ПРОСТРАНСТВЕННАЯ НЕОДНОРОДНОСТЬ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ

Особенности чернобыльского выброса радиоактивных веществ обусловили изначально высокую пространственную неоднородность распределения радионуклидов не только на больших территориях, но и в пределах локальных участков. Основной закономерностью структурной организации полей загрязнения на макроуровне, по мнению ряда исследователей, является выраженная дифференциация зон на область '’подфакельного" пространства (радиусом около 60 км), непосредственно прилегающую к реактору, и область "разгрузки", прослеживающуюся на расстояние 250 и более км. Между этими областями отмечаются серьезные различия по характеру распределения и формам нахождения радионуклидов в составе выпадений [96, 203]. В пределах небольших площадей в области "подфакельного" пространства распределение радионуклидов хорошо аппроксимируется лог-нормальным законом, по мере удаления от источника выброса распределение частот встречаемости величин содержания радионуклидов смещается вправо по отношению к нормальному, но не является лог-нормальным [7,92,289]. Т.е. с увеличением расстояния от поврежденного реактора распределение радионуклидов чернобыльских выпадений приближается к таковому глобальных выпадений, распределение которых подчиняется нормальному закону [216].
Неравномерность распределения радиоактивных выпадений по территории РФ, занятой лесами, примерно одинакова и колеблется по средним данным в диапазоне от 22 до 30% (табл. 53). Также можно говорить о тенденции увеличения размаха варьирования рассмат-

Таблица 53. Пространственная неоднородность радиоактивного загрязнения лесных почв ,37С$ (по данным на 1992 г.), Ки/км2

Участок

±т

V,%

шах

nun

Пл-2	16	Тульская обл.(Россия) 9,1 2,12 0,53	23,3	13,7	6,1
Х-2	24	Калужская обл. (Россия) 9,6 0,6 2,17	22,6	13,3	6,8
НЗ-1	26	Брянская обл. (Россия) 39,0 11,3 2,75	28,2	63,0	15,4
Ш-5	30-километровая зона ЧАЭС (Украина) 289 103,4 32,4 1,91 32,4			270,0	11,2
	Примечание Уел. обозн. см. в табл. 26.

Таблица 54 Статистические показатели содержания радионуклидов в почвах автоморфных ландшафтов ближней зоны ЧАЭС (по данным на 1991 г.), Ки/км2

Слой	м	±т	G	V,%	max	min
			137Cs
О	103,4	1,91	32,43	31,0	270,0	11,0
6-5	18,23	0,82	13,9	76,2	130,0	1,7
5-10	1,68	0,11	1,84	109,3	19,0	0,13
0-10	19,68	0,83	14,09	72,0	132,7	1,98
О+ (0-10)	122,9	1,84	31,31	25,0	282,5	23,1
			134Cs
О	10,28	0,20	34,03	33,0	28,0	, 1,0
0-5	1,83	0,08	1,41	76,9	13,0	0,15
5-10	0,17	0,01	0,19	114,9	2,1	0,0
0-10	1,97	0,08	1,40	71,0	13,2	0,17
О+ (0-10)	12,52	0,19	3,29	27,0	29,2	23,0
			144Се
О	17,53	0,27	4,66	27,0	30,0	1,9
0-5	1,38	0,12	2,11	152,1	22,0	0,0
5-10	0,02	0,01	0,06	428,4	13,0	0,0
0-10	1,12	0,12	2,06	184,0	22,0	0,0
О + (0-10)	18,94	0,25	4,19	22,0	32,2	3,2
			i°6Ru
О	12,25	0,34	5,81	47,0	77,0	0,0
0-5	0,84	0,10	1,72	206,7	13,0	0,0
5-10	0,004	0,002	0,04	867,7	0,5	0,0
0-10	0,84	0,10	1,72	205,0	13,0	0,0
О+ (0-10)	13,09	0,33	5,63	43,0	77,0	0,0
			l.y
О	143,4	2,51	42,2	29,0	326,0	15,6
0-5	22,28	1,08	18,32	82,2	178,9	1,85
5-10	1,87	0,12	2,03	108,7	21,0	0,13
0-10	23,89	1,09	18,54	78,0	181,8	2,15
О + (0-10)	167,3	2,35	39,95	24,0	341,0	30,3

Примечание Уел. обозн. см. в табл. 26.

