ук азанными водами

[47, 102, 103, 148].

Количественные п ока­

зател и потока 137 Cs с кроновыми и стволовыми водами в лесных сооб­ ществах представлены в табл.

83 .

Средне годовая концентрация

J37Cs в кроновых водах составляет

Бк/л , при этом в отдельные месяцы в течение вегетации о на достигает 9,42 Бк/л. В стволовых водах эта величина может доходить

5.3 222

Таблица

83.

з начения за

Источник

РациоцеЗlt й в кроно вых и стволовых водах (среnневзв е шенные

1994 г.)

nOC'l)'II-

П ОТОк lюltМ.

лlм'

ЛСНI(я

KPOHOBbIt: воды

173 .7

Ст воловы е 8 0~ I,I

до

244

I

БК/n

5.3 218.7

0.6

Бк/л при среднегодовой

- 219

I

Бк/>< ' 9 19 142

% запаса

0.044 0.007

Бк/л. Повыш е ние ко н центрации

радиоцезия в кроновых и особен н о в стволовых водах в отдельные месяцы св язано, очевидно , с более инт енсивной экстракцией его в эти п е риоды из внеш ни х тканей растений и и з радиоактивных частиц п о­ верхностных загрязнений, в частности наружной коры , которая , осо­ б е нно в комлевой части стволов , явля ется наи более загрязненным

стру ктурным компонентом древесной растительности. Известн о, что сте пен ь выщелач ивания радионуклидо в находится в обратной зависи­

мости от ин тенс ивности осадков

[243J.

Для древостоев более удале нны х территорий (Ирла н д ия ) столь зна­ чимой разницы между содержа ни ем рад ио цезия в кроновых и стволовы х

водах не наблюдается [291 , 336, 337J. Следовательно, в 3D-километр о­ вой зоне ЧАЭС остаточно е поверхностное загрязнен и е играе т боле е су щественну ю роль

в форм ировании радио н уклид н ого состава и

а ктивности стволо вых в од и, возможн о, в о пре деленной сте пен и и кро­ н о вых во д.

Средневзвешенная величи на потока ра д иоцезия при реальн о м про ­

екти в ном покрытии крон равном 75% и среднем числе деревьев н а 1 м 2 рав ном 0,077 соста вляет 919 Бк/м' для кроновых вод и 143 Бк/м' для ст воловы х. Так им образом, несмотря на высо ку ю концентрацию ради о­ ц е зия в стволо вых водах , их вкл ад (В п ерес чет е на общую п ло щадь) оказ ывается з начительн о ниже , чем кроновых. В то же время ло каль­ н ое поступл ен и е ради о нуклидов цезия непосредственно в при ств оль ную

область деревьев может быть весьма значительным и в среднем дохо­

дить до

1850 Бкjдерево при пл отности загрязнении почвы 2070 кБк/м 2 .

Такая лок ал и за ция нисх одя щих п отоков может при в одить к значимому

вторич н ому п е рераспр еделе ни ю легкоп од вижны х ф орм радиоцезия п о территории с обогаще ни ем "ристволь ны х зон

[297] .

П оследнее м ожет

влиять на п оступле ние цези я в фитамассу древесных и растущих п од и х

поло гом травянистых р асте ний .

Относительное поступле ние 137 Cs с кроновыми и стволовыми во­ 0,05 % и 0,01 % от их общего

дами в п о чву составля ет, соответственно,

за па са в биогеоценозе , Т . е . достига ет величин, сопоставимых с возвра­

том этого нуклида в соста ве растительного опада . Есл и учесть , что ради о н уклиды,

мигрирующие

в

состав е

поступают в п о чву по чти исключительн о

кроновы х

в

и

стволовых

воднорастворимом

п од ,

состо я-

223

~

..

"""

. .... ., --"

1000

1000;'

~

~'""

~

::j

•

•

:!

~

~

100

IQ

..r

100 ~t.::I

---а....,

:t

~ ~

~ ~

~ ~ ~

'02

t3

10 о"'"

";,,..0.... ......

_1

1(/ -..

~

__

~

!

1.

---о

~

1

1 10Щ

10/iЖ.

11/11/ Дота

о::::

15/L

",mfopu

Рис. 92 . Сезонная динамика конце нтрации и п осту пления 137Cs в составе (11) ВОД 8 лесных БГЦ (уч. К-2, 1994 г . )

СТВОЛОВЫХ (г) И кроновых

J - КОНЦСН11>ация 1J7Cs в водах; 2 - поступление 1J7Cs с 80дами НИИ , то становится очевидной роль ЭТИХ п отоков в биогеох и мическом

цикле 137 Cs В лесных экосистемах. Динамика поступления радионуклидов на поверхность ПОЧВЫ с кро­ НОВЫМИ и стволовыми водами зависит ОТ динамики количества и ИН­

тенсивности осадков и сезон н ых вариаций концентрации рующих через древесный ярус водах (рис.

6.5 .

137Cs

в мигри­

92).

П ЕРЕРАСПРЕДЕЛЕНИЕ РАДИО НУКЛИДОВ

В СИСТЕМЕ

ГЕОХИМИЧЕСКИ СОПРЯЖЕННЫХ

ЛАНДШ АФТОВ в соответствии с современным и п редставлении ми, ландшафт н о­ геохимические структуры местност и влияют на характе р первичного и

вторичного перерас п ределе н ия химических элементов (В том числе и радионуклидов): происходит их вы н ос из автоморфных ландшафтов и аккумуляция на геохимических барьерах [ 11 6, 124, 179]. Вместе с тем авторы указывают на

процессов. Для

невысокую интенсивность п ротека н ия данных

90Sr глоба!,ь н ых выпаден ий показано, что ч.ерез 10 лет

после прекращения ядерных испытаний в атмосфере содержание его в аВТОМОРфНbJХ лесн ы х ланд ш афтах снижается п ример н о в 2 раза и, соответственно,

увеличивается

в

аккумулятивных

ландшафтах

[245-248]. Высокие п лотности загряз н ения значитель н ой части территории после аварии н а ЧДЭС заострил и п роблему возможного увеличения гран и ц заrpяз н ения в результате вторичного перераспределения и КОН­

центрирования радио н уклидов в зонах аккумуляции . Появилось до­ вольно много публикаций, свидетельствующих о значимости геострук-

224

Таблица 84. Многолетняя динамика плотности загрязнения почв 137 Cs и 90Sr сопряженн ых ландшафтов, кБ к/м 2 Год

Радионукmщ

1986

1995 Элюв иальный ландuюфт (у ч . д. } )

"'о. ., Sr

242

209

192

154

180

172

66

40

165

160

156

152

148

167

163

159

156

53

57

31

Аккумулятивный ЛQ"дшафm (у ч . д·з)

137

cs

237

., Sr

209

194

168

185

177

84

51

172

ПРUN. е чанuе. Проч ерк Q]начает отсутсгви е цaнHы •.

турных образованкй в горизонтальной и вертикальной ДШlамике распре­

деления радионуклндов [268, 269]. За 10-летний период , прошедший с момента выброса , сущест­ венных изме не ний в запасах радионуклидов 137 Cs и 90Sr в поч-венном блоке элювиальных и аккумулятивных ландшафтов не наблюдается

(табл.

84). Различия (д) в плотностях загрязнения 137Cs почв сопряжен­

ных ландшафтов за этот период находятся на уровне статистической значимости. Если учесть , что ошибка определения рассматриваемого показателя составляет около 10%, то можно говорить лишь о тенден­ ции нарастания величины

.6.

в плотностях загрязнения различных ланд­

шафтов, что с очевидностью свидетельствует о наличии процессов

межландшафтного лерераспределения l З' Сs (рис. 93). Перераспределение 90Sr в системе геохимически сопряженных ланд­ шафтов более динамично, хотя и не имеет столь выраженного харак­ тера, как это отмечалось для глобальных выпадений

[246].

Тем не

менее , в динамике наблюдается однонаправленное расширение диапа­ зона различий в содержании этого р а дионуклид а влитогенетических разностях , хотя данные различия также близки к статистической ошиб­

ке измерений . Правомерность положения о более высокой интенсив­

ности межландшафтного пере распределения 90Sr подтверждается дан­ ными о выносе 90Sr в речную сеть. В абсолютном выражении эта ве­ личина составляет

0,6%

в год от сумм арных запасов радиостронция на

водосборе , в то время как 137 Cs всего 0,1-0,2% в год. Т. е. отмечается почти З-кратное превышение выноса

90Sr над

137 Cs . С большей досто­

верностью о наличии процеССО8 межландшафтного пере распределения свидетельствуют данные, полученные при расчетах изменения запасов

радионуклидов с учетом блока биоты в БГЦ в целом. Они свидетель­

ствуют, что спустя

8

А . И . Щегло в

10 лет

после выпадений различия в запасах 137Cs

225

S",Mr/",r /8 р.

I ,

200

"-,,

150 100

1" ,, ,,

10

I

I

.,jI

\

, " ,

\,...,. ..., \

~,

\

J'D

Sr

'1:>- _ __ 0--02

50

'" ." 2

--~1

1

0-1 1-% ! -J

'" "

~ ~ ~~ '"rgtl., " '"

J- Ч

11 - 5

гл,,,tfuна . СМ

10-15 5-10 "5-%0

Рис . 93. Мн оголетня я д ин амика содержания 1 З7сs и 90S r в nO'loax геохими­ чески сопряже нн ых ла н дшафто в

JРис.

элювнальныR ландшафт;

2-

аккумулятипныА л анлшафт

94. Соде р жан и е стабиль ного СТРО НЦИЯ в профиле лесных п о чв геох ими­

'Iееки со пряж ен ны х лatщ ш афТО8

J,2 - с м . на

PltC. 93

м ежду исследуемы ми ландшафтами достигают О К ОП О 40 кБк/м 2 ИЛИ 20%. Следовательно, если призна ть, что эта вел ичин а превосходит воз­ можную статистическую ошибку. ТО ГОДОВОЙ поток 137 Cs в системе г ео химически сопряже нны х ландшафт ов в среднем 8 ГОД составл я ет прим е рн о

1%.

(Да нная величина п олуче н а , и сходя и з того, \lТo п ер во­

нач аль но за па с

137CS в ландшафтах был равным , а приращение за 10 лет обус л ов л е н о п е р ерасп редел е ни е м м ежду э люви аль ным и акк уму­

лятивным ландшафтами ).

Прогнозиру е мы е в оз можные р а з л ичия в плотн остях загр язнения а ккум ул ятивных и элювиальных ландшафтов в будущем м ож н о о цени­ в ать н а ос н ован ии соде ржания стабильного стро нци я в эт и х условиях.

Содержа ние его в зонах аккумуляции в 2-3 раза выш е , чем в зо нах вын оса (рис. 94). Отсюда следует вывод, ч то различия в пл отностях

за грязнения

?OSr со пря же нных

ландшафто в , по всей видимости , также

н е пр ев ыся т указа нн ую величину и з-за п овы ш е нн о го выноса да нн о го

ра ДИOllуклида и з ЗОН аккумул яции в гидрографическую сеть .

С большей интенс и вностью идет п ере распределение ради о н уклидо в внутр и эле м е нтарных ла ндшафто в на уровне микро- и м езо рельефа . Уже ч е р ез

5 лет

п осл е аварии содержание радионуклидов в п о ниж е ­

ни ях, зам кнутых округлых за па ди н а х , п отяжинах и друг их аккумуля ­

ТИВНblХ формах микрорельефа возр астает н а

элювиаЛЬНblМИ фо рмами микрорел ье фа (табл.

5- 30% по срав н ен ию с 85). При этом в макси­

мальн ой сте пе ни увеличивается количество на иболее мигра цио нно-под­ вижных радио нуклидо в : I06 Ru и 137CS. Достоверность эт их "ро цессов

226

Таблица

85.

Плотность и радионуклидный с о став загрязн е ния сопряженных

форм микр о рельефа лесных ландшафтов (п о данным на чения при

1991

г., средние зна ·

n = 15) 1440,

ФОРМЫМJПq~

1J4c.

IC)6Ru

IJ7Cs

Сумма

рельефа

Пл отность загрязнения, кБн:/м2 Мюqхшовышснис

17 .0 17 .7

Микрозап ад ЮI З

15.5 19.9

157.9 19 1.6

12.9 19.2

203.5 248.6

100 132.7

100 118.3

В ОnШQCW11 ел ьных едuнш{llX

100 122.2

100 104.2

МИКР(ШОВЫ!J[С ШiС

Микрозаладина

100 117,6

Радиону к.лuдны Й сосt1lЛд , Мшqхшовыше н.ис

8.4 7.2

МикрозanздИ}{а

7.7 8

%

77 .6 77

6.3 7.8

100 100

подтверждается не тольк о абсолютными величинами изменения к оли· чества радио нуклидов , но и радионуклидным составом загрязнения . В

запади нах доля миграционно-подвижных нуклидов (особе нно личивается примерно в

1,5

I06Ru)

уве·

раза.

Аналогичн о е , но еще более выраж е нное перера с пр е делени е радио ­ нуклидов наблюдается между сопряженными формами мезорельефа

(табл.

86). При выраженной крутизн е склонов (>15°)" пере п аде высот 2- 3 м эти процессы протек а ют интенсивн е е , и перерас· пределение радионуклидов за 5·летниЙ период составляет 50--100%, а для I06Ru даже больше - 137%. П о интенсивности миграции по около

элементам мезорельефа гамма·излучающие радиану кл иды образуют тот же ряд, что по элем е нтам микрорельефа, При это м максимальная аккумуляция радионуклидов в отрица т ельных формах мезорельеф а наблюдается в их периф е рической части, Т . е. у под ножия склонов , и несколько меньшая

-

в центральной ча сти понижений . Это гов о рит о

наличии выраженного геохимического барьера в периф е рической части аккумулятивных ландшафтов, что отмечают и други е авторы

[32] .

Последнее согласуется и с данными по межландшафтному пере рас ­ пределен ию _ макроэлементов

[179] .

Вместе с тем падение содержания

радионуклидов в центральных частях понижений н е которые авторы

связывают с повыш е нными объемами иифильтр а ционного стока И , соответственно, выносом радионуклидов в этих усл о виях

[268, 269] .

Такая точка зрения имеет право на существовани е , однако в данном случае

более

значимую

роль

играет

наличие

выраженного

геохимического барьера в п е риферической части аккумулятивных форм мезорельефа . Выявл е нные особенности позв о ляют исключить сомнения 8 то м , что различия в перераспределении радио нуклидов п о элементам микро ·

и мезорельефа в большей степени обусловлены миграционными про-

8'

227

Таблица

86.

Плотность и радионуклидный со став загрязнения сопряженных

форм мезорель е фа лесных ла ндшафТ Ов (по да нным на чения при

199 1 г .,

средние з на­

n = 15)

Фо рмы микрорельефа

Су мм а

ПЛQтность заzрязШ!нuя, к5к/м 2 В ерш ина п есчано й гряды Скло н песчаной гряды П одножие склона ДНище балки

0 ,45 0,49 0.63 0,6

0,3 0.34 0.53 0,41

3,33 3,32 5,41 4 ,49

0.24 0.38 0,38 0,57

5,44 6.08 8,82 7. 35

1.12 1.55 1,87 1.28

В оmШХ:WneJIЬн.ых eдuнUl IдX В еРШlUiа песчаной гряды П одножие склона

100 108 140

Дншцебал ки

1 З3

Склон песчаной гряды

100 11 3 176 136

\00 99 162 134

100 138 167 114

100 158 100 237

100 111 . 162 135

РадUОНУКJluдный состав, % Верш нн а песчано й гряды

Склон пес чано й гряды Подножие склона ДНище балки

8,3 8,1 7,1 8,2

5,5 5,6 6 5,6

6 1,2 54 ,6 61 ,3 61, 1

4,4 6,2 4,4 7,7

20,6 25 ,5 21,2 17,4

100 100 100 100

цессами, а не пространств е нной н еод нородностью распр еделения радио­

нуклидов. Более того, исследования покаЗbJвают, что и з начаЛЬНQ ПОНИ­ женны е замкнутые формы рельефа были загрязнены н а

17- 27%

м е нь­

ш е, чем окружающие территории. Затем уровень загрязне ния этих участков быстро выравнивается, а спустя

3-4

года содержание ра д ио­

нуклидов в западинах резко увеличивается . В последующем же в цент­ ральных частях западин отмечается тенденция к уменьшению коли­

ч е ства радионуклидов за счет их активного выноса в нижние слои почв

[14,32, 136,268,269]. Более низкая интенсивность перераспределения радионуклидов в сопряженных ландшафтах по сравнению с известной в литер а туре

скоростью перераспределения IЮSr глобальных выпадений

[246] может

быть связан а, с од ной стороны, со сп е цификой физика-химических форм

чернобыльских выпадений, а с другой

-

с легким гранулометрическим

составом сформированных здесь почв , небольшой крутизной скл о нов, отсутствием латерального стока в лесных ландшафтах и , как следст­ вие, пр е облад а нием внутрипочвенного стока над поверхностным . Вм е ­

сте с тем на основании выявленных особенностей пер е распред елен ия радионуклидов можно сделать заключеЮlе о возможной направленности

отдельных пр о цессов их перераспред еления . Если зоны аккумуляции пр едста влены п ес чаными почвами , то они будут играть не столько роль вторичных

аккумуляторов,

сколько

служить

поступления радионуклидов в грунтовые воды

228

проводящим

[268,269].

кана ло м

Таким образом, перераспределе ние раДИОНУКЛИДО8 в системе гео­ химически сопряженных лесных ландшафто в для ра зл ичных радион ук­

лидо в выражено неодинаково. Для 137Cs можно констатировать, что до н астоя щего врем е ни о но малозначимо. Среднегодовой поток этого

нуклида не превышает 1%. Для 90Sr межла нд шафтн ое пере распреде ­ ление более о пр еделе нно , х о тя такж е нах од ится в пределах з н ачений, не превышающих среднегодовую

величину его радиоактивного рас­

пад а . Более достовер ны е различия

8

пл от н ости загрязнения п очв элю­

виальных (зо на выноса) и аккумулятивных элементов релье фа ( п ред­ п ола гае мая зона вто ричного накопления) отмечаются в пределах ф о рм

микр о- И мезор е льефа эле м е нтарных ландшафтов . т. е . наи более ин тен ­ сивно процессы лат е рального перераспр еделе ния радиоактивных ве­

щ еств пр о и сходят внутри элеме нтарных ла ндш афтов.

7.

КОНЦЕПТУАЛЬНАЯ МОДЕЛЬ

ИПАРАМЕТРЫ

БИОГЕОХИМИЧЕСКОЙ МИГРАЦИИ 137Cs В ЛЕСНЫХ ЛАНДША ФТ АХ

Подходы к оценке запасов 137 Cs В компонентах лесных экосистем и параметризации его бногеохимическнх ПОТОКОВ. ДЛЯ того чтобы пока­ зать вклад ОСНОВНЫХ компонентов в круговороте веществ. не об ходимо иметь представление об их общей биомассе , годичной прод укц ии , вели­ чинах возврата органической массы с опадом и от пад ом. Оценка этих величин проводилась на основании результатов собственных наблю­ дений и с исп ользо ванием ранее установленных соотношений.

Для травянист ой растительн ост и годовой пр"рост определялся п осредством динамических наблюдений З3 прир остом доминирующих ВИДОВ , а годичная пр одук ция складывалась из максимальных "оказате­

лей биомассы этих видов. Возврат органической массы с надземной частью травянист ой растительности при допущении, что она является

однолетней, считали равным равной

35%

100%.

Фитамассу корней принимал"

от надз е мной биомассы; годичную продукцию подземных

орга н ов и опад

- 1/3

их запасов

[17].

В бала н совых расчетах концен­

трацию 1 З7 сs в надземной и подземной частях травянистой раститель­ ности считали одинаковой, хотя рядом исследователей отмечается, что основное

количество

ради о нукли дов

точено в корневой системе

у травянистых

видов

сосредо­

[146] .

Биомасса мхов о пределялась экс периментальным путем . Годичная продукция мхов (в соответствии с литературными данными) составляет в зависимости от типа БГЦ

10--25 %

от общ их запасов их биомассы , а

год ичн ое поступл е ние органической массы с о падом и отпадом мхов

варьирует от 70 до 98% год ичной продук ции [143]. Ан алогичные придержки (l00%) рекомендуют использ овать Н.И . Базилевич и др.

