Задать вопрос юристу

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

п

Ы

G

±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

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:

  1. Биологическая индикация загрязнения почвенной среды и самоочищения почв
  2. Экологический контроль и рекультивация почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами
  3. ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ НЕОДНОРОДНОСТЬ ВИДА
  4. Пространственная структура популяций
  5. 4.6. ОХРАНА ВОДОИСТОЧНИКОВ ОТ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
  6. Пространственная структура популяций. 
  7. Пространственная структура растительности и биотопов
  8. ГИГИЕНА ПОЧВЫ И ОХРАНА ЕЕ ОТ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
  9. ПРИЧИНЫ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ УДОБРЕНИЯМИ И ВОЗМОЖНЫЕ НЕГАТИВНЫЕ ПОСЛЕДСТВИЯ
  10. Пространственная структура биоценоза. 
  11. Способы ведения животноводства и принципы ветеринарной защиты в зонах загрязнения
  12. РАСТЕНИЯ-ИНДИКАТОРЫ ЗАГРЯЗНЕННОСТИ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ
  13. § 3. ПРОСТРАНСТВЕННАЯ СТРУКТУРА ПОПУЛЯЦИЙ — ФАКТОР МИКРОЭВОЛЮЦИЙ
  14. СОДЕРЖАНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ И СЕРЫВ ФОНОВОМ И ТЕХНОГЕННО ЗАГРЯЗНЕННОМ БОЛОТАХ[3] Л. В. Карпенко