Накопление Cs-137 растительностью лесного ценоза ГЛХУ «Хойникский лесхоз»

Основной величиной, характеризующей смыв радионуклидов поверхностным стоком, является коэффициент смыва, представляющий собой долю суммарного количества радионуклидов, мигрирующих с поверхностным стоком. При этом радионуклиды могут поступать в водосборную территорию, как в растворенном виде, так и во взвесях.

Результаты эксперимента показали, что смыв радионуклидов происходил в основном с твердыми взвесями. При этом количество радионуклидов, смываемых в растворенном виде с дерново-луговой и песчаной почв, соответственно в 4,6-7,3 и 31,7-55,0 раза меньше, чем с взвесями. Для песчаной почвы характерны повышенные значения коэффициентов смыва радионуклидов с взвесями, что, по-видимому, связано с относительно высокой скоростью поверхностных эрозионных процессов и значительным смывом песка с участка. В то же время на песчаных склонах, лишенных растительности, указанные коэффициенты могут на два порядка превышать соответствующие величины для задернованных участков (n×10-2) [11].

Дерново-подзолистые супесчаные и песчаные почвы водоразделов имеют высокую подвижность радионуклидов, поэтому в стоке с этих почв высокая концентрация радионуклидов, которые выносятся в пойму, где их содержание в почве может быть в 2 - 3 раза выше, чем в почве водораздела. Водоразделы, сложенные черноземом, прочнее поглощают радионуклиды, поэтому стоки с них содержат мало радионуклидов, в результате чего в почвах поймы концентрация радионуклидов ниже, чем в почвах водораздела [2,24].

Проведенные исследования показали, что миграционная способность стронция-90 в 10 и более раз выше, чем цезия-137. Авторы публикуемых материалов объясняют, что стронций находится в почве преимущественно в водорастворимой форме и в виде комплексов с органическим веществом. С поверхностными и грунтовыми водами радионуклиды выносятся в реки и мигрируют по течению рек до впадения в моря. В результате этого происходят очистка почвы водосбора и вторичное загрязнение водных систем радионуклидами.

Таким образом, масштабы и интенсивность горизонтальной миграции радионуклидов могут изменяться в зависимости от многих факторов (почвенных условий, особенностей рельефа и ландшафта, системы обработки почвы, структуры посевов) и приводить к вторичному загрязнению почв и растений [18,42].

1.3 Пути и механизмы поступления радионуклидов   цезия-137 в растительность лесного ценоза

Проблема глобального загрязнения окружающей среды во второй половине ХХ в. привела к осознанию важности эколого-биосферной роли лесов при различного рода техногенных выпадениях, в том числе и радиоактивных. Об этом впервые (1950-1960) заговорили видные ученые прошедшего столетия (Н.В. Тимофеев-Ресовский, В.М. Клечковский, А. А. Молчанов, Р.М. Алексахин, Ф.А. Тихомиров и др.), Ими было показано, что леса характеризуются высокой удерживающей способностью по отношению к аэральным радиоактивным выпадениям и медленным самоочищением надземной части растительного яруса, а продукция лесного хозяйства имеет более высокие уровни загрязнения по сравнению с сельскохозяйственной. Лесные биогеоценозы, и в первую очередь хвойные, относятся к наиболее радиочувствительным компонентам биосферы наряду с млекопитающими. Выяснилось, что лесные экосистемы играют важную роль в аккумуляции радионуклидов не только на этапе аэральных выпадений, но и проявляется в последующем - в сдерживании вертикальных и горизонтальных потоков элементов за пределы зоны первичного загрязнения.

Масштабы чернобыльской аварии были столь велики, что значимому радиоактивному загрязнению (более 1 Ки/км2) только в пределах центральной части Восточно-Европейской равнины подверглись несколько природно-климатических зон: от южнотаежной до лесостепной и степной. На большей части максимально загрязненной территории сформированы кислые, ненасыщенные, слабогумусированные, хорошо дренированные (содержание песка около 95%) лесные почвы, которые слабо удерживают соединения различной природы, что способствует интенсивной профильной и ландшафтной миграции радионуклидов. В дерново-подзолистых и подзолистых песчаных почвах автоморфных ландшафтов единственный геохимический барьер на пути вертикальной миграции радионуклидов - лесная подстилка. Специфика минералогического состава этих почв допускает фиксацию цезия глинистыми минералами лишь в тонком подстилочном слое. В целом же комплекс физических и физико-химических свойств рассматриваемых почв предопределяет относительно более высокую миграционную подвижность стронция-90 по сравнению с цезием-137. В болотных почвах наличие торфяных горизонтов обусловливает высокую обменную поглотительную способность и слабую необменную фиксацию радионуклидов, что, напротив, определяет относительно меньшую подвижность стронция-90 по сравнению с цезием-137. Наибольшей же способностью к закреплению любых радионуклидов на загрязненной территории обладают серые лесные почвы и черноземы.

