Задать вопрос юристу

ПЕРЕРАСПРЕДЕЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В СИСТЕМЕ ГЕОХИМИЧЕСКИ СОПРЯЖЕННЫХ ЛАНДШАФТОВ


В соответствии с современными представлениями, ландшафтногеохимические структуры местности влияют на характер первичного и вторичного перераспределения химических элементов (в том числе и радионуклидов): происходит их вынос из автоморфных ландшафтов и аккумуляция на геохимических барьерах [116, 124, 179].
Вместе с тем авторы указывают на невысокую интенсивность протекания данных процессов. Для ^Sr глобальных выпадений показано, что через 10 лет после прекращения ядерных испытаний в атмосфере содержание его в автоморфных лесных ландшафтах снижается примерно в 2 раза и, соответственно, увеличивается в аккумулятивных ландшафтах [245-248].
Высокие плотности загрязнения значительной части территории после аварии на ЧАЭС заострили проблему возможного увеличения границ загрязнения в результате вторичного перераспределения и концентрирования радионуклидов в зонах аккумуляции. Появилось довольно много публикаций, свидетельствующих о значимости геострук-


турных образований в горизонтальной и вертикальной динамике распределения радионуклидов [268, 269].
За 10-летний период, прошедший с момента выброса, существенных изменений в запасах радионуклидов 137Cs и 90Sr в почвенном блоке элювиальных и аккумулятивных ландшафтов не наблюдается (табл. 84). Различия (А) в плотностях загрязнения 137Cs почв сопряженных ландшафтов за этот период находятся на уровне статистической значимости. Если учесть, что ошибка определения рассматриваемого показателя составляет около 10%, то можно говорить лишь о тенденции нарастания величины А в плотностях загрязнения различных ландшафтов, что с очевидностью свидетельствует о наличии процессов межландшафтного перераспределения 137 Cs (рис. 93).
Перераспределение ^Sr в системе геохимически сопряженных ландшафтов более динамично, хотя и не имеет столь выраженного характера, как это отмечалось для глобальных выпадений [246]. Тем не менее, в динамике наблюдается однонаправленное расширение диапазона различий в содержании этого радионуклида в литогенетических разностях, хотя данные различия также близки к статистической ошибке измерений. Правомерность положения о более высокой интенсивности межландшафтного перераспределения 90Sr подтверждается данными о выносе 90Sr в речную сеть. В абсолютном выражении эта величина составляет 0,6% в год от суммарных запасов радиосгронция на водосборе, в то время как 137Cs всего 0,1-0,2% в год. Т.е. отмечается почти 3-кратное превышение выноса ^Sr над 137 Cs. С большей достоверностью о наличии процессов межландшафтного перераспределения свидетельствуют данные, полученные при расчетах изменения запасов радионуклидов с учетом блока биоты в БГЦ в целом. Они свидетельствуют, что спустя 10 лет после выпадений различия в запасах 137 Cs
8 А.И. Щеглов




Рис. 93. Многолетняя динамика содержания 137Cs и 90Sr в почвах геохимически сопряженных ландшафтов
1 - элювиальный ландшафт; 2 - аккумулятивный ландшафт


Рис 94.
Содержание стабильного стронция в профиле лесных почв геохимически сопряженных ландшафтов
1,2 - см. на рис. 93
между исследуемыми ландшафтами достигают около 40 кБк/м2 или 20%. Следовательно, если признать, что эта величина превосходит возможную статистическую ошибку, то годовой поток 137Cs в системе геохимически сопряженных ландшафтов в среднем в год составляет примерно 1%. (Данная величина получена, исходя из того, что первоначально запас 137Cs в ландшафтах был равным, а приращение за 10 лет обусловлено перераспределением между элювиальным и аккумулятивным ландшафтами).
Прогнозируемые возможные различия в плотностях загрязнения аккумулятивных и элювиальных ландшафтов в будущем можно оценивать на основании содержания стабильного стронция в этих условиях. Содержание его в зонах аккумуляции в 2-3 раза выше, чем в зонах выноса (рис. 94). Отсюда следует вывод, что различия в плотностях загрязнения -90Sr сопряженных ландшафтов, по всей видимости, также не превысят указанную величину из-за повышенного выноса данного радионуклида из зон аккумуляции в гидрографическую сеть.
С большей интенсивностью идет перераспределение радионуклидов внутри элементарных ландшафтов на уровне микро- и мезорельефа. Уже через 5 лет после аварии содержание радионуклидов в понижениях, замкнутых округлых западинах, потяжинах и других аккумулятивных формах микрорельефа возрастает на 5-30% по сравнению с элювиальными формами микрорельефа (табл. 85). При этом в максимальной степени увеличивается количество наиболее миграционно-подвижных радионуклидов:106 Ru и 137Cs. Достоверность этих процессов
Таблица 85. Плотность и радионуклидный состав загрязнения сопряженных форм микрорельефа лесных ландшафтов (по данным на 1991 г., средние значения при п « 15)