[ 17].

Исходя из этого, величину возврата с растительными оста тками

мха мы ПРИНl1маем равной

98% годичной

продукции.

В отношении грибного комплекса сложности, в основном, связаны с

учетом надземной и подз е мной масс э того компонента БГЦ. Для плодовых тел раз ли~IН ЫХ B~tДOB макр ом ицетов характерна физиоло­ гическая цикличность урожаев. Колебания этого пока за теля для одного типа леса

в многолетнем ряду за счет п ер иодичности

пло до ношения

могут дост игать значительных в ел ичин : для лесов умеренного поя са-

5(6}-80(lОО) кг/га

[3 8].

Более сущ ественным является то, что в мико,

логии до сих пор не удается достове рно о предел ить за пасы грибного мицелия. Согласно имеюЩИМСЯ данным , биомасса мицелия доходит до

200 r/M 2 [335] , а соотношение надземной и подземной масс составля ет: 230

R

""

5 О{

о{

:;;

~ oz

~

"

~ ~ <.::

~ 0.1 ~ <.:: ЯЕ О

0.1 ЯЕ

,

О

1/00

.100

100

'00

о"

Длина МUЦ4ЛIIR, м/ го

Z

J

1/ S

5 7

8

5 U DMI1&t:11 hlvц еЛUА. Mr!r

~7D2 Ри с.

95.

Дл и на СА) и биомасса ( Б) мицелия грибов в профипе подзолистых

песч а ных почв сосняков (у ч . К-2 ) и) и

(У 'l . Ш-1 )

для напочве н ных сапротрофов

[38J.

широколиственно-хвойных лесов

(2) [86]

- 1 : 62.6 11

для симбllОТРОфОВ

Максимальные запасы общей б и омассы (м и целий

+

- 1 : 154

споры) п ри­

ходятся на п одзолистые и де рн о в о- п одзол и стые почвы под ХВОЙ Н ЫМИ

лесам и -

более

200 г/м ' [7 1, 149]. В суммарном выражении доля 20% от запасов опада и ПОДСТИЛКИ [38]. По последн им данным, полученным с ПОМОЩЬЮ

flJ и бного мицелия по массе соста вляет п р и мерно лесной

люминесцентно-микроскопического метода , запасы грибного мицелия СQcrзвляют ОТ

88

до

99%

всей микробной биомассы почвы , что в

1l·102 до 1/ ·103 r/M 2 в зависимости кл им атическ их услов ий года [185]. Несмотря

абсолютном выражении колеблется от от типа БГЦ , типа почв ,

на неодноз н ачность вопросо в , ка саю щи хся массы м и целия гр и бов в

п одст и лке и п очве и ее соотнош е ния с б и омассой плодовых тел, дл я

оценки роли грибов в биогеохимическом цикле 137CS возможно исполь­ зовать имеющиеся литератур ны е да н ные для относительно сходных

условий фУНКЦИОЮ'рования экосн стем.

Для лесов умере нного пояса средняя многолетняя урожай.ность плодовых тел гри бо в составляет

15

кг/га

[3 8].

В широколиственно­

хвойных лесах автоморф н ых ландшафтов Украи н ского Полесья наи ­ боль ш ая ко н центра ци я м ицел и я при уроче н а К лесной подст и лке , в м ин еральной толще с глуб ин ой П РО И СХОД И Т ее достоверное сн и же ни е (р и с.

95). В то же

время максиму м за п асов гр и бного ми целия смещается

в минераль н ые ПОДПОДСТl1лочн ые горизонты в силу увеЛ ll чения плот­

ности сложе н ия и мощности этих слоев [185]. Исходя из концентрации мицелия биомасса в широколиств е н н о-хвойных лесах дост иг ае т

2 1,3 u}ra,

в сосняках

- 29 u}ra.

Эта же вел и чина условно принята и ДЛ Я

черноольховых лесов гидроморфных ландшафтов. Такое до пущение правомерно,

так

ного м и целия

n указа нн ых

как,

по

да нн ым

ряда

авторов ,

био м асса

це н озах даже выше, че м в сосняках

гриб­

[185]. 23 1

Таблица

87.

мицелия,

%

Соотношение содержания в почве различны" ви д ов грибного

МJ.щеЛИЙ Горизонт

светло-

темно-

светло-

темно-

окрашенный

окрашенный

окрашенный

окрашеЮIЫЙ

Сосняк (уч . К-2)

ШUРОКОЛllсmвеюю-хвоlжый лес (у •

О]

70,8

02 03

56,4

О+АЕ

Ш-I)

29 ,2 43,6 47,] 49,6 42,2

52,9 50.4 57,8

АЕ

.

54,7 56,3 58,4 80.4 61.0

45.3 43,7 4],6 ]9,6 ' 39.0

Принятые в расчет придержки хорошо согласуются с показателями, установленными другими исследователями

[71,149, 335J.

Концентрация

137Cs в плодовых телах и мицелии грибов также считается одинаковой, что практикуется в работах подобного рода

[335J.

Согласно экспери­

ментальным данным, полученным в опытах с почвенными грибами

[294J,

коэффициенты накопления ]37Cs (Бк/кг мицелия: Бк/кг почвы) В

мицелии этих грибов в

1,5-2

выше, чем в плодовых телах высших

базидиальных грибов и варьируют в близком диапазоне величин в

зависимости от почвенно-экологических условий и доступности IЗ7Сs.

В лесных почвах от

10

до

63% 137Cs [312, 335]

от его общих запасов

сосредоточено в мицелии грибов. В ряде работ также указывается , что

мицелий является депо по отношению к

I37Cs, ЧТО В последующем

обусловливает степень загрязнения плодовых тел

[304, 357J.

Все это

дает право утверждать, что приняты е в расчетах придержки вполне

допустимы, тем более, что расчеты проводились на основании не макси­

мальных, а средних величин концентрации 137 Cs В плодовых телах раз­ ных видов грибов.

Запасы микробной биомассы в почве очень динамичны как в течение вегетации, так и

8

многолетних циклах , что свидетельствует о

высокой ин!Генсивности ростовых и продукционных процессав. По данным

3

[185],

от лета к весне запасы грибного мицелия меняются в

2-

раза как в сторону ее увеличения, так и снижения. Таким образом,

решение вопроса о годичной продукции грибного комплекса и величинах возврата органической массы с отмирающей подземной частью также представляет

определенные

трудности .

В

расчетах

годичную

продукцию мицелия условно принимали равной 50% от общих запасов его биомассы. Этот показатель был получен, исходя из следующих рассуждений. По данным микологов от

50 ДО 90% массы

мицелия может

ежегодно возобновляться. По результатам исследований, полученным

232

непосредственно для экспериментальных участков

(86),

относительное

содержание в п очве светлоокра шенн ого мицелия , который считается

быстроотмирающим , составляет около

60% (табл . 87). В

добавлекие к

этому, можно сослаться также н а указания, что пери од жизни l\.uщелия

в почве в ср е днем достигает двух лет

(327) . Таким

обра з ом. принятые

величины отражают минимальный урове нь возможной годичной продук­ ции и возврата массы мицелия с его о п адом и отпадом .

Резюмируя все вышеизложенное и обращая внимание на то , что подобного систем н ого а нализа с целью установления роли различных компонентов БГЦ в биогеохимической · миграции 137Cs в лесных эко­ системах р анее не проводилось, хотим еще раз подчеркнуть, что для

ряда компонентов (f1)ибной комплекс, мхи , травян истая растительность) эта оценка сделана на основании минималь ных п оказателей как био мас­

сы, так и величин концентрации в ней] 37Cs. Послед не е , несомненно , повышает достоверность расчетов и сниж ает величины

возмож ных

ошибок .

КОllцептуальная модель биогеохимической миграции IЗ'Сs 8 лесных ла н д шафтах . Модель включает в себя два главных блока почв у

-

-

биоту И

с подразде лением на п одчиненные субблоки , значе ни е которых

в рассматриваемых биоrеоценозах наиболее стати ст ич е ски значимо.

Вклад биоты и почвы В суммарное загрязнение Б ГЦ в динамике меняется . Напомним , что сразу посл е выпа де ний в д р е в е сном ярусе л е сных

экосисте м у д е р живалось до

90%

суммарной

активности .

В настоящее время в зависимости от ландшафт но-ге охимических условий в биоте удерживается от 6,5 до 43,9% от общего загрязнения БГЦ (рис . 96, 97). Есл и учесть, что данные цифры говорят о доле IЗ7Сs , включен н ого в биогеох имический цикл , в то время как в начальный

п е ри од ос н овным было п ов ерхно ст н ое загряз н ение, то стан о вится очевидным, что р оль б и оты В закреплении р ад и онукл идов (в частности

137Cs) со временем не снижается. Вместе с тем про исходит пере­ распределение ]3'Cs по субблокам биоты: вклад древесно го яруса, н есмотря на знач итель ные запасы его фитомассы, снижается и на­ растает ВКJfад компонентов напочв е нн ого покрова . Особое же значение

8 этой связи при обретают моховой покров и гр и б н ой комплекс . Мхи в зависимости от сте п ени развития их пр оеКТJfВНОГО покрытия аккуму­

лируют от

0 ,08

до

5,85 %

от суммарных зап асов

137Cs

в БГЦ. ЭТИ

показател и для некоторых фи тоценозов , н а пример сосняков, сопоста­

вимы с

BKffilAOM

древесного яруса , а для болотных формаций пре­

восходят по следний . Следует подчеркнуть , что , согласно результатам иссл едований других авторов, вклад мхов в загрязн е ние ле сных ланд­

ш афтов варьирует в более ШИРОКИХ пределах - от 1 до 12% [133, 193J. Наибольший вклад в суммарную активность би оты в н астоящее время, даже по минимальным оце нкам , вносит грибной комп л екс . Этот вклад

составляет гри бов

2,7-23,5%.

в загрязнение

Подобные расчеты по оц е нк е вклада мхов и БГЦ дО на стоящего времени н е про води­

лись, несмотря на то, что э ти компоненты

являются

концентраторами

233

Бнота

А

'."

~--------------

....

Почва

,.------------ - .

О••

БИQта r--------------

..,

Б

.•'

Почва

r------------- .

ПОКр<.'В

Рис. 96. Биогеохимич ес кий ЦИ КЛ 137CS в лесах дал ьней чаСТIt зоны за­ гряз н е ния элювиальных (А) (хвойно -шир о к ол иственный лес) и аккумуля­

тивных ( Б ) (черн ооль шатник ) ландшафтов Интенсивность roAOBoro пото ка выражена в

234

%

от общеro содержа ния в В ГЦ

А

6и о та r--------------

"

1,11

Почва

Гр Кбtю А

. -------- - -- - - .

.

".

Tpa IIKOпо к ро в

куста р иич ­

КО I"t й .рус

',' "

6 и ота . --------------

Б

П очва

Рис. 97. Биогеох ими ческий ЦИКЛ 137Cs в лесах элювиал ьных ла н д шафтов бл и ж н е й зоны загрязн е н и я : А

- сос няк р аз н отравн о ·злако в ыЙ ; Б - широ·

колиств е н но · хво Йны Й лес

Ин те н си в н ость годов о го п о тока выражена в

% от об щего

содержа ния в БГЦ

235

радионуклидов. Запасами радионуклидов в основных компонентах на­ почвенного покрова пренебрегали из~за незначительных по сравнению с древесным ярусом запасов их надземной фитомассы

[89] .

Добавим

однако, что установленные на основании минимальных показателей массы

мицелия

и

концентрации

в

нем

радио цезия

придержки

дываются 8 интервал величин по накоплению 137 Cs в мицелии (от

63 %

укла­

10

до

от содержания нуклида в почве), полученных в прямых экспери­

м е нтах

[294, 312, 335].

Из компонентов биоты наименьший вклад в аккумуляцию 137 Cs в Б ГЦ вн ос ит травяно-кустарничковый ярус

-

он составляет десятые

доли про це нта и лишь в условиях аккумулятивных ландшафтов увели­ чивается до

1,67%.

Таким образом, по величине вклада в общее загрязнение блока биоты его субблоки ранжируются следующим образом: грибной комп­ лекс

>

м охово й покров> древесный ярус > травяно-кустарничковый

ярус. Т.е. достаточно очевидно, что вклад грибов в биогеохимuческом

цикле

I37CS превосходит вклад высших растений. При это м роль

грибного комплекса нарастает в ряду: автоморфные ландшафты ~ ~ гидроморфные ландшафты и лиственные ценозы ~ хвойные ценозы.

Следователь но , микобиота яв ляется одним из главных факторов , определяющих роль лесной подстилки как биогеохимического барьера

н а пути вертикальной миграции 137 Cs в лесных экосистемах . При рассмотрении роли раЗЛ~IЧНЫХ потоков в перераспределении

137 Cs в лесных ландшафтах в целом в первую очередь обращает на себя внимание соотношение потоков этого нуклида, поступающих в р аститель ность и в почву с опадом, и вариации этой величины

в

различных ландшафтах. Е сли в лесах аккумулятивных ландшафтов

поступл е ние

137CS в растительность по абсолютной величине прибли­

зительно равно их возврату с опадом , то в элювиальных ландшафтах

возврат 137CS с опадом в 2-5 раз прев ышает его корневое поступление. Это хорошо согласуется с изменением суммарных запасов 137CS в древостое исследуемых ценозов со временем. В элювиальных ланд­

шафтах динамика суммарных запасов снижения,

в аккумулят"вных,

137Cs имеет выраженный тренд

напротив , отмечается рост рассматри­

ваемого показателя в многолетнем ряду. Отсюда очевидно наличие

определенной связи между КП

137CS и величиной соотношения рассмат­

риваемых потоков : поступления

8

растительность и возврата с опадом

в почву. Пр» сниж е нии КП величина указанного соотношения расши­

ряется , Т.е. поступление 137CS в растения уменьшается, а его возврат с опадом

увеличивается

вследствие

возрастания

роли

пов ерх ностн ого

загрязнения в этих условиях. Исключением являются цено зы ближней

части ЗО-километровой зоны ЧАЭС, где, несмотря на рост КП 137 Cs В растительность и его запасов в древесном ярусе в многолетнем ряду ,

наблюдается существенное

отставание

поступления

этого радио­

нуклида в древостой по сравнению с возвратом в почву. Причина та­ кого несоответствия до конца н е совсем ясна и , возможн о, заключа­

ется в том , что КП 137 CS 8 растительность на участках ближней части

236

ЗО·километровоЙ зо ны характеризуются н аиме н ьш ими велич инами

пр актически среди всех ценозов. Отмеченные особенности су ществе нн о отличают биологичеСКlrй круговорот (Б К ) ради онуклидов от БК макро­ элеме нтов. В о ·п ервых, при радиоакт ивных выпадениях нак о п ле ни е р ад и о нуклидов

растительным

ярусом

лесных

эко систем ,

в

п ервую

о ч е р едь. о преде ля ется п о ве рхностным за гря з нени е м . П оэто м у, н есо м ­ н е нн о, что в течение дл ительного вр е м е ни пр оцессы самоочищения

дом инир уют над кор н евым п осту пл е ни ем радионуклидов . В о-вторых, количество

аварийных

раДJfОНУКЛИДОВ ,

в ыпа дений,

поступивших

ф иксировано .

их

в

п оч в у

ди н ам ика ,

в

результате

в

основ н о м .

характеризуется снижением доступных форм в результате необменного закре пл е ния в П Оtl зе. Их к о личество не увеличивается за с чет валовых запасов, к ак пр о исход ит у макроэлементов . Таким образом , можно констатировать, что

8 за грязненных

лесах в ряду ландшафтов в оз врат

l З7 Cs в почву с о падом в большинстве случаев превалирует над пост у плением его в раст е ния за сч ет корнев ого п о тр еб л е ния . Эти

различия н арастают по мере снижения КП 1З7сs

8

растительность. В

аккумулятивных ландшафтах соотн о шение данных потоков б ли з к о к

1

и максимально приближено к характерному дл я м ак роэлементов.

З начимый вклад в п ото к 1З7 сs В почву В лесных БГЦ вносит е го п ост упление с кронов ыми и стволовыми в ода ми

(0.05%).

Эта велич~tна

сопоставима с величиной выноса 137 C s из горизонта О с вертикальным вн утри п о чвенным стокОм и д аже с поступл е ни ем в д р е в ес ный ярус ле с ов элювиальных ландшафтов дальней части ЗОt/Ы загрязнения.

В почвенном блоке основной поток 1З7Сs наблюдается и з лесной п одстилк и

- 1,6-3,4%

в год. В минерал ьн о й толще инте нсивн ость этого

пото к а ослабевает до десят ых-сотых долей процента , что с ви детел ь· ствует об аккумуляции здесь радионуклид ов, п осту п аю щих и з п од­

стилки. За пр еде лы корн е обитаемой п олу метровой тол щи 1 З7 сs мигрирует в пределах сотых долей процента в г о д . Исключением являются почвы аккумулятивных ландшафтов, где внутрипочвенный сток выражен в н а ибольшей степени и величина его практич ес ки не м е ня ется с глубин о й . В таких условиях наблюда е тс я м а к с имальный

вынос J37Cs за пр еделы почвенного профи ля и п о сту п ле ние его в гр у н тов ы е воды . Т.е . роль инфильтрационного стока , или так наз ывае· мой "быстрой КОМПО~lенты". в вертикальн о м перем еще нии 1З7сs в торфяных почвах з н ач итель но выше . чем в дерново·подзолистых

[223].

Вм есте с тем со п оставле ни е фактического п е р ерас пределе ния р ад ио ­

нуклидов в no tlВe с величинами выноса 1З7Сs с внутрипочве нным стоком гов ор ит о ПОДtllш е нн ост и инфильтраци о нного стока в миграции ра д ио·

нук л идо в в верх н ей tl3СТИ профиля И его определяющей роли в нижних п о чве нных горизонтах .

В целом в лесных БГЦ интенсивность в о вл ечен ия раДИ О НУКЛ IIД О В в Б К не со п остав им а с их выносом за пределы к о рн еоб итаемой тол щи . Это свид етельствует О том, что Б К явля е т ся од ним и з в еду щих ф а кт о ров , сдерживающих поступление ради о нуклидов в грунтовые

воды . При этом

n а ккумулятивных

ландшафтах роль биоты ваккуму·

237

ляции 137CS И интенсивность основных потоков данного нуклида резко усиливается (примерно в

10

раз). Особенно возрастает интенсивность

восходящих потоков 137CS из почвы. Это связано с отсутствием значи­ мого влияния торфяно-болотных почв на необменную фиксацию 137Cs в условиях аккумулятивных ландшафтов. соответствующим ростом коэффициентов его перехода в растительность, а также пролонгиро­

ванным поступлени ем l З 7Сs с окружающих территорий. Суммарное годовое приращенне запасов 1З 7сs в БГЦ аккумулятивных ландшафтов составляет около

1%.

В то же время в сосняках в отличие от сме­

шанных насаждений наибольший относительный вклад в биогеохи­

мическую миграцию 137C s в блоке биоты вносит грибной комплекс. Последнее, видимо, обусловлено тем, что максимальное развитие этот

компонент БГЦ имеет в хвойных (сосновых) ценозах

[149].

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

в условиях аэрального загрязнения лесные экосистемы ЯВЛЯЮТСЯ

долговременным депозитарием радиоактивных выпадений и биогеохи­

мическим барьером на пути миграции радионуклидов. В многолетней

динамике содержания радионуклидов в древесном ярусе лесных БГЦ

3 периода: l-й - период интенсивного механического само­ 1 до 3 месяцев); 2-й - период биологического самоочи­ нарастания роли корневого поступления (от 2 ДО 3 лет); 3-й­

выделяются

очищения (от

щения и

период определяющей роли корневого поступления и приближения

распределения радионуклидов в системе "почва-растение" к квази­ равновесному СОСТОЯНИЮ (от 3 до 10 и более лет). На автоморфных почвах, 8 особенности тяжелого гранулометри­ ческого состава, загрязнение древостоев в целом определяется загряз­

нением органов, первоначально экспонированных к выпадениям (кора наружная). На гидроморфных и полугидроморфных почвах, а также на участках, где выпадения представлены крупнодисперсными труднораст­

воримыми частицами, уже через

2-3

года после аварии основной вклад

в загрязнение древостоя вносят древесина, кора внутренняя , и ассимили­

рующие органы.

