ЗАКОНОМЕРНОСТИ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ Cs И ^Sr ПО СТРУКТУРНЫМ КОМПОНЕНТАМ ДРЕВОСТОЯ

На территориях, подвергшихся загрязнению, удельная активность компонентов древостоя, как и плотность загрязнения, варьирует в широком диапазоне величин lt;3-4 математических порядка). Поэтому при определении общих закономерностей поведения радионуклидов в структуре биогеоценозов усреднение показателей концентрации (Бк/кг) неправомерно и показатели удельной активности 137Cs и 90Sr
Таблица 21. Ряды относительного распределения 137Cs в структурных компонентах древостоев лесов автоморфных ландшафтов

Район	Порода	Ряды относительного распределения
	По данным на 1986 г.
30-километровая зона ЧАЭС	Сосна	В.М.gt;Х gt;К.Н.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др
	Береза	Л.gt;В.М.gt;К.Н.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
	Дуб	В.М gt;К.Н.gt;В.Крgt;Л.gt;К.В.gt;Др.
	Осина	Л.gt;В.М.gt;К.Н.gt;В.Кр gt;К.В.gt;Др.
	Ольха	Л.gt;В.М.gt;К.Н.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
	По данным, на 1992 г.
30-километровая зона ЧАЭС	Сосна	К.Н.gt;Х.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
Брянская обл. РФ		Х.gt;К.Нgt;К.Н.gt;В.Мgt;В.Кр.gt;Др.
Калужская обл. РФ		Х.gt;К.Н.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
Тульская обл. РФ		К.Н.gt;Х.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
30-километровая зона ЧАЭС	Береза	К.Н.gt;Л.gt;В.М.gt;В.Кр gt;К.В.gt;Др.
Брянская обл. РФ		К.Н.gt;Л.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
Калужская обл. РФ		К.Н gt;Л.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
Тульская обл РФ		К.Н.gt;Л,gt;В.М.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
30-километровая зона ЧАЭС	Дуб	К.Н gt;Л.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;В М.gt;Др.
Брянская обл. РФ		К.Н.gt;Л.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;В.М.gt;Др.
Калужская обл. РФ		К.Н.gt;В.Кр.gt;Л.gt;К.В.gt;В.М.gt;Др.
Тульская обл. РФ		К.Н.gt;В.Кр.gt;Л.gt;К.В.gt;В.М.gt;Др
30-километровая зона ЧАЭС	Осина	К Н-gt;Л.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
Брянская обл. РФ		К.Н gt;Лgt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
Калужская обл. РФ		К.Н.gt;Л.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
30-километровая зона ЧАЭС	Ольха	К.Н.gt;Л.gt;В.М.gt;К.В.gt;В.Кр gt;Др.
Калужская обл. РФ		К.Н.gt;Л .gt;В .М.gt;К.В .gt;В. Кр.gt;Др.
Примечание. X. - хвоя текущего года; Л. - кора внутренняя; В.Кр. - ветви крупные; В.М.		листья; К.Н. - кора наружная; К.В. - - ветви мелкие; Др. - древесина.