Формы микрорельефа

144Се

134Cs

l37Cs

I°6ru

Сумма


Плотность загрязнения, кБк!м2



Микроповышенис

17,0

15,5

157,9

12,9

203,5

Микрозападина

17,7

19,9

191,6

19,2

248,6


В относительных единицах



Микроповышение

100

100

100

100

100

Микрозападина

104,2

122,2

117,6

132,7

118,3


Радионуклидный состав, %



Микроповышение

8,4

7,7

77,6

6,3

100

Микрозападина

7,2

8

77

7,8

100

подтверждается не только абсолютными величинами изменения количества радионуклидов, но и радионуклидным составом загрязнения. В западинах доля миграционно-подвижных нуклидов (особенно 106Ru) увеличивается примерно в 1,5 раза.
Аналогичное, но еще более выраженное перераспределение радионуклидов наблюдается между сопряженными формами мезорельефа (табл. 86). При выраженной крутизне склонов (gt;15°) и перепаде высот около 2-3 м зти процессы протекают интенсивнее, и перераспределение радионуклидов за 5-летний период составляет 50-100%, а для 106Ru даже больше - 137%. По интенсивности миграции по элементам мезорельефа гамма-излучающие радионуклиды образуют тот же ряд, что по элементам микрорельефа. При этом максимальная аккумуляция радионуклидов в отрицательных формах мезорельефа наблюдается в их периферической части, т.е. у подножия склонов, и несколько меньшая - в центральной части понижений. Это говорит о наличии выраженного геохимического барьера в периферической части аккумулятивных ландшафтов, что отмечают и другие авторы [32]. Последнее согласуется и с данными по межландшафтному перераспределению макроэлементов [179]. Вместе с тем падение содержания радионуклидов в центральных частях понижений некоторые авторы связывают с повышенными объемами инфильтрационного стока и, соответственно, выносом радионуклидов в этих условиях [268, 269]. Такая точка зрения имеет право на существование, однако в данном случае более значимую роль играет наличие выраженного геохимического барьера в периферической части аккумулятивных форм мезорельефа.
Выявленные особенности позволяют исключить сомнения в том, что различия в перераспределении радионуклидов по элементам микро- и мезорельефа в большей степени обусловлены миграционными про-
Таблица 86. Плотность и радионуклидный состав загрязнения сопряженных форм мезорельефа лесных ландшафтов (по данным на 1991 г., средние значения при п = 15)

Формы микрорельефа

144Се

134Cs

I37Cs

i°6Ru

««Sr

Сумма


Плотность загрязнения, кБк/м2



Вершина песчаной гряды

0,45

0,3

3,33

0,24

1,12

5,44

Склон песчаной гряды

0,49

0,34

3,32

0,38

1,55

6,08

Подножие склона

0,63

0,53

5,41

0,38

1,87

8,82

Днище балки

0,6

0,41

4,49

0,57

1,28

7,35


В относительных единицах



Вершина песчаной гряды

100

100

100

100

100

100

Склон песчаной гряды

108

ИЗ

99

158

138

111

Подножие склона

140

176

162

100

167

162

Днище балки

133

136

134

237

114

135


Радионуклидный состав, %



Вершина песчаной гряды

8,3

5,5

61,2

4,4

20,6

100

Склон песчаной гряды

8,1

5,6

54,6

6,2

25,5

100

Подножие склона

7,1

6

61,3

4,4

21,2

100

Днище балки

8,2

5,6

61,1

7,7

17,4

100

цессами, а не пространственной неоднородностью распределения радионуклидов. Более того, исследования показывают, что изначально пониженные замкнутые формы рельефа были загрязнены на 17-27% меньше, чем окружающие территории. Затем уровень загрязнения этих участков быстро выравнивается, а спустя 3-4 года содержание радионуклидов в западинах резко увеличивается. В последующем же в центральных частях западин отмечается тенденция к уменьшению количества 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 литературе скоростью перераспределения ^Sr глобальных выпадений [246] может быть связана, с одной стороны, со спецификой физико-химических форм чернобыльских выпадений, а с другой - с легким гранулометрическим составом сформированных здесь почв, небольшой крутизной склонов, отсутствием латерального стока в лесных ландшафтах и, как следствие, преобладанием внутрипочвенного стока над поверхностным. Вместе с тем на основании выявленных особенностей перераспределения радионуклидов можно сделать заключение о возможной направленности отдельных процессов их перераспределения. Если зоны аккумуляции представлены песчаными почвами, то они будут играть не столько роль вторичных аккумуляторов, сколько служить проводящим каналом поступления радионуклидов в грунтовые воды [268, 269].