Коэффициенты перехода 137 Cs и

90Sr в структурные части дре­

востоя лесов центральных районов Восточно-Европейской равнины

варьируют в пределах 2-3-х математических порядков, нарастая в ря­ ду: БГЦ

<

почвенно-климатическая зона

<

территория загрязнения в

целом. По радиоактивному следу наблюдается тренд снижения размаха

колебаний КП в направлении от Украинского Полесья (3D-километро­ вая зона выпадений) к лесостепи. В многолетнем ряду в лесных эко­

системах выделяются l-й

-

3

типа динамики КП 137Cs в растительность :

с трендом снижения (элювиальные ландшафты); 2-й

-

с трендом

нарастания (аккумулятивные ландшафты и леса ближней (S-километро ­ вой) части зоны выпадений); 3-й

- сневыраженным трендом изменения КП 137 Cs (транзитно-аккумулятивные ландшафты и БГЦ в средней час­ ти 30-килом~тровой зоны). В структуре БГЦ накопительная способ­ ность различных компонентов по отношению к радионуклидам и диапа­

< < травяно-кустарничковый ярус < мохова-лишайниковый покров < гриб­ зоны межвидового варьирования нарастают в ряду: древесный ярус

ной комплекс. Биологическая доступность радионуклидов и накопление их в растительности определяются типом почв и их гидрологическим

режимом, возрастом и видовым составом древостоя, физика-химической

формой соединений радионуклидов в составе выпадений. Кратность различий в накоплении 137CS в зависимости от этих факторов составляет в среднем 100-10-4-1,5 раза, соответственно. Воздействие большинства факторов (в частности почвенных свойств) на

239

биологическую доступность

90Sr выражено слабее, чем для

137Cs. В

ближней зоне загрязнения в числе ведущих факторов выступает

физико-химическая форма соединений раДИОНУКЛИДО8 в составе выпадений.

Особенностью пространственного распределения радионуклидов являются: а) в почве

выраженная микроочаговость , которая усили­

-

в аетс я по мере приБЛllжения к источнику выброса. Коэффициент варьирования содержания радионуклидов

8

почве близок к таковому

других техногенных загрязнителей - около 30%; б) в растениях - вы­ сокая вариабельность содержания радионуклидов (примерно в 2 раза выше, чем в почве). Индикаторными органами, характеризующими

загрязнение древесных пород в целом , являются: для 1З7сs - наиболее физиологически активнорастущие (ассимилирующие органы текущего

года формирования); для 90S r

-

омертвевшие и стареющие (кора

наружная и хвоя прошлых лет).

~

По комплексу физических и физико-химических свойсгв лесные поч­ вы загрязненных территорий центральных районов Восточно-Европей­ ской равнины с точки зрения их потенциального влияния на миграцию радионуклидов стронция и цезия оцениваются как наиболее неблаго­ приятные (критические). Эти почвы (кроме черноземов) характери­ зуются как кислые, ненасыщенные , слабогумусированные , хорошо дре­

нированные, слабо удерживающие соединения различной природы. Минералогический состав этих почв предопределяет слабовыраженную необменную фиксацию цезия лишь в тонком подподстилочном слое . В лесных почвах подстилка является биогеохимическим барьером на пути вертикальной миграции радио нуклидов, степень выраженности

которого коррелирует с ее мощностью, составом и строением. Пози­ тивное влияние на удерживающую способность подстилки оказывает моховой покров. Одним из главных факторов, определяющих роль лесной подстилки как биогеохимического барьера на пуги вертикальной

миграции lЗ7 Cs в лесных экосистемах, является микобиота. Количество радионуклидов, поступающих в минеральную толщу , инверсно отражает удерживающую способность лесной под стилки, а их профильное распределение

в подподстилочной толще в большей

степени определяется свойствами почв и современными процессами

почвообразования, и в меньшей

-

физико-химической формой соедине­

ний радионуклидов в составе выпадений. По интенсивности миграции почвы раСПQлагаются в следующий убывающий ряд: гидраморфные лесных БГЦ

>

лесных БГЦ

> автоморфные залежные.

пойменные аллювиальные луговых БГЦ

>

автоморфные

Процессами , определяющими перераспределение радионуклидов, являются: в подстилке

-

ежегодное поступление на поверхность почвы

относительио более чистого растительного опада, в минеральной тол­ ще

-

только миграционные процессы. В профиле автоморфных почв

миграция радионуклидов происходит по локальным, верrnкально-сопря­

женным микрозонам , так называемым "горячим" точкам

роморфных торфяных почвах тального" перемещения.

240

-

[118] .

В гид­

в большей степени по типу "фрон­

Суммарное содержание ПОДВИЖНblХ форм соединений радионукли­

ДОВ в лесных почвах не превышает

5% их

общих запасов. Радионук­

ЛИДНЫЙ состав ЖИДКОЙ части почв предстзв ле н П ОЛ НЫМ спектром

радиоактивных элементов. Основная часть радионуклидов 8 п о чвенных растворах находится в составе радионуклид -органических соединений. 2З9+2'0рu еЗ8рu) и 2' ) Ат образуют ассо циаТbI преимущественно с

от носительно Вblсо ко молекулярной фракцией (MMw > 2(00), J37Cs - С фракциями средних и ВblсокомолеКУЛЯРНblХ масс

(MMw = 1000 и более), а 90Sr - с наиболее ниэкомолекулярной фракцией органического ве­ щества

(MMw = 350--500) [284J.

Миграционная активность радио нукли­

ДОВ 8 составе почве нных растворов уменьшается 8 ряду: 90S r ~ I06 Ru

>

) З'Сs,

>

J37Cs > 2З9+2'0рu е З8 рu) > )"Се .

В биогеохимич еско м цикле радионуклидов вклад компонентов

биоты в общее загрязнение БГЦ меняется со временем . На стадии определяющей роли корневого потребления и приближения ,распреде­ ления радионуклидов 8 системе " почва-растение " к квазиравновесному со стоянию биотой удерживается от

6,5

до

43,9%

суммарной активности

ВГЦ . Вклад древесного яруса (несмотря на з начител ь ные запаСbl его фитомассы)

снижается ,

а

компонентов

напочвенного

нарастает, в особенности грибного комплекса (от мохового покрова (от

2,7

до

п о кр о ва

23,5%)

и

0,08 до 5,85%).

Годовые потоки биогеохимического цикла раДИОНУКЛИД08 в ле сных БГЦ

при

аэра льном

заг рязнении

характеризуются

следующими

основн ыми закономерностями: а) возврат в п очву с о падо м в больш ин­ стве слу ч аев прев ал ирует над поступлением р адио иукли дов в растения

и н Аходится в обратной зависимости от коэффициентов их перехода в р аст ител ь н ость. В акку мулятивных ландшафтах соотношение да нных потоков близко к

1

и максимально при бл иже н о к характерному для

макроэ лементов ; б) значимый вклад в поток ради о нуклидов в почву в леСНblХ ВГЦ вносит их поступление с кроновыми и стволовыми водами

(0,05%);

в) в почвенном блоке основной поток раДИОНУКЛИД08 наблю­

дается из лесной подстилки

- 1,6--3,4%

в год. В мин еральной толще его

ин те нсивн ость ос лабевае т до десятых-сотых долей процента; г) роль инфильтраци о нного стока в

перера с пределении радион ук пидов в

в ерх н ей ч аст и пр офиля малозначима , н о явля етс я определяюще й в нижних почвенных гор изонтах; д) в лесных БГЦ интенсивн ость вовле­ чения радионуклидов в БК значительно пре вышает их вынос в боль­

ш о й геологический круговорот, при ЭТОМ в аккумулятивных ландшаф­ тах интенсивность Основных пото ков в биогеохимическом цикле радио­ нуклидов выш е, чем в элювиальных.

Перераспредел е ние радионуклидо в в систем е геохимически сопря­

женных лесных ландшафтов по исте че нии 10 лет посл е Вblпадений сл або выраж ено: для 137Cs оно не преВbJшает 1% в год, для 90Sr н есколь ко больше, н о т акже ниже среднегодовой величины его ра д иоактивн ого распада . Наиболее интенсивно процессы лате рального п е р е распределения

р ад иоактивных

веществ

происх одят

внутри

элементаРНblХ л а ндшафТ08 в пределах форм микро- и мезорельефа .

9

А . И . Щеглов

ЛИТЕРАТУРА

1. Автократ ов 283

ТД . Анапитическая химия рутения. М .: Н аука.

с. г.и

2. A za m"mu НУКЛ II ДОВ

11

расте ния

3.

в

..

п о чвенных

Эколо гня .

ТUХОJ.щров Ф . А. ра с тв о рах

199 1. М 6.

С.

и

1962.

ОргаН И'I сскv.е соеди н е ния радио­

их

ролn

в

поступлен ии

элеме н тов

в

22-28.

А z йn к шш г. и . , Тихоми ро в Ф .А., ЩеUlU8 А . И . Рад и о нукли д~о р га ни ­

ч сс ки е соед ин е ния в почвенных ра ств ора х днобиол . съезда. М осква,

4. АZЙIlКLlНQ

2 1-27

августа

1989

/1

Т ез.

г . М .,

ДОКЛ.

1989.

1 В сесо юз .

ра ­

С . 4 03-404.

г. и ., Тихомиров Ф , А ., Ша лов А . И . Динамик а содержа ни я

Sr-90 в жидкой фазе лесных п о чв 30-к и ло м етровой ЗО НЫ ЧА ЭС /1 Биолог и я, ЭКОЛОГ ИЯ , б и отех н олог и я и почвоведен и е. М .: И ЗД-ВО МГУ,

1994.

С.

259-264.

5 . Аumкиnа г.и ., TILXOMUPOB Ф.А .. ЩеZА ов А.И . Динамика содержа ния и орга ни чес ки е ф о рмы соеД lIн е Юtй рад и о н укmlДОВ в жидкой фазе лесны х

по",в зоны загрязнен ия ЧАЭС

6. AlunKuHQ н ук ли дов

8

//

Э к оло гия .

1994.

М

1.

С.

21-28.

ГИ . , Щezлов А . И . О рга ии ческ и е формы соед ин е ний рад и о ··

жидк о й фазе лесных п очв зоны загряз н е ния ЧАЭ С

Тяжелые

//

м еталлы и радионуклиды в аг розк ос и сте м ах: Материалы наУЧ .- п раКТI1Ч .

к о нф . М .. 1994. С. 279-285. 7. АКIIнфuе6 ГА . , Tapzep Е . К . , По п ов О . Ф . , Тер mыш н. u к Э. Г И з мерени я и анализ горизонталь н о г о и

верт икал ь ного р ас пр еделе ния

почвах н а кали бро в о чных

площадках в бл ижн е й зоне

р ад и о н укл и дов

Ч АЭС

ци о нны е аспе кты Ч е рн об ыльск о й ав а рии. С П б: Ги д р о м е т ео юдат ,

C. 141 ·-148. 8. А лексаХШi

Р . М . , Нарыщкuн М . А . Ми грац ия радио н уклидов в ле с н ых

б и о г еоце н озз х . М .: Н аука,

9.

1977. 144 с.

Ан ал из проду кционной структуры д р е в остоев

А . И . Утк ин . М .: Н аука,

10.

в

// Ра диа­ 1993. Т. 2.

1988. 239

/

Р ед. С.Э. В о мп еРС Кltй ,

с.

Ан.ан.ян ВЛ ., АрараmЯll Л.А .. Манакян. В . А . Н ако пл е ни е химических

элементов и рад и о н укл ид о в м ха ми

//

Эколопtя .

199 1.

М

2.

С.

82-85 .

11 . AHU CL~M OB В .С. Влияние ф ор м ы авар ийны х выпа де ний и физик а­ химич еС К.IХ свойств п очв на подвижн ость 137Cs в си сте ме " почва-растение " в 30-километРовой зо н е Ч ер н обыльс ко й А ЭС: Автореф . д н с .... канд . б н ол . н ау к . Обнинск,

12.

1995. 25

с.

Ани симов В . С. , Caf-LЖаро ва Н . И . , Ал ексахин Р . М . Д ин ам и ка изм е н е­

н ия биологической досту пн ост и докл.

V

к о нф .

'Теох щ.tич еск и е

Cs-137 пути

в системе "по чва-растение"

ми грац ии

и с к усстве НI-IЫХ

//

Тез.

ра Д If О Н У К ­

л н дов в б и осф е р е". Пущино, 1991. С. 43. 13. Ани сим ов В .с., Санжар ова Н . И ., Алексахин Р. М . О формах нах о ж­ де ния 1I в е ртикальном р ас пр еде лении ЧАЭ С

11 П очвоведе ни е. 1991 . N, 9.

14. Ан.охи н.

С.

Cs- 137 31-41 .

на

А . Б .. Ла.ц.а кuн.а Н . В . Ландшафтно-геОХ Ю.fич еск и е и сследова ­

ния ми г рации тех н о г е нных радионуклидов

242

в п о чв ах в зо н е аварии

//

Т е з. д ок л. Всесою з, совещ ,

" Принцип ы If м етоды ландшафтно-геОХ liми ческих и сследова ний миграЦ ltи радио н ук ли дов". Суздаль, н оябр ь

1989

г. М .,

С.

1989.

18.

15. Архиnов А . Н . П оведени е 90Sr и IJ7Cs в а гросистемах зоны ОТ~I УЖ­ д е ния Чернобылье кой АЭС : Автореф. д и с ... . ка н д . биол. н а у к. Обнинск.

1995.

26с. АРХШlОб Н . П .. Архиnов А .Н. , МеШQЛКUн. г.с. 11 др. П е Р В ИЧl-l ое за­

16.

гр я з нение ра сте ний и б иологич е ская подвижность радионуклид ов

быль-88: Докл.

1 В сесоюз .

ств ю, авар ии н а ЧА Эс. Ч ер нО б ыль .

17 .

Базuлевuч Н . И . ,

11

Черн о­

haY'l.-техн. совещ . по и тогам ликвидации п ослед­ Т.

1989.

3.

ч.

2.

С.

2-9.

Ти mЛЯНОfЩ А.А ., См ирн ов В . В . и др.

М етод ы

изучен ия биологического кр уговоро та в раЗЛlI ЧНЫХ природ ных зо н ах. М .:

Мысль,

18.

1978. 183

с.

Барбер с.А. Биологическая досту пно сть питательны х веществ 8

почве. М .: АгропромltЗдат.

19.

М.: Из д -во

20.

1988. 376 с. 3.3. Физиология грибов МГУ , 1963.227 с.

Беккер

и их практическое и спользова ни е .

БеЛlщын-а гд .. Череn ов а Т. В . Цинк 8 ос н ов ных комп о н ен тах лес ны х

б и о гео ц е нозов В а л да й ско й возвы ш е нн ости

11

Миграция за гря з ня ющих ве­

щ ест в в п очвах It со п редель н ых сред ах : Тр . В сесоюз. совещ. ОбюIНСК. н о я брь 1978 г. П .: Гид рометеоиздат, 1980. С. 208-213.

2 1.

БобовниКОRа Ц . И., Вирич енко Е.П . , КО НОflл е в А . В. и др. Химические

формы н ахожде ния долго живущих радионуклидов и их трансформация в почв ах зоны

С.

аварии на Чернобыльской АЭС

11

П очвоведе ни е.

1990. N2 10.

25-34. 22.

Б обовн. uк ова Ц . И . , Мах онько К . П . , Сивериnа А . А. и д р . Физико­

Х ltмич ес ки е формы радионукл идо в в атмосфер н ых выпаде н иях п осле авари и на Ч ер н обыл ь с кой АЭС и их тра н сфо рмация в почве

7 1, М 5. С. 449-454 . 23. Боzаmырев Л . г. О классификации ведение. 1990. М 3. С. 118-127.

11

Атом . э н ергия .

1991.

т.

24. С.

25.

П очво ­

и о н о в.

М .:

11

И эд- во ин оСТр. л ит .,

257- 39 1. Бой ко А . В .. Лознухо И . В . Биоэкологические особеНН ОСТ ~1 лесных

фитоценозов П р ипят ского заповедника.

133

11

Б ойд ГЕ ., Шуберт Ф . , Адамсон А . У. Равн овес ия при обме н е и оно в

Хроматографический м е тод раз де ления

1949.

лес н ых подст и лок

Мин ск:

Н аука и тех ника ,

1982.

с.

26. Болюх В .А. В ертик альное рас пределение J37Cs в лесн ых э косисте­ мах Ки евского П олес ь я 11 Ч еР Н Обыль-96: Тез. докл . V М ежду н ар . н ауч.­ тех н . к о н ф. " Итоги 10 лет раб о т по ликвидации по следст вий а в ар ии на ЧА ЭС". Зеленый Мы с ,

1996. С. 262.

27. Болюх Б.А .. В ирченко В . М. Н ако пл ение радltонукшщов мхами Укра­ инского Полесья // Укр. бота н . журн. 1994. Т. 5 1, N,4. С. 39-45. 28. Б о н дарь П . Ф .. Иван ов Ю . А .. 3аи ка В.В . Вертикальная миграция радиону кли дов выпадений выброса Ч еР Н Обыльс к о й АЭС 11 Тез . докл. В сесоюз. совещ. " Принципы и методы ландшафтно-геохи мич еск и х и сследо­

вани й миграции раДIIОНУКЛИДОВ" . Суздаль, н оябр ь

1989

г . М .•

1989.

С.7 4 .

29 . Бондарь П .Ф ., Иванов Ю.А .. Озорнов А.г. Оценка относительной б иологической досту пност и 137Cs В выпадениях и общей биологич еской его досту пн ос ти

гря з н ен ию

30. 9'

//

в почв а х н а территории , под вергш е й ся ра д иоактивн о м у за ­

Агрохимия .

1992.

М

2.

С.

102- 110.

Бон дарь Ю . И ., Мац ко В. П . , Усков И . Н .. Б ozдан.ов А . П . Характер

243

распределения раДИОНУIi:ЛИДОВ 5г-90 и

11

л орусского П ол есья

Cs- 137

в п очва х ланд ш афтов Бе­

Тез . докл . Всесоюз . совещ . " Пр инц ип ы и методы

ландшафт н о - геохимических исследований мигр ац ии р ад и о н уклидов" . С у з­ даль, н оябрь

31 .

г . М .,

1989

1989.

С.

21 .

Б ОРЗlUlов В . А . , Б о бо вНUКО 6Q Ц . И . , Ко н. О flдев А . В . Формы

н ахож ­

11

де ния р аД ИОН УКЛ ИДО8 в природ ны х средах и и х р оль в процессах миграции

Радиационные аспекты Ч ернобы.'1ЬСКОЙ авар ии . С П б .: Гидрометеоиздат,

1993.

Т.

1.

С.

168-172.

32. Борu сеnко

Е. Н ., Самонов А . Е . Особенности миграции рад ион укл и­

11

дов в долине р. П рисмара (Р -Н Смоленской АЭ С)

Тез . цокл . В сесоюз.

совещ . " Прин ци пы и методы ланд ш афтно -геохим и ческ их It сследов а ний миг­

раЦИlI радионуклидов " . Суздаль, н оябр ь

33 .

1989

г . М ..

1989.

С.22.

Бр ехов П . Т. П очвен ные пр оцессы в подзолистых почвах н а пес ­

ч а ны х отложен ия х

под сос някам и

и сель с кохозяйстве нными

Автореф. AIIC .... к а нд. биол . наук . М .,

34 . Буды ка

1985. 24

культу р а ми:

с.

А . К . , ОzородН U КО6 Б.И . Радиоактивные газы 11 аэрозоли

30-к м зоны ЧД ЭС : Итоги 1 0-летн их иссл е дований и п ерспективы 11 Черно­ б ыль-96: Тез. докл. V Ме жду нар . наУЧ.-техн. ко нф . " Итоги 10 лет работ по m1КВ~lДаЦИlt п ослед ствий авари и на ЧАЭ С". Зеленый Мыс,

1996.

С.

128-129.

Буз ынный М . Г , Де),(чук В . В ., Лось И . П . , Не свеmай ло В.д . Осо ­

35 .

бе нн ости распределения 90Sr в древе с ин е сосны

11

Ра д иоактивность и

радиоакт . эл е ме н ты в среде обитан ия чеnовека : Матер . Междун а р . конф.,

посвящ . С.

100-nетию

403-407. 36 . Булавuк

с о д ня

открытия

радиоактивно сти .

