Направленность радиоактивных загрязнений в ландшафтах

13.09.2012

Изложенные выше представления об отдельных процессах превращений и транспорта радионуклидов в различных наземных экосистемах позволяют получить более общую картину направленности их перемещения в ландшафтах и биосфере в целом (см. рис. 7.9). Естественно, что такая картина будет схематичной и неполной, без деталей и подробностей, которые были даны выше, однако она дает возможность рассмотреть процесс перераспределения радионуклидов на ландшафтно-биосферном уровне.

Направленность радиоактивных загрязнений в ландшафтах

Почти любая территория суши представлена сочетаниями элювиальных, транзитных и аккумулятивных ландшафтов.
На территории Русской равнины элювиальные ландшафты занимают возвышенные пространства, на которых происходит только сток или впитывание атмосферных осадков, поэтому они постепенно теряют любые вещества и элементы, включая и токсиканты, из почвенных пулов и пула БГХЦ. Это происходит в результате эрозии почв, а также из-за выноса с водами поверхностного стока растворенных веществ. Однако данный процесс в целом незначителен и не превышает нескольких процентов в год и, соответственно, «периоды полуочищения» естественных экосистем за счет миграционного выноса радионуклидов будут составлять сотни лет. Таким образом, сельскохозяйственное использование почв элювиальных ландшафтов существенно ускоряет вынос радионуклидных загрязнений в результате водной и ветровой эрозии, а также с продукцией АПК, что приводит к рассеянию радионуклидов и загрязнению смежных территорий.
Транзитные ландшафты занимают склоны различной крутизны. Водный баланс таких территорий, также как и балансы любых элементов и загрязнений, складывается из поступления материала из атмосферы, а также с вышерасположенных по склону участков или элювиальных ландшафтов и выноса веществ в соседние транзитные или аккумулятивные ландшафты. Для одних и тех же участков почвы баланс влаги, элементов и токсичных веществ в разные годы может быть как положительным, так и отрицательным, в зависимости от исходных условий и видов антропогенной деятельности как в самом ландшафте, так и на соседних территориях. В целом скорость обмена элементами в транзитных ландшафтах более высокая, чем в элювиальных. В отношении уровня радионуклидных загрязнений ситуация на склонах отличается сложностью прогнозирования. Сельскохозяйственное использование склоновых земель может привести к очень существенному перемещению загрязненного почвенного материала в результате эрозии.
Следует также отметить, что загрязнения с территории транзитных ландшафтов могут поступать непосредственно в водные экосистемы, т. е. реки, озера, водохранилища, минуя аккумулятивные ландшафты.
Аккумулятивные ландшафты па территории Русской равнины расположены преимущественно в поймах или на аккумулятивных террасах рек, озер или морей. Зандровые равнины, например Верхне-Волжская или Мещерская низменности, также относятся к аккумулятивному типу ландшафта, как и пойменные низинные болота, характерной чертой которых является преобладание процессов привноса любых веществ над их выносом и, в связи с этим, их накопление (аккумуляция) в экосистемах.
Феномен аккумуляции радионуклидов проявляется особенно четко для пойменных ландшафтов, которые очень активно используются в качестве сельскохозяйственных угодий. Наиболее рискованные трофические цепи радионуклидов формируются при использовании пойменных лугов в качестве ее Явственных кормовых угодий, что уже рассматривали, объясняя поведение радионуклидов в травянистых экосистемах.
Накопление веществ и загрязнений в аккумулятивных ландшафтах не означает отсутствие процессов их выноса. Для естественных угодий речь идет о существенном преобладании масштабов привноса над выносом. Однако при распашке естественных угодий и в аккумулятивных ландшафтах резко усиливаются процессы выноса и рассеяния радионуклидов. И отдельных исследованиях отмечено, что эффективные периоды полуочищения корнеобитаемого слоя луговых почв аккумулятивных ландшафтов для 90Sr и 137Cs составляли 17-26 лет (А.Г. Подоляк. 2002), т. е. период полуочищения только за счет миграционного выноса был соизмерим с периодом полураспада данных радионуклидов.
Таким образом, во всех наземных экосистемах происходит постоянный обмен, перераспределение и рассеяние радионуклидов. Эти процессы становятся наиболее интенсивными при ведении сельскохозяйственного производства.
Результаты данного рассеяния и перераспределения обнаруживал и при относительно коротких интервалах обследований уровней загрязнения территории (рис. 7.10). Перераспределение направлено на выравнивание плотности загрязнения территории, в результате которого площади наиболее загрязненных почв уменьшаются, зато возрастает доля площадей слабозагрязненных почв в результате загрязнения ранее не загрязненных территорий.

Важнейшей функциональной характеристикой поведения радионуклидов в наземных экосистемах является интенсивность их поступления из почвы в растения. Общепринятая мера данного перехода - величина коэффициента накопления (КН), который существенно зависит от химической природы радионуклида, типа почвы и видового состава растительности. Подробнее об этом написано в следующей главе при рассмотрении вопросов ведения сельскохозяйственного производства на загрязненных территориях. В данном разделе рассмотрим только общие закономерности изменения коэффициентов накопления радионуклидов во времени. Динамика изменения КН существенно зависит от типа радионуклидного загрязнения. Для глобальных загрязнений дочернобыльского периода большинство авторов отмечало снижение КН как для 90Sr, так и для 137Сs, причем кратность снижения была особенно высока для 137Сs, что связывали с постепенным переходом данного радионуклида в фиксированное состояние - в фазу почвенных алюмосиликатов.
Для чернобыльских выпадений наблюдали иную картину динамики состояния и поведения 90Sr и 137Cs. Этот вопрос был частично рассмотрен выше. Отмеченные специфические особенности связывали со значительной долей топливных твердых частице составе загрязнений и скоростью их разрушения и выщелачивания из них радионуклидов. Был отмечен диаметрально противоположный характер изменения содержания лабильных форм 90Sr и 137Cs в почвах 30-километровой зоны ЧАЭС. Характеру данных изменений целиком соответствует временная динамика изменения для обоих радионуклидов (см. рис. 7.11).