венной неоднородности содержания радионуклидов. Степень этих изменений в почвах автоморфных и гидроморфных ландшафтов неодинакова. В почвах автоморфных ландшафтов как для суммарной плотности загрязнения, так и для всех рассматриваемых нуклидов установлено резкое возрастание неоднородности их содержания с
глубиной (см.

табл. 52, рис. 45). Причины заключаются в неодинаковой миграционной подвижности различных радионуклидов [236, 242], неоднородности мощности и строения лесной подстилки, а также степени выраженности мохового покрова, определяющих удерживающую способность подстилки. Значительное нарастание величины V с глубиной в почвах автоморфных ландшафтов свидетельствует о том, что в результате миграции первоначальная неоднородность загрязнения не сглаживается, как это можно было бы предположить, а нарастает, и граница внутрипрофильного заглубления радионуклидов приобретает языковатую форму. Все это, очевидно, и определяет повышенную неравномерность загрязнения растительного покрова по сравнению с таковой почв. Суммарная плотность загрязнения почвенного профиля в целом характеризуется минимальным варьированием и, видимо, в наибольшей степени отражает первоначальную неравномерность выпадений [236, 242, 277]. Вместе с тем, сравнивая V плотности радиоактивного загрязнения лесных участков с варьированием содержания в них тяжелых металлов, а также макроэлементов, таких как Са и К, можно констатировать, что данные показатели очень близки [50, 102, 163]. Отличительной особенностью является лишь то, что нарастание V с глубиной у радиоактивных элементов происходит более резко по сравнению с макроэлементами. Со временем при достижении квазиравновесного состояния в распределении радионуклидов данные различия, по-видимому, будут сглаживаться.

В почвах гидроморфных ландшафтов изменение коэффициента варьирования содержания радионуклидов с глубиной меняется незначительно (см. рис. 44), что свидетельствует о фронтальном перераспределении их в глубь профиля. Объясняется это несколькими причинами. Высокая насыщенность влагой гидроморфных почв оказывает прямое влияние на процессы конвективного и диффузионного переноса радионуклидов, ускоряя их [18, 139, 254], а повышенное количество растворимых органических веществ усиливает миграционную подвижность большинства радионуклидов, образуя с ними подвижные органоминеральные соединения [5].
В многолетнем ряду пространственная неоднородность суммарной плотности радиоактивного загрязнения почв снижается (примерно в 2 раза к 5-му году) (табл. 55).

Рис. 46 Карта-схемы плотностей загрязнения l37Cs (Ки/км2) подстилки лесных БГЦ, расположенных на различном удалении от ЧАЭС: А - 5 км от ЧАЭС, М. 1 500; Б - 500 км от ЧАЭС, М 1:300

Таблица 55. Динамика коэффициентов варьирования суммарной плотности радиоактивного загрязнения почв экспериментальных участков, %

Год	Участки
Год	д-1	д-з	К-2	Ш-1
1986	36	39	_	_
1987	41	38	31	43
1991	-	_	-	24
1994	17	17	-	-
Примечание. Прочерк означает отсутствие данных.