И . М . Обоснование лесопользования

в

Томск,

условиях

1996. ра д ио­

активного загряз н е ни я Белорусского П олесья : Автореф . дис .. " д-ра с . -х. н аук . Гомель, 1998. 39 с. 37 . Булzаков А . А .• Ко ноnлев А . В ., По п ов В . Е . и др . Механизм верти­ кальной миграции долгож ив ущ их рад ион уклидов в почвах 30-к и ло м етровой

зо ны ЧА ЭС 11 Почво в еде ни е , 1990. Н, 10. С. 14-19. 38 . Бурова Л. Г Загадо чный мир г ри бов . М.: Наука,

199 1. 94

с.

8адюuuна А . Ф . , К орчаzuна З. Н . Методы ~t сследован ия физических

39.

свойств п очв и грунтов. М.: Бысш. ШК.,

40.

1973.399

с.

ВаЙЧLlС М . В . О бу р озе мо об р а з овани и , лессивировании , псевдоопод­

зол ив ан ии и п одзолообразо вании в южной ч асти П р и балтики ведение. Т.

1972.

Н,

41. Вакуров 3. С . 5З-{)2 . 42. 8аршал

7.

С.

11

П О'IВО ­

11-22.

А . В . Лес. К алужско й области

11 Леса

СССР . М .: Н аука ,

1966.

ГМ . , К ощеева ия ., Морозова Р . П . О возможных формах

миграции рутения 8 п о верхностных водах и п очвах С . 971 . .

43 . Ва сильева

/1

Ге охимия .

1972.

М

8.

Н . А . Фи з ~tко-химичес ки е характеристики радиоактивного

загрязнения сельскохоз яй ственных угод ий п осле аварии на Ч АЭС и их

вл ияние на миграцию I З7 Сs и 90S r в троф ической цепи лактирующих коров: , Автореф. д и с .... канд . б и ол . наук . Обнинск,

44 .

Ва с ильков Б . П. Съедоб ны е и

Евро п ейс к ой части ССС Р . С П б.: Н аука,

45.

1996. 19 с.

я довитые

1995. 162

гр и бы средней полосы

с.

Ва С Llльченко ДЛ. , Ермакоа А.И . , Жuдuк А.г. И др. Уровни загряз­

нения растительности и мигр ац ии радионуклидов в ф итоценозах 30-км зо ны ЧАЭС

11

Ч е рнобыль-88: До к л.

1 Бсесоюз.

н аУЧ.-тех н . совещ. по итогам ЛИК­

вида ции последствий а в арии lIа ЧА Эс. Ч ер нобыл ь.

244

1989. Т. 3, ч . 2. С. 10-20.

Ватковский О . С, Головенка с.в . , Гришина Л. А . и др. Скрытопод­

46.

золистые

геохимически

автономные п ес чаные почвы Валдая и б и оло ­

11

Пlч еска я продуктивность произрастающих на них сосняков

Ге ох ими­

чеСКllе и п очвенные аспекты в изучении ландшафтов. М. : Изд-во МГУ , С.

1975.

146-170. Веди Н . К .. Брюкер С. Мерле Д . , Шулье Е . Сезонный состав вод ,

47 .

просачивающихся через кроны, и почвенных растворов в двух лесных эка ­

/1

системах на триасовых п есча никах востока Франции

П о чв оведе ние .

1979.

М

3.

С.

Вестн . МГУ. Сер.

48. Вертикально-фракционное распределение фитомассы в лесах А . И. Уткин . М . : Наука, 1986. 251 е.

49 . Ветров

17,

3{)-39.

1 Ред .

В .А . , Алексеенко В . А . Вынос чеРНОбыльских радионуклидов

с речных водосборов

/1

Метеорология и гидрология .

1992 . .N!! 7.

С . 65-74 .

Винокуров М . А .. Миронов Н.А . Влияние разных древесных биогрупп

50.

смешанного насаждения н а свойства дерново-подзолистой ПОЧВbI

1967 . .NiI4. С. 87-90. 51 . Войц ехо вич О . В .. Лаптев

11

Еиол.

нау"" . хода

радионуклидов

в

системе

г.в ., Де.м.чук В . В . и др . О кинеТllке пере­ "почва-вода"

в

условиях

пойменн о го

ландшафта ближней зоны ЧА ЭС 11 Тез. докл. IV конф . Научного совета при ГЕОХИ АН СССР "Геохимические п ути миграции искусственных ради о ­ нуклидов в б и осфере". Гомель,

1990. С. 38. 52 . Воронии АЛ. Основы физнки почв . М. : Изд-во МГУ, 1986. 224 с . 53. Врем е нные рекомендации по вед ению лесного х о зяйств а в усл о виях радиоактивного загрязнения . М .: Госкомлес СССР , 1998. 46 с . 54 . Га6еев В . Н . Био л огическая пр одуктив н ость лесов Приобья . Н о в о ­ е и б ltрек : Наука, 1976. 172 е. 55 . Гагарина З.И . , Чижикова Н . П . О леССlfваже в почвах н а кар ­ бонат ных MOpetlaX 11 Почв о ведение . 1984 . М 10. С. 5-17. 56 . Газuев Я . И . , Назаро в Л . Е ., Лачuхuн А . В . , Валетова Н . К . Иссл е ­ дован и е физическнх характеристик ради о активных аэрозольных продукто в авар ЮI на ЧАЭС и оценки мощности источник ов техногенного п оступлен ия этих продуктов в

атмосферу

аварии. СПб. : ГидрометеО
Голубева

57 .

Е. И . ,

11

Радиаци о нные аспекты

1993.

Т.

1.

Маркелов А . В . ,

С.

Чернобыльской

98-103.

Минеева Н .Л .

и

др .

Биогеоце ·

/1

НОТlfческие проблемы охраны прир оды при радиационных нагрузках

докл .

В сесоюз . совещ . ' '' Общие проблемы биогеоценологии " М.,

11

Тез .

1986.

С . 44-45.

58.

Гончар М . Т. Лесные фитоценозы:

Повыш ен и е пр одукт ивн ости

охрана . Львов : Вища шк ., 1983. 166 с. 59 . Гришина Л .А . , 8асильевская ВД . , Сам о йл о ва Е . М . Типы гического круговорота в некоторых прир одных зонах СССР пр о дуктивность растительных сообществ . М .: Изд-во МГУ,

С.

5-18. 60. Гришиuа

НИЯ почв

61 .

11

/1

и

б и оло ­

П очвы и

1976.

ВЫП . 6.

Л . А . , Орлов Д. С. Система показателей гумуснога состоя­

Пр облемы почв о ведения. М . : Наук а ,

Гриuшн,а Л . А . ,

1978.

Фо.м.uиа г.н . Пр оцессы

С. 42~7 .

мин е рализации

и

гуми­

фикации растительных остат к о в в условиях коренных лесов и агроценозов

Валдая МГУ,

// Почвы и продуктивность 1981 . С. 143-160.

62. Т.

3.

С.

растительных сообществ. М .: Из д-во

Гроздов Б.В. Леса Брянекой облаетlt

11

Леса СССР. М . : Наука.

1966.

63-73. 245

63. нием С.

Гр амона В .е Р азложе ни е ра стител ьн о го опада сухосте п е li под влия­

Ве ст и . МГУ . Сер

Почвоведе ни е.

17.

1972.

М4.

11 7- 11 9. 64.

Грук П . В . Фltтомасса сосновых культур в мшистых If вересковых

тип ах леса

65 . за

IV

11

разл и'lНЫ Х факторов

11 Лесоведение

Гудзенко

движе н ием М ежду н ар.

и лесн . хоз-во.

8 .8 ., Бородавка И . 8 . JlH AllKaTopoB в зоне

h aY ·I . -тех н .

1979.

14.

С.

56-59.

аэ рации

конф. " И тоги

следствий аварии на ЧАЭС ", Черн обыль,

66,

Вып .

Н екоторые результаты н аблюде ни й

// Ч ер но б ыль -94: Докл. 8 лет работ по ликвидации п о ­ 1996. Т . 1. С. 120--129.

Гудзенкп В . 8 . , Онuщенко И . Н . , Шест опалов 8 . М . В е ртикальная

миграция ОСКОЛО'lных радltонуклидов:

Ит ог и дес я т и летн и х н аблюдений

//

Ч ер н обыл ь-96 : Тез. До кл . V Междунар . ha Y'I.- т ех н . к о нф . " Итог и 10 лет работ п о л иквидации посл едствий аварии на Ч АЭС" . Зеленый Мыс, 1996. С.53-5 4 .

67.

Гуров В. Н ., Керцман 8 . Н . Ре лье ф как фак тор в оз можного пере­

м еще НI1Я радионуклидов // Тез . докл, V конф . " ГеОХ ИМИ'l ес ки е пути мигр ац ии иск усст венных раДIfОНУКЛИ ДОВ в б и осфере". Л ущ ин о, 199 1. С. 17 .

68.

Давыдов

Ю .П . , В о р о ни к Н.И ., Шаnш ло Н . Н .

11 др. К вопросу о

фор мах tl ахожде ния ради о нуклидо в 137Cs и 1 4 4Се в П О 'lв ах Б елорусс юt // Весцi АН БССР . Сер . фi з .-э н.е рг . нав у к.

69.

Давыдч у к В . С , 3арудная

1990. N, 4.

С. 6~5.

Р. Ф .. Михели СВ .

11

др .

Ландшафты

Ч ернобыльской зо ны и и х оце нк а по условиям миграции радионуклидов.

Ки ев: Н ау к . ду мк а,

70.

Дарви н

1994. 11 2 с .

Ч.

Образование

рас т ительн о г о

дождевых червей. М . : Изд-во В асильева,

7 1. Демкина

споя

де ят ельност ью

1882. 186 с.

т. е Гри б ная би ом'асса различны х т ип ов П О 'lВ : Автореф.

д и с .... канд . б и ол . н аук . М ., 1986. 24 с . 72 . Демчук В . В . , Гар ир Е . К, Токар евекий

8 .8 .

и др. О соб енности

механизмов миграци и радиоактив ны х загрязнений чеРНОбыльской а варии в

почвах зо ны отчужде ния

Че рнобыль-96: Те з. да кл .

тех н .

работ по л икви даци и п осл едств ий ава рии

ко нф .

ЧА ЭС". Зеленый

73.

// 10 лет Мы с, 1996.

" И тоги

С.

V

М е ж ду н ар.

Hay 'l .на

59-60.

Демьяненко с. А., Маmухно Ю .Д., Мu.xаЙЛU'i енко А . И . и др. Мигра ­

ция и б и оло гич ес к ое поглощение р адиоцезия в л ес ных н асаждениях

//

Чер­

н обыль-94: Док л. l У Меж ду нар . наУЧ .-тех н . конф. " Итоги 8 лет работ по ликвидации по сле дствий аварии н а ЧАЭС" . Чернобыль, 1996. Т. 1. С. 478-

484. 74 .

Деревец

В.8.,

И ванов

Ю . П .,

Ка зак о в

СВ.,

CYXO P Y'iКlLН

А . К.

Р ад иаци о нн ое сос то яни е о кр у жающей сред ы в зо н е ОТ'I ужде ни я ЧД ЭС Там же . С .

11

4-20.

75. Дuде'нко л.г. Особен ност и поведения 90S r в ПО'lвах, загрязн е нны х // Эколог ия . 1992. 1w 6. С. 70--72. 76 . Добровольский гв . Почвы речных пойм це н тра Русс к ой р а внины .

авар ийным выбросом ЧАЭ С

М . : Изд - во МГУ ,

77.

1968. 296

с.

До бровольский Г. В .. Урусевская М . С Г еограф ия ПОЧВ . М .: И зд -во

МГУ,

1984.416 с . 78 . Долин в , в . ,

п е р ерас пр еделе ние

Бондаренко ГН. В л ияни е ор г а НИ'lеских веществ на и

миграцию рад и о н у кли до в

а в ари йны х выпадений в

почвах /1 Ч ер н обыль-88: Д о кл. 1 Всесоюз, наУЧН .-тех н . со в е щ . по и тогам ликви да ции п оследс твий авар ии н а ЧА Э С" . Ч е рн об ыль, 1989. Т. 5 , '1. 1. С.

176- 187.

246

79.

Дылuс Н.В ., Носова Л.М. Фитома сса лесных биогеоценозов П од­

М QСКQВЬЯ . М .: Н аука.

1977. 142 с.

ЕlOров Ю .А., Казаков С В ., Ковалев А.В., Чll uнов В . Г. Определение

80.

химичес ких

форм

радиоактивного

быльс кой АЭС в 1986 г . 1995. Вып. 3. С. 1 3t>-13З.

8 1.

11

загрязнения

ближней

зоны

Еzoров Ю.А ., Казаков св., Пан.краmьев Ю . В. и др. Ради оакт ивное

загр язн е ни е экосистем в зоне аварии на Ч е рн Обылье к ой АЭ С в

Там же.

82.

Ч ер н о­

Эколо гия регионов ато мных станций. М .: АЭП,

1994.

Вып .

2.

ЕлuашеВll't

С.

1986-87

гг.

/-1 .8 ., Ивано ва т.г., М орозова т.к . и др . Н а к о п лен и е

радио н укл и дов хозяйственно- полезными р астен иями

11

раД ll обиол. съезда. М осква ,

1989.

21-27

августа

1989

г. М . ,

1 Всесоюз. 441-442.

Тез . докл .

Т.

С.

2.

Елиашевuч Н . 8 . , Иванова т.г , Мор о зова т.к., Сурмач Н .Г Мигра­

83.

ция радио нуклидов ч ернобыл ьекого в ы броса в с и сте ме " п очва- растение" Т ез. докл. Всес оюз.

совещ.

" Принципы

1989. С. 84.

115. Ерм а ков

0.0 .

Рол ь живого н а почв е нн ого

раДlIOНУКЛИДОВ в леСНblХ ф~lто це н озах

11

Тез . докл.

V

покрова

1989

Ермаков

0.0 .,

Казе й А.П. , Кузьмич

г. М. ,

в миграции

конф . ''Геохимичес кие

пути миг р аЦЮI и с ку сстве нны х р аД IIОН У КЛIIД ОВ в б и осфере " . П ущ и н о ,

39. 85.

11

и метод ы ла ндш афт н о - геохим и­

<, еск и х ис с лед ований ми граци и радионукли дов" . Суздаль, ноя б р ь

С.

11

205-23 1.

199 1.

Акк умуляц ия рад и о н укли­

0 .7.

дов раст е ниями жив ого напочвенного п о кр ова сосн овых фитоц е н озов

11

до кл. радиобиол. съезда . Киев, сентябрь

350.

1993

г . Пущино ,

1993.

Т.

1.

С.

Тез .

Жданова Н . Н . , 3ахарче//ко ВА ., Васuлевская А . И . и др . и зу ч е ни е

86.

вкл&да грибной

био м ассы

в

процессе трансформации ради о нукл и дов

в

лес н ой подстилк е: П РОИЗ8. от ч ет Ин -та ми кробио логии и вирусологии Н А Н Укра ины. Кие в ,

87.

а к т и в н ост и С.

1995. 11 2

с.

Зайцева В.Е . , 3вЯl.llнцев Д . г. Сезо нн а я дернов о- п одзолистой

76--81. 88. Земскова Л . М .,

п о чвы

11

биологич е ской

1979. N'l8.

Вас илевская т.в ., давыдов Ю.П. Влияни е разл ичных

факторов на состояни е радионуклидов в почвах съезда по общ. и прикл . химии. Мин ск,

89.

д инамик а

П оч в оведе ни е.

1993.

Т.

11

2.

Тез. докл. ХУ М е н делее в.

С.

9- 11 .

Зиб ц ев св., Худолий В.Н ., Давыдов Н . Н . и д р.

Н акопление и

распределе ние 137Cs в экосистеме соснового леса при различной плотности загр яз н ен ия почвы

11

Ч еР Н Обыль-94: До к л . ' У М ежду н . наУЧ.-техн. ко нф .

" И тоги

8 лет работ по шt квида ции посл едств ий а варии н а ЧА ЭС ". Ч ер­ н об ы л ь, 1996. Т . 1. С. 485-492. 90. ЗОНН св . Вз а имо действ ие и вз а им овл ияни е лесно й ра ст и тельност и с п о ч ва ми 11 П о чв о в еден и е. 1956. N2 7. С. 80-91. 9 1. Иванов Ю . А., Kau.mapoB Б .А. П оведе ни е в почве ради о нуклидов, пред ста вленных топливн о й к о мпонентой выпаде ний аварийн о г о выброса

Ч Азе

92.

11

Радиохимия . 1992. Т. 5. е . 63. Ив а нов Ю .А .. Кашпаров В .А .. Лазарев Н . М . и др . Фи з ик а - х имич е ­

с кие формы выпден ~tйй вы б роса Ч АЭС ~t долговременная д ин ам и ка п о­ ведения радионукшtДО8 выброса в компонентах а гр оэ к ос и стем

быль-94: Докл. ликв ид а ции С. 256--269 .

93.

IV

М еждуна р .

после дст вий

наУЧ.-т ехн.

ава рии

на

конф. " Ит о ги

ЧА ЭС".

8

11

Ч ер но ­

лет работ п о

Чернобыль ,

1996.

Т.

1.

Ив анов Ю.А . , Кашпаров БА .. ЛУII О UН С. М . и д р. М етодологические

247

аспекты радиологического мониторинга и оптимизации системы землеполь­

з о вания

в

сфере

сельскохозяйственного

подвергшихся радиоактивному загрязнению

производства

11 Там

же. С.

на территориях,

298- 309.

Иванов Ю.А . , Каш"аров В . А . , Ореши<4 ЛА. и др. Фи з ика-химические

94.

11

формы выпаде ний выброса ЧАЭС и их тран сформа ция в почвах экологические

и

эко н омико-правовые

аварии н а ЧеРН Обыльской АЭс. Киев,

аспекты

1991.

Ч.

2.

Радио­

зе м лепользова ния

С.

после

234-237.

Иван ова Р . Б . , Бар6ашев св . , Арлuuская А . М . и др . Особенности

95.

распределения макр о- и микроэлементов в почвах Киевск ого П олесья Агрохимия .

1989.

М

1.

С.

11

70-77.

'96. Израэль Ю.А . , Петров Б-А ., Авдонин с.и. и др. Радиоа ктивное за­ грязнение

природных

сред

М етеороло гия и ПIДРОЛОГ ИЯ .

в

зоне

1987.

аварии

М2. С.

на

Чернобыльской

АЭС

11

5-18.

97. Ильин В . П . Нек отор ые закономерн ост и геохимической миграции Cs-137 в ландшафтах Белорусского Полесья 11 Тез. докл. Всесоюз. совещ. " Принципы и методы ландшафтно - геохимических и сследова ний миграции раДltOНУКЛIIДОВ" . Суздаль, н о ябрь 1989. М ., 1989. С. 33. 98. Ипатьев ВА., Булавuк И.М ., Бйzин скuй В . Ф . И др. Лес и Черн обыл ь. МННСК : мнпп "Стенер",

1994. 248

С.

Инф ормация об аварии н а Чернобыльской АЭС и ее виях , подготовленная ДЛЯ МАГАТЭ 11 Атом . энергия . 1986. Т . С.301-320 .

99.

100.

Ка6ашнuкова г.и . , Боло m ск uх т-н .

растениями

подлеска

загрязнение С.

99-129. 101 . Кара6ань

Накопление радионуклидов

и подроста лесных фитоценозов

растительности

Беларуси.

последст­ вып. 5.

61,

Минск:

Н авука

11 i

Радиоактивное

тэхнiка,

Р . Т., Мuшенков н . Н .• СlIирuн Д. А . 11 др . П о ражt:ние дре­

11

весного яруса при о стром гамма-облучении в разные фенофазы

ССС Р .

1980. Т. 252, М 3. 102. Карnа<4евскuй

С.

103.

ДАН

776-778.

Л . О.

бllогеоценозе. М .: И зд-во МГУ ,

264

1995.

Пестрота

1997. 312

почвенного

п окрова

в

лесном

С.

Карnач.евскuЙ Л . О . Лес и лесные почвы. М .: Лесн . пром-т ь.

1981 .

С.

104. Карnенко Е.к. Пластинчатые и трубчатые шляп о чные грибы (по­ Boletales, Russu lales, Enro!omotales, Tricholomotales, Amanita les, Agaricales)

рядки

севе ра-востока Левобережной Украины: Автореф. ДIIС ... . канд . БИQЛ. наук. Ки е в,

1987.24 С. 105 . Карпухин

А.И. К о мплексные

соединения орга нич ес ких

почв с и она ми м еталлов: АВТОреф . Д н с .... д-ра биол . н ау к . М .•

106 .