целесообразнее представлять в виде рядов относительного распределения (табл. 21). Такое представление результатов дает возможность оперирования большими выборками данных (по всей территории) и выявления на этой основе достаточно обоснованных закономерностей распределения 137Cs и ^Sr по структурным органам пород.
В обобщенном виде можно констатировать, что на большей части загрязненной территории центральных районов Русской равнины максимальная концентрация 137 Cs отмечается в коре, затем (в порядке убывания) в ассимилирующих органах, ветках и минимальная - в древесине. В то же время внутри этих рядов наблюдаются определенные вариации, которые свидетельствуют о сложности механизмов перераспределения радионуклидов по структурным компонентам различных пород и зависимости данных процессов от физиологических особенностей вида, типа радиоактивных выпадений, почвенно-экологических условий и временного фактора.
На этапе аэрального загрязнения (1986 г.) максимальная концентрация 137Cs практически у всех пород наблюдается в ассимилирующих органах и ветвях мелких; кора наружная и ветви крупные загрязняются в меньшей степени (см. табл. 21, рис. 11). Минимальная удельная активность отмечается в коре внутренней и древесине [226].
У ассимилирующих органов различных пород концентрация 137Cs возрастает в ряду: березаgt;ольхаgt;осинаgt;соснаgt;дуб, что связано с формой и особенностями микротопографии поверхности листа (хвои), липкостью органических и неорганических выделений и т.п. [98, 243] и степенью развития ассимилирующих органов в момент выпадений (у дуба и осины листовая поверхность в этот период была недостаточно развита). Последнее инверсно отразилось на загрязнении других структур. Так, у дуба и осины максимальная удельная активность в этот период наблюдалась у коры наружной и ветвей, в то время как у ольхи и особенно березы загрязнение этих компонентов оказалось минимальным.
Спустя 2 месяца после выпадений максимальная прочность связи радиоактивных частиц с поверхностью ассимилирующих органов наблюдается у березы и ольхи; с ветвями мелкими - у сосны и дуба; с корой наружной - у дуба и осины. Несомненно, характер первичной аккумуляции радионуклидов сказывается на интенсивности их внекорневого перераспределения и, следовательно, на уровнях загрязнения древесины и внутренних слоев коры (см. рис. 11).
Морфо-физиологические особенности продолжают сказываться на удельной активности структурных компонентов древостоя и в последующем, хотя степень их проявления нивелируется. Это можно проследить на примере изменения содержания 137 Cs в коре наружной. Через год после выпадений удельная активность коры древесных пород на всей загрязненной территории становится доминирующей среди других структур, хотя уровни загрязнения в значительно большей степени зависят от строения ее поверхности (рис. И). Более высокая концентрация 137Cs отмечается у пород, имеющих шероховатую и трещиноватую поверхность, таких как дуб, осина, ольха и в определенной степени липа [8, 306]. Меньшей удерживающей способностью характеризуются виды с относительно гладкой или чешуйчатой корой: береза, ель, сосна. Последнее, возможно, также связано с более интенсивным естественным самоочищением коры хвойных пород. Спустя 2-

1 - листья/хвоя; 2 - ветви крупные; 3 - ветви мелкие; 4 - кора наружная; 5 - кора внутренняя; 6 - древесина
3 года после выпадений корневое поступление становится процессом, определяющим загрязнение растительного яруса. В этот период распределение 137Cs по компонентам древостоя определяется динамикой соотношения процессов биологического накопления радионуклидов и самоочищения растений и, соответственно, факторами их

3 А. И. Щеглов

определяющими, в частности, почвенно-экологическими условиями формами радиоактивных выпадений и биологическими особенностям! вида.
На участках с гидроморфными и полугидроморфными почвами, г также на территории, где выпали относительно крупные частицы топливной компоненты - в зоне пролонгированного поступления биологически доступных форм соединений радионуклидов - в корнеобитаемук толщу на первое место по степени загрязнения 137Cs у большинства пород выходят ассимилирующие органы и кора внутренняя (рис. 12). В противоположность этому, на участках автоморфных ландшафтов с низкой интенсивностью корневого поступления радионуклидов на протяжении всего послеаварийного периода максимальное загрязнение в составе древостоев остается у коры наружной (рис. 12). Наиболее ярко отмеченные особенности проявляются на черноземных почвах тяжелого гранулометрического состава (Тульская обл. РФ), характеризующихся минимальной доступностью 137Cs [133, 233]. В этих условиях практически у всех древесных пород загрязнение коры наружной в несколько раз превышает удельную активность других компонентов (рис. 13). Последнее, возможно, также обусловлено меньшей интенсивностью процессов самоочищения при газо-аэрозольном загрязнении древостоев на данных площадях по сравнению с участками, где выпадения были представлены топливной компонентой.
Среди исследуемых пород на этом этапе (корневого пути загрязнения) можно выделить группы с достаточно близким распределением 137Cs по компонентам древостоя. Это, во-первых, хвойные породы сосна и ель. У них наиболее загрязнены ассимилирующие органы и внутренние слои коры; минимально - древесина и кора наружная (см. рис. 13). Для лиственных пород, напротив, характерно меньшее накопление I37Cs в ассимилирующих органах и коре внутренней, но большее - в коре наружной, а также ветвях. Особняком от всех пород стоит липа. Она практически не накапливает 137Cs в древесине и коре внутренней, мало - в листьях; ее загрязнение в наибольшей степени определяется активностью наружных слоев коры. Возможно, это связано с высокой удерживающей способностью техногенных выпадений корой наружной этой породы [134] и очень слабым накоплением 137Cs корневым путем, поскольку липа, как правило, развивается на автоморфных плодородных почвах.
В целом в перераспределении 137Cs по компонентам древесного яруса по истечении 5-6 лет после выпадений наступает состояние, близкое к квазиравновесному, о чем свидетельствует стабильность выявленных рядов относительного распределения 137 Cs для различных регионов России и Украины. Это равновесие, очевидно, будет сохраняться достаточно долго, хотя в абсолютных величинах содержания 137Cs по структурным органам, несомненно, будут наблюдаться определенные колебания, обусловленные в большей степени многолетней динамикой корневого поступления 137Cs и 90Sr в растения.
Накопление древесным ярусом другого биологически значимого радионуклида чернобыльского выброса - ^Sr - первоначально опре-

