ВЫСВОБОЖДЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В ПРОЦЕССЕ ТРАНСФОРМАЦИИ РАСТИТЕЛЬНОГО ОПАДА И ПОДСТИЛКИ

Исследование процессов трансформации растительных остатков в составе опада и лесных подстилок и выноса из них радионуклидов приобретает особую актуальность при радиоактивном загрязнении территории. Во-первых, подстилки являются основным депо радионуклидов в лесных биогеоценозах при атмосферных выпадениях [242, 277]. Во-вторых, в процессе трансформации растительных остатков образующиеся РОВ способствуют переходу радионуклидов из частиц выпадений в более миграционно-подвижные формы, в частности радионуклид-органические соединения [2-6, 333]. Кроме того, свежий опад древесной растительности сам содержит достаточное количество
Таблица 74. Выщелачивание радионуклидов из некоторых компонентов опада лесных БГЦ в межвегетационный период 1989-1990 гг. (средние значения при п * 20), % от исходного содержания в опаде

Компоненты опада	IY	144Се	134Cs	l37Cs	t06Ru
Хвоя сосны	38,6	42,4	40,8	32,3	45,1
Ветви мелкие	55,8	71,1	59,2	51,8	68,6
Кора наружная	58,2	65,5	57,2	49,3	71,7
Листья осины	51,3	63,2	52,5	44,1	61,3

радионуклидов. При его разложении эти радионуклиды поступают в почвенный профиль также в миграционно-активных формах.
За осенне-зимне-весенний период из опада в зависимости от его состава (или типа БГЦ) высвобождается от 30 до 70% содержащихся в нем радионуклидов (табл. 74). Минимальная величина рассматриваемого показателя отмечается в сосняках, а максимальная - в лиственно-хвойных лесах, что находится в соответствии с интенсивностью протекания процессов разложения опада и выщелачивания из него химических элементов в различных БГЦ [208, 209]. Интенсивность выщелачивания из опада различных радионуклидов практически одинакова и составляет в среднем около 50%. Среди гамма- излучающих радионуклидов повышенным процентом потерь характеризуется 106Ru, что особенно проявляется в хвойных ценозах. Наиболее интенсивно радионуклиды высвобождаются из коры наружной, ветвей и в меньшей степени из хвои. Это, вероятнее всего, обусловлено особенностями загрязнения данных структур: поверхностным - коры наружной и ветвей и инкорпорированным - внутри тканей ассимилирующих органов. В то же время по сравнению с хвоей интенсивность выщелачивания радионуклидов из ассимилирующих органов лиственных пород заметно выше.
Сопоставляя процессы высвобождения радионуклидов из растительного опада и частиц радиоактивных выпадений [92, 221], однозначно можно заключить, что миграционная способность радионуклидов, поступающих в почву с опадом, несравнимо выше, чем в составе радиоактивных выпадений. Другими словами, растительность усиливает миграционную способность радионуклидов.
Анализ декомпозиционных процессов показывает, что в естественных условиях микробиологическая деятельность, а, соответственно, интенсивность разложения в профиле лесных почв в течение вегетационного периода почти во всех случаях максимальна в ферментативном слое подстилки и минимальна в минеральной толще почвы на глубине 1,5 м (рис. 83), что согласуется с имеющимися в научной литературе данными [61, 63, 338]. Исключением являются торфяно- глеевые почвы черноольховых лесов (уч. Д-3), где микробиологическая активность на поверхности выше, чем внутри подстилки. Очевидно это связано с особенностями гидротермических условий как в различных слоях подстилки, так и БГЦ. В автоморфных лесных почвах более

/ - на поверхности почвы; 2 - на глубине 150 см; 3 - в слое 02; 4 - в слое 0-5 см
благоприятный гидротермический режим складывается в подгоризонте подстилки 02 в сравнении с Ol, который служит защитой от резких колебаний температуры и влажности для нижележащих слоев. В условиях торфяных гидроморфных почв максимально благоприятные условия для разложения создаются в поверхностном слое Ol [114].
Сравнение интенсивности разложения тестового материала в почвах различных ценозов позволяет констатировать, что роль декомпозиционных процессов в биогеохимической миграции радионуклидов в лесных экосистемах значительно выше, чем в других наземных растительных экосистемах (луг, залежь) (см. рис. 83).
В межвегетационный период в соответствии с затуханием микробиологической активности интенсивность разложения органического материала во всех БГЦ заметно снижается, но наиболее резко это выражено на луговых и залежных участках (см. рис. 83). Последнее’ связано с более выраженной степенью континентальности микроклимата на открытых участках агроценозов в сравнении с лесными БГЦ [33]. Общие закономерности характера разложения тестового материала в целом сходны с наблюдаемыми при разложении растительных остатков опада на поверхности почвы и в слоях Ol и 02 подстилки. На поверхности уменьшение массы образцов подгоризонта Ol, представленного свежим растительным опадом, в зависимости от типа БГЦ составляет 38-45%/год, а за 2 года - 60-65% (рис. 84). Максимальная потеря массы характерна для широколиственно-хвойных лесов, сформированных на автоморфных ландшафтах (уч. Д-1), а минимальная - для ценозов на гидроморфных ландшафтах (уч. Д-3). Во всех ценозах органический материал слоя Ol (свежий опад) разлагается быстрее, чем слоя 02, в значительной степени уже подвергшийся влиянию процессов трансформации: 60% и 30% в год, соответственно.
В течение года максимальная интенсивность разложения органи-

Рис. 84. Изменение массы образцов подстилки (7) и содержания в них радиоцезия (2) в различных вариантах опыта, % от начального

Варианты опыта / - в эксперименте используются образцы слоя 01, отобранные на исследуемом участке; // - в эксперименте используются образцы слоя 01, перенесенные на исследуемый участок с более загрязненной территории ческого материала слоев 01 и 02 наблюдается в летне-осенний период (рис.