Кауричев и . с, Карпухин А . И . , Степанова Л. В .

веществ

1986. 32

с.

Качественный

состав водорастворимых органических веществ природных почв е нны х вод Докл. ТСХА.

107.

1977.

М

233.

Каурuчев и . с , Ноздрунова Е . М .

Учет миграции соединений в

п очве с п о м о щью лизиметрических хроматографических колонок

веденне.

108.

1960.

М

12.

1/

С. 53-55.

11

П очво­

С.30-35 .

КаУРИ<4ев И . С, Ноздрунова Е . М . Роль компонентов водораство­

римого вещества растительных остатков в образовании подв ижных железо­

орган ических соедине ни й

109.

/1

Там же.

гано-минеральные соед инения М

243.

248

С.

1961. М 10. С. 55--60. KaptlyxuH И . А . В одораство римые ор­ почв таежн о-лес ной зоны 11 Там же . 1978.

Каурuчев и . с, Фокин А .Д ..

35-42.

110.

Кашпоров В.А . "Горячие" частицы в зоне аварии на УАЗ С и их

6ИОЛОГИ~l еская роль Одесса, июль

111.

11

Экология АЭС;

Ма тер иалы

Г. М.: ИА Э им . И.В. Курчатова,

1991

научного семинара.

1992.

С.

218-225.

Кашпаров ВА., Иванов Ю.А ., Прuсmер Б . С и др. Моделирование

образован ия

"горячих"

ч аст иц во время

аварии

на ЧАЗС

Чернобыльекой зоны отчужде ния . Киев: Наук. думка, 1995 . Т. 112. Классификация и диагностика почв СССР. М.: Коло с,

113.

Проблемы

Клечковский И . М., Гулякин И.В . Пов едение в по чва х и растениях

микроколичеств стронция.

1958. М 3. С. 1-16. 114. Кляшmорщ~

ц езия , рутен ия

11

и циркония

115. Ковда 2. 468 с. 116. Ковда

П очвоведеюt е.

АЛ. Миграция техногенных рад и онукл и дов в лес ны х

почвах Украинского П олесья: Дис .... канд . б и ол. н аук. М . , Т.

11

2. С. 120- 128. 1977. 176 с.

ВА. Основы учения о почвах . М.: Н ау ка, В.А. Биогеохимия

1996, 187 с. 1973. Т. 1. 447

почвенн о г о покрова. М. : Наук а,

с.

1985.

2 6З с.

117.

Кожевникова ТЛ ., Криволуцкuй д. А ., Мuшенков Н . Н . и др. На­

копле ни е радио нуклидов шляп о чными гри бами ствия

радиоактивного за гря знен ия

11

Эколог ич ески е по след­

на ЮЖН ОМ Урале.

М.:

Н ау ка ,

1993.

С. 40-44.

118.

Козловский Ф.И . Со вр еме нны е

процессы эволюции почв. М.: Н аука,

11 9.

естестве нные

1991.

антропогенные

Козубов ГМ., Таскаев А . И. Радиобиол о гич ес кие и ради оэ кол ог и ­

ческие исследования древесных растений. С П б.: Наука.

120.

и

19б с.

1994. 256

с.

Козубов гм ., Та скаев А.И .. И'zноmенко Е.Г и др. Радиационное

воздействие на хвойные леса I;i районе аварии на Чернобыльской АЭс. С ык ­ тывкар : Коми науч ный центр УрО АН СССР, 1990. 136 с .

121.

Кондрат юк с.я ., Навроцкая ИЛ .. Брунь ГА . и др . Содержа ни е

радио нуклидов в л ишайниках Украины С.

46-52. 122. Коноnлев

11

Укр . ботан. журн.

1994. Т. 51.

М4.

А . В . П одв ижность и биологическая доступность радио­

цезия и радиостронция аварийного происхожд е ния в системе "почва-вода":

Автореф. дис.... д-ра биол. наук, Обнинск,

123.

1998. 48 с .

Коробова Е . М . Ландшафтно-геОХИМИ'lеский

подхо д к

ИЗУ~lению

загрязне ния некот орых природных геосистем в цальней зоне воз дей ствия аварии на ЧАЭ С

!I

ГидрометеоltЗдат ,

1993.

124 .

Радиационные аспекты Ч ер нобыльск о й аварии . С Пб .:

Т.

Коробова Е.М .,

1.

С.

225-23 1.

Есакова Е.В . , Линник

В. Г .

Коровайков П . А .

Техногенные радионуклиды в почвах сопряже нных полесских и о п ольских

ландшафтов . Киев ской области методы

11

Тез. Докл. Всесоюз. совещ. " Принцип ы и

ландшафтно -геох имических

ли дов". Суздаль, ноябрь

1989

Г., М .,

ис следова ний

1989.

С.

миграции

радионук­

35.

125. Кот ик ВА . Зако номерности миграции 1З7сs в луговых экосис­ .. . канд. биол. на ук. Обнинск , 1996. 24 с. 126. КрuвОЛУl(КUЙ Д.А ., Мuxаль цова 3 . А . Методы изучения сезонной и

темах после аварии на ЧА ЭС: Автореф . дис .

многолетней дина мики комплексов почв е нной микрофауны

ные методы в экологии животных. П.: На у к а.

127.

С.

11

К ол ичествен­

75-76.

КрuвОЛуl(КUЙд. А., Покаржевский А.Д. Роль почвенных животных в

биогенной миграции кальция и С.

1980.

Sr-90 11

Журн. общ. биологии.

1974. N!! 2.

263- 269. 249

J 28. КривОЛУЦКllй Д.А., Тих омиров Ф.А . , Федоров Е.А . и др . Дей ств и е ионизирующей радиации на биогеоценоз. М .: Наука.

129.

1988. 240

с.

Круи10в св. Физико-химические аспекты загрязнения сельскохо­

зяйстве нн ых

угодий

результате

8

радиационной

аварии

рад и онуклидов в системе почва-растение: Автореф. дис.. Обни н ск, 1997. 49 с .

в

миграции

д-ра биол. наук.

130. Круzлов св., Архипов Н.П. Особе нн ости поведения 137Cs и 90Sr " ерноб ыльских выпадений

ЧеРНОбыль-96: Тез. Докл.

в почвах ближней

V

If дальней

Междунар. наУЧ.-техн.

зоны

Круzлоа св

131.

..

11

1О лет Мыс, 1996.

работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС". Зел е ный

С.230-231.

аварии

конф . "ИТОПI

Куринов АД., Архипов Н . п. Уровни загрязнения и

распределения 24 1Ат в почвах 30-км зоны ЧА ЭС // Чернобыль-94: Тез. Докл. 'У Междунар. наУЧ.-техн. конф. " И тоги

последствий аварии на ЧАЭС " . Зеленый Мыс.

8 лет работ по 1994. С. 137- 138.

Куликов I-I .В . , МолчаН О(jа И . В. Конт ин е нтальная радиоэ кология.

132.

М.: Наука .

1975. 184 с.

Куликов Н .В., Молчанова И . В., Караваева Е.Н. Радиоэкология

133.

почвенно-растит ельного по крова. Свердлове к: УрО АН СССР.

134.

1990. 172

с.

Кутуково юд., Обухоu А.И . ИНДlIкация загрязнения городской

1/

сред ы с помощью растений

Методология экологического нормирования:

Тез. докл. В сесоюз. конф. Харьков. Кучма

135. гические

и

Н.д . ,

Архиnов

лесоводстве нные

г. Ч.

1990

Н.П .,

2.

С.

87- 88.

Фед о тов

последствия

зо ны отчужде ни я. Пр еп ринт. Ч ернобыль.

136.

ликвидации

И, С

и др.

загрязне ни я

1994. 53

Радиоэколо­

лес ных

экосистем

с.

Лll сиченко г.В., Давыдч.ук В . с., БартыUl И . П ., Веремеенко Н.О.

Ландшафтно-геохимические особенности выноса радионуклидов с п оймы

р. Припя ть

//

Тез. докл. Всесоюз . со в ещ. "nринципы и методы ландшафтно­

геохимических исследований миграции радионуклидов "

1989

г. М ..

137.

1989.

С.

Лосик Н . В. , Гребенщикова Н . В . , Белоусов З.В. Влияние условий

минерального

пи тания

ление в растения овса

на

//

поведение

радионуклидов

Ло щилов

Н .А.,

ИваNов

Ю .А.,

миграции 90Sr и 1 З7 сs в почвах Полесий с.-х. рад иологии. Обнинск,

139.

в

почве

и

их

поступ­

Ра д иоэкологические и экономико-правовые аспек­

ты землепользования после аварии на ЧАЭс. Киев.

138.

Суздаль, ноябрь

36.

1990.

Т.

4.

С.

1991 .

Б ондарь П.Ф .

11

Ч.

2.

С.

и др.

191-200.

Параметры

Тез. докл. 111 Всесоюз . конф. по

3-4.

Лощилов Н.А . , Иванов Ю.А ., КаШllаров В . А . и др. Вертикал ь ная

миграция в почвах Полесья радионуклидов выброса ЧАэе в различных физико-химических формах

Киев. 1991 . С. 36-44. 140. ЛОЩUl/. ов Н.А ..

//

Проблемы сельскохозяйственной радиологи и .

Кашпаров Б-А ., Пол яков БД. и др. Ядерно-фюи­

чески е характеристики " горячих"

авар ии на ЧАЭС

141.

//

РаДIIОХИМИЯ.

частиц, образовавшихея

1992. N24.

С.

в

результате

113.

Лощu.лов Н.А ., Кашпарив БА " Процак В.П., Журба М . А. Физико­

химические

аварии на

характеристики

ЧАЭС

1/

выпадений,

образовавшихся

в

результате

Проблемы сельскохозяйствен н ой радиологии.

Киев ,

1991 . С. 8-1 2. 142. Лощuлов Н .А" КаШllаров В . А ., Юдин Е.Б., Процак В . П. Фракцио­ нирование радио нуклидов цах

250

11

Радиохимия .

в чернобыльских топливных " горячих " части­

1992. N, 5.

С.

125-134.

143.

Малышева т.в . Роль МОХООбразных и л иш айников в жизни леса .

М . : И зд-во МГУ ,

\992.

Т.

с.

\ . 222

144. Марmюшо в В . 3 . , Крuволуцкuu Д. А . , с.мирн о в Е . Г , Филатова В . В . Разложе Нll е л ес ной П ОДСТ ИЛКli 11 ее в л ияни е на мигр ацию раДИОНУКЛIfДОВ D поверхностном слое п о чвы

/1

ЭкологичеСЮl е по следст вия р ад и оа ктивного

загряз н е ния на Южн о м У рале. М .: Н аука,

145.

1993.

С.

11 9- 134.

Ма хо н ько кп . , Си л антьев А . Н . , Ш кураmова И . Г Контр оль за

радиоа кти вны м за гря з н е ни ем природ н о й среды

Гидрометеоиздат,

146.

Мацко в.п

..

в окрестностях АЭс. л . :

с.

1985 . 136

Го нчаро ва Н . В . , Бондарь Ю . В . , Боz данов А . П . Ланд ­

ш афтно-геох имич еские пр ед п ос ылки н акоплен ия радионуклидов сообщест ­ вами тра вяни ст ы х

растеНltй Полесског о

Э К ОЛОГИ
заповеД lIик а

фi з.-э н ер г. навук .

\99 \ . No 4.

147.

М ед ник и . г,

М оде ль мигр а ции

зоне

государственного радиаЦl10ННО­

ЧА эе

11

Весцi

АН БССР.

Сер .

64-69.

ТиХ О J,шров Ф.А . , Пр охоров В.М., Кара ба 1tЬ Р .Т.

Sr-90 40-45 .

\98\ . No \ . С. 148. Мина

С.

в

в м олод ых берез ов ых It сос н овых лесах

11

ЭКОЛО ГIIЯ .

В . Н . Выщелач ивание н е к о т орых в еществ ат м осфер ными

оса д ками и з дре в есных расте ний и его роль 8 б и ологическо м круговороте П очвовед е ние.

1965.

М6 . с .

/1

7-17.

149. Мuрчuнк т.г. П о чв е нная миколо гия . М .: И эд-во МГУ, 1988. 220 с . 150. Мuшеuков Н . Н . , Алексахин Р. М . , нарыlки нH М . А . , Юлан о в в . п . П огл о щеН ll е 90s r, ста б ильного стронция и кальция се янцами древесных П ОРОД /1 Л есоведе ни е . \97 \ . No 2. С . 85-89. 151 . Моисеев А . А ., Рамзаев п . п . Цезий -137 в б ll осфере . М . : АТОМllЭдат, \975. \80 с . 152. Моложанова Е . г. , Др ич с. к , Буравлев Е . П . Распределение радио · н уклидов в отдельных ландшафтах 30-к м зо нЬ1 де й ств ия н а эл е м ен ты наземной эко с исте мЬ1

Ч АЭС 11 оценка

11 Тез .

их во з­

докл. В сесоюз . с овещ.

" Принципы и м етоды ла н д ш а ф т но-г еох имич еск и х и сследоваН IIЙ миграции радионукл и дов". Сузда ль , н оябрь \989 г . М .. \989. С. 39.

153. Ф ор мы

Моло кан ов а на хождения

р езульта т е авари и

ЕЛ.,

Новикова ня .,

ц ез и я-137 на

ЧАЭ С

Сапун ов а Р.Н., ХиМ1IЧ

и стронция -90

11

в

почвах,

Вып .

1968.

64. 11 Тр.

61. C. 4-I I.

1972. 86

с.

МОl!ча нова И . В . , Михайловская л. н . , Кара ваева Е . Н . П ОДD lt жно сть

раДlt О Н УК ЛИДОВ

в

п о чв е нно -раститель н ом

Ч е рнобы льекой АЭ С // Экология.

157 .

С.

Молчанова И . В . , Куликов Н . В . Р ад и оа ктивны е IJЗ ОТОП Ы в с и стеме

почва-растение. М ,; Атомиздат.

156.

1991.

Молчанова И. В. О п о веде нии Се- 144 в н екоторых т ип ах п о чв

Ин -та экологи и растений и животных .

155.

в

Тез . докл . У к о нф . "ГеОХ ИМИ 'lеск и е I1 УТ И

мигр а ции искусств е нны х радио нуклидов в б и осфере". П ущ ин о.

154.

с. п .

загряз н е нных

\99 \. No 3.

покр овс

С.

а в ар ийн ой

зо ны

89-9 \.

Морозова Р . М . П очвообразование на п еС'lаных отложе ниях Каре ­

лии 11 П очвы сосновых АН СССР . \978. С. 4-43.

лесов

Кар ел ии .

158. Мякушко В . К Сос н о вы е леса \978. 25\ с. 159. НарышКlШ М.А . , Алексахин

Петроз аводск:

Карел.

фил .

равни нн ой ча сти УССР . Ки е в : На ук.

ду мка,

мерн ос ти р ас пред е ления

Р. М . , Молчаnов А . А . и др. Законо­

радиоактивных

про ду ктов деления

выпаде ний в лесах севера Европейской 'I ЗСТ И СССР

N.4.

С.

11

гл оба льных

Лесоведение.

1975.

\04-\06. 25 \

160. Нифонтова М.г., Алексашенко В.Н. Накопление 90Sr и 134.137Cs в // Экология. 1992. N, 3. С. 26-30. грибах, лишайниках и мхах из ближней зоны Чернобыля

161. Нифонтова М. г., Куликов Н.В. I З7сs в растениях (и фитоценозах) окрестностей Белоярской атомной электростанции им. И . В. Курчатова

Экология.

1984.

ом

81 -83. M .r., Куликов

162. Нифон тов"

Н . В. Криптоиндикация радиоактивных

выпадений из атмосферы в связи с аварией на ЧАЭС аспекты

//

С.

5.

Чернобыльской

аварии.

СПб.:

//

Радиационные

Гидр о м етео издат ,

1993.

Т.

2.

С.92-103 .

163.

Обухов А . И ., По пова А.А . Сезонная динамика и простра н ственная

вариабельность

грунтовых водах

содержания

//

020родников Б . И.,

164. Пыльная

буря

тяжелых

металлов

П очвов едение.

как

фактор

1992. N!! 9. Луя.нене r.A., выноса

С.

на У Ч .- тех н .

конф.

" Итоги

Ольховuк Ю.А . ,

165.

радионуклидного

Бондаренк о состава

1/

10

продуктов

лет

1996.

работ С.

Орлов

М . Ю .,

енЬ/ков

по

ЛИКВ Jlдации

Регионально-геохимические

r.H.

выбросов

В . Л. ,

'lepHo-

123.

ЧАЭС,

включая

// Чернобыльская катастрофа. Киев: Наук. 203-221. 166. Орлов д.е Химия ПОЧВ . М . : ИЗД-ВО МГУ , 1985.376 с. 167.

почве нно ·

Черн обыл ь-96 : Тез. Докл.

частицы С.

и

Лулнас В.И., Кузнец ов а И.Н .

последствий аварии на ЧАЭС". Зеленый Мыс , оценки

почвах

радиоактивных

быльекой аварии с загрязненной территории УМеждунар.

в

42-5 1.

Хваленский

Ю.А .,

"горячие"

думка,

1995.

Теслеuко

В . П.

Радиоактивное загрязнение территории Беларуси If России после аварии на

Чернобыльской АЭС 11 Атом. энергия.

1992. Т. 72, ВЫП. 4. С. 371 -376. 168. Осиnов В .Б. Физико-химические особенности поведения 137Cs, 90Sr

и их стабильных аналогов в почвах различных экосистем Брянской области

в зоне аварии на ЧАЭС : Автореф . дне .

1996.20 с. 169. Остапенко субори

канд. биол. наук .

...

Б.Ф . , Андрущенко А.П. Фитомасса свежей сосновой

южной левобереж ной лесостепи усе?

водству и защитному лесоразведению. Харьков, с.-х. ин-та; Т.

170.

Обни н ск,

//

Исследования по лесо­

1980.

С.

3-9.

(Зап. Харьк.

271).

Павлоцкая Ф . И. Относительная под вижн ость. СОСТОЯН~1е и формы

нахождения стронция-90. стабильного стронция и кальция в почвах. М .: Атомиздат,

171.

1973. 38

с.

Павлоцкая Ф.И . Миграция радиоактивных продуктов глобальных

выпадений в почвах. М.: Атомиздат, 1974.215 с. 172. Пав.лоцкая Ф . И .. Горя ченкова ТА., Кор обова Е . М . и др. Распре­ деление плутония 11 некоторых продуктов деле ния в почвах

1/

Тез. дакл.

Всесоюз . совещ . "Принципы и методы ландшафтно-геохимических иссле­

дований миграции радионуклидов " . Суздаль, ноябрь

173.

плутония

и

некоторых

продуктов

деления

в

зультате авари и на ЧАЭС СП б .: ГидрометеОllЗдат,

174.

аспекты

ведения

..

г . М.,

1989.

С.

81.

Пан.феров В . И ., Якушев В . И.,

загрязненных

в

ре­

Чернобыльекой аварии.

Ратников А . Н. и др. Ради ац ионно­

сельского

загрязненной в результате аварии на ЧАЭС

252

почвах ,

// Радиационные аспекты 1993. Т. 1. С. 204-21О.

Пантелеев Л.И. , КРУ2лов св

экологические

175.

1989

Павлоцкая Ф.И . , Казинская И.Е., Емельянов 8.В. и др. Миграция

//

хозяйства

Там же. С.

на

территории,

282-286.

Мартшювl4'! Б.с. и др . Радиоак-

TltBHOe заг ря зне ние р астител ьности

1995. 582

Бела р ус и. Минск : Н авука

i

тэхнiка ,

с.

176. Пастернак П . С. Справоч ник лесовода . Ки ев: Н аук . думка, 1990.

294

с.

177. Паст ернак Л. С, Молодков П. И. , Куч..ча нл. и др . Лесоводственно. экол о гические

п оследств ия

разрушения

лесов

авар ийными

выброса ми

11

Черн о быль-88 : Докл. 1 В сесоюз. на у ч.·техн . совещ . по ит огам ликв и да ции последств ий авари и н а УА Эс. Ч ер н обыль , 1989. Т . 3, ч . 2. С. 36-60. 178 . Перель т. с . Р ас про ст ранени е и зако ном ерност и р аспределе ния дождев ых червей фауны СССР. М.: Н ау ка ,

1979. 272 с .

