Ведення лісового господарства на територіях забруднених радіонуклідами (стр. 1 )

Ведення лісового господарства на територіях забруднених радіонуклідами

МІГРАЦІЯ РАДІОНУКЛІДІВ У ЛІСОВИХ НАСАДЖЕННЯХ

Напрямки та інтенсивність потоків радіонуклідів після радіоактивного забруднення лісових насаджень

Радіоактивні речовини потрапляють у лісові насадження різними шляхами і стають складовою частиною біологічних циклів природного кругообігу речовин. Шляхи їх надходження такі:

- аеральне випадіння з атмосфери. Розрізняють "вологе" випадання радіоактивних частинок (з атмосферними опадами) і "сухе" (осідання частинок під впливом сили тяжіння і турбулентного перемішування атмосфери). Під час випадання вологи радіоактивні частинки затримуються на рослинному покриві краще, ніж сухі. Затримування їх при високій (близько 90 %) вологості повітря у 2,5 рази більше, ніж за сухої погоди. При "сухому" випаданні максимальне осідання частинок буває тоді, коли швидкість вітру не перевищує 2,8 м/сек;

- з поверхневім стоком;

- у процесі повторного перерозподілу внаслідок руху повітря. При вітровій міграції можливий досить сильний перерозподіл радіонуклідів.

Лісові насадження характеризуються достатньо високою біологічною поверхнею відношенням сумарної площі листя до площі поверхні, на якій вони ростуть. У стиглому листяному лісі помірного поясу на кожний квадратний метр грунту припадає: поверхні стовбура-0,3-0,6 м2, гілок -1,2 2,2 м2 і листя - 3,0-6,0 м2, що у сумі перевищує відповідний показник для більшості посівів сільськогосподарських культур (2-7 м2). Наявність великої біологічної поверхні зумовлює значну радіологічну місткість (здатність до затримування радіонуклідів) лісів порівняно з лучними екосистемами та агроценозами.

Для оцінки затримуючої здатності лісів атмосферних випадінь застосовують коефіцієнт затримування. Він визначається, як відношення кількості випалих радіонуклідів (Бк), затриманих лісом, до загальної кількості радіонуклідів (Бк). У лісових масивах зі щільними кронами коефіцієнт затримування (для твердих радіоактивних частинок) дорівнює квадрату зімкнутості крон. Загалом же його величина для лісових деревостанів перебуває в межах від 0,2 до 1,0.

Спочатку радіоактивні частинки затримуються в пазухах листків, між волосинками і в смолистих вузлах листкової поверхні. Тому рослини із добре розсіченим, шорстким, липким, опушеним волосинками і смолистим асиміляційним апаратом мають більшу затримуючу здатність, ніж рослини із гладким асиміляційним апаратом. Але через деякий час на рослинах залишається лише деяка частина радіонуклідів, значно менша за їх вихідну кількість. Решта або змивається дощем (вертикальна міграція), або зноситься вітром (горизонтальна міграція).

Радіоактивні речовини, що потрапили на рослини, можуть адсорбуватись їх поверхнею за дифузії, або проникати всередину рослин через продихи. Таким чином радіонукліди залучаються в шляхи руху речовин і нагромаджуються в різних органах рослин, включаючи й захищені від їх безпосереднього впливу. Протягом вегетаційного періоду із довгоживучих радіонуклідів, що випали на рослинний покрив, може бути поглинуто від 2 до 10 %.

Найактивніше радіоактивні речовини поглинаються листям (листове поглинання), суцвіттями (флоральне поглинання) та поверхневим корінням (кореневе поглинання).

Надходження у листя (листкове поглинання) радіоактивних речовин відбувається шляхом їх поглинання та обміну з кутикулою і стінками клітин. Певну роль у цьому процесі відіграють і продихи.

Частина поглинених радіоактивних речовин може залишатись у місці їх проникнення, а інша, що включається через флоему і ксилему в транспортні системи, переміщуватись і нагромаджуватися в різних органах.

Відразу після випадання радіоактивних частинок на фітоценози внаслідок їх вертикальної та горизонтальної міграції (самоочищення фітоценозу) починається рух радіонуклідів згори донизу, із крон - під намет деревостану. Внаслідок цього основна частина радіонуклідів (90-95 %) через певний проміжок часу концентрується в лісовій підстилці, а при незначних її запасах (листяні ліси) - на поверхні мінеральної частини грунту.

В моменти випадіння радіоактивних аерозолів, насадження хвойних порід затримують більше радіонуклідів, ніж листяні. Тому у перший рік після інтенсивних випадінь грунти під хвойними породами концентрують меншу кількість радіонуклідів, ніж під листяними. У наступні роки ситуація змінюється у зв'язку із опадом шпильок, забруднених при радіоактивних випаданнях

Після припинення випадінь, концентрація радіонуклідів у грунті як у хвойних лісах, так і в листяних значних відмінностей не має.

Радіонукліди, що потрапили па поверхню лісового грунту, мають значні відмінності в міграційній здатності. Однак є й загальні тенденції в напрямках їх потоків і розподілу в лісовому біогеоценозі:

-  горизонтальний переніс з ґрунтовими та поверхневими водами,

-  вертикальний переніс вниз по грунтовому профілю та у верх в атмосферу з вітром,

-  у рослинні організми,

-  у гриби,

-  у фауну.

