Содержание материала

Лесная экосистема как объект радиоактивного загрязнения

Леса занимают около 30% территории, подвергшейся радиоактивному загрязнению в результате аварии на ЧАЭС. Площадь лесов с плотностью загрязнения 137Cs свыше 37 кБкм2 (1 Кикм'2) превышает 40000 км2, в том числе в России около 10000 км2. Они играют важную роль в народном хозяйстве и в жизни местного населения. На площади около 500 км2, в том числе на 20 км2 в России, плотность загрязнения лесов 137Cs превышала 1480 кБкм 2 (40 Кикм-2).
Леса в зонах загрязнения Белоруссии, Украины и Брянской области России на 60-70% представлены хвойными породами и на 30- 40% смешанными и лиственными древостоями. От 30 до 50% лесов на этих территориях относятся к гидроморфным ландшафтам. Верхний горизонт почв этих регионов до глубины 20 см и более состоит из торфа. Автоморфные (суходольные) лесные ландшафты формируются в основном на дерново-подзолистых песчаных и песчано-суглинистых почвах. Остальная часть лесов на загрязненной территории России, в основном в Тульской и Орловской областях представлена преимущественно лиственными древостоями на серых лесных почвах и выщелоченных черноземах. Все эти леса являются объектами хозяйственного использования, значительная их часть относится к категории водоохранных. В России в зоне загрязнения проживают и работают около 50000 работников лесного хозяйства и членов их семей. Ограничения и запреты на ведение лесного хозяйства и использование лесной продукции привели к значительному экономическому ущербу, исчисляемому десятками миллионов долларов.
Крупномасштабное загрязнение лесов поставило следующие научно-практические задачи [115]:

  1. оценить воздействие радиационного фактора на лесные экосистемы и составляющие их компоненты;
  2. дать количественную оценку роли лесных экосистем в распределении радиоактивных выпадений по территории;
  3. выявить биогеохимическую роль лесов как фактора, сокращающего интенсивность вертикальной и горизонтальной миграции радионуклидов и их переноса в локальном и глобальном масштабах;
  4. оценить роль загрязненных лесов как фактора облучения различных групп населения;
  5. дать обоснование системы лесопользования в условиях радиоактивного загрязнения и разработать контрмеры, направленные на снижение негативных последствий радиоактивного загрязнения лесов;
  6. разработать долгосрочный радиационный прогноз применительно к загрязненным лесам.

Биогеохимический цикл основных дозообразующих радионуклидов в загрязненных лесах

Распределение радионуклидов по компонентам лесных экосистем.

Проведенные обследования [115] показали, что количество радионуклидов, выпавших на единицу площади в зоне влияния Чернобыльской аварии, в лесах, при прочих равных условиях, если и могло быть выше, чем на примыкающих безлесных территориях, то не более, чем на 20 -30%. Существенно более высокие плотности загрязнения, такие же как и на Восточно-уральском радиоактивном следе (ВУРС), зарегистрированы на обращенных к движению радиоактивного облака (наветренных) опушках до 20-50 м вглубь лесного массива. В целом можно сделать вывод, что роль лесов в распределении радиоактивных выпадений в основном проявляется локально; в глобальном и региональном масштабах она не очень существенна.
От 40 до 90% выпавших на лес радиоактивных веществ было задержано первоначально в кронах древесного яруса [115-117]. Коэффициент задерживания радионуклидов зависит от степени сомкнутости древостоя и плотности крон, поэтому для листопадных лесов он изменялся в зависимости от степени распускания листьев в период аварии. В северных регионах, там где листва еще не распустилась, коэффициент задерживания радионуклидов был ниже, чем на юге [116]. Уровни загрязнения различных компонентов древостоя в начальный период в основном обусловлены внешним (аэральным) загрязнением и зависят от сезона, структуры, видового состава и возраста древостоя и не связаны с почвенными условиями. Дальнейшее распределение выпавших радионуклидов по компонентам лесных экосистем динамично во времени и в начальный период обусловлено в основном их перемещением из крон на поверхность лесной подстилки. Первый период полуочищения древесного яруса (без учета радиоактивного распада) в зоне влияния Чернобыльской аварии составил от 3 недель до 1 мес. [115]. Через 3 мес. в надземной фитомассе древостоя оставалось не более 15% количества выпавших на лес радионуклидов. По мере минерализации лесной подстилки радионуклиды поступали в корнеобитаемый слой почвы и становились доступными для корневых систем растений.
В целом, в динамике миграции и распределения радионуклидов по компонентам лесной экосистемы можно выделить две стадии (табл. 3.36). На первой стадии продолжительностью 2-4 года загрязнение различных компонентов древостоя обусловлено, главным образом, осаждением радиоактивных аэрозолей на древесный ярус в начальный период развития аварии. При этом наивысшие уровни загрязнения характерны для компонентов с открытой поверхностью (хвоя, листья, ветви, наружная кора). Более низкое загрязнение свойственно структурным элементам, защищенным от выпадений (древесина, луб), и их загрязнение обусловлено преимущественно радиоизотопами цезия, способными транспортироваться с наружных частей деревьев во внутренние органы, включая корни.