179. Перель.ман А . И . Геохимия ландш а фта . М . : Вы с ш . шк. 1975.342 с. 180. Петря ев Е.П .. Иванова т.г., Морозова т. К. , Сурм.ач Н. г. Мигра. ционная способность Cs·l 37 и Sr·90 выброса ЧеРНОбылъской АЭ С АН БССР. С ер. XiM . навук. 1991. М 1. С. 84-88.

11

Весцi

181 . Пеmрле6 Е.П., Овсянникова СВ., Кuль'шнская сл. , Со кол ик ГА. Вл ияни е гумусовых веществ и минеральных составляющ их почв на миг· рационные с в о йства радионуклидов 11 Тез . докл. ради об и о л . съезд а . Киев , се нтябрь 1993 г . ПУЩIIНО , 1993. Ч . 3. С.793-794.

J 82. Пе тря ев Е . П., Овсянникова СВ . , Сокол ик г.А . , Рубин ч ик с. я. Р езер вы по д вижных форм чернобыльских р ад и о н укл и дов в п очвах р е с· пуБЛIIКИ Беларусь 11 Радиоэкологические пробле мы в ядерной э нер гетике и при конверсии пр о и зводства: Тез . докл. ХУ М е н делеев. съезда п о общ. и прикл . химии . Мин с к ,

1993. Т. 3.

С . 47-4 8.

183. Пет ря е в Е. П .. Со колик г.А . , Иван ова т.г. и др . Основные за ко· н омер н ост и мигр ац ии чер нобы льск их ра д ион у кли дов в ландшафтах юга

БССР

// Тез . докл . 'У ко нф . на у ч . совета при ГЕОХИ АН СССР "Гео­

Х ИМJlч ес ки е

Гомель ,

пути

С.

1990.

184.

миграции

искусственных

радионуклидов

в биосфере".

28.

Подкур пл . , Давыдов Н . Н ., Ла" д ин В . Н . , Худолей В . Н . Осо­

бенности ра с пр еде ления и миграции радионуклидов в П О'lвах

11

Ра д иоэко·

логические и э кономико · правовые аспекты землепользования после аварии

на ЧАЭС: Тез. докл. Киев,

1991.

Ч.

2.

С.

177-178.

185. Поллн с кал Л,М. Микробная сукцессия в почве : Дне . .. . д·ра биол. наук в форме нау\! . докл . М.,

1996.96 с. 186. По u о.цар ев А . В . Тонкая структура динамик и Cs·J37 и К·40 в

растениях

11

Р ад ио эколо гические, медицинские и соц и ально·экономические

последствия аварии на ЧеРНОБЫЛЬСКОЙ АЭ С: Реа Б ИЛltтация те ррито рии и н аселения . М .,

Т.

1995. С. 130. 187. По п ов А . К . Леса Тул ьской 3. С. 5-16.

област и

11

Леса ССС Р . М .: Н аука, 199б.

188. Попов В. Е., Кутняков И. В ., Жирнов в . г.

Sr·90

и

Cs·137

11

др. Химические форм ы

в аллюв иа льных почвах стронциевого пятна на территории

левобережной части

п о ймы р . Припять ближней

зоны

ЧеРН Обыльской

АЭС на

11 Тр . Ин-т а эксперим . метеОРОЛОГИII . 1993. N> 22. С. 208. 189. При ст ер Б . с. Сельскохозяйственные асп е кты посл едств ий ЧА ЭС 11 Чернобыль-96 : Тез . докл. V Между н а р . н аУ Ч . -тех н . ,",онф .

10 лет работ 1996.C. 11 .

аварии

"Итоги п о ликвидации последствий аварии н а ЧАЭ С". Зеленый Мыс.

190. При стер Б.С., Омельяненко нд.) Перепел я тников Л. В . Миграция радионуклидов

и

переход

АЭС// П о чв оведение.

их

D растения

1990. N, 10.

С.

в

зоне авар ии

Ч ернобыльской

51-59. 253

191.

Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. М.:

1981. 98

Энергоиздат,

192. состава

с.

Процак В.П., Каиmаров В.А. Динамика изменения дисперсного топливных

"горячих"

Чернобыль-96: Тез. докл.

V

частиц

в

почве

ближней

// 10 л е т Мыс. 1996.

зоны

ЧАЭС

Межцунар. науч.~техн. конф. "Итоги

работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС". Зеленый С.34-35.

193.

Пушкарев А . В., Болюх В.А., Прuймаченко В.М .

Распределение

137Cs в системе "ПО'l8а-мох" в условиях Киевского полесья // Чернобыль-94: Докл. IV Междунар. наУЧ.-техн. конф. "Итоги 8 лет работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС". Чернобыль, 1996. Т. 1. С. 518-522. 194. Растительность Европейской части СССР / Ред. СА. Грибова. л.: Наука. 1980. 429 с. 195. ция

Ратников А.Н., Жuzaрева ТЛ., Петров к.В., Попова ГИ. Мигра­

Cs-137

в

системе

почва-растение

сельскохозяйственных

областей РСФСР, загрязненных в результате аварии на ЧАЭС

V

//

угодий

Тез. Докл .

конф. ''Геохимические пути миграции искусственных радионуклидов . в

биосфере". Пущино.

196.

1991.

Рекомендации

41.

С.

по лесопользованию

на

части

территории

Рос­

сийской Федерации, подвергшейся радиоактивному загрязнению в резуль­ тате аварии на Чернобыльской АЭС М.,

197. 198.

1992.41

с.

Розанов Б . Г Морфология почв. М.: Изд-во МГУ , Розов сю

..

1983. 320

с.

Кляшторuн АЛ., Попова Л.Н., Щалов А.И. Оценка

миграционной способности радионуклидов цезия в песчаных почвах ЧА ЭС

по данным модельных экспериментов на УЧ.-тех нич.

совещ.

по

итогам

Чернобыль-90: Докл.

II

посл едствий

Всесоюз.

аварии

на

1: Миграция радионуклидов в природных средах. Чернобыль, ]990. С. 100-] 15. 199. Ромшюв В.С, Егоренков М.А .. МаЛUftовская. 3.М. Биологическая продуктивность дубрав Белорусского Полесья // Лесоведение и лес. хоз-во. Минск, 1982. Вып. 17. С. 3-9. 200. Романов В.С, Петров Е.Г. Русаленко А.И. Надземная фитомасса сосняков БССР по типам леса // Там же. 1975. Вып. 11. С. 3-15. 201. Романов ГН. , Сnирин Д . А .. АлексаХUft Р.М. Поведение радиоак­ тивных веществ в окружающей среде // Природа. 1990..М! 5. С. 53-58. 202. Романов ГН . , Сnирии Д.А., Медведев В.П. и др. Факторы, опре­ деляющ ие подвижность Cs-137// Радиационные аспекты Чернобыльской аварии. СПб.: Гидрометеоиздат, 1993. Т. 2. С. 326--334. 203. Романов С Л. Закономерности структурной организации разномасштабных полей загрязнения в зоне аварии Чернобыльской АЭС // Тез. докл.' V конф. "Геохимические пути миграции искусств енных радионуклидов в биосфере". Пущино, 1991 . С. 16. 204. Руководство по ведению сельского хозяйства в условиях радио­ Чернобыльской АЭС Т.

2,

//

ликвидации

ч.

активного загрязнения части территории РСФСР, УССР и БССР на период

1988- 1990 ГГ. М.: Госагропром СССР, 1988.48 с. 205. Руководство по ведению лесного Российской

Федерации,

подвергш ейся

результате аварии на ЧАЭС, на период

хозяйства

радиоактивному

1992-1995

п. М.,

на

территории

загрязнению

1992.65

206. Руководство по радиационному обследованию лесного 1996--2000 гг.). М., 1995.34 с. 207. Сак М.М . Аккумуляция радионуклидов корневыми

в

с. фонда (на

период

254

системами

сосн ы в р а з ных Т llП ах л еса

се нтяб рь

208.

1993

г. П у щин о.

11 Тез . д окл . РаД ltO б и оло гич еск ого 1993. Ч . 3. С. 880.

Сам ойл о в а Е . М . Динамика раз ло ж е Н~I Я о п ада л и стве нн ых п ор од

Тр. В о ронеж . з а п овед ника .

209 .

съезда . Ки ев,

Сам о й лов а

1961 . Бып. 13.

Е. М .

С.

Возврат МlIн е р ал ьны х эле м е н тов с опадо м

с ост а в почвенно го гу муса в осно вн ых п а рцсллах лнпов о· д уБО В О Г О л ес а

Б и ол . на у ки .

2 10.

1967.

М2 . С.

11

89-101 . и

//

13 1- 136.

СедУН О6 Ю . с. . Б ОРЗ UЛО 6 В . А .• Кле llllкоtJ а Н . 8 . и др . Фи з ик о· м а те ·

ма Тllч еск ое мо де Лl1р о в а нис ф о рмирования за гря з н е ния терр итор и и бл иж· н е й зо н ы Ч е РН Обыльско й А ЭС долг о жи вущ и м и рад и о н укл и да ми б ыль-88: Докл .

1 Вс есоюз.

ст ви й ав арии на Ч АЭс. Ч е рн об ы л ь.

2 11 .

Се льск охоз яй стве нн а я

Н.А . Корн е ев. М . : Э кол о гия .

2 12.

11

Ч е рн о­

на У Ч . -техн . СD в е щ . п о и то га м ЛlI К Вlща ции п о след­

1989. Т. 4.

С.

141 - 149. / Р ед.

ра д ио э к оло гия

1991. 400

Р . М . А ле к сах ин,

с.

Се менюmUIl А . М .. ПереnеляmНLt К О(JU Л . В .,

Пр u с m t:Р

Б.С . Осо­

бе нн о сти вертик а льн о й миграции стронция -9 0 и цезия - 1 3 7 в почв ах УА з е Т е з . 111 В сесоюз . ко нф . п о с . ·х. р ад и ол огии . О б нин с к , ]900. Т. 1. С . 17- 18.

2 13.

Се м е н ю пшu А. М . ,

//

Пр ист ер

Б . С .. Перtm елЯ, m нuк о tJQ Л . В . Оса ­ Cs-1 37 в п очвах зоны ЧА ЗС // Те з. до к . М .. 1989. С. 528-529.

бе НН ОСТ I1 в е ртик аль н ой миграции

1 В сесо юз . ра д и об и ол . съ е зда. 2 14. Сем е ч кtm а М . Г Стр у к ту ра На у к а. О, б . отд .. 1978. 163 с . 2 15.

фи то м а с сы сос няк ов . Н ов о с и б ир с к :

Сu дор оtJ uч Я . А .. Лuшmван И . И .. Ков алев АЛ . и д р . О п ыт о ц е нки

радиоактив н ого з а грязн е Нlt я лес ны х ландшафт о в центральн о й ~I асти Бе­

ла р уси

11 Becцi

2 16.

АН Б ела русi . Сер . б iя л . н а в у к .

1992 . .N'o 5/6.

Си л а н т ьев А . Н .. Шкураm о ва и . Г , Ха L{ кев u ч

венн ое распре де л е нlt е це зия-137

С.

44-51 .

Р. Н .

в почвах Евр о п е й с к о й

ПО ~l воведе ние. 1978. Н!! 4. С. 47-48. 2 17 . Скum ов u ч В . И .. Буд ыка

Пр остра нст.

~l aCTII

А . К .. О zор одн и ков Б . И .

ССС Р

//

Р езул ьт а т ы

д вухл ет них наб л юд е ний за размерами ради о ак т ивны х аэ р оз ол ьны х ч аст иц в

3 0 - к м з о н е УА ЗС Гидрометеоиздат .

218.

// Р а диационные аспекты 1993. Т . 1. С. 115-1 21.

Скиl1to о и'!

В . И ..

О'lOрод нu ков

Ч е рн об ыл ьс к о й ава рии . С Пб. :

Б. И.

На б л юде ния

за р аз м е рам и

ради о акт и вных аэ р оз ольных ч астиц в 30-км З Оll е ЧА ЭС в Ч е рн о быль- 88: До к л .

I

последст вий авари и н а Ч АЭс. Ч е рнО б ыль ,

219.

Смирн ов

1989.

Е . Г.• TIIX O.WUp oB Ф . А .

трав я ни стого яр уса в березо вом лесу

220.

]986- 1987

//

Т.

7,

~I . ) . С.

89- 101. 5 r-90 ра с те ни я ми 1975. X~ 2. С. 16-22.

Э к олог ия .

надз е мн о й фито м ассы сосняк о в БСС Р /1 Л ес и . хоз - во . ) 977. М 22 1. Со бо nl ОВ U Ч З . В .. Комаров В . И .. Чеба// е u ко с. и . про б л е мы

//

Н а к о п ле ни е

См оляк Л . П .. Руса ле нко А . И .. Пе тров Е . Г. Т а бл ицы

со стояни е

г.

Вс е со юз. наУЧ.-т е хн . с о в е щ . п о и т о га м л икви д ации

ф о рмы

нахождения

р ад и о н у кmt До в ч е рн об ыль с к о го выбро с а

//

и

з апа с о в

С. 68-71 . Со в ре м е нное

2.

з а ко но м е рностей

миграции

Ч ер н об ыл ь-88 : Докл .

1 В сесо ю з.

н аУ Ч . -те хн . сов ещ . п о ит о г а м л икви д ации п оследств ий а в а рии н а ЧА ЭС . Ч е рн об ы ль.

222 .

1989. Т. 5.

Сокол о в

р аД И О Н У КЛИ Д0 8

8

ч.

1. C.4-I I.

8 .8 .. A zap Koea

А . А . Мигра ц и я и вто ричн а я к о н це нтр а ция

ла н д ша фтах Евр о п е й с кой

'! аст и

РС Ф С Р

//

Тез. до к л .

В с ес о ю з. со в е щ . " П р инципы и мето д ы л андшафтн о - геох ими '!ес ких и с сле­

дова ний миграции р ад и о нукли д ав". С у з д аль, С.

13-1 7

н о я б ря

]989

г. М .,

1989.

5 1-52. 223.

Сnири до н ов с. И .. Фесенко с.в .

М атсмат и ч .е с ко е мод е лирова ние

255

поведеliИЯ

подвижных

форм

137Cs в почвах 11 Тез . докл. 11 Обнин. 1996. С. 140-142.

симпозиума по радиоэкологии. Обнинск,

С11ирин. Д . А., Алексахин Р.М., Карабан.ь Р. т. , Миш е н.ков Н . Н.

224.

Радиационные остром

11

пострад и ац ионны е изменеliИЯ в лесном биогеоце н озе при

гамма-облучении:

В лия ние

острого

11

дукт ивн ость сос н ово-березового леса С. 125- 128.

225.

гамма - облуче ния

Радиобиология .

Т.

1985 .

на

про­

вып.

25,

1.

Сmанкявuчене Д. Р. Пер с пективны е съедобные грибы Литовской

сер и их хим и ческий состав: Автореф. дис ... . канд. биол . наук. Вильнюс,

1988. 24 с . 226. Сrnеценко

Н.М.,

Табачный Л . Я.,

Бакаева

щелочноземельные элементы в агарикальных грибах 1979. Т. 36, N, 5. С. 427-430.

227.

Сmр о ган.ова М.Н.,

Калужской

области

использования почв

N,6.

и

11

Урусевская И .с.

вопросы

4,

Щелочные

сельскохозяйс твенного

1966.

Биолог ия . Почвоведение.

С.

91 - 105. 228. Сmыро

С,Д., Фu.лисmович В.И. Особе нн ости загрязнений рад и о н ук­

лидами цезия подстилающей п оверхности под кронами деревьев

1990. N, 15.

атмосферы. Вильнюс ,

229 . 230.

С.

11

Физика

87-93.

Сукач е в В . Н. И збран ны е труды. П . : На ука ,

1972-1975. Т . 1-3.

Тим о ф еев с.Ф . , Новик А . А ., Пяmкова г.г. и др. Ди н ам и ка накоп­

ления

радионуклидов

зонах

радиоактивного загряз нения

сельскохозяйственными

11

культурам и

в

Р адиоэколо ги чески е и

разли чны х экономико­

пр авовые ас п екты землепользования п осле аварии н а ЧАЭС . Киев,

193-1 96. 231 . Тиmлян о ва А.А . О п оведе нии ц езия и руби д и я в вед е ни е. 1962. М 3. С. 56--б1. 232. Тихомиров Ф.А. Вопросы радиоэкологии лесных Ч.

2.

и

Укр. ботан. журн.

П очве нн ое район ироваliие

рационального

Вестн. МГУ. Сер.

Е.А .

11

1991 .

С.

Проблемы

радиоэкологии

и

биологического

ионизирующей радиации. Сыктывкар,

233. Тихомир о в 1985 . 92 с. 234. Тих омиров

С.

11

П очво ­

биогеоценозов

действия

малых

11

доз

70--85 .

Ф.А. Радиоизотопы в почв ов едении. М.: Изд-во МГУ , Ф.А. Распределение и миграция радионуклидов в лесах

ВУРС при радиоактивных выпадениях на Южном Урале. М. : Наука,

235.

1976.

почвах

11

Экологические посл едствия аварии

1993. С. 21-39.

Тихомиров Ф.А ., Алексахин Р.М., Фе д ор о в Е.А . Миграция радио­

нуклидов

лесах

8

насаждения

и

действ и е

ионизирующих

11 Peaceful uses of atomic energy.

излучений

Viеппа :

I АЕА ,

на

лесные

Уо !.

1972.

11 .

Р . 675-684 .

236.

Тихомиров Ф-А., КЛRшmорtm АЛ. , Шеzл ов А . И . Радионуклиды в

составе вертикального внутрипочвенного стока в лесных почвах ближней

зоны Чернобыльской АЭС 11 Почвов еде ни е .

237.

дикорастущими растениями лугового ведение.

238.

1992.

М

6.

С.

38-44.

Тихомиров Ф-А . , СанжаровQ Н . И ., Смирнов Е . г. Накопление

1976.

М

2.

С.

и лесного биогеоце Н ОЗ0В

11

Sr-90 Лесо ­

22-27.

Тихомир о в Ф.А., Шалов А.И., Казаков св . , Кляшmорин. АЛ. Р ас­

пределение радионуклидов в лесных ландшафтах Ук р а ин ско г о П олесья Тез.

докл.

Всесоюз.

сове щ.

" Принципы

и

методы

мических исследований миграции радионуклидов". Суздаль, н оябрь

М"

256

1989. С. 53.

11

ла ндш афт н о-геохи ­

1989

г.

Тихомиров

239.

Ф . А ., Шеzлов А.И.,

Мамихиu

с.в . ,

Сидоров

В . П.

//

Последствия радиоактивного загрязнения лесов в зоне УАэе Черно­ быль-88: ДОКЛ. I Всесоюз. haY"l . -техн. совещ, по итогам 2-летней работы по ЛПА на Чернобылье.оЙ АЭС. Чернобыль.

1989. Т. 4.

С.

99-117.

240, Тихомиров Ф . А ., Щеzлов А . И . , Цветн ова О . Б . Грибы как биоиндикатор

доступност~

загрязнения // Тез . Докл . Т . 1. С. 45-46.

241.

111

В

Cs-137

почвах

зоны

радиоактивного

Всесоюз . конф. с .- х. радиологии. Обнинск,

1990.

Тш:о.мuров Ф .А., Щегл ов А.И., Цветнова О . Б . и др . Распределение

и миграция радионуклидов в лесах в зоне радиоактивн ого загрязнения

//

Ради ац и он ны е аспекты Ч е рн об ыльекой а варии . СПб .: Гидрометеоиздат . 1993. Т . 2. С. 41-47.

242 ,

Тихомиров Ф.А ., Щеzлов А . И ., Цветнова А . Б . , КЛЯLumорuн АЛ.

Геохими\{еская

миграция

радионуклидов

радиоактивного загрязнения ЧАзе

243.

//

в

лесных

Тран суранов ые элементы в окружающей

М .: Энергоатомиздат.

J985. 344

экосистемах

зоны

Почвоведени е.

1990. Н2 JО. С. 4J -50. среде / Ред. У.с. Хэнсон.

с.

244 . ТЮРlЩ Е . г. Методика учета ягод, ГРllбов и лекарствен ных растений при лесоустройстве

//

Лесн , хоз-во.