Це загальна схема та напрямки міграції радіоактивних елементів у лісових екосистемах. Так, скажімо, радіонукліди, котрі потрапили до рослин можуть мігрувати по трофічним шляхам і потрапити до тварин, у їжу людини, а також у паливо, яке використовує людина (дрова), а в наступному на приватний город і знову у рослини. Частина радіонуклідів, що надійшла до рослин, повертається до грунту із щорічним і періодичним опадом і знову може досить різноманітно поводити себе у грунті.

Досить цікавими і значущими у радіоекології є й такі питання як концентрація радіоактивних речовин у грунті, їх біологічна доступність рослинам, швидкість міграції і самоочищення коренезаселеного шару грунту.

Розчиняючись при атмосферних опадах, радіоактивні речовини можуть мігрувати з поверхні грунту як у горизонтальному напрямку, так і у вертикальному. Швидкість вертикальної міграції (вглиб грунту) залежить від багатьох факторів і насамперед від кількості атмосферних опадів, фізико-механічних та фізико-хімічних властивостей грунту, розчинності радіоактивних речовин. За швидкістю проникнення радіонуклідів униз по профілю розрізняють "швидкий" і "повільний"механізми міграції.

Завдяки "швидкій" міграції радіонукліди проникають у відносно глибокі горизонти (до 10-20 см) уже в перші місяці після первинного радіоактивного випадання. За данними деяких дослідників частка легкорухливих форм радіонуклідів влітку 1987 року складала 5-26 % активності радіонуклідів. При "повільній" міграції основна частина радіонуклідів залишається на поверхні грунту. Для більшої частини лісових біогеоценозів радіоактивно забруднених територій характерна повільна міграція.

Швидкість вертикальної міграції визначається грунтоутворюючим процесом. В лісових дерново-підзолистих грунтах у 10-сантиметровому шарі основну кількість радіоактивних частинок в підзолистих, піщаних грунтах соснових насаджень утримує лісова підстилка. На дернових супіщаних грунтах, де в деревостані представлені поряд із сосною і листяні породи, в підстилці завдяки її меншій потужності радіонуклідів значно менше. Відмінності пояснюються більш інтенсивною мінералізацією лісової підстилки, яка складається із суміші опаду хвойних та листяних деревних порід. У нижній 10- 20-сантиметровий шар грунту переходить лише біля 2 % сумарної радіоактивності. Таким чином, вертикальна міграція радіонуклідів у грунтах хвойних насаджень дуже повільна.

Одним з істотних факторів повторного перерозподілу радіоактивного забруднення є водна міграція (поверхневий та внутрішньогрунтовий стік). Інтенсивність перерозподілу радіонуклідів при такому переносі залежить: від щільності радіоактивного забруднення грунту, від ізотопного складу і хімічних форм радіоактивних випадінь. Значну роль відіграє й сукупність ландшафтних факторів, що визначають умови формування поверхневого і підземного стоку. Водна міграція відбувається через вхідні і вихідні потоки в певні морфологічні одиниці ландшафтів. Відносна збалансованість вхідних і вихідних потоків характерна для вирівняних терасових рівнин із добре розвиненим рослинним покривом. При розсічених формах рельєфу спостерігаються значні спрямовані потоки.

Рослинний покрив є важливим регулюючим фактором, що впливає на стік, а відповідно, й на перерозподіл радіоактивних частинок на території. У лісі трансформація опадів не така, як на лучних та орних грунтах. Рослинний покрив зберігає високу інфільтраційну здатність грунту.

У процесі переносу радіонуклідів із ґрунтовими водами їх концентрація - від водорозподілу до заплави річки - зменшується. У зв'язку з осіданням радіонуклідів у грунтах притерас і заплав у річку виноситься невелика їх кількість (менше 15 %).

Винесення радіонуклідів внутрішніми водами значною мірою залежить від типу грунту. У мінеральних грунтах воно у 45 разів менше, ніж у торфових. На швидкість цього процесу істотно впливає ізотопний склад радіоактивних частинок, що випали. Дослідження показали, що із збільшенням кількості вологи у грунті внутрішньогрунтова міграція радіонуклідів зростає, але міграція 90Sr зростає значно більше ніж l37Cs.

Можливе винесення 90Sr внутрішньогрунтовими водами в десятки разів менше порівняно з поверхневим стоком. За перших п'ять років із радіоактивне забрудненних територій України поверхневим стоком щорічно виносилось близько 0,5 % сумарного запасу радіоактивності біогеоценозу. На Уралі після ядерної аварії в Киштимі за перших 5-10 років поверхневим стоком виносилось близько 0,2 % радіонуклідів з подальшим зменшенням цього обсягу вдвоє протягом кожних 4-5 років. На даний час винесення тут становить 0,05 % сумарного запасу радіоактивності біогеоценозу. Найменше значення виносу (0,001 %) характерне для лісових ценозів. Для лучних та орних екосистем цей показник становить 0,3 % сумарного запасу радіоактивності.

Лісозаготівельні роботи на радіоактивне забруднених землях зумовлюють значні зміни радіаційної обстановки територій. Пересування технічних засобів спричиняє перерозподіл радіонуклідів на площі, прискорює процес біорозкладу лісової підстилки. Внаслідок цього дія вертикальна міграція радіонуклідів прискорюється.