Проведенные исследования показали, что сразу после аварии на лесные массивы осело на 20-30 % больше аэральных радиоактивных выпадений, чем на прилегающие безлесные участки. Установлено, что самые высокие концентрации отмечены на наветренных (со стороны источника выброса) лесных опушках шириной 20-50 м, в отдельных случаях 200-300 м. Повышенное отложение радио-нуклидов наблюдалось и в зоне одиночно стоящих деревьев [34,21].

Естественно, первоначально основное количество радиоактивных веществ было задержано в кронах деревьев (от 40 до 90%). Аккумулирующая роль древесного яруса в этот период определялась коэффициентом удерживания (отношением количества радионуклидов, накопленных в растениях, к суммарному количеству выпавшей на территорию радиоактивности). Установлено, что величина коэффициента зависит от вид растения и периода его вегетации, сомкнутости крон, а также ряда климатических факторов (скорости и направления ветра, количества атмосферных осадков и др.), физико-химической формы и дисперсности радиоактивных выпадений. Подтвердились закономерности, отмеченные в работах еще дочернобыльского периода: хвойные ценозы характеризуются большей задерживающей способностью по сравнению с лиственными насаждениями, в особенности дубравами [3,40].

Максимальные уровни загрязнения отмечались в органах, экспонированных к внешнему загрязнению, - листьях, мелких ветвях, наружных слоях коры. В целом же непосредственно после аварии удельная активность растительного яруса определялась только поверхностным загрязнением, а его радионуклидный состав полностью соответствовал содержанию выпавшей радиоактивной смеси. В ближней зоне выпадений он был представлен всем спектром продуктов деления ядерного топлива, на более удаленной территории - в основном долгоживущими изотопами цезия-137. При этом уже через два месяца после выброса на всей территории в радионуклидном составе загрязнения внутренних структур древесных пород, первоначально не загрязненных, фиксировался цезий-137. Это было обусловлено его внекорневым потреблением растениями.

Сразу после аварии связь радиоактивных частиц с поверхностью растений была очень слабая, и под действием ветра, атмосферных осадков они быстро перемещались под полог леса. Первый период полуочищения древесного яруса (без учета радиоактивного распада) составлял от двух недель до месяца, и в результате к августу 1986 г. активность в кронах деревьев снизилась до 10-20% от первоначальной (с учетом радиоактивного распада) [9,36].

Наиболее интенсивно процессы дезактивации радионуклидов в растительном ярусе протекали на территориях, где выпали более крупные радиоактивные частицы (в 5-10- километровой зоне отчуждения), а также в лиственных ценозах. В хвойных экосистемах эти процессы протекали медленнее, так как продолжительность «жизни» хвои составляет три-четыре года.

Другая преграда для радионуклидов на пути вертикальной миграции из атмосферы - произрастающая под пологом леса травянистая растительность, задерживающая способность которой зависит от проективного покрытия, величины биомассы, строения листьев.

Однако биомасса видов напочвенного покрова и площадь их проективного покрытия невелики, поэтому аккумулирующая роль травяно-кустарничкового яруса не столь значима по сравнению с древесными растениями [44].

Уже через два-три месяца после выпадений основная часть (до 80%) выпавших радиоактивных веществ в лесных экосистемах перемещается под полог леса, хотя процессы самоочищения древесного и травяно-кустарничкового ярусов в загрязненных лесах доминируют и в последующие два-три года. Основную экологическую роль в регулировании миграционных потоков радионуклидов в лесных экосистемах начинает играть почва.

Роль лесных подстилок, как аккумуляторов ультрамикроконцентраций глобально выпавших из атмосферы радионуклидов, была отмечена еще в 60-е гг. (Witkamp M., Frank M.L., 1964; Auerbach S.I. et al., 1967; Карабань Р.Т., Тихомиров Ф.А., 1968; Антропова З.Г., Белова Е.И., 1973). В наиболее общем случае способность лесных подстилок удерживать радионуклиды находится в прямой зависимости от их запаса (массы подстилки на единице площади) или толщины.

Установлено, что переход из лесной подстилки в минеральную часть почвы для основной массы радионуклидов происходит в виде водорастворимых металлоорганических соединений хелатного типа - продуктов разложения органического вещества [25].