Таблица 3.36
Динамика коэффициентов перехода (КП) радионуклидов в структурные части соснового древостоя в автоморфных и гидроморфных лесных ландшафтах Полесья (10 3м2кг') [118]

На второй стадии процессы самоочищения замедляются, и на их фоне все более выделяется вклад корневого поступления радионуклидов, который существенно зависит от свойств почвы и связанной с этим доступности радионуклидов для корневых систем. С течением времени устанавливается состояние динамического квазиравновесия, при котором нисходящие и восходящие потоки радионуклидов в древостое взаимно уравновешиваются, а их распределение по компонентам лесной экосистемы мало меняется во времени (рис. 3.22). В условиях квазиравновесия основная часть радионуклидов депонируется в органогенных горизонтах лесной почвы (A0F+A0H) (до 80% радиоактивных нуклидов). Другим значимым депо аккумуляции радионуклидов в этих условиях является древесный ярус, при этом количество радионуклидов, фиксированных в надземной фитомассе, в сильной степени зависит от свойств почвы [115, 119]. Контрастными в этом отношении являются почвы автоморфных и гидроморфных ландшафтов, характеризующиеся значительными различиями в доступности радиоизотопов цезия для корневых систем. В автоморфных ландшафтах количество 137Cs, содержащегося в надземной части древостоя, не превышает 1% выпавших радиоактивных веществ; в гидроморфных ландшафтах оно может достигать 20%. Наименьший вклад в суммарную активность 137Cs в лесной экосистеме вносит травяно-кустарничковый ярус: он составляет десятые доли процента и лишь в гидроморфных ландшафтах увеличивается до 1,7%.
Миграция радионуклидов в лесной экосистеме и на прилегающей территории обусловлена процессами их вертикального и горизонтального переноса. С радиоэкологических позиций наибольший интерес представляют потоки радионуклидов в составе внутрипочвенного и поверхностного водного стока. Именно с этими потоками может быть связано вымывание радионуклидов и их поступление в грунтовые воды, а также вынос с поверхностными водами или привнос из соседних ландшафтов. Достаточно хорошо выражено вымывание радионуклидов из верхнего (органогенного) слоя лесной почвы (0-5 см); оно изменяется в диапазоне 1,5-3,5% в год от их содержания в этом слое (см. рис. 3.22). На нижней границе данного слоя поток снижается до десятых долей процента, что вызвано перехватом и фиксацией мигрирующих радионуклидов в нижележащих горизонтах. За пределы корнеобитаемого слоя почвы (0,5 м) в автоморфных лесных ландшафтах выносятся сотые доли процента запасов 137Cs в почве. Для 90Sr этот поток составляет 0,1% в год. Исключением являются почвы гидроморфных ландшафтов (см. рис. 3.22), где внутрипочвенный сток выражен в большей степени (десятые доли процента).  

Рис. 3.22. Потоковая диаграмма 137Cs в средневозрастных сосняках на дерново-подзолистой почве (а) и на торфянистой почве (б).

И в таких условиях наблюдаются небольшой вынос !37Cs за пределы почвенного профиля и поступление его в грунтовые воды. Другими словами, роль инфильтрационного стока в вертикальном перемещении 137Cs в торфяных почвах значительно выше, чем в дерново-подзолистых. Горизонтальный перенос в составе поверхностного стока в лесах Чернобыльской зоны в 1986-1996гг. практически отсутствовал. Иначе говоря, ведущим фактором самоочищения лесов от 90Sr и 137Cs является не вынос с внутрипочвенным и поверхностным стоком, а радиоактивный распад (более 2% в год).
Таким образом, вовлечение радиоизотопов цезия в биологический круговорот в лесных экосистемах является локальным, практически замкнутым, т.е. ограничивается пространственно элементарным ландшафтом. Его основными составляющими являются нисходящие и восходящие водные потоки радионуклидов. Нисходящий поток - поступление радионуклидов на поверхность лесной подстилки в составе лесного опада, кроновых и стволовых вод. Восходящий поток обусловлен поступлением радионуклидов в надземную часть древостоя из почвы. Так, в лесах на гидроморфных почвах поступление 137Cs в растительность из почвы по абсолютной величине приблизительно равно его возврату с опадом и за год составляет десятые доли процента количества 137Cs, содержащегося в местном биогеоценозе. В автоморфных ландшафтах (на суходолах) корневое поступление на порядок ниже вследствие низкой доступности 137Cs для растений в этих почвах, а возврат с опадом снижается медленнее вследствие продолжающихся процессов самоочищения древостоя от поверхностного загрязнения. Значимый вклад в поток 137Cs в лесную почву играет его поступление с кроновыми и стволовыми водами (0,05%). Эта величина сопоставима с выносом 137Cs из верхнего горизонта с вертикальным внутрипочвенным стоком и даже с поступлением этого элемента в древесный ярус лесов автоморфных ландшафтов.

