СОДЕРЖАНИЕ И ДИНАМИКА РАСПРЕДЕЛЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОДПОДСТИЛОЧНОЙ ТОЛЩЕ ПОЧВ

Количество радионуклидов, поступающих в минеральную толщу лесных почв, инверсно отражает удерживающую способность подстилки. В отличие от слоя О в минеральные горизонты радионуклиды, как правило, поступают в миграционно-подвижных формах (за исключением их части, перемещающейся в составе частиц радиоактивных выпадений без их разрушения, в результате биогенных процессов и лессиважа, а также на участках с невыраженным слоем подстилки). Поэтому специфика их распределения в этой части профиля в большей степени определяется физическими и физико-химическими свойствами почв, а не физико-химической формой радиоактивных выпадений.
Общей закономерностью профильного распределения в почвах автоморфных ландшафтов одного из основных дозообразующих радионуклидов чернобыльского выброса - 137Cs - 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 зависимости от плотности загрязнения ценоза. Т.е. по истечении 10 лет после выпадений максимальная глубина проникновения радионуклидов в значимых количествах в почву на автоморфных ландшафтах колеблется от 30 до 70 см.
В почвах гидроморфного ряда интенсивность миграции радионуклидов 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 радионуклидов с глубиной и нет столь выраженной аккумуляции в верхнем подподстилочном слое. Такое распределение, видимо, обусловлено слабой выраженностью необменной сорбции 137Cs в торфяных горизонтах этих почв. В целом же в ряду гидроморфных почв максимальная 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.

Рис. 55. Распределение 137Cs в минеральной толще лесных почв (% от суммы в минеральной толще) автомофных (7) и гидроморфных (2) ландшафтов
а - Киевская обл., уч. Д-1, Д-3; б - Брянская обл., уч. Кл-1, Кл-2

Рис. 56. Распределение 137Cs в минеральной толще лесных почв различных БГЦ (% от плотности загрязнения)

1 - широколиственно-хвойный лес, гидроморфный ландшафт; 2 - широколиственнохвойный лес, автоморфный ландшафт; 3 - сосняк, автоморфный ландшафт
Повышенная вертикальная миграция радионуклидов в гидроморфных почвах аккумулятивных ландшафтов с высоким уровнем залегания грунтовых вод (поймы, болота, замкнутые понижения) диктует необходимость отнесения этих ландшафтов к критическим, т.е, зонам наиболее вероятного и быстрого поступления радионуклидов в грунтовые воды и, соответственно, первоочередного радиационного мониторинга.

Рис. 57. Распределение 137Cs в профиле луговых почв различных БГЦ 1 - заболоченный луг; 2 - залежь; 3 - пойменный луг

Заметное влияние на вертикальное распределение радионуклидов i почвенной толще оказывает тип биогеоценоза (рис. 56). Повышенная интенсивность миграции 137Cs в подподстилочные слои отмечается i лиственных лесах, что обусловлено спецификой процессов почвооб разования в этих условиях, в частности, составом опада, скоростью егс трансформации и интенсивностью потоков образовавшихся растворимых органических веществ (РОВ). Как известно, в лиственных v лиственно-хвойных лесах минерализация растительного опада происходит более интенсивно и, соответственно, поток РОВ выше, чем е хвойных ценозах [208, 209]. Среди сосняков наибольшая миграция радионуклидов отмечается в полновозрастных ценозах на аккумулятивных ландшафтах и наименьшая - в относительно молодых посадках сосны на элювиальных ландшафтах.
В сравнении с лесными почвами интенсивность миграции радионуклидов в почвах залежи и заболоченных лугов выражена значительно слабее (рис. 57). В этих почвах до настоящего времени максимальное количество радионуклидов отмечается в верхней 2-3-сантиметровой толще [184, 195]. В нижележащих горизонтах их содержание резко падает до следовых значений на глубине 6-7 см. Исключением являются почвы заболоченных пойменных лугов, где интенсивность миграции радионуклидов значительно выше, чем в почвах залежи. В этих условиях она близка к таковой в лесных почвах аккумулятивных ландшафтов.
Заглубление загрязнения в почвенном профиле сопровождается изменением его радионуклидного состава: с глубиной идет нарастание доли изотопов цезия и уменьшение доли 144Се и 106Ru (табл. 63). Отмеченное явление, очевидно, обусловлено различной миграционной подвижностью отдельных радионуклидов [135, 154]. Наибольшей подвижностью характеризуются изотопы цезия и минимальной - церия.
Повышенной миграционной способностью характеризуется 106Ru в
Таблица 63. Дифференциация радионуклидного состава загрязнения по профилю почв (1990 г.), %