Рис. 12. Динамика относительной концентрации 137Cs в структурных органах сосны на участках 30-километровой зоны ЧАЭС (Украина) - листья/хвоя; - ветви крупные; - ветви мелкие; - кора наружная; - кора внутренняя; - древесина

деляется теми же факторами, что и 137 Cs, и соответствует ему. Однако в последующем, на этапе доминирования корневого поступления, особенности распределения ^°Sr в растениях обозначаются более ярко, о чем свидетельствуют ряды относительного накопления этого радионуклида (табл. 22).

Таблица 22. Ряды относительного распределения 90Sr в структурных компонентах древостоев лесов элювиальных ландшафтов (по данным на 1992 г.)

Район	Порода	Ряды относительного распределения
30-километровая зона ЧАЭС	Сосна	К.В.gt;К.Н.gt;В.М.gt;В.Крgt;Ст.Х.gt;Х.gt;Др.gt;Ш.
Брянская обл. РФ		К.В.gt;К.Н.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Ст.Х.gt;Х.gt;Др.gt;Ш.
Тульская обл. РФ		К.Н.gt;В.М.gt;В.Крgt;Ст.Х.Ж.В.gt;Х.gt;Др.gt;Ш.
30-километровая зона ЧАЭС	Береза	Л.gt;В.М.gt;К.Нgt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
Брянская обл. РФ		Л.gt;В.М.gt;К.В.gt;В.Кр.gt;К.Н.gt;Др.
Тульская обл. РФ		Лgt;К.Н.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Др.
30-километровая зона ЧАЭС	Дуб	К.Н.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Л.gt;Др.
Брянская обл. РФ		К.Н.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Л.gt;Др.
Тульская обл. РФ		К.Н.gt;К.В.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Л.gt;Др.
Брянская обл. РФ	Ель	К.В.gt;К.Н.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;Ст.Х.gt;Х.gt;Др.gt;Ш.
30-километровая зона ЧАЭС	Осина	К.Н.gt;Л.gt;В.М.gt;В.Кр.gt;К.В.gt;Др.
30-километровая зона ЧАЭС	Ольха	К.Н.gt;К.В.gt;В.М.gt;Л.gt;В.Кр.gt;Др.
Примечание. X. - хвоя текущего года; Ст.Х. - хвоя прошлых лет; Л. - листья; К.Н. - кора наружная; К.В. - кора внутренняя; В.Кр. - ветви крупные; В.М. - ветви мелкие; Др. - древесина; Ш. - шишки.

В общем плане 90Sr более равномерно распределен по всем структурным компонентам древесных пород; не отмечается, как это характерно для 137Cs, абсолютного доминирования концентрации ^Sr в каком-либо органе, даже если в ряду относительного распределения этот структурный компонент выходит на первое место. Последнее очень важно для коры наружной. У ряда пород, таких как береза, сосна, ель, загрязнение коры наружной в любых почвенно-экологических условиях не является абсолютно преобладающим (рис. 14). Особенностью распределения ^Sr по структурным компонентам на этапе корневого поступления может считаться его большее относительное содержание в коре внутренней и древесине. Это проявляется в древостоях лесов территорий, значительно удаленных от источника выброса (Калужская и Брянская обл. РФ) и наиболее ярко на черноземных почвах (Тульская обл.). Очевидно, что интенсивность потребления 90Sr растениями значительно выше, чем 137Cs, а влияние почвенно-экологических условий на его подвижность, напротив, ниже, чем это проявляется для 137Cs [131].
Распределение 137Сs и 90Sr в древесине ствола. Исследованиями распределения радиоуглерода и трития было показано, что эти радионуклиды, как и их стабильные аналоги, включаются в ткани древесины и в дальнейшем слабо подвержены влиянию обменных процессов [35]. Включение основных дозообразующих радионуклидов чернобыльского выброса 137 Cs и ^Sr, как и их неизотопных аналогов К

