Изучение особенностей поведения и распределения 137Cs в звене почва–растения, страница 2

Результаты обследования участков ландшафта аварийной зоны ЧАЭС показали, что плотность загрязнения почвенно-растительного покрова ее формы нахождения 137Cs в почве различны и существенно зависят от удаленности обследуемой территории от ЧАЭС. На вершинах склонов вертикальная миграция происходит в основном за счет перемещения подвижных форм радионуклидов, а в условиях временного переувлажнения почв преобладает механическое перемешивание и перенос с твердым стоком [11]. Миграция 137Cs, 134Cs в верхнем (0-5 см) слое почвы происходит главным образом за счет биоперемешивания. Миграция 137Cs, 134Cs, 144Cs в нижних слоях почвы в значительной степени определяется переносом их растворенных и коллоидных форм с почвенным раствором (инфильтрационным потоком) [12].

Вертикальное распределение радионуклидов по почвенному профилю через полгода после аварии близко к логарифмической зависимости от глубины слоя, за исключением поверхностного (0-1 см) и нижних горизонтов (10–15 см). В горизонтах почв ниже 5 см содержится от 5 % до 15 % водорастворимого 137Cs (за 100 % принята общая активность нуклида в соответствующем слое). В нижних слоях почвы 137Cs представлен, вероятно, преимущественно нейтральными ионными парами или анионными комплексами, слабо удерживаемые почвой [13]. На скорость вертикальной миграции влияет тип почвы, ее минеральный состав, ландшафтно-геохимические особенности региона, физико-химическое состояние нуклида и ряд других [14]. Так же движущими силами, которые вызывают миграцию радионуклидов в почвах в природных условиях являются следующие:

–  фильтрация атмосферных осадков в глубь почвы;

–  капиллярный подток влаги к поверхности в результате испарения;

–  термоперенос влаги под действием градиента температуры;

–  движение воды по поверхности почвы;

–  перенос на мигрирующих коллоидных частицах;

–  перенос по корневым системам [15].

Наибольшая скорость миграции 137Cs наблюдается в первые месяцы после выпадения. С течением времени прочность сорбции 137Cs возрастает, что связано с переходом его в необменное состояние. На обрабатываемых территориях 137Cs равномерно распределен в пределах пахотного слоя [16]. Миграция 137Cs вниз за год составляет 2,2 – 2,4 %. Наибольшая величина 137Cs зафиксирована в дерново-глеевой, песчаной почве [17]. Интенсивность миграции 137Cs по профилю полугидроморфных почв в 4-6 раз выше, чем автоморфных [18]. Сравнение радиоактивности различных горизонтов почвы показывает, что в большинстве случаев наиболее высокой радиоактивностью отличается самый верхний перегнойный горизонт почвы [19]. Сильная фиксация радиоцезия характерна для торфяников, что связано со специфическими физико-химическими свойствами гидроморфных почв [20].

Радионуклиды включаются в процессы векторного перемещения, перераспределялась между компонентами экосистемы в зависимости от приходно-климатических особенностей региона [21].

В последние годы проводятся многочисленные исследования по вопросу миграции радионуклидов по профилю почв и разработаны новые методики. В частности, развивающимся направлением стало моделирование радиоэкологических процессов транспорта радионуклидов в биогеоценозах с использованием компьютерной техники. Это связано с важностью прогнозирования перераспределения нуклидов как собственно в отдельных экосистемах, так и в ландшафтах, трансбиогеоценотического переноса радиоактивных веществ [22]. Были проведены исследования, позволяющие сделать вывод о возможности использования показателя ферментативной активности (дегидрогенозой, инвертазой, каталазой) для ранней диагностики комплексного загрязнения почв радионуклидами и тяжелыми металлами [23]. Также производится биологическое очищение почв с помощью отчуждения растительной массы. Этот прием предложено называть фитомелиорацией почвы. За счет радиоактивного распада почва ежегодно очищается от 90Sr и 137Cs соответственно на 2,5 % и 2,2 % [24].