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

НовозыБКОвI

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)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-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'-IссJM 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

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 >

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 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 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.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-- _- - - ........-........--.......-- -........ ' 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- 3I2000

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,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
< ' 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

~

"

~ ~

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


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 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 .