и Са, в биологические структуры растения также очевидно, поскольку оно определяется процессами метаболизма. Важную информацию о миграции элементов внутри древесных пород несут в себе годичные кольца древесины. В общем плане установлено, что концентрация 137Cs и ^Sr в радиальном направлении (по годичным кольцам) и по высоте (от

Рис. 15. Распределение ,37Cs по годичным кольцам сосны по данным на 1990 г. (1, 2) и 1991 г. (3,4)

комля к вершине) стволовой части дерева изменяется [8, 98, 251, 347]. Однако закономерности, выявленные различными исследователями, зачастую имеют взаимоисключающий характер. Для избежания этого требуется более детальная оценка данных характеристик с учетом вклада структур ствола (пробка, луб, древесина) в аккумуляцию радионуклидов в древесной растительности в целом.
Как правило, загрязнение стволовой древесины в радиальном направлении (по годичным кольцам) изменяется следующим образом. В наибольшей степени радионуклидами загрязнено внешнее кольцо текущего года формирования, что, видимо, обусловлено интенсивно идущими здесь ростовыми процессами и поступлением радионуклидов с вертикальным потоком минеральных солей, мигрирующих по камбию ствола дерева.

Подтверждением может служить то, что в каждом последующем году абсолютный максимум концентрации радионуклидов перемещается в новое формирующееся кольцо (рис. 15), а также бо льшая концентрация и 90Sr в этом кольце у комля, т.е. в той части, где наблюдается и максимальная удельная активность внутренней коры.
Вместе с тем анализ радиального распределения показывает, что радионуклидами чернобыльского выброса загрязнены, хотя и в значительно меньшей степени, годичные кольца, сформированные в доава- рийный период. Попадание туда радионуклидов происходит, видимо, с акропетальным током минеральных солей (нисходящая ветвь биологической миграции), а также по смоляным ходам (у сосны) из-за сущесг-

Рис. 16. Распределение 90Sr по годичным кольцам сосны по данным автора (а) и работе М. Бузынного [35] (б)

Рис. 17. Изменение содержания 137Cs в структурных частях стволов деревьев, произрастающих в условиях автоморфных (А) и гидроморфных (Б) ландшафтов
1 - вершина; 2 - середина ствола; 3 - комель

вующего в радиальном направлении градиента концентрации элементов, в том числе и радионуклидов, в мигрирующих по стволу дерева растворах. Наиболее значимое нарастание концентрации l37Cs и в особенности 90Sr отмечается в кольцах, прилегающих к центральной (ядровой) части древесины ствола. Причем в комлевой части дерева это проявляется более отчетливо (рис. 15,16).

Таблица 23 Соотношение ядровой и заболонной древесины в различных частях ствола сосны обыкновенной

Возраст	Часть ствола	Годичные* кольца	Масса** (т),г	%отт выпила	Содержание 137Cs, Бк/г
70 лет	Вершина	83-85***	60	11,8	2,9
		86-91	451	88,2	5
		В целом	512	100	5
	Комель	22-79***	1176	51,7	3,1
		80-84	485	21,3	4,8
		85-91	614	27	5,9
		В целом	2275	100	4,2
¦Годы формирования.
¦¦Масса годичных колец выпила в пересчете на вещество, высушенное при
105 °С.
¦¦¦Ядровая древесина.

На характер радиального распределения радионуклидов в древесине оказывают влияние особенности ее строения. У ядровых пород (сосна, дуб) различия в загрязнении ядровой и заболонной частей древесины более значимы. В максимальной степени это проявляется у дуба. У других пород (береза, ольха и др.) снижение концентрации 137Cs в древесине доаварийного периода образования также наблюдается, но выражено слабее, чем у сосны и, в особенности, дуба [98].
Анализ распределения радионуклидов по высоте ствола показывает, что концентрация 137 Cs и 90Sr в кольцах одного года формирования снижается от комля к вершине (см. рис. 15, 16). Причем распределение 90Sr характеризуется большим изменением градиента концентрации в этом направлении. Вместе с тем, средневзвешенная концентрация 137 Cs в древесине в целом в различных частях ствола (вершина, комель) изменяется в обратном направлении, т.е. практически у всех пород окоренная древесина большее количество l37Cs содержит в вершинной части и меньшее - в комлевой (рис. 17). Кратность этих различий зависит от изменения толщины по длине ствола, видовых особенностей строения древесины и долевого вклада годовых колец прироста 1986-1995 гг. в общую массу древесины (табл. 23), поскольку, как было показано, годовые кольца, сформированные до аварии, в особенности у ядровых пород, загрязнены меньше, чем образованные в послеаварийные годы [98, 347]. В этой связи оказывают влияние также некоторые видовые особенности ряда пород. Так, у ольхи черной, относящейся к безъядровым породам, загрязнение древесины по всей высоте ствола примерно одинаково, тогда как у ядровых (дуба и сосны) пород изменение наиболее отчетливо.
Изменение степени загрязнения коры внутренней по длине ствола, как правило, сходно с таковым в годичных кольцах древесины (см. рис. 15, 17). Большее содержание 137Cs у различных пород отмечается в комлевой части и меньшее-в вершинной. Причины таких различий
Таблица 24 Относительное содержание 137Cs в различных частях ствола ос новных лесообразующих пород (по данным на 1993 г.)