Глуби- на, см	30-километровая зона ЧАЭС (уч. Д-1)				Тульская обл. (уч. Пл-1)
Глуби- на, см	\|44Се	IJ4Cs	l37Cs	l06Ru	\|44Се	l34Cs	l37Cs	I06Ru
0-1	18,5	8,6	57,7	15,2	_	10,7	84,4	4,9
1-2	20,0	7,9	59,8	12,3	-	12,4	87,6	-
2-3	18,8	8,3	60,1	12,8	-	11,8	88,2	-
3-4	17,2	9,2	73,6	-	-	11,8	88,2	-
4-5	13,2	9,3	77,5	-	-	11,6	88,4	-
5-6	-	11,4	88,6	-	-	12,6	87,4	-
6-7	-	11,5	88,5	-	-	12,6	87,4	-
7-8	-	11*5	88,5	-	-	12	88	-
8-9	-	12,0	88	-	-	11	89	-
9-10	-	12,0	88	-	-	И	89	-
10-11	-	12,0	88	-	-	10,5	89,5	-
11-12	-	-	100	-	-	11	89	-
12-13	-	-	100	-	-	11,2	88,8	-
13-14	-	-	100	-	-	11,8	88,2	-
14-15	-	-	100	-	-	10,1	89,9	-
15-20	-	-	100	-	-	-	-	-

Примечание Прочерк означает содержание радионуклидов ниже детектируемого уровня.

сосновых насаждениях. Это, видимо, связано со способностью данного элемента находиться как в катионной, так и в анионной формах [211]. Анионные формы Ru более подвижны, а в присутствии фульвокислот его растворимость возрастает на 2-3 порядка [42]. По сравнению с другими радионуклидами рутений сильнее реагирует на подкисление среды [211, 317]. Все перечисленные факторы (фульватный состав органического вещества, кислая реакция среды и ряд других) присущи, как известно, хвойным ценозам и обусловливают увеличение миграционной подвижности Ru в сосняках [60,166].
Многолетняя динамика в минеральных горизонтах почвы в отличие от лесной подстилки сходна и характеризуется постоянным ростом запасов радионуклидов. Различия состоят лишь в величинах годового приращения их количества в отдельных слоях (рис. 58). Наиболее значимое поступление радионуклидов (137Cs) на всех территориях наблюдается в слой 0-5 см, среди почв - в почвы болотного ряда, а среди БГЦ - в лиственные и лиственно-хвойные ценозы автоморфных ландшафтов дальней части зоны загрязнения; минимальна величина поступления 137Cs- в хвойные БГЦ и ценозы ближней части зоны выпадений. Годовое приращение количества 137Cs в слое 0-5 см в среднем составляет: на гидроморфных участках - около 4%, автоморфных участках дальней части зоны - примерно 3%, ближней части зоны - 1,5; в слой 5-10 см, соответственно, приблизительно 1, 0,5 и 0,1-0,4% и т.д.

Рис. 58. Динамика вертикального перераспределения 137Cs в минеральной толще лесных почв 30-километровой зоны ЧАЭС (Украина)
Слои: 1 - 0-5 см; 2 - 5-10 см; 3 - 10-20 см; 4 - 20-30 см; 5 - 30-40 см

В лиственных ценозах лесостепи характер динамики содержания 137Cs в целом сходен с таковой в широколиственно-хвойных и хвойных БГЦ на дерново-подзолистых песчаных почвах. Однако в черноземах отмечается более высокий уровень поступления 137Cs в минеральные слои (рис. 59, табл. 62). Здесь через 6-7 лет после выпадений в слой 5 см перемещается более 70% активности. Т.е. средняя величина годового перераспределения 137Cs из лесной подстилки составляет более 10%, что значительно выше данного показателя в гидроморфных почвах, которые характеризуются максимальной интенсивностью миграции радионуклидов. Также отмечается высокое годовое перемещение ,37Cs в слой 5-10 см - более 4%. В черноземах очевидно наличие специфического процесса, обусловливающего "аномально” высокую скорость перераспределения радионуклидов в почвенном профиле.
Среди процессов, определяющих перераспределение веществ в почве: конвективный перенос, диффузия и биогенная миграция, первые два существенной роли не играют. Скорость диффузии в черноземах крайне мала. Незначителен и перенос радионуклидов с вертикальным