Таким образом, перераспределение радионуклидов в системе геохимически сопряженных лесных ландшафтов для различных радионуклидов выражено неодинаково. Для 137 Cs можно констатировать, что до настоящего времени оно малозначимо. Среднегодовой поток этого нуклида не превышает \%. Для ^Sr межландшафтное перераспределение более определенно, хотя также находится в пределах значений, не превышающих среднегодовую величину его радиоактивного распада. Более достоверные различия в плотности загрязнения почв элювиальных (зона выноса) и аккумулятивных элементов рельефа (предполагаемая зона вторичного накопления) отмечаются в пределах форм микро- и мезорельефа элементарных ландшафтов. Т.е. наиболее интенсивно процессы латерального перераспределения радиоактивных веществ происходят внутри элементарных ландшафтов. 
<< | >>
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 ПЕРЕРАСПРЕДЕЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В СИСТЕМЕ ГЕОХИМИЧЕСКИ СОПРЯЖЕННЫХ ЛАНДШАФТОВ:

  1. ПОЧВЕННО-ГЕОХИМИЧЕСКИЕ ЛАНДШАФТЫ
  2. БОЛОТА ПРИОЗЕРНЫХ ЛАНДШАФТОВ СЕВЕРО-ДВИНСКОМВОДНОЙ СИСТЕМЫ
  3. ПЕРЕРАСПРЕДЕЛЕНИЕ ПРОДУКТОВ ВЫВЕТРИВАНИЯ И ПОЧВООБРАЗОВАНИЯ ДЕЛЮВИАЛЬНО-ПРОЛЮВИАЛЬНЫМИ ВОДАМИ
  4. Изменения экосистем. Сопряженная эволюция разных видов (коэволюция)
  5. Щеглов А.И.. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС., 2000
  6. СОДЕРЖАНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В РАСТЕНИЯХНИЖНИХ ЯРУСОВ ЗАБОЛОЧЕННЫХ ЛЕСОВ
  7. ГИДРОЛЕСОМЕЛИОРАЦИЯ КАК МЕТОД РЕГУЛИРОВАНИЯНАКОПЛЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ ДРЕВЕСНЫМИ РАСТЕНИЯМИ
  8. Ландшафт.
  9. ГОЛОЦЕНОВАЯ ИСТОРИЯ, ФАКТОРЫ И СКОРОСТИЗАБОЛАЧИВАНИЯ СРЕДНЕТАЕЖНОГО СТРУКТУРНО-ЭРОЗИОННО-ЛЕДНИКОВОГО ЛАНДШАФТА (ЮГ АРХАНГЕЛЬСКОЙ ОБЛАСТИ)
  10. Геохимическая роль живого
  11. КОНКУРЕНЦИЯ ОЛИГОТРОФНОГО И ЕВТРОФНОГОЗАБОЛАЧИВАНИЯ В ТАЕЖНОМ ЛАНДШАФТЕ С БЛОКОВОЙ СТРУКТУРОЙ
  12. МЕТОДЫ ИЗУЧЕНИЯ ГЕОХИМИЧЕСКОЙ АКТИВНОСТИ ЖИВОТНЫХ
  13. Сьюэлл Райт, адаптивные ландшафты и случай
  14. ГЕОХИМИЧЕСКАЯ ДИФФЕРЕНЦИАЦИЯНА РУССКОЙ РАВНИНЕ
  15. ГРУППЫ ГЕОХИМИЧЕСКОЙ подвижностиПРОДУКТОВ ВЫВЕТРИВАНИЯ И ПОЧВООБРАЗОВАНИЯ
  16. ПОЧВЕННО-ГЕОХИМИЧЕСКИЕ ПРОЦЕССЫ ВСОПРЯЖЕННЫХ ФАЦИЯХ ЗАБОЛОЧЕННОГО ЛЕСА
  17. Глава VIII БИОГЕОХИМИЯ АЗОТА В ПОЧВАХИ ЛАНДШАФТАХ СУШИ
  18. Геохимическое влияние газовых потоков на почвенный покров газоносных территорий
  19. РЕКОНСТРУКЦИЯ ДИНАМИКИ ЛАНДШАФТОВ СЕВЕРНОЙ ЛЕСОСТЕПИПО ДАННЫМ КОМПЛЕКСНЫХ ИССЛЕДОВАНИЙБОЛЬШЕБЕРЕЗОВСКОГО БОЛОТА(БАССЕЙН ВЕРХНЕГО ДОНА, ТУЛЬСКАЯ ОБЛАСТЬ) Е. М. Волкова, О. В. Бурова, Е. Ю. Новенко
  20. А. Д. Покаржевский. ГЕОХИМИЧЕСКАЯ экология НАЗЕМНЫХ животных МОСКВА «НАУКА»,1983, 1983