Древесные породы	Древесина			Кора внутренняя			Кора наружная
	1	2	3	1	2	3	1	2	3
Ель	1,45	1	1	1,11	1	1,24	1,91	1	1,06
Береза	1,32	1	1,02	0,96	1	0,85	0,68	1	1,15
Дуб	1,37	1	0,91	0,83	1	U	1,08	1	0,58
Осина	1,35	1	0,56	1,22	1	U2	0,4	1	0,35
Ольха	U7	I	1,16	0,76	I	0,96	0,51	1	0,41
Примечание 1 - вершина, 2 - середина, 3 - комель. За единицу принято содержание I37Cs в средней части ствола соответствующих пород.

пока не совсем ясны. Можно лишь сказать, что загрязнение коры внутренней определяется только корневым поступлением радионуклидов и, видимо, связано с особенностями вертикального передвижения веществ по растению, хотя в какой-то степени, оно может быть обусловлено и загрязнением наружных слоев коры. Наибольшие различия в загрязнении коры внутренней в различных частях ствола отмечаются в гидроморфных ландшафтах, характеризующихся максимальной интенсивностью корневого поступления радионуклидов в растения (см. рис. 17).
Неоднозначным изменением концентрации 137 Cs в различных частях ствола характеризуется и кора наружная (см. рис. 17, табл. 24). У пород с относительно гладкой или чешуйчатой поверхностью коры (береза, сосна) большая концентрация 137Cs отмечается в комлевой части и меньшая - в верхней части ствола. Это можно объяснить повышенной сорбционной способностью мощных омертвевших слоев коры (пробки) в нижней части ствола и дополнительным загрязнением комля радионуклидами за счет поступления их по стволу с кроновыми и стволовыми водами. У пород с трещиноватой и шероховатой поверхностью коры, видимо обладающей более высокой сорбционной способностью и сдерживающей вертикальную миграцию радионуклидов (дуб, ольха, липа), повышенное их накопление наблюдается в центральной части ствола.
Распределение 137Cs в корнях. Анализ распределения радионуклидов по компонентам древесного яруса без учета подземных органов является неполным. Более того, имеются сведения, что основное количество радионуклидов сосредоточено в корневой системе растений [146, 207].
Исследования распределения 137Cs в корнях сосны обыкновенной показывают, что средневзвешенная концентрация данного радионуклида в подземной части в 1,5-2 раза выше, чем в надземной (табл. 25), что отмечали и другие авторы [207].
Таблица 25. Содержание и распределение 137 Cs в корнях сосны обыкновенной (по данным на 1994 г.), кБк/кг сухой массы

Слой (см), часть		Диаметр корней, мм
	0-1	2-3	3-10	10-20	20-30
	Корни без разделения на структурные части
0-10	6,9	3	0	0	0
10-20	5	2	Не опр.	Не опр.	Не опр.
20-30	2,6	2,3		м	и
30-70	2,2	1,6	"	м	н
10-70	Нс опр.	Не опр.	1,4	0,8	0,7
Отдельные структурные части корней (глубина 10-70 см)
Древесина	Не опр.	Не опр.	Не опр.	0,5	0,3
Камбий	"	”	и	1,5	1,8
Кора наружная ¦Содержание 137Cs в корнях диаметром 0-30 мм.				1,4	1,4(4,3)*