Поступление радионуклидов в продукцию лесного хозяйства

Информация о содержании радионуклидов в продукции лесного хозяйства, и прежде всего в древесине, составляет научную основу рекомендаций по лесопользованию в условиях радиоактивного загрязнения [120].

Загрязнение древесины.

Спустя 5-10 лет после аварии загрязнение древесины и других видов лесохозяйственной продукции было обусловлено преимущественно поступлением 137Cs из почвы через корневые системы (рис. 3.23). Вследствие этого основными факторами, определяющими уровень загрязнения лесной продукции, являются свойства верхнего слоя почвы, где аккумулируются радионуклиды, - количество органического вещества, минералогический состав и гидрологический режим (см. рис. 3.22). В условиях квазиравновесия коэффициент перехода 137Cs в древесину изменяется в зависимости от названных выше факторов более чем в 100 раз. Удельная активность 137Cs стволовой древесины существенно ниже, чем других структурных частей древостоя, однако ее вклад достигает 50 % содержания 137Cs в надземной фитомассе.

Рис. 3.23. Динамика коэффициентов перехода 137Cs в древесину березы (а) и сосны (б): 1 - леса на торфянистой почве; 2 — леса на дерново- подзолистой почве
Выделены четыре категории загрязненных лесов по коэффициенту перехода (КП) 137Cs [118, 121]. Наивысшие значения КП характерны для гидроморфных почв, верхний слой которых представлен торфом, а минимальные - для черноземов и серых лесных почв. Более высокие КП свойственны лесам автоморфных ландшафтов на дерново-подзолистых почвах. Леса на полугидроморфных почвах (транзитно-аккумулятивные ландшафты) занимают промежуточное положение. Независимо от типа ландшафта КП 137Cs в древесину снижаются с увеличением возраста древостоя, что обусловлено разбавлением поступающего из почвы 137Cs в “чистой” древесине до чернобыльского происхождения.

Содержание 137Cs в грибах.

Плодовые тела грибов характеризуются наиболее высокими коэффициентами перехода 137Cs по сравнению с другими видами лесной продукции [122]. Поступление 137Cs в плодовые тела грибов зависит от двух факторов - свойств верхнего, наиболее загрязненного, слоя почвы и распределения мицелия относительно этого слоя. Последнее является видовой характеристикой грибов. В зависимости от типа почвы КП 137Cs в грибы одного и того же вида могут различаться до 200 раз. Так же, как и в случае древесины, наибольшими КП 137Cs [(5-200) 10-3м2 кг-1] для грибов характеризуются леса гидроморфных ландшафтов, в автоморфных ландшафтах они изменяются в диапазоне (1-10) 10-3м2кг-1. Межвидовые различия составляют более одного порядка. В наименьших количествах накапливают 137Cs такие виды, как опенок, белый гриб, подосиновик, подберезовик, лисичка; к видам-концентраторам относятся масленок, сыроежки, и, особенно, польский гриб и свинушка. Выявлены широкие вариации КП 137Cs в грибы в зависимости от погодных условий: эта величина положительно коррелирует с количеством атмосферных осадков в период вегетации.

Содержание 137Cs в лесных ягодах.

Коэффициенты перехода 137Cs в лесные ягоды изменяются от 1·10 - 3 μ2κγ -1 сырого веса на автоморфных почвах до 1х10-2 м2 кг-1 на гидроморфных почвах, что в среднем примерно на порядок ниже соответствующих показателей для грибов.

Содержание 137Cs в лесной дичи.

Коэффициенты перехода 137Cs в мясо лесной дичи (кабан, лось, косуля) варьируют более чем на два порядка и составляют в среднем 310’3 м2кг-1.