199 J.

Н2

С.

12.

35-37,

245 , Тюрюканова З . Б . Экология стронция-90 в nO'lBflx. М. : Атомиздат,

1976. 127

е.

246 . Тюрюканова З . Б . Почвенно-геохимически е аспекты загрязнен ия биосферы радио нуклидами (на примере стронция-90): Автореф. дис .... д-ра

биол . нау •. М .•

247.

1982. 45

е.

Тюрюканова З . Б . , Беляева Л . И .. Левкина Н . И ., Емельян ов В . В.

Ландшафтно-геохимические аспекты пов еде ния

Sr-90

в лес ных и пойм енных

биогеоценозах полесья . М .: ГК по использованию атом.

энергии СССР .

1973.40 е . 248 . Тюрюканова З.Б ., Павлоцкая Ф.И . , Баранова В . И . и др. Особен­ ности рас пределен ия 90Sr в различных типах почв Европ ейской части СССР в С.

1961 г . /1 36-46.

Радиоактивность почв и м етод ы

ее определения. М.,

1966.

249. Усачев 8 .Л. , КРIlООЛУЦКUЙ Д.А ., Марmюш.ов 8 .3. Накопление и перераспределение по профилю почвы в лабораТОРНblХ экспериментах 1985. С. 96-106.

//

Sr-90

под влиянием дождевых ч ервей

Радиоэкология почв е нны х животных . М . ,

250 . Ушакоtl Б . А ., Панфuлов А . В .. Черн ов с.А . и др. Распределение радионуклидов в лесных экос истемах СССР "Биологические

и

радиологические

//

Черн об ыльекой атомной электростанции". М .,

251 .

Федор ов Е . А .. Марmюшов В . 3 ..

Н акопление

,N;.

1.

С.

Sr-90 79-80.

252.

Тез . докл .

аспекты

J

Междунар . конф .

последс твий

1990.

С.

аварии

на

25.

Смирн о ва Е . г. , Аникина В . А .

в ГОДИ'lных споях березы бородавчатой

Федоров Е.А .. Ром анов Н . г. КОШlчественные

//

Экология .

1991.

характеристики

зависимости между уровнями загрязнения внешней среды и концентрацией

радиоизотопов в некоторых видах сельскохозяйственной продукции . М.: Атомиздат,

253.

1969. 12 с.

Федор ов с.Ф . Исследование элементов водного баланса в лесной

зоне Европейской территории СССР.

n.: Гидрометеои здат,

1977.264

с.

254. Фl~леn Д.. Редлu М .. Варро Т. Перенос илов в ПО'lвах с различной пористостью и влажностью

1/

ПО'lвоведение.

J986.

ом

10.

С.

55-62. 257

255.

Фирсакова

с.к.,

Гребенщикова

Н.В.,

Тимофеев

с.Ф.

Эффек­

тивность агромелиоративных мероприятий в снижении накопления 137а растениями на луго-пастбищных угодьях в зоне аварии на ЧАЭС

1992. М 3.

ВАСХНИЛ.

256.

Фирсакова

//

Докл.

25-27.

С.

с.к.,

Гребенщикова

Н.В.,

Тимофеев

с.Ф.

и др. Об

изменении доступности 137Cs для корневого усвоения растениями в зоне аварии на Чернобыльекой С.

1498-1500. 257. Фокин

АЭС

Докл.

//

АН СССР.

1991.

Т.320, М

6.

АД . , Чистова ЕД. О возможности применения уравнений

внутренней диффузии для описания кинетики сорбционных процессов в

// Почвоведение . 1967. N.! 6. С. 78-82. 258. Фрид А.с. Влияние свойств почвы на диффузионную миграцию в ней 5г-90: Автореф. дис, .. канд. биол. наук. п" 1970,24 с. 259, Uuрюлuк А.В., Шевченко СВ. Грибы лесных биогеоценозов. Киев: Вища шк" 1989.204 с. 260. Цветнова О . Б., Щezлов А.И. Аккумуляция 137Cs высши~и грибами и их роль в биогеохимической миграции нуклида в лесных экосистемах // Вести. МГУ. Сер. 17. Почвоведение. 1996. М4. С. 59-69. 261, Цветнова О . Б., Щеzлов А.И., Тихомиров Ф.А. Особенности почвах

накопления

цезия-137

загрязнения

//

в

грибах

Проблемы

и

ягодах

1991.

радиобиол. науч.-практ. конф. Брянск,

262.

Цветнова

разложения

О.Б., Щеzлов А . И . ,

растительного

материала

радиоактивных отходов в зоне ЧАЭС

1992. М 3. С. 28-30. 263. Цветнова нуклидов

в

и

ведения

Гомель,

264.

//

зоны

радиоактивного

сырье

в

Ч.

2.

С.

31-33.

Тихомиров ФА. пунктах

Интенсивность

временного

Вестн. МГУ. Сер.

17,

Чернов СА. Содержание

лесов,

подвергшихся

радио­

радиоактивному

С.

хозяйства

в

условиях радиоактивного загрязнения".

27.

Чебоmuна

м.я.

Влияние

воднорастворимого

вещества

подстилки на поглощение радиоактивных изотопов в почве

гические исследования почв и растений. Свердловск,

265.

захоронения

Почвоведение.

Тез. докл. Всесоюз. наУЧ.-практ. конф. "Основы организации

лесного

1990.

//

О.Б., Щеzлов А.И .,

лекарственном

загрязнению

лесов

экологического мониторинга: Материалы Рос.

Чебоrnuна

М.Я . ,

Куликов

Н.В .

1975,

Влияние

С.

лесной

// Радиоэколо­ 56--64.

воднорастворимых

продуктов разложения травянистых растений на поглощение радиоизотопов

в почве

// Экология. 1973. Х, 1. С. 102-103. 266. Чекановекая О.В. Дождевые черви и почвообразование. М.; п.: Изд-во АН СССР, 1960. 206 с. 267. Чернобыльекая катастрофа / Ред. В.Г. Барьяхтар, Киев: Наук. думка, 1995. 560 с. 268. Шестопалов В.М., Бублясь В.П., Гудзенко В.В . и др. Изучение процесса быстрой вертикальной миграции радионуклидов в геологической

среде // Чернобыль-94: Докл. IV Междун. наУЧ.-техн. конф. "Итоги 8 лет работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС", Чернобыль, 1996. Т. 1. С.

110-119. 269. Шестопалов

В . М . , Онищенко И . П. , Бублясь В.П. Влияние горизон­

тальной неоднородности покровных отложений на динамику радио нуклидов

// 10 лет работ Мыс. 1996. С. 58.

V

в зоне отчуждения ЧАЭС

Чернобыль--96: Тез. докл.

конф. "Итоги

по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС".

Зеленый

258

Междун. наУЧ.-техн.

Ш илова Е . Н .

27 0.

О

к а ч ес твенн о м

с о с таве

л и зиме трич еск и х

в од

ц е линной и о к ул ь т ур е нн о й р а з нови д н ост е й подзоли ст ы х п о чв п о да нным

пятилетни х и сследований

27 1. журн .

1/

П о чвовед е ни е.

1959. Ng 1.

С.

86-97.

1/

Шшн:ро ви ч В . Я. П о ч ве нная фау н а в р а зл ичны х т ип ах леса

1937.

Т.

26,

М

С.

2.

300 .'1 .

301 -3 10.

Шуби н В . И ., Кул ик о в а В . К ., Леонтьева Р. В . С оде р жа ни е макро ­

272.

э л е ме н тов в шля п о чны х гри бах в свя з и с п р имен е ни е м удоб р е ни й

//

Б и оло ­

г ич е ска я и хоз яй с твенн ая прод уктивн ост ь л е сны х фит о ц е ноз ов К арел ии . П етрозав одск ,

1977.

С.

27-33.

Шу в ал о в Ю . Н . Д ин а мика с о р бц ии

273.

субтроп и чес к ой зо ны Гр уз ии

274.

312

/1

П о чв о в еде ни е .

Cs -1 37 н е кото рыми 1979. N!! 12. С. 28-34.

п очвами

Шул ь ц В . , Уu кер Ф . Р ад и оэ к ол оги ч ес ки е м етоды. М .: Ми р.

1985 .

с.

275.

Шу т ов В . Н ., А ржанова Е . В .. Б а сал а ева Л. Н . и д р . В ер тик аль н ая

миг ра ция

радио ц е зия

р ад иолог ии . Обни н с к ,

в п о чвах

Щегло в А . И . ,

276 .

Т.

1990.

1.

1/

Тез . д о кл .

ПI В сесоюз.

конф . П О с.- х .

С.28 .

Тихо миров Ф . А. , Цве т нова О. Б . Б и ологич е ск и й

круго в орот и рас пр еде л е н ие р ад ион у к лидо в в л е с н ых ла н д ш афт ах 30-км

зо н ы Ч А ЭС

//

Тез. докл .

J

М ежду н ар . к о н ф . " Би о л ог ич еск и е и радиоло­

г ически е ас п е кты п ос л едств ий аварии н а 4ернобыль ской ат омной э л е к т­

р ост а нции " . М .,

С.

1990.

29.

ЩеllЮВ А. Н. , Тихомиров Ф. А ., Ц вет но ва О . Б . и др. Ра с пр едел е н и е

277.

и ми гр ац ия р ад ион у кл и дов в л ес ны х э к ос и сте м а х . М . ,

В ИНИТИ

278.

18.04.91 . М

Де п . в

Ще г лов А. И . , Тихом ир о в Ф -А ., Иветн ово О . Б . и д р . Би о геохим и я

радион у клид ов

чернобыль с к о го

пейской ч аст и С НГ С.

1991. 176 с .

1 656- В 9 1 .

//

выбр оса

в

лесны х

эко си стема х

Ра д и а ц . б иология , р а диоэкология .

Т.

1996.

36,

Е в р о­

в ыл.

4.

437-446. 279 .

Щег лов А . И ., Цв е тн о ва О . Б ., Кл яшт ОРUIl АЛ . и др . Би огеох и ­

мически й ци кл и потоки 137Cs в лесны х л а ндшафта х // Тез . докл . III съезда п о ра д и а ци о нны м и сследова ниям. Мос к ва , октябрь

Т.

2.

С.

1997

Г. П у щин о ,

1997 .

383- 384.

280.

Щегл о в А. И., Цвет н ов а О.Б., Тихом иров Ф,л . Миграция долго жи­

п у щи х р ад и о н у к л и до в ч ерн об ы л ьс ки х вып аде ний в ле сн ы х п о чва х Е в ро п ей ­

с к ой част и С НГ

281 . в едника

//

В ест н . М ГУ . Се р .

17,

П о чв о в едени е .

1992.

М

2.

с.

27- 35.

Э к с п ер имента льны е и ссл едова ния ла н д шафто в Припя тского запо ­

1 Ред.

282.

Н . В . СМ ОЛЬСК ИЙ . Мин с к .

1976. 301

с.

ЮркеВfl Ч И .Д. , Яр о ш ев uч З . Л. Б и о логич еска я

прод у к т ивн ост ь

типов и а ссо ци а ций со с н о вы х лесов ( п о исследованиям в БССР ). Мин с к : Н ау ка и т ех ни ка,

1974.289

с.

283. Якушев Б . И., Март и н о вич Б .С, Будкевич т'А . и n.р . Особе н ности а кк у м ул яции

р аД llOН У К Л И ДО В

а в ар ией н а ЧА ЭС Гид ром етео и здат,

11

в

е сте ств е нных

ц е но зах

БССР

в

с в язи

с

Р ад и а ци о нные а спе к т ы 4 е рно б ы л ь ской ав а рии . С П б.:

1993.

Т.

2.

с.

111-115 .

284. Я ку ш ев Б.и. , Мар тинович Б .С, Мо u с еенко И . Ф. и др. Ради оэ к ол о ­ гич е ская о бс т а н о вка

в

п р и род но-р астите льных

кОмпЛ екса х

Белар уси

в

свя з и с а в ар и ей на Ч е РН Об ыль с кой АЭ С // Р ад и оа к ти вн о е за г рязн е tlи е растительн ост и Б елар ус и . М и н с к : Иав у к а i т эх нiка, 1995. С . 13- 35. С . / . , Tikhomirov F .A., Shcheglov А./. е ! al . Associa(ion of de ri ved 239+240pu, 24 1А m, 90s г, 137cs with organi c matter in the so i! solution // J. Environ. Radioacti vity. 1995. Vol . 29, N 3. Р . 257-269.

28 5. Agapkina

С hе глоЬуl

259

286. Amphlelt с.в., McDonald L.A. Equilibrium slud ies оп пашгаl ionexchange minerals: 1. Caesium and sl rontium 1/ J. In org. and Nucl. Chem. 1956 . N 2. P . 40~14. • 287. Anlonopulo.s.Oom;.s М . , C/ou\la.s А ., Gaga;na.s А . Rad iocaesi um dynamics in frui. "еС 5 fo110wing .he Chernoby1 acciden. 1/ Heallh. Phys. 1991 . Уо1 . 61 . N 6. Р.837-842 .

288. ВаслпuЬег Н . , Bunz/ К. , Schimmack W. The migralion оС 137 Cs and 90S r in mullil ayred soils: Results Сгот balh, column and fall out investi gati ons 11 Nucl. Techno1. 1982. Уо1. 59. Р . 291-301. 289 . ВасллuЬег Н ., Bunzl К, Schiтmack W. Statical variability of fallout 137 0; in the so il of а cullivated fie ld 11 Environ. Monit. and Assessme nt . 1987. Vol.8. P. 93- I01. 290. ВагЬее G.G .• Brown K.W. Comparison between sucti on and freedrainage so i1-s01U1i о п samp1ers // Soi1 Sci. 1986. У о1 . 141 . N 2. Р . 149-154. 29 1. Behaviour оС radi onu c1ides in natural and semi·natura l environments 11 Ed. М . Belli, F. Tikh omirov. Luxembourg: Office (ог Publication о С th~ ЕС. 1996. 147 р . 292. Birch L., Bachojen R. Complex agents Сгот micro·organisms 11 Experientia. 1990. Yol. 46. N 8. Р . 828-834. 293 . В ог ; о О ., Chiocchini S., Cic;on; R . е! а1 . Uptake оС radiocae sium Ьу mushroom5 // Sci. То.а1 Environ. 1991 . Yol. !О6 . Р . 183-- 190. 294 . 8ruckmann А . , Wo/rer.s V. Microbial immobilisation and recyc1ing of 1370; in organic laye rs оС fo rest ecosystems: Relationship ( о envi ronmental cond itions, humification and in vertebrate acti vity II lbid . 1994. Va l. 157. Р. 249-256. 295. Bunzl К . , Kracke W. Cumulative deposition аС 137Cs, 238 pu. 239.24Opu. and 24 1 Ат [гот globa l fa ll out in soi ls Сгот forest. grassland and агаЫе land in Bavaria (FRG) // J. Environ. RadioaCl. 1988. Yol. 8. N 1. Р . 1- 14. 296. Bun zl К .. Schimmack W., KreUlzer К . , Scllierl R. Interception and retention of Chemoby1 -deri ved 134CS, 137 Cs and I ~ Ru in spruce stand 11 Sc i. Total Environ. 1989. Yol. 78. Р. 77-87. 297. Bunzl К ., Schimmock W., Kreu!zer к.. Schierl R. The mi gration of Саllош I34Cs, 137 Cs and JOOR u Сгот Chemobyl and of 137Cs Сгот weapons test ing in а forest 50il// ZlSchr. pflanzenemahr. Bodenk. 1989. Yol. 152. Р. 39-44. 298. Clint G.M .. Dighton J ., Rees S. lnf1u x of radiocaesium into fu ngal hyphae in а range of ba5idiomyce.e5 11 Mycol. ,е5 . 199 1. Уо1 . 95. N 9. Р . 1047- 1051 . 299. Clint G.M .. Harr;son А ., Оогееn Н. The release of 137Cs from plant litters and effec ts of microbial ac tivity оп this process 11 Transfer of radionuc lides in пашгаl and semi-natura1 environments. N.Y.: Elsevier, 1990. Р . 275-282. 300 . Creтer.s А .. El.sen А ., Ое Preler Р ., Maes А . Quantilative ana1ysis of radi ocaesi um relenti on in soils 11 Natu re. 1988. Vol. 335. Р . 247-248. 30 1. Doroczy S ., Bo/yo.s А .. Dezso Z. et al . Could mosses Ье used [ог the subsequent mapping of Ihe Che rnobyl fall out 11 Naturwissenschaflen. 1988. Vol. 75, N 11 . Р . 569- 570. 302. Oe\le/l L ., Tovedal Н . , Berg.strom V. et al . Observation оС fallo ut [гот the reaClor acciden. а. Chemobyl // Na.ure. 1990. Уо1 . 321 . Р. 192. . 303 . Die/! G. Zir vertei1ung radioct iver Casiurnnuk1ide un pi1zfruchtkorper 11 Z'5c hr. Mycol. 1989. Yol. 55. N 1. Р . 131-1 34. 304 . OigJllon J., Ноггill А . О . Radiocaes ium acc umulati on in the rnycorrhiza1 fungi Lactarius rufus and Inocybe logicysli s in upland Britain fol1owing the Chemoby1 acciden.// Trans. Bri •. Mycol. Soc. 1988. Yol. 91. N 2. Р . 335-337. 305. Ei.stner Е.Е . , Fink R .. Но" W. е! al. Radioactivity in mushrooms, mosses and

260

soil sarnples of defined biotops in SW Bavaria two years after Chemoby1 /1 Ecologia. 1989. Уо1 . 80. N 2. Р . 173-177. 306 . E,·tel J ., Zieg ler Н . Cs· 134/137 contamination and root uptake of differe nt forest trees before and afler Chemobyl accident /1 Radiat. and Environ. Biophys. 1991 . Уо1 . 30, N 2. Р. 147-157. 307. FAO/lAEA/WHO: Co mparati ve studies of food and епviгопmеп t аl соп· d;,;ons. У;еппа, 1975. 635 р . (Р гос. Ser.). 308 . Gale Н . / . , Humphreys D.L.O., Fisher E.M.R. Weathering of caesium·1 37 iп so;ls. 1963 . ( ARCR L-10). 309 . GuШittе О . , Dе ВгаЬаn , В., Gasia М . е . Use of mosses and lichen s fo r the evaluation of the radioactive fallout, deposits апd flows unde r fo res t·cover 11 Мет . Soc. гоу. 00' . Be1g. 1990. Уо1. 12. Р . 89-99. 3 10. Gu i Шllе О .. Fraiture А . , LлmЫnоn J. So il.fungi radiocaes ium transfe rs in forest ecosystem /1 Transfer of radionuclides in nalural and sem i-natura1 environ ments. L.; N. У ., 1990. Р .468-476 . 3 11 . Guillitre О. , Gasia М .е., LлmЫ1l0n J . et а 1 . La radiocontamination des c hampignons sa uvages еп Belgique аи Grand-Duche de Luxembourg apres I' асс id е пt nuc1ea;re de Tchemoby1 /1 М ет . Soc. Roy. В ОI. Be1g. 1987. Уо1 . 9 . Р. 79- 93. 3 12. GuШillе О . , Melin J ., Wa//berg L. Biolog ica1 pathways of radionuclides origi nali ng Гго т the Chernobyl fallo ut in а Ьо геа l foresl ecosystem /1 Sc i. То!аl Епу; го п . 1994. Уо1. 157. Р . 207-215. 313 . Н огу nа J ., Randa 2 . Up1ake of radiocaesium and a1kali meta1 s Ьу mushrooms 11 J. Rad;oana1 . and Nuc1 . Chem. Letl. 1988. Уо1. 127, N 2. Р . 107-120. 3 14. Jaracz Р . , Plasecki Е . , Mirowski S.• Wilhelmi 2 . Analysis of саmта­ radioactivilY of "h01 particles" released after Chemoby1 acciden1 /1 J. Radioanal . and Nuc1. Chem. art ;c1es. 1990. Уо1 . 14 1, N 2. Р . 243. 3 15 . Juo A.S.R .. ВагЬег S.A. Reaclio n of Sr with humic ac id 11 Soil Sci. 1969. Уо1 . 108. Р . 89-94. 3 16. Ju n A .S.R., ВагЬег S.A. Тhe retention of Strontium Ьу soi1s as intluenced Ьу рН. organic m апе г and saturation cations II lbid. 1970. Vol. 109. N 3. Р . 143- 147. 3 17 . Кегреn ~V. I37Cs sorption and dсsогрtiОП 10 proper1ies of 17 so il s 11 1У Symp. Inte r. Radioec01.: Impact acciden1s orig . mucl. e nviron. Cadarache, 1988. Уо1 . 1. Р. DI 88-D201 . 3 18 . К/оп J ., Randa Z., Benada J. et al. Investigation of no n-radioacti ve Rb. Cs and rad;ocaes;u m ; п h;gher fung; /1 Ces. mysol . 1988. Уо1. 42 , N 3. Р . 158- 169. 3 19 . Kyriny V.D ., l vanov Уu . А . , Kashparov У. А . et al . Particle·assoc iated C hemobyl fallou t in the local and interrnediate zones 11 Апп . of Nucl. Energy. 1993. Уо1. 20, N 6. Р . 415. 320. Lambinon J .• F"aiture А ., Gasia М . e t а1 . La г аdiосо пtатiпаti о п des c hampignons .sauvages еп Wallonie (Belgique) cuite а J'acc ident de Tche rnobyl 11 IV Symp. inter. Radioecol : lmpact acciden1s orig. пu с1 . environ. Cadarache . 1988. Уоl . 2. Р. Е37-Е44. 321 . Livens F.R. Chemical associations of artificial radionuclides in Cumbrian so;I, 11 J. Еп у; гоп . Rad;oac'. 1988. Уо1 . 7. Р . 75-86. 322. Livens F.R .. 8 axler M.S., Allen S.E. Associations of pl utonium with soil· o rgan;c т а " е г 11 So;1 Sc;. 1987. Уо1 . 144. Р . 124- 128. 323. Loshchi/ov N.A ., Kashparov У.А . , Yudin У. et al. Expe rimental assessmen1 of radioactive fallou1 from Chernobyl accident 11 Sicurezza е Protezione. 1991 . Уо1 . 26, N 25. Р .46. 324. M allle с. Р ., Dudas M.J. Preliminary identifi catio n of so il se parates assoc;.'ed w;,h fallo u' ШС, 11 Canad . J. So;1 Sc;. 1989. Vol. 69, N 1. Р . 17 1- 175.