Распределение 137Cs по структурным частям корней (древесина, кора) более однородно, чем в ветвях и стволе дерева, хотя тенденция изменения концентрации радионуклида в аналогичных структурах подземной и надземной частей одна и та же: минимально загрязнена древесина и максимально камбий и кора наружная. Удельная активность корней сосны меняется в зависимости от глубины их залегания в почвенном профиле, диаметра и структурной части. Наибольшей величины она достигает в корнях, развивающихся в верхних почвенных слоях, а также в тонких сосущих корешках диаметром 1-2 мм; в крупных корнях и с глубиной концентрация 137Cs в подземных органах уменьшается в несколько раз, что обусловлено увеличением доли минимально загрязненной структурной части корня - древесины и соответствующим изменением концентрации 137Cs в корнеобитаемой толще почв. Вместе с тем активность корней превосходит удельную активность минеральных слоев корнеобитаемой толщи, причем эти различия нарастают с глубиной: от 2-кратного превышения в слое 0-10 см до 100-кратного в слое 30-70 см. Отсюда очевидна роль корневых систем в миграции радионуклидов в почвенном профиле.
Заключая анализ закономерностей распределения основных дозообразующих радионуклидов чернобыльского выброса по структурным компонентам древостоев, можно констатировать следующее.
В первый период после выпадений на всей территории, подвергшейся радиоактивному загрязнению, распределение 137Cs и 90Sr по различным органам сходно и определяется одинаковыми факторами. Удельная активность компонентов, экспонированных к выпадениям, в особенности ассимилирующих органов и ветвей мелких, превосходит таковую всех других структур. Уровни загрязнения обусловлены
фенофазой развития, формой строения и микротопографией поверхности органов, экспонированных к выпадениям, а также наличием поверхностных выделений. Через год после аварии общность в распределении137Cs и ^Sr по структурным частям древесных растений сохраняется, но среди компонентов древостоя по уровню загрязнения на первое место выходит кора наружная, а в ряду пород - виды с трещиноватой и шероховатой поверхностью коры: дуб, ольха, липа. В последующем, на 2-3-й год после выпадений распределение радионуклидов по структурным компонентам меняется неоднозначно. Удельная активность 90Sr в органах, загрязнение которых определяется корневым поступлением и которые первоначально практически не были загрязнены, возрастает почти на всей исследуемой территории. Перераспределение же в этот период ,37Cs по компонентам меняется по-разному в зависимости от почвенно-экологических условий и форм радиоактивных выпадений. На автоморфных почвах, в особенности тяжелого гранулометрического состава (черноземах), определяющая роль коры наружной в загрязнении древостоев в целом не только сохраняется, но и нарастает. Напротив, на гидроморфных и полугид- роморфных почвах, а также на участках ближней части 30-километровой зоны, где в основном выпали частицы топливной компоненты, возрастает удельная активность структур, загрязнение которых определяется корневым поступлением (кора внутренняя, древесина, ассимилирующие органы), а роль компонентов, первоначально экспонированных к выпадениям и максимально загрязненных, заметно снижается.
Таким образом, на всей территории радиоактивного загрязнения основным процессом, обусловливающим перераспределение 90Sr по структурным компонентам, является корневое поступление; для 137 Cs такими процессами на автоморфных почвах, особенно тяжелого гранулометрического состава, на протяжении всего послеаварийного периода является динамика процессов биологического самоочищения от внешнего загрязнения; на гидроморфных и полугидроморфных почвах - корневое поступление 137Cs.
В древесине ствола 137Cs и ^Sr мигрируют как в вертикальном, так и в радиальном направлениях. Причем ^Sr характеризуется большей миграционной подвижностью и аккумуляцией в древесине доаварийного периода образования. Изменение по высоте ствола удельной концентрации радионуклидов в годичных кольцах и их средневзвешенной концентрации в целом в древесине имеет инверсный характер. Выраженность отмеченных изменений концентрации зависит от химической природы радионуклида и видовых особенностей строения древесины. В наибольшей степени среди радионуклидов они проявляются у 90Sr, а в ряду пород - у дуба, затем сосны и в минимальной степени - у ольхи черной.
Распределение активности в надземной и подземной частях древесных растений сходно: максимально загрязнены кора наружная и камбий, минимально - древесина; однако средневзвешенная удельная активность корней в 1,5-2 раза превосходит таковую надземных вегетативных органов. В наибольшей степени загрязнены мелкие сосущие корешки диаметром 1-2 мм и корни, расположенные в поверхностных слоях почвенного профиля; с глубиной концентрация 137Cs в подземных органах уменьшается в несколько раз. Удельная активность корней выше концентрации радионуклидов в минеральной толще почв, с глубиной эти различия резко нарастают.

<< | >>

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 ЗАКОНОМЕРНОСТИ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ Cs И ^Sr ПО СТРУКТУРНЫМ КОМПОНЕНТАМ ДРЕВОСТОЯ:

- 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 -