CC BY
14
ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ БЕЗОПАСНОСТЬ
УДК 631.4
СОВРЕМЕННАЯ РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОБСТАНОВКА В ЛЕСНЫХ И ЗАЛЕЖНЫХ ЭКОСИСТЕМАХ НА ТЕРРИТОРИИ КАЛУЖСКОЙ ОБЛАСТИ
О.Б. Цветнова, О.П. Кононец, А.И. Щеглов
В статье представлены результаты анализа особенностей современной радиоэкологической обстановки в лесных (сосняк, ельник, березняк) и залежных экосистемах на загрязненных территориях Калужской обл. РФ. Плотность загрязнения почв исследуемого региона природными радионуклидами (226Ra, 232ТЪ, 40К) соответствует фоновым уровням, в то время как техногенным (137С$) значительно превышает фоновый показатель (3 кБк/м2) и колеблется от 60,8 до 273,8 кБк/м2. В наибольшей степени загрязнены лесные (особенно хвойные) экосистемы, в наименьшей — залежные. По сравнению с начальным периодом после выпадений (1986 г.) плотность загрязнения почв в среднем снизилась более чем в три раза, однако в настоящее время по-прежнему значимо превышает допустимый уровень (37 кБк/м2). В экосистемах загрязненных территорий основной вклад в суммарную удельную активность почв, а также мощность эквивалентной поглощенной дозы вносит на фоновых — 4°К.
Ключевые слова: радиоэкологическая обстановка, природные (22^а, 232ТЪ, 4°К) и техногенный (13>^) радионуклиды, лесные и залежные экосистемы, Калужская область.
Введение
В результате аварии на Чернобыльской АЭС значимому радиоактивному загрязнению подверглись несколько областей Российской Федерации, в том числе Калужская. Здесь загрязненными оказались площади девяти районов, однако наиболее существенный уровень отмечен в трех — Жизд-ринском, Ульяновском и Хвастовичском, расположенных в южной части области. Особенностью радиоактивного загрязнения этих регионов явилось то, что газоаэрозоли 137С8 выпали на ландшафты разного генезиса, структура которых оказывала существенное влияние на интенсивность и пространственное распределение радиоактивных элементов. Так, по имеющимся данным, плотность загрязнения 137С8 колебалась от 37 до 555 кБк/м2 (1—15 Ки/км2) [2, 3]. Вместе с тем в Калужской обл. интенсивно ведется сельскохозяйственное производство, здесь велика доля сельского населения, в связи с чем сразу после аварии начали проводиться различные контрмеры по минимизации негативных последствий радиоактивного загрязнения в агросфере. Это привело к значительному снижению уровня накопления 137С8 в сельскохозяйственной продукции [3]. В природных экосистемах в постчернобыльский период также происходило улучшение радиоэкологической ситуации, которое, однако, было связано главным образом с радиоактивным распадом 137С8, его перераспределением в почвах и ландшафтах, снижением интенсивности
миграции и уменьшением биологической доступности для компонентов биоты. Причем в зависимости от целого ряда факторов, в том числе от типа экосистемы, показатели менялись неодинаково [1, 9, 17 и др.].
Анализ данной проблематики интересен в аспекте сравнения особенностей перераспределения радионуклидов в почвах различных природных, а также бывших сельскохозяйственных угодий, выведенных из использования сразу после радиоактивных выпадений (залежь). В связи с этим цель настоящей работы — оценка уровня аккумуляции природных (226Яа, 232ТИ, 4°К) и техногенного (137С8) радионуклидов в почвах лесных и залежных угодий «фоновых» и загрязненных территорий Калужской обл.
Материалы и методы исследования
Исследования проводили в 2017 г. в южной части Калужской обл. (Ульяновский р-н, окрестности с. Кцынь). Здесь в различных лесных (сосняк, ельник, березняк) и залежных экосистемах были заложены четыре стационарных площадки (1,2,3, 4). Для сравнения в аналогичных условиях на незагрязненной территории северной части области (Жуковский р-н, окрестности городского поселения Кремёнки) были выбраны четыре «фоновых» площадки (5, 6, 7, 8). Их ландшафтно-экологиче-ская характеристика представлена в табл. 1.
Таблица 1
Ландшафтно-экологическая характеристика стационарных участков
Площадка Ландшафт, угодье, растительная ассоциация Почва Горизонт, глубина, см
Загрязненные участки (южная часть области)
1 элювиальный; лес; ельник можжеве-лово-брусничный, 50—60-летний дерново-подзолистая тяжелосуглинистая глеевая O 0—3 ОА1 3—15 А1А2 15—20 А2 20—27
2 те же; сосняк лишайниковый, 50—60-летний дерново-подзолистая песчаная глубокоглеевая О/А10—4 А1 4—15 А2 15—21
3 те же; березняк разнотравный, 40—50-летний дерново-подзолистая суглинистая глеевая О 