Розділ 2
ПЕРЕРОЗПОДІЛ РАДІОНУКЛІДІВ У ЛІСОВИХ ЕКОСИСТЕМАХ УКРАЇНСЬКОГО ПОЛІССЯ
Біогеохімічна міграція радіонуклідів у ландшафтах всіх рівнів визначається комплексом факторів, що впливають на різні за складністю та тривалістю процеси взаємодії хімічних елементів та речовин. Як було показано в першому розділі, інтенсивність накопичення радіоактивного забруднення деревною рослинністю залежить від фізіологічних властивостей певного виду дерева, ступеню його розвитку і віку, а також від доступності радіонуклідів для кореневого живлення. Останнє залежать від щільності радіоактивного забруднення ґрунту та обумовлені його фізико-хімічними властивостями, характером початкових радіоактивних випадінь і ступенем деструкції паливних частинок на даний момент часу.
В перший післяаварійний період 60-80% радіоактивного забруднення лісових ландшафтів (крім ближньої зони) випало у вигляді радіоактивних пилу та конденсату на поверхні рослинного покриву. Та вже починаючи з кінця 1986 р., основна маса радіонуклідів "конденсаційних" випадінь перемістилася в ґрунтовий покрив і була включена у процеси біогеохімічної міграції. Радіонукліди, що містилися в "гарячих частинках" були включенні в біологічний кругообіг пізніше, коли внаслідок процесів руйнування крупно-дисперсних аерозольних матриць і утворення дрібнодисперсних фракцій [7, 12, 63, 64] певна частина радіонуклідів перейшла в доступну для кореневого живлення рослин форму знаходження.
При тому, що в лісових екосистемах Полісся понад 90% радіонуклідів спочатку були сконцентровані у лісовій підстилці та верхньому 0-30-см шарі ґрунту, постійно діють процеси накопичення радіонуклідів у біомасі. Інтенсивність цих процесів визначається різницею між кількісними параметрами міграції радіонуклідів у фітомасу та зворотним їх перенесенням з органічним опадом, корінням, що відмирає, стовбуровими та кроновими водами та кореневими виділеннями (рис. 2.1). Після гуміфікації підстилки, радіонукліди, в результаті взаємодії з вологою, мігрують в гумусово-елювіальний шар ґрунту де вступають в реакції сорбції-десорбції та катіонного обміну з органічними та мінеральними сполуками. Частина радіонуклідів закріплюється в необмінній формі, решта або продовжує міграцію з ґрунтовою вологою в елювіальний горизонт, або знову включається в біологічний кругообіг. Відомо, що приблизно 40% радіонуклідів, включених процесами життєдіяльності деревної рослинності в біологічний кругообіг, з кожним циклом останнього залишаються в деревині і ще стільки ж акумулюється корінням [59, 90]. Тому деревний рослинний покрив лісових екосистем можна розглядати в якості своєрідного біологічного депо для радіонуклідів.
Очевидно, що між загальним вмістом радіонуклідів у конкретній екосистемі та рівнями забруднення її компонентів існує певний зв'язок. У науковій практиці досить поширені підходи, що ґрунтуються на екстраполяції щільності забруднення ґрунтів на активність біологічних об'єктів. Це знайшло відбиток, зокрема, і в регламентах лісокористування [105, 106]. Доцільність застосування залежностей між забрудненнями ґрунтів та рослинності обумовлена, перш за все, більш простим визначенням радіоактивності перших. При домінуванні поверхневої складової радіоактивного забруднення такий підхід є, безумовно, виправданим. Однак, з розвитком міграційних процесів, включаються складні біогеохімічні фактори, які неможливо не враховувати, особливо при прогнозуванні.
Проведені нами експериментальні польові та аналітичні дослідження мали на меті визначити природні фактори які впливають на динаміку забруднення екосистем, в тому числі - фітомаси дерев, а також показати суттєві відмінності біогеохімічних процесів у різних ґрунтово-рослинних умовах. Для цього виконано порівняльну оцінку радіологічної ситуації в лісових угіддях окремих лісництв Поліського та Іванківського держлісгоспів, а також дослідження на експериментальних полігонах "Вільча" та "Бобер". Результати радіологічних аналізів були відображені в звітних матеріалах по результатам господарсько-договірних науково-дослідних робіт за темою "Вивчення наслідків Чорнобильської катастрофи та реабілітація радіаційно забруднених територій Полісся (програма "Полісся")", що велися ДНЦ РНС та залученими організаціями.
2.1 Дослідження закономірностей розподілу радіоактивного забруднення у компонентах лісових екосистем
Радіологічні дослідження деревини, ґрунтів та підстилки були проведені в лісових угіддях кількох лісництв Поліського та Іванківського держлісгоспів Київської області.
Проби ґрунту відбиралися в трьох-чотирьох точках на відстані 1-0,5 половини середнього діаметру проекції крони від стовбура. Лісова підстилка відбиралася з площі 30 см2 повністю, проби ґрунту - з площі 10 см2 до середньої глибини поширення гумусово-елювіального горизонту - 10,0 см. Оскільки нас цікавив сукупний вміст 137Cs в ґрунті, а не його вертикальний чи пошаровий розподіл, відбиралися інтегровані проби.
Проби деревини відбиралися у вигляді подрібненої бензопилою тирси після валки модельного дерева на висоті 1,3-1,5 м, окремо - з корою та без кори, об'ємом 2-2,5 дм3. Спектральний та радіохімічний аналіз проб виконувався у сертифікованій радіологічній лабораторії ВРНС ІГМР НАН України.
Усереднені результати забрудненості компонентів екосистем представлено на рис. 2.2 та 2.3:
Рис. 2.2 Результати обстежень лісових екосистем на вміст 137Cs
Рис.2.3 Результати обстежень лісових екосистем на вміст 90Sr
Характер забрудненості 137Cs демонструє досить рівномірний розподіл питомих активностей, що, на перший погляд, може давати підстави говорити про взаємозалежність між концентраціями 137Cs в деревині та ґрунтах і підстилці. Проте, більш детальний аналіз свідчить про хибність таких уявлень. На рис. 2.4 показані графіки залежності між забрудненням компонентів екосистем з яких видно, що надійні зв'язки існують лише на рівнях локальних біоцен