Лесная подстилка - основной почвенный горизонт лесных экосистем, где первоначально аккумулируются и в дальнейшем длительное время удерживаются радионуклиды. Как известно, она неоднородна и состоит из трех слоев, или подгоризонтов. Верхний, листовой, слой представлен свежим растительным опадом, незатронутым разложением; нижележащий, ферментативный, - состоит из частично трансформированных в процессе разложения растительных остатков, но сохранивших свое морфологическое строение; нижний, гумифицированный, - представлен органическим веществом растительных остатков. Такое строение лесной подстилки предопределяет то, что первоначально до 90% радиоактивных веществ, поступивших из растительного яруса, аккумулируется в листовом слое. Затем в результате ежегодного поступления на поверхность почвы свежего, относительно более чистого растительного опада, процессов переноса с почвенной фауной и миграции радионуклидов вместе с нисходящей влагой происходит перемещение загрязняющих веществ внутри ее подгоризонтов. Верхний, листовой, слой активно очищается. Особенно интенсивно этот процесс протекает в первые годы после аварии. В дальнейшем темпы снижения относительного количества радионуклидов существенно замедляются, и через четыре-пять лет их содержание в верхнем слое стабилизируется приблизительно на одном уровне (около 1% от общих запасов в подстилке) независимо от биогеоценоза. В ферментативном и гумифицированном слоях все иначе. Здесь запасы радионуклидов постепенно растут до максимальных отметок, затем также снижаются и стабилизируются на определенном уровне в зависимости от типа биогеоценоза, ландшафто-экологических условий и слоя подстилки. Так, в ферментативном слое максимум в содержании цезия-137 приходится на пятый-шестой год, а стабилизация его запасов происходит примерно еще через три-четыре года. В настоящее время содержание цезия-137 в этом подгоризонте уже стабилизировалось на уровне 10%. В то же время в нижнем подгоризонте достижение относительного максимума сдвинуто во времени на более поздние сроки (на шестой седьмой год), а снижения в содержании цезия-137, характерного для вышележащих слоев подстилки, до настоящего времени не наблюдается. Таким образом, регуляция потока радиоактивных веществ в перспективе будет происходить главным образом в гумифицированном подгоризонте.

Анализ публикуемых материалов свидетельствует о том, что в подстилке лесных экосистем сейчас удерживается в среднем от 50 до 70% выпавших радионуклидов: максимально - в хвойных ценозах автоморфных ландшафтов и значительно меньше - в смешанных лесах аккумулятивных ландшафтов. Исключение - лиственные ценозы лесостепи с невыраженной или фрагментарно выраженной подстилкой. Здесь уже через два года после аварии подстилка утратила свое значение в аккумуляции радионуклидов, так как основное их количество перемещается в минеральные слои почвенного профиля [29].

Установлено, что удерживающая способность подстилки определяется ее мощностью, составом и морфологическим строением. В лиственных лесах с неполнопрофильной и маломощной подстилкой наблюдается наибольшая интенсивность миграции радионуклидов (в частности, цезия-137) в минеральную толщу. В хвойных лесах (в особенности в мертвопокровных ельниках) с полнопрофильными мощными подстилками (до 5-7 см) и в настоящее время удерживается до 80% выпавшего цезия-137. Позитивное влияние на удерживающую способность подстилки оказывает моховой покров: чем он больше развит, тем выше аккумуляция радионуклидов в подстилке. Проведенные исследования показали, что по удерживающей способности подстилки лесные биогеоценозы можно расположить в следующем порядке: лиственный лес < широколиственно-хвойный лес < хвойный лес с невыраженным моховым покровом < хвойный лес с выраженным моховым покровом.

Максимальная глубина проникновения радионуклидов в измеримых количествах в почву на автоморфных ландшафтах колеблется от 30 до 70 см [20].

 Данная величина в основном  определяется плотностью загрязнения  территории. Повышенная интенсивность перераспределения радионуклидов (цезия-137) в подподстилочные слои отмечается в лиственных лесах. В хвойных ценозах наибольшая миграция радионуклидов наблюдается в полновозрастных лесах и значительно меньшая - в относительно молодых посадках сосны.

В гидроморфных почвах по сравнению с автоморфными интенсивность вертикальной миграции радионуклидов выше примерно в два-три раза. Здесь не происходит выраженной аккумуляции цезия-137 в верхнем подподстилоном слое. Распределение радионуклидов по глубине почвенного горизонта этих типов почв более плавное. Среди болотных почв максимальная интенсивность миграции цезия-137 наблюдается в почвах черноольховых лесов гидроморфных ландшафтов и минимальная - в почвах верховых сфагновых болот. В черноземах под лесом отмечается более высокий (в особенности в первые пять лет) уровень поступления радионуклидов в минеральные слои, чем в гидроморфных почвах. Высокая интенсивность перераспределения радионуклидов в черноземных почвах под лесом связана, с одной стороны, с зоогенным фактором (в частности, с деятельностью дождевых червей), а с другой - со слабой удерживающей способностью подстилки. К настоящему времени в минеральные слои почв в зависимости от типа биогеоценоза мигрировало от 30 до 100% радионуклидов, причем наиболее интенсивно эти процессы протекают в почвах лиственных лесов лесостепи.

Прогнозируется, что  после аварии на ЧАЭС в дальней части зоны загрязнения более 50% радионуклидов  переместится в минеральные слои почвы. В системе растительный ярус- лесная подстилка- минеральная толща почв должно наступить состояние, близкое к равновесному. В то же время в 30 километровой зоне до 60-70% выпавших радионуклидов по-прежнему будет удерживаться в подстилке.