85), что связано с более благоприятными гидротермическими условиями для развития микробиологической деятельности в это время, и минимальная - зимой, а также в засушливые весенние периоды, когда низкие температура или влажность создают неблагоприятные условия для разложения.
В процессе разложения органических остатков, несмотря на значительную потерю веса, содержание радионуклидов в них изменяется неоднозначно. В случае перемещения материала с более загрязненного участка на поверхность почвы участка с меньшей плотностью загрязнения содержание радионуклидов в образцах подстилки при разложении падает в примерном соответствии с потерей массы (см. рис. 84). В вариантах же опыта с закладкой образцов подстилки в почву тех участков, где они были отобраны, наблюдается не уменьшение, а напротив, увеличение содержания радиоцезия. Это особенно характерно для образцов материала Ol, в то время как для материала из слоя 02 изменение содержания 137Cs практически не происходит. Наблюдаемое явление связано с тем, что содержание радионуклидов в свежем опаде, формирующем горизонт Ol, примерно на 2 порядка ниже их содержания в лесной подстилке (особенно в ферментативном слое). При контакте такого опада с подстилкой одновременно с выщелачиванием происходит привнос радионуклидов из более загрязненных слоев в результате механической деятельности почвенной мезо- фауны и транспорта радиоцезия гифами почвенных грибов [294]. Таким

Рис 87. Интенсивность разложения экспериментального материала в почве на глубине 150 см при локальном скоплении растительных остатков
I - целлюлоза; II - хвойный опад; III - листовой опад
образом, при разложении растительных остатков на поверхности почвы высвобождение радионуклидов из растительного материала часто маскируется их привносом из более загрязненных нижних слоев подстилки. В отсутствие последнего среднегодовое суммарное поступление радиоцезия из свежеобразованного слоя Ol составляет 40-70%/год в зависимости от климатических условий года и типа БГЦ при несколько более активном высвобождении радионуклидов на участках гидро- морфных ландшафтов.
Для макроэлементов, таких как К, Na, Са, увеличения запасов в листовом слое подстилки Ol при его трансформации не наблюдается, хотя в слое 02 прослеживается тенденция к такому увеличению, особенно к концу вегетационного периода (рис. 86). Это, по-видимому,

связано с вертикальным перераспределением элементов внутри самой подстилки при разложении свежего опада. Различия в поведении радиоцезия и стабильных элементов безусловно подтверждают наличие восходящего тока 137Cs из более загрязненных нижних в менее за- грязненные верхние слои подстилки. Для макроэлементов такой градиент концентрации отсутствует или слабо выражен.
При дезактивации территории путем захоронения лесной подстилки в почвенно-грунтовую толщу на глубину 1-1,5 м (что имело место в 30-километровой зоне ЧАЭС) интенсивность миграционных потоков радионуклидов, перемещенных с подстилкой, не снижается. В экспериментах по изучению декомпозиционных процессов в почвенногрунтовой толще на глубине 1-1,5 м при искусственном локальном скоплении растительного 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 Украинского Полесья как высокая аэрация даже на больших глубинах, достаточная обеспеченность их влагой, а также стабильность и близость к оптимальному температурного режима [33]. В данных условиях дополнительное внесение энергетического материала обусловливает "аномально" высокую интенсивность разложения и потерь органиа- ческого материала: около 90% целлюлозы и 70% подстилки (табл. 75). В условиях анаэробиозиса (при близком залегании грунтовых вод) трансформация органических остатков замедляется, но не столь существенно, как это можно было бы предположить; в среднем всего на 15-20%. Потери радионуклидов при трансформации органики на глубине 1,5-2,0 м за год составляют 70% от их исходной активности, причем максимальные потери отмечаются для l06Ru, затем 137Cs и в меньшей степени 144Се.
Таким образом, при локальном скоплении растительного материала на глубине 1-1,5 м не происходит консервации, т.е. замедления разложения органических остатков. Напротив, отмечается резкая вспыш-
Таблица 75. Потери органического вещества и радионуклидов при разложении растительного материала в условиях захоронения РАО в течение вегетационного периода (апрель-октябрь), % от исходного

Вид материала	Потеря органического	Суммарная гамма-актив	144Се	l34Cs	l37Cs	,06Ru
	вещества	ность

Элювиальный ландшафт

Лиственно-хвойная подстилка	70,6 71 62,5 Аккумулятивный ландшафт	67,5	66,8	100
Хвойная подстилка	58,8 43,8 49,5	42	41,3	44
Лиственная подстилка	45,7 59Д 100	49,4	44,5	100

ка микробиологической деятельности, в результате чего происходит высвобождение большого количества растворимых органических веществ и усиление миграционной способности радионуклидов вследствие образования более подвижных радионуклид-органических соединений. В особенности это будет проявляться для радионуклидов, у которых необменная фиксация в минеральной толще почв слабо выражена, таких как ^Sr и 106Ru.

<< | >>

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 ВЫСВОБОЖДЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В ПРОЦЕССЕ ТРАНСФОРМАЦИИ РАСТИТЕЛЬНОГО ОПАДА И ПОДСТИЛКИ:

- 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 -