Очевидно, деструкция выпавших частиц и переход значительной части радионуклидов в растворимое состояние способствуют их более равномерному перераспределению в почвенном блоке.
Более адекватно картину пространственной неоднородности содержания радионуклидов в почвах отражает картографический метод (карта-схемы). Он позволяет не только выявить более тонкие особенности распределения, но также и динамику процессов вторичного перераспределения радионуклидов в разных БГЦ. Карта-схемы (рис. 46) свидетельствуют о значительном отличии пространственного распределения радиоактивных выпадений в лесах РФ и на участках 30-километровой зоны ЧАЭС, хотя, как отмечалось, величины V на сравниваемых территориях относительно близки. Распределение радионуклидов в почвах зоны отселения Украины имеет выраженный концентрически-замкнутый, мелкомозаичный, очаговый характер и не согласуется с геоморфологическим строением поверхности. Такой характер обусловлен физико-химической формой радиоактивных выпадений в этом регионе [94, 96]. Данное положение подтверждается соответствием распределения изотопов цезия с "матричным" нуклидом "горячих" частиц ,44Се (рис. 47). Следовательно, распределение этих радионуклидов определяется первоначальной неравномерностью радиоактивных выпадений и их перераспределения между элементами микро- и мезорельефа не происходит.
На удаленных территориях пространственное распределение 137Cs иное (см. рис. 46, 48). Изолинии плотности загрязнения имеют закономерно изменяющийся характер, повторяющий геоморфологическое строение поверхности. На карта-схемах отмечается лишь небольшое количество локальных участков с повышенной плотностью загрязнения, напоминающих элементы очаговости на участках 30-километровой зоны. Их количество снижается в ряду от автоморфных к гидроморфным почвам. Последнее связано с повышенной миграционной подвижностью радионуклидов в условиях гидроморфных ландшафтов и, соответственно, более быстрым сглаживанием неоднородностей первичного распределения плотности загрязнения. Отсутствие выраженной мозаичности на карта-схемах свидетельствует о том, что распределение элементов радиоактивных выпадений на этих территориях

Рис. 47. Карта-схема плотностей загрязнения 144Се (Ки/км2) подстилки лесных БГЦ, расположенных на расстоянии 5 км от ЧАЭС, М. 1 : 600

более подвержено влиянию внутриландшафтного перераспределения.
Карта-схемы наглядно демонстрируют также различия в миграционной подвижности отдельных радионуклидов в почвенном профиле и особенности пространственной неоднородности течения этого процесса. Видно, что в нижних слоях почвенной толщи (5-10 см) сохраняется микроочаговость в распределении радионуклидов (рис. 49). Это однозначно свидетельствует о локальном характере их миграции по вертикально-сопряженным микрозонам [118], в том числе в составе частиц, перемещающихся без разрушения в результате биогенной миграции и лессиважа [40, 55]. Это подтверждается также результатами авторадиографии данных частиц в профиле почв. Установлено, что хотя с глубиной их количество уменьшается, но вклад в суммарное загрязнение соответствующего слоя не изменяется [72].
Таким образом, особенностью пространственного распределения радиоактивных выпадений является выраженная микроочаговость, которая усиливается по мере приближения к источнику выброса. В процессе вертикальной миграции радионуклидов пространственная неоднородность их содержания меняется. В почвах автоморфных ландшафтов она резко возрастает, а в почвах гидроморфных ландшафтов с глубиной меняется мало. В этих условиях миграция в основном идет по типу "фронтального” перемещения.

Рис. 48. Карта-схемы плотностей загрязнения 137Cs (Ки/км2) почв различных ландшафтов (Калужская обл.), М. 1 : 300 Ландшафты. А - элювиальный (широколиственно-сосновый лес); Б - аккумулятивный (пойменное осоковое болото)

Рис. 49. Карта-схема плотностей загрязнения 144Се (Ки/км2) слоя 5-10 см лесных почв, расположенных в 5-километровой зоне ЧАЭС

Наиболее интенсивно процессы внутриландшафтного перераспределения радионуклидов идут в гидромофных ландшафтах и в значительно меньшей степени - на автоморфных участках, где отмечается большая мозаичность в их распределении. Распределение радионуклидов в луговых и лугово-болотных ценозах спустя 5-8 лет после аварии утрачивает признаки первичного распределения и определяется процессами вторичного перераспределения, в то время как в автоморфных ландшафтах они еще сохраняются.

<< | >>

↑

Источник: Щеглов А.И.. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС.. 2000

Еще по теме ПРОСТРАНСТВЕННАЯ НЕОДНОРОДНОСТЬ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ:

- Геохимия -

- Биология - Ветеринария - Взаимоотношения животных - Все животные - Геология - Зоопсихология - Коровы - Кошки - Лечение животных - Лошади - Насекомые - Науки о Земле - Опасные растения и животные - Растительный мир - Редкие животные - Сельское хозяйство - Собаки - Экология -