CC BY
95
МИГРАЦИЯ ЦЕЗИЯ-137 В ЛЕСНЫХ БИОГЕОЦЕНОЗАХ, ЗАГРЯЗНЕННЫХ ВСЛЕДСТВИЕ КАТАСТРОФЫ НА ЧЕРНОБЫЛЬСКОЙ АЭС
И.И. МАРАДУДИН, проф., зав. лаб. радиоэкологии Всероссийского НИИ лесоводства и механизации лесного хозяйства (ВНИИЛМ), д-р биол. наук
Развивая научные основы современного лесоведения, И.С. Мелехов уделял большое внимание влиянию техногенного загрязнения биосферы на состояние лесных экосистем. Он выделяет группу техногенных факторов, которые приобретают все возрастающую роль в жизни леса, оказывая существенное влияние на его продуктивность и здоровье человека. В их числе особое место занимает радиационный фактор [1, 2]. Биологическая опасность его заключается в отсутствии избирательности, длительности и постоянстве воздействия на все компоненты биосферы, что влечет за собой изменения состояния и продуктивности экосистем.
Экологическая значимость радиационного фактора постоянно возрастает в связи с расширяющимися объемами использования ядерной энергии. Особую опасность представляют аварии и инциденты на предприятиях ядерно-топливного цикла, связанные с выбросом в окружающую среду значительного количества радиоактивных веществ (ПО «Маяк», Виндскейл, Три-Майл-Айленд, Чернобыль).
И.С. Мелехов отмечал, что «разные древесные породы неодинаково реагируют на облучение. Некоторые из них, по-видимому, могут служить индикаторами степени радиоактивного загрязнения, опасной для человека» [1]. Радиобиологические исследования в лесах, загрязненных радионуклидами в результате радиационных аварий, подтвердили существенные родовые различия в радиочувствительности древесных пород и их способности накапливать радионуклиды из почвы. Эти различия наиболее четко проявляются на разных стадиях развития радиационной аварии (ранней, промежуточной и восстановительной), которым свойственна специфичность радиационной обстановки в лесу.
Ранняя стадия характеризуется выбросом в атмосферу десятков и сотен радионуклидов с различным периодом полураспада. Продолжительность ее в зависимости от характера и масштаба аварии может длиться от нескольких часов до нескольких суток. На этой стадии отмечается наиболее высокий уровень внешнего облучения лесного биогеоценоза и происходит основное радиационное воздействие на лесную растительность, вызывающее физиологические, морфологические и генетические изменения, а следовательно, четко проявляются различия в радиочувствительности древесных пород. Эта стадия характеризуется преимущественно аэральным (некорневым) загрязнением лесной растительности.
Колебания радиочувствительности отдельных представителей растительного покрова достигают 500-кратной величины [3]. Наиболее радиочувствительным является древесный ярус, особенно хвойные породы. Так, сосновые насаждения, расположенные в непосредственной близости от Чернобыльской АЭС, погибли в первые же недели после аварии, в то время как у лиственных отмечалось лишь частичное усыхание молодых побегов, отдельные радиоморфозы и повреждения репродуктивных органов.
Радиобиологические эффекты у древесных растений в зависимости от величины поглощенной дозы могут быть различными. При эквивалентной поглощенной дозе 80-100 Зв и более происходит полное отмирание надземных органов хвойных пород, а воздействие дозы 20-50 Зв характеризуется частичным усыханием хвои, отсутствием или снижением прироста, морфологическими нарушениями в хвое и побегах и снижением репродуктивной способности. Облучение в малых дозах (0,7-1,0 Зв) вызывает стимуляцию
роста хвои и побегов. Для лиственных пород летальные дозы на порядок выше. Следовательно, по уровням мощности эквивалентной дозы можно прогнозировать степень поражения насаждений разного состава.
Значительная часть радионуклидов при выпадении из атмосферы на ранней стадии развития радиационной аварии задерживается в кронах деревьев, а позднее под действием метеорологических и биологических факторов они перемещаются в лесную подстилку и почву, где прочно фиксируются.