261

325 . Мс Кау W . Л ., Baxter M .S . The partiti o ning оГ S hell afield deri ved rad iocac sium in Scotti sh coa stal scdiments 11 J . Envi ron. Radioa ct. 1985. N 2. P. 93- 11 4. 326. Means 1.L., Сгеаг О . А., Borcsik М . Р ., Duguid 1.0 . Absorption оГ Со and selec led acti ni dcs Ьу Мп and Fe oxides in soi ls and sedi me nt s 11 Geoc himel. Cosmochim. Ас.а . 1978. Yol . 42. Р . 1763- 1773. 327. Меjшiс V. Mykorтhizni symbi ozy. Praha. 1988. 150 р . (CSA У S'udie; 7). 328 . Mielelski J . W .. Jasinska V., КuЫ са В . et al. Radioactive con tami nation оГ Polish mushrooms 11 Sci . То.аl Environ. 1994. Yol . 157. Р . 2 17-226. 329 . Mofzalm О . , Rein en О . , Bellr Н . е! al. Die 8elahtung уоп pilzen mit radioak.iven caesium // Ztschr. Mycol . 1989. Yol. 55. N 1. Р. 135- 148. 330 . Muraтa/su У.. Yoshida 5., Sumjya М . Co ncentration оГ radiocaesium and potass ium in basid iomycetes collected in Japan /1 Sci. Tota! Environ. 199 1. Yol. 105. Р.29-39.

33 1. Nimis P.L. , Giovani с. , Padovafli R. La сопtат iп аz i оп е da IЗ 7 сs and 1З4сs nei macromiceti del Friu1 i Ve nez ia Giulia те! 1986 /1 SlUd. Geobot. 1986. Vol. 6. Р.I-121 .

332. Nisbet A.F., Lemhrechts J.F . The dynamics оГ radionuc1idc behaviour iп soi! so!ution with special геГегепсе 10 Ihe application оГ coun termeasures 11 Transfer оГ radion ucl ides in nalura1 and sе mi ·па шгаl c n v i гo nm c nl s . L.; N.Y., 1990. Р . 37 1-378. 333 . Nisllita Н . , Kowalewsky B .W., Steen A.J. , Lal'son К . Н . Fixation and extrastability of fission products contaminating variou s soils and clays /1 Soil Sci . 1956. Уоl . 8 1. Р . 317- 326. 334 . Ogwada R .Л .• Sparks D.L. А c rilical evalualion оп the use оГ the kinclics Гог dеtеrmiп iпg Ih е rmоdупаmiсs оГ ion exchangc in soils 1/ Soil Sci. Soc. Аmег. J. 1986. Уоl. 50. N 2. Р. 30G-305. 335. Olsen R.A., JOfler Е .. ВаНеn L.R. Soil fuпgi and fale оГ rad iocaes ium in the soi l ecosystem 11 Тгап s fе г of radionuc!idcs in п аtuгаl and sem i· natura! епviгоп m епts. L.; N.Y .• 1990. Р . 657-663. 336. RaJferty В. , Dawson D., KliasJltorin A.L. Decompositio n in two рi пе forcs ts: Ihe mobi li satio n оГ 137Cs and К Ггот fo rest 1itter 11 Soi l Biol , and 8iochem . 1997. N 11 / 12. Р. 1673- 168 1. 337. Rafferty В .. Kliashtr)/'/'n Л., Kuchma N. et а1. Radionuc1ide partitioning in forest ecosyste ms 11 Behavio ur оГ radio nu c!ides in natural and sе mi·п а tuгаl cnvironm ent$, Luxembourg, 1996. Р. 38-42. 338 , Ratliff R.D. Decomposil ion оГ nalive herbage and filter р арег аl fi ve meadow sites in sequoia National Park , Cali fo rn ia 11 J. Rапgе Manag. 1980. Vol . 33, N 4. Р . 262-266.

339 . Rirchie J .c. Fallout lЗ 7 сs in soils and sediment s of three smalI watersheds 11 Ecology. 1974. Уоl. 55. Р . 887-890. 340 . Romer W., SlIiltiflg С. Das diffus ibIe Phoshal des Bod cns und die АЬhапgigkеit des рhоs рhаtdiffusiопskоеГfiziепtеп vопехоgепсп Fakto rcn 11 Apch. Асkег-РПаuzепЬаu. 1988. Уоl. 32. N 2. Р . 115-122. 34 1. ROIl1Ieall с. , МУllеflаеге с., Alldre Н . е . al. Con tam ination des ccosystemes foresti ers раг le ces ium II IV Sy mp. (пt е г. Radioecol.: Impact acc idenl s o rig. nuc1. епv i гоп . Cadarache, 1988. Уо1. 1. Р . 81 8-В 25 . 342 . 5а/' С. А . , Мауе! R.W., Elston О . А. Effects of sеа sо п, grazing intensity апd diet com positio n оГ the radiocaesium intake Ьу sheep оп re·seeded hill pasture 11 J. Аррl. Ecol. 1992. Уо l . 29. N 2. Р. 378-387. 343. Saflsone F., Rossi R ., Zambelli А . Cesio radiattivo пеi macromiati del .crтitorio comasco 11 Mi col. I.al. 1988. Уоl . 17, N 3. Р . 34-40. 262

344. Shcheg/ov A.I., Tsvel1lova 0.8. Space heterogeneity of distribution and migration of Chernobyl fallou t radionuclides in the pine forests 11 Seminar оп the dynamic behaviour of radionuclides in forcsts: Book of abstracts. Stockho!m, 1992. Р.32.

345. Schllller Р. , Hande 1., Trumper R.E. De pendence of the I З7Сs so il·to·p!ant factor оп soi l parameters. // Health Phys. 1988. Vol. 55, N 3. Р . 575-577. 346. Sparks D .L. Kinetics of soil chemieal processes. 5ап Diego: Acad. Press, 1989.210 р . 347. 5tyro 5.0., 5hcheglov А.I. Distribution of long·live radionuclides in the сот топ Pine wood // 5eminar оп the dупаmiс behaviou r of radionuclides in forests: Book of ab"racts. S'ockho1m, 1992. Р . 26. 348. Tikhoтirov F.A ., Shcheglov А.I. The radioccological consequences of thc Kyshlym and Chernobyl radiation accident for forest ecosyslems // Procceding of semina r о п comparative assessmenl оп Ihe e nvironmenta l impact of radionuclides rel eased during three major nuclear ассidепts: Kyshtym, Windscale, Cllernoby l. Luxembourg, 1990. Уо1. 2. Р. 867-887. 349. Trojan О.А .. M cNeill к.с. Radioactive contamination of soil 11 Canad. J. Phys. 1962. Уо1. 40, N 3. Р . 370-372. 350. Уаn Voris Р .. Cowan СЕ ., Ca/aldo О.А . еl al. Chernobyl case st udy: modelli ng the dynamics o f long·term cycling and storage of lЗ7сs in fore sted ecosystems // Transfer of radionuclides in natural апd semi· natural е пviгопmепt s. L.; N.Y., 1990. Р . 61-73. 35 1. Wal/on А . The distribution in soi ls radioacli vity Сгот weapons tests // J. Geophys. Res. 1963. Уо1. 68, N 5. Р. 1485- 1486. 352. Withersp oo n J.P. Cycling оГ caesium·134 in while oak trees // Беоl. Monogr. 1962. Уо1 . 34, N 4. Р . 403-420. 353. Wi/h erspoon J.P. Cycling of caesium- 134 in white oak trces оп silcs of contrasting soi1 type and moisture // Radioecology / Ed. У. 5chults and А. Юетепt. N.Y.: Reinho1d, 1962. Р . 127-132. 354. W;/}lerspoon J.P., Tay/or F.G. Retention оГ fallout simulated СОПlаiпiпg Шеs Ьу Pine and Oak "се, Healllh Phys. 1969. Уо1. 17. Р. 825-839. 355. Witkamp М . Assessrncnt оГ rnicrobial immоЫli sаtiоп of mineral еlеmе пt s // Bio1. Soi1. 1967. N 7. Р. 36-37. 356. Witkaтp М .. Crossley Jr. The ro1е of arthropod s and mic roflora in breakdown of whi'e oak 1illcr // Pedobio10gia. 1966. Bd. 6, Н . 3/4. Р . 293-303. 357. Yos1lida S., Muraтatsu У . Accumulation of radiocae sium in basidiomycctes collected from Japancse forests // 5сЁ. Total Environ. 1994. Vol. 157. Р. 197-205. Iгап s fег

//

СОДЕРЖАНИЕ

ВВЕДЕНИЕ . . . ... . .. . . . .. .. .. .. . ... . . ............ . ... .. ... .. ........ ..... .. . . .. ... ........ . .. . ... .... . . .. . .

3

МЕТОДИЧЕ СКИЕ ПРИНЦИПЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И РАДИО -

1.

ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ТЕРРИТОРИИ

...... .... ..

6

1.1. Методиче с кие ПрИ Н Щ1ПЫ .... . .... . 1.2. Ради о экол о гическая характеристика

6 15

1.3. П о чвенн о- р астительный

20

РОЛЬ ЛЕСНЫХ

2.

покров

............... ............ ............................

БИОГЕОЦЕНОЗОВ В

ПЕРВИЧНОМ РАС-

ПРЕДЕЛЕНИИ РАДИОАКТИВНЫХ вьmАДЕНИЙ

... .............. ....

2 .1. Др е ве с ный яр ус и ради о активны е выпад ения ...................................

2.2.

Первичн о е э косисте мах

3.

перера с преде ле ние

раДИ О НУК Л И ДО 8

8

52

РАДИОНУКЛИДОВ РАЗЛИЧНЫМИ ВИДАМИ

РАСТИТЕЛЬНОСТИ И ГРИБАМИ В ЛЕ С НЫХ БГЦ

3.1. 3.2.

Ради о нуклиды в древ ес ном ярусе

3.3.

Аккум уляция радионуклидов вы с шими грибами

Ради о н у клиды

49

л е сных

. ............... ... .... .... .. ......... ..... .. ...........................................

НАКОПЛЕНИЕ

49

.................

... .. .. .. ..... ......... ... ...... ........... ..... ..... .

8 ТРЗВЯН Q- кустарничко вом ярусе л есных БГЦ ... ......

............................ .,

57 57 112 120

З.4. Нак о пление радионукл идов другими видами лесох о зяй ственной п родукци и

4.

. ....... .... ..... ................ ..... .. ........ ... ..... ... ... ..... .... .... ...

О С НОВНЫ Е

ЗАКОНОМЕРНОСТИ

НУКЛИДОВ В ЛЕСНЫХ ПОЧВАХ

ПОВЕДЕНИЯ

129

РАДИО-

........... ......... .......................... .

136

4 . 1. Ради о ну к лидный со став загрязн е ния почв ........... ............ .. .. ..... . ., .....

136

4.2.

Пр о стр а н ст в е нная неодн о родн ость ра д и о ак т и в н ого за грязн е ния п оч в

................ .. ..................................... .......................................... ...

4 . З . Дин а микэ, пл отности ради о активного загрязн е ния п о чв

.................

4.4. Вертикаль н ое распре деление радионуклидов в ПРОфllле п о чв ....... . 4.5. Особе нности распределе ния 90Sr в профил е лесных п о чв ................

5. ФОРМЫ СОЕДИНЕНИЙ РАДИОНУКЛИДОВ И

1З9

147 150 172

ИХ МИГРА -

ЦИОННАЯ СПОСОБНОСТЬ В ЛЕСНЫХ ПОЧВАХ

....... .... ... ....

177

5 . 1. Физико·химические фо рмы соединений ради о нуклидов в п о чвах ..

177

5 .2.

Физич е ски е

и

физико·химические

пр о ц е ссы

р аД If О НУКЛИДОВ (мод е льные эксп е рименты )

264

8 миграции .......... .... ... ..... ... ....... .. ...

187

БИОГЕОХИМИЧЕСКИЕ ПОТОКИ РАДИОНУКЛИДОВ ВЛЕС-

6.

НЫХ ЛАНдШАФТАХ

.... ... ...........

197

6.1 . Поступление в составе растительного опада . ............. .............. 6.2. Высвобождение раДИОНУКЛИДQВ в процессе трансформации расти-

.................... ......... ................

197

тельного Qпада и ПОДСТИПКИ .............. . ........ . . ................... . .... .......... ...

6.3.

венного стока ............ ... .... .................. ,............................................... 6.4. Поступление радионуклидов с кроновыми и СТВОЛОВЫМИ водами.. 6.5. Перераспределение радионуклидов в системе геохимически сопряженных ландшафтов ........... ... ....................... ,."........................

7.

203

~играция радио нуклидов в составе вертикального внутрипоч-

209 222 224

КОНЦЕПТУАЛЬНАЯ МОДЕЛЬ И ПАРА МЕТРЫ БИОГЕОХИ-

МИЧЕСКОЙ МИГРАЦИИ ЗАКЛЮЧЕНИЕ ЛИТЕРАТУРА

1J7e,

В ЛЕСНЫХ ЛАНДШАФТАХ ...

................................................... ........... ........................ ...

................ ......... ............... .... ... ............ .... ... ..... ............

230 239 242

CONTENTS

I NТRОDU СПО N

...................................................................................... .

3

METHODOLOGICAL APPROACHES ТО ТНЕ STUDY AND RADIOECOLOGICAL CHARACТERISТICS OF ТНЕ INVESTIGAТED TERRITORY ........ .. ..................... ..................... ...................... 1.1. Mcthodologi cal approaches ......................... .. ... .... ....... , ...... .... " .. ........ . 1.2. Radioecological charactcristics .... . 1.3. Soil and vegetative CQver ........... .

6 6 15 20

IМРА СТ OF FOREST BIOGEOCENOSES ON ТНЕ INIТI AL DISTRIBUTION OF RADIOACTIVE FALLOUT ...... . 2.1. lnteraction of radioactive fallout with агЬогеаl vegetation ......... ... ............ . 2.2. Initial distribution of radionuclides оует forest ecosystems ..

49 49 52

ACCUMULATION OF RADIONUCLIDES ВУ PLA NT AND FUNGI SPECIES IN FOREST BIOGEOCENOSES .......................... ... ........... . Radionuclide behaviour in агЬогеаl veget3tion .......... ."............................. Radionuclide behaviour in herbaceous vegetation ......... ... ........................ Accumulation of radionuclides Ьу higher fungi ................................. . Radionuclide сопсепtгаtiоп iп various kinds of forest product ....................

57 57 112 120 129

PECULIARIТIES OF RADIONUCLIDE BEHAVIOUR IN FOREST SOILS ........................ ................................ ... ............... .. ..... ........ . Rаdiопuсlidе composition of (Ь е cOnlaminated soils ................................ . Spatial heterogeneity of {Ье radioactive contamination in the soi!s .. Deposit ion dynamics in the soils .......................................... Venical distribulion of radionuclides in the soil рroШ е ................... Spec ifics ~f 90S r distribution in the рroШе of forest soi!s ...... "".. .............

136 136 139 147 156 172

1.

2.

3. 3.1. 3.2. 3.3. 3.4. 4. 4.1. 4.2. 4.3. 4.4. 4.5. 5.

CHEMICAL FORMS OF RADIONUCLIDES AND THEIR MIGRATION АВ ILITY IN FOREST SOILS ............. ... .............. ... ......... .......... 5.]. Physico-chemi ca! fоП11S of radionuclides in tlle soils ...... 5.2. ТЬе contribution of individual physical and physico-chemical processes 10 the radionuclide rnigration (laboratory and field experiments) ....................

177 177 187

6.

BIOGEOCHEMICAL FLUXES OF RADIONUCLIDES THROUGH FOREST LANDSCAPES ... ....................... ........... ......... .............. ... ..... . 6.1. Radionuclide fluxes with littcrfal1 ............................................ " ............. . 266

197 197

6.2. Release of radi onucl ides from Ihe planl debris and fores l litter in the course of decomposition processes ............. ................. .......... ....... ........... ........ 6.3. Radi onuclide magralion in the vertical intrasoil flow .............. .. ........ ......... 6.4. Radionuclides in throughfall and stemf10w .................................. ". 6.5. Redistribution of radionuclides in the sys tem of geochem ically jo int

203 209 222

landscapes .......... .... ............. ...... .. .......................... ................................

224

7.

CONCEPТUAL MODEL AND PARAMETERS OF 137с, МIGRАТЮN

IN FOREST LANDSCAPES ........................ .... .................................. СОNСLUSЮNS

...........................................................................................

REFERENCES ............... ............................................................................ .

\

230 239 242

Н аучное ЮДaJше

Щ еглов Алексей Иванович БИОГЕОХИМИЯ ТЕХНОГЕННЫХ РАДИОНУКЛИДОВ

В ЛЕСНЫХ ЭКО С И СТЕМАХ По материалам JО-летнu-Х. исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС

Утвержде но к печати У ч ен ым советом факультета почво ведения

М оско вского государстве нн о го университета I!M . М . В. Ломоносова

3ав . редакцие it А.А. Фролова Реда ктор М . В . Грачева

Х УДО ЖНИК Г.М. КОРОВИllа Тех ничеСI(IП-' редактор З.Б. ПаяЛlОК К о рр е кторы з.д. Алексее ва. НЛ . Круглова. т. и . Ш еповалова На бо р If верстка выполнены в и здател ьстве на компьютер но й технике

ПР К.

020297

ОТ

23.06. 1997

П од писа н о к пе ч ати 1 9.05.2СЮО Ф ор м ат

х

60

90 1/16. rapltllTypa

Таймс

П е ча т1. о ф сетная Усл. п е'l .л.

17.0. Усл.кр .-отт. 17,4. 200 ЭК3 . Тип . зак. 3246

У ч . -изд.л.

18.9

До п . Т ll раж

И здательство

11 7864

" Н аука ··

ГС П -7. М ос ква

8-485.

Профсоюз ная ул ..

Са нкт- П ете рбургск ая ти по r,>афия

199034. Са нкт- Петербург 8 -34, 9-я линия, 12

90

А. и. Щеглов

БИОГЕОХИМИЯ ТЕХНОГЕННЫХ РАДИОНУКЛИДОВ в лесных экосистемах

.

'

(

Дuтjln'1/(u

•

lCУПОбum ор .