внутрипочвенным стоком, в песчаных почвах на глубине более 30 см он не превышает десятой доли процента в год от плотности загрязнения [242]. В черноземах эта величина должна быть еще меньше, поскольку она находится в прямой зависимости от количества свободной гравитационной влаги в почве, которое, как известно, здесь невелико [52]. Идентичность физико-химической природы выпадений на территориях с черноземными и дерново-подзолистыми почвами (Тульская, Брянская обл.) свидетельствует, что повышенная миграция радионуклидов в черноземах также не может определяться различиями в растворимости радионуклидых выпадений. Таким процессом может являться биогенная миграция, поскольку наиболее интенсивное перемещение I37Cs в этих почвах наблюдается, в основном, в 0-10-санти- метровой толще, где трансформация растительных остатков максимально выражена. В более глубоких слоях (глубже 10 см) динамика запасов 137Cs практически незначима.
Таблица 64. Численность дождевых червей в лесных биогеоценозах, экз./м2

Область	Вид леса	Численность червей	Автор
Тульская	Широколиственный	200-300	[266]
Брянская	Лиственно-хвойный	96	[271]
	Сосновый	18	[271]

По подсчетам некоторых авторов, почвенные беспозвоночные, в частности дождевые черви, за год могут перерабатывать до 600 т/га почвы, перемещая нижележащие слои на поверхность, но главным образом, перемешивая верхние, обогащенные свежими растительными остатками горизонты почвы с более глубокими [70, 178, 266, 271]. Между количеством дождевых червей (табл. 64) и интенсивностью перераспределения веществ в почву существует прямая взаимосвязь. Последнее справедливо и для радионуклидов. В результате жизнедеятельности люмбрициды за довольно короткий отрезок времени перемещают в глубь почвенной толщи более 50% количества радионуклидов, первоначально находящихся на поверхности. В этой связи уместно подчеркнуть, что радиоактивность копролитов дождевых червей превышает радиоактивность почвы почти в 2 раза [249]. Различия в численности люмбрицид даже в черноземах под хвойными и широколиственно-хвойными лесами, сформированными в непосредственной близости друг от друга, сказываются на интенсивности миграции радионуклидов (количество дождевых червей в сосняках ниже, поскольку эти организмы не способны использовать опад хвойных пород в пищу [178]). Влиянием биогенного фактора ряд исследователей объясняет и значительное повышение содержания 137Cs в поверхностных и подземных водах территорий с черноземными почвами этого региона [222].
При формировании черноземов в других гидротермических условиях, в частности в Западной Сибири, роль дождевых червей в
процессах миграции веществ не столь существенна, поскольку количество их в глубокопромерзающих почвах относительно невелико. Поэтому распределение радионуклидов в выщелоченных черноземах на территории Восточноуральского следа существенно отличается от такового в черноземах центра Русской равнины под лесом [201].
Таким образом, интенсивность вертикального перераспределения радионуклидов в целом определяется всей совокупностью процессов почвообразования, но в качестве ведущего фактора могут выступать разные показатели в зависимости от конкретных биоклиматических условий территории загрязнения и времени, прошедшего после аварии. Неоднородность сложения лесных почв (т.е. наличие в профиле органогенного слоя - подстилки, и минеральной толщи) является дополнительным фактором, усложняющим параметризацию процессов миграции радионуклидов в этих условиях. Соответственно этому экстраполяция параметров вертикальной миграции радионуклидов и прямой перенос существующих диффузионных и конвективнодиффузионных моделей миграции радионуклидов, установленных для почв определенных регионов, на другие районы даже с аналогичными типами почв неправомерна. Для отражения и прогноза перераспределения радиоактивных веществ в лесных почвах необходимо выделение блока лесной подстилки и минеральной толщи; для почв лесостепи и степи, а также пойменных и дерновых почв, где зоофактор играет существенную роль в миграционных процессах, следует вводить дополнительный блок, описывающий влияние зоофактора.

<< | >>

↑

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 СОДЕРЖАНИЕ И ДИНАМИКА РАСПРЕДЕЛЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОДПОДСТИЛОЧНОЙ ТОЛЩЕ 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 -