Восстановительная стадия развития радиационной аварии начинается по окончанию промежуточной стадии, т.е. через 2,5-3 года с начала аварии, когда короткожи-вущие радионуклиды практически распадаются, а активность радионуклидов со средним периодом полураспада значительно уменьшается. К этому времени у частично пораженных древесных пород прекращаются временные сдвиги ростовых процессов, нарушения пространственной ориентации побегов, карликовость и гигантизм вегетативных органов и другие виды радиоморфозов. Радиационная обстановка в лесу определяется в основном долгоживущими радионуклидами -цезием-137 и стронцием-90, мигрировавшими из лесной подстилки в почву. Включаясь в биологический круговорот веществ, эти радионуклиды являются постоянным и долговременным источником радиоактивного загрязнения всех компонентов леса.
Миграция (распределение и накопление) радиоизотопов в различных компонентах лесных экосистем представляет новую сложную и малоизученную проблему, имеющую важное практическое значение для реабилитации радиоактивно загрязненных территорий лесного фонда.
В загрязненных радионуклидами лесах почва становится длительным, постоянно действующим источником поступления радионуклидов в лесные ресурсы, снижая возможность их использования.
Учитывая медленную миграцию радионуклидов в лесных почвах и включение радиоизотопов в биологический круговорот веществ, лесной фонд, подвергшийся радио-
активному загрязнению, будет многие десятки лет относиться к территориям радиа-ционно-экологической опасности, т.к. самоочищение загрязненных лесов может проходить лишь естественным путем в процессе радиоактивного распада задержанных радионуклидов.
Как справедливо отмечал И.С. Мелехов, почва и растительность представляют основные звенья в биологическом круговороте веществ и энергии - совокупном многоступенчатом процессе превращений, миграции и обмена веществ между лесным фитоценозом и почвой.
Мониторинг радиоэкологической обстановки в лесах, загрязненных цезием-137 и стронцием-90, показал, что на интенсивность перехода этих радионуклидов из почвы в лесную растительность влияет ряд факторов: биоморфогенетические свойства растений, их возраст, состав, продуктивность насаждений, лесорастительные и природно-климатические условия и многие другие.
По уровню накопления радионуклидов в древесине при одинаковой плотности загрязнения почвы и в одинаковых лесорас-тительных условиях основные лесообразую-щие породы образуют, в порядке убывания, следующий условный ряд: мягколиственные, твердолиственные, хвойные породы. Накопление радионуклидов древесным ярусом в молодняках происходит более интенсивно по сравнению со средневозрастными, приспевающими и спелыми древостоями, а деревья лучших классов роста накапливают цезия-137 и стронция-90 больше и интенсивнее, чем угнетенные и отстающие в росте.
В качестве объективного показателя влияния комплекса лесорастительных условий и биоморфогенетических свойств лесных формаций на уровни загрязнения радионуклидами их органов и тканей принимается нормированный коэффициент перехода (КП) (в англоязычной литературе называемый trans factor) в системе «почва - древесная порода» с использованием размерности (Бк/кг)/(Ки/км2), приведенный к плотности загрязнения почвы цезием-137, равной 1 Ки/км2.
Наиболее значимыми факторами ле-сорастительных условий, влияющими на переход радионуклидов из почвы в древесные породы, являются влажность и богатство почвы.
Установлено, что в зависимости от влажности почвы (от очень сухой до сырой) различие значений нормированного коэффициента перехода для березы повислой достигают 20 раз, а для сосны обыкновенной - 8-10 раз. Влияние трофности почв (от крайне бедных до богатых) на значения нормированного коэффициента перехода у этих древесных пород не превышает 4-кратной величины.
Радиоактивному загрязнению в результате аварий на Чернобыльской АЭС, ПО «Маяк», Сибирском химическом комбинате и других инцидентов подверглись леса Российской Федерации, произрастающие в различных лесорастительных зонах: хвойных лесов, широколиственных лесов и лесостепи. Они образуют множество типов насаждений с различным флористическим составом и эко-лого-физиономическим обликом, а следовательно отличающихся радиочувствительностью и способностью накапливать радионуклиды в вегетативных органах и тканях.