В течение 8 лет после чернобыльской аварии коэффициент накопления 137Cs в солому пшеницы уменьшился приблизительно в 8 раз. В последующие годы снижение продолжалось, хотя и менее интенсивно (С.В. Круглов, Н.П. Архипов, 1996; Н.И. Санжарова и др., 1997 г.).
Как уже было отмечено, снижение во времени КН 137Cs, называемое иногда «эффектом старения», связывалось с фиксацией радионуклида почвенными алюмосиликатами. Однако реализации данного механизма способствуют и другие процессы, которые могут лимитировать скорость изменения КН и состояния радионуклида в целом, наиболее существенные из них - переход 137Cs из фазы органических остатков в минеральную фазу почвы, что особенно важно, если первичному загрязнению была подвержена живая фитомасса; уменьшение градиентов концентрации 137Cs, возникших при первичном загрязнении поверхности почвенных агрегатов, в процессах естественной или агрогенной гомогенизации почвенной массы и/или в результате диффузии.
Коэффициент накопления 90Sr, наоборот, существенно возрастал, особенно в течение первых 5 лет после загрязнения. Затем значения КН стабилизировались на уровне, превышающем значение КН для 137Сs практически в 20 раз. Причиной такой направленности процесса является состояние радионуклида чернобыльского происхождения в составе топливных частиц, и постепенный переход 90Sr в состав почвенного поглощающего комплекса преимущественно по типу обменного поглощения.
Естественно, что абсолютные значения показателей, приведенные в данном примере, характеризуют условия определенного участка и не могут быть экстраполированы на другие. Однако они объективно отражают общую направленность изменения во времени КН двух главных дозообразующих радионуклидов чернобыльской катастрофы.
1. Первичные взаимодействия радионуклидов аэральных выпадений в зависимости от конкретных ситуаций могут наблюдаться как с фитомассой, так и с почвенной массой наземных экосистем. В случае преимущественного первичного захвата радионуклидов фитомассой растений их состояние характеризуется значительно большей мобильностью, чем в случае захвата почвенной массой. Перераспределяясь по органам растений, часть радионуклидов глубоко проникает в почву в составе корней. Радионуклиды из отмерших корневых остатков значительно интенсивнее поглощаются растениями, чем из почвенной массы. Сорбционные взаимодействия с почвой существенно ограничивают проникновение радионуклидов в глубину и их поглощение корневыми системами растений.
2. В естественных почвах ненарушенного сложения около 90% поступивших на поверхность радионуклидов удерживается слоем почвы мощностью 5-10 см в течение десятков лет. Глубина их проникновения уменьшается со снижением «органогенности» поверхностных горизонтов, т. е. уменьшением уровня гумусированности и содержания органических остатков разной степени разложения.
3. Первичное сорбционное взаимодействие радионуклидов с агрегированными почвами происходит не со всей почвенной массой, а только с поверхностью почвенных агрегатов, благодаря чему вертикальная абиотическая миграция в агрегированных почвах протекает значительно интенсивнее, чем в дезагрегированных.
4. Вторичное перераспределение радионуклидов в наземных экосистемах приводит к формированию относительно стабильной системы связанных между собой пулов, важнейшие из которых: инертный почвенный пул; обменный почвенный пул; пул и составе биогеохимического цикла. Соотношение между ними зависит от конкретных почвенно-экологических условий.
5. Основным аккумулятором радионуклидов в лесных экосистемах является лесная «подстилка», а из растений - грибы, мхи и лишайники. Основной путь естественного выноса радионуклидов из ТАКИХ экосистем осуществляется с латеральными поверхностными потоками талых вод за счет выщелачивания загрязнений.
6. В естественных травянистых экосистемах происходит более интенсивный, по сравнению с лесной экосистемой, переход радионуклидов из органогенного горизонта в минеральный. Удерживание радионуклидов в составе органических остатков способствует их поглощению травостоем. Основная часть радионуклидов переходит в травостой естественного луга в период первых 2-4 недель после таяния снега.
7. Состояние и поведение радионуклидов в агроэкосистемах существенно отличается от естественных экосистем: значительно возрастают объемы почвенных пулов радионуклидов и соответственно снижается содержание загрязнений в фитомассе сельскохозяйственных растений по сравнению с естественной растительностью; возрастает вероятность рассеяния радионуклидов в результате эрозия.
8. В течение первых 3-7 лет после радионуклидного загрязнения наблюдаются существенные изменения коэффициентов накопления КН радионуклидов сельскохозяйственными растениями. Характер и направленность изменений зависят от радионуклида, типа аварийного загрязнения, удаленности от источника и других факторов. В «ближней» зоне загрязнения Чернобыльской АЭС наблюдалось интенсивное снижение КЦ 137Cs в течение первых 5 лет после аварии, затем данное снижение продолжалось, но менее интенсивно. В тех же условиях наблюдался рост значений КН для 90Sr в течение 4-5 лет, затем значения КН стабилизировались при большом разнообразии вариантов (коэффициент вариации - порядка 20%). В «дальней» зоне загрязнения наблюдали снижение КН уже в первые годы после выпадений как для 137Cs так я для 90Sr.