Разнообразие лесорастительных условий и биоморфологических особенностей фи-тоценозов обуславливают существенные различия их экологического значения, хозяйственной ценности, организации системы защитных мер и способов ведения лесного хозяйства в условиях радиоактивного загрязнения. Для учета этих особенностей в конце 90-х годов прошлого века нами была разработана специализированная радиоэкологическая классификация типов леса, которая дифференцирует древесную растительность как по биолого-лесоводственным свойствам и признакам, так и по широкому спектру изменений жизненного состояния и хозяйственной ценности насаждений, загрязненных радионуклидами, адекватно радиационной обстановке на каждой стадии развития радиационной аварии. Радиоэкологические характеристики таксонов классификации используются при мониторинге радиационной обстановки в
лесных экосистемах на радиоактивно загрязненных территориях [4].
В 2003-2004 годах коллектив лаборатории радиоэкологии ВНИИЛМ дополнил и развил положения радиоэкологической классификации типов леса, разработав модель влияния эколого-лесоводственых факторов (типов условий местопроизрастания) на коэффициенты перехода 137Сб в основные компоненты лесных биогеоценозов. В процессе моделирования выявлено взаимообусловленное влияние трех основных эколого-лесоводственных факторов на миграцию и перераспределение 137Сб в лесном биогеоце-
137
нозе, определяющих КП Сб в древесину (рис. 1-2), лесную подстилку и минеральную часть почвы (рис. 3-4): биоморфогене-тических свойств лесных формаций, плодородия и степени увлажнения лесных почв.
137
Модель миграции Сб в древесину сосны (рис.1) показывает, что при самых неблагоприятных условиях (высокая влажность и низкое плодородие почв - А4) коэффициент перехода - КП = 120 (Бк/кг)/ (Ки/км2). Это означает, что, например, при
137
плотности загрязнения почвы Сб в 10 Ки/км древесина сосны на территории Брянской обл. в ТУМ А4 будет, с достаточно высокой степенью достоверности, иметь удельную активность 137Сб УА = 1200 Бк/кг.
Кроме того, модель миграции 137Сб совершенно очевидно показывает, что решающим фактором, влияющим на интенсив-
137
ность перехода Сб в древесину сосны, является режим увлажнения почв, который для сосновых древостоев является в несколько раз более значимым, чем почвенное плодородие. Анализ данных по интенсивности накопления 137Сб древесиной березы в соответствии с моделью миграции (рис. 2) позволяет констатировать, что режим увлажнения почв также играет основную роль в процессе перехода радионуклидов в древесину березы. При этом наблюдается обратно пропорциональная
137
зависимость содержания Сб в древесине с увеличением почвенного плодородия, что означает, что при улучшении почвенных условий роста березовых лесов наблюдается
137
увеличение содержания Сб в древесине.
Модель миграции 1370э в древесину сосны КП(Сосна)= 547,2452-5,861*х+37,109*у
г □ 40
□ 20
Рис. 1. Модель миграции 137Сб в древесину сосны, отражающая уровни загрязнения древесины (значения коэффициентов перехода (КП137Сб) в зависимости от влажности и трофности лесных почв
Модель миграции 1370э в древесину березы КП(Береза) = -1115,6033+9,9668*х+61,7086*у
_ □ 60
□ 20
Рис. 2. Модель миграции 137С8 в древесину березы
Модель миграции Об в минеральную часть почвы (сосняк) КП(мин.часть почвы, сосна) = -411,1793+5,995*х+17,5563*у
(Бк/кг)/(Ки/км 2) I I 289,037 I I 280 I I 270 I I 260 I I 250 I I 240 I I 230
Рис. 3. Модель миграции 137Сб в минеральную часть почвы для формаций сосны в зависимости от влажности и плодородия лесных почв
Модель миграции 0э в минеральную часть почвы (березняк) КП(мин.часть почвы, береза) = -3402,6348+35,5901*х-9,3112*у
(Бк/кг)/(Ки/км2) I I 250 I I 200 I I 150
Рис. 4. Модель миграции Сб в минеральную часть почвы для формаций березы в зависимости от влажности и плодородия лесных почв
В результате анализа моделей мигра-
137
ции Сб в минеральную часть почвы в лесных формациях выявилась определенная закономерность (рис 3, 4). Она заключается в
137
том, что интенсивность миграции Сб в минеральную часть почвы во многом связана с плодородием лесных почв и слабее - с режимами их увлажнения. Это может быть объяснено тем, что в богатых почвенных условиях создаются оптимальные условия почвообразования. Лесная подстилка здесь разлагается быстрее, и вследствие этого ее объемная мортмасса меньше, чем в более бедных и сухих типах леса.
Исследования, проведенные в широком географическом плане, позволили установить, что наиболее низкие коэффициенты перехода радионуклидов в древесные, пищевые и кормовые ресурсы свойственны лесо-растительным условиям степи и лесостепи. В зонах широколиственных и хвойно-широколиственных лесов удельная активность радионуклидов в различных компонентах лесных экосистем при одинаковых первоначальных плотностях загрязнения почвы оказывалась существенно (на 50...300%) выше. Это предопределяет различную продолжительность периода восстановления экологического и социально-экономического значения загрязненных радионуклидами лесных экосистем. Выявленные закономерности позволяют классифицировать лесные экосистемы по группам радиоэкологической устойчивости [5].
Лесные экосистемы, характеризующиеся относительно краткосрочным периодом восстановления экологических и социально-экономических функций после радиационного воздействия (до 30 лет), следует классифицировать как относительно радиоэкологически устойчивые. Они свойственны лесостепной и степной лесорастительным зонам.
Слабо радиоэкологически устойчивые лесные экосистемы характеризуются среднесрочным периодом восстановления после радиационного воздействия (30.60 лет). Они характерны для широколиственных и хвойно-широколиственных лесораститель-ных зон.
Лесные экосистемы с долгосрочным периодом восстановления после радиационного воздействия (свыше 60 лет) классифицируются как радиоэкологически неустойчивые. Они свойственны северо-таежным лесам и притундровым редколесьям.
В целях восстановления (реабилитации) экологического и социально-экономического значения лесов, сохранения их биологической и противопожарной устойчивости на территориях, загрязненных радионуклидами, применяется специальный комплекс защитных мероприятий (контрмер), обеспечивающих охрану здоровья человека и устойчивое экологически безопасное управление лесами [6]. Организационно-технические, лесоводственные, технологические, ограничительные, информационные, социально-экономические и предупредительные защитные меры должны быть адекватны радиационной обстановке, учитывать положения радиоэкологической классификации типов леса, группы радиоэкологической устойчивости лесных экосистем и базироваться на положениях лесоведения и лесоводства, изложенных в работах И.С. Мелехова.
Библиографический список
1. Мелехов И.С. Значение и использование леса как составной части окружающей среды: Учебное пособие.- М.: МЛТИ, 1977. - 42 с.
2. Мелехов И.С. Лесоводство.- М.: Агропромиздат, 1989. - 302 с.
3. Тихомиров Ф.А. Действие ионизирующих излучений на экологические системы. - М.: Атомиз-дат, 1972. 176 с.
4. Марадудин И.И., Панфилов А.В., Шубин В.А. Основы прикладной радиоэкологии леса: Учебное пособие по специальности 2604 «Лесное и лесопарковое хозяйство». - М.: ВНИИЛМ, 2001. - 224 с.
5. Марадудин И.И., Жуков Е.А., Радин А.И., Раз-дайводин А.Н. Радиоэкологическая классификация типов леса и районирование радиоэкологической устойчивости лесных экосистем // Проблемы радиоэкологии леса. Лес. Человек. Чернобыль.: Сб. науч. тр. ИЛ НАН Беларуси, Вып. 61. -Гомель: ИЛ НАН Беларуси, 2004. - С. 157-165.
6. Марадудин И.И., Марченко Т. А., Панфилова Е.Н. и др. Лесное хозяйство России в зонах радиационных катастроф// Использование и охрана природных ресурсов России, Бюлл. НИА «Природные ресурсы». - № 3. - 2004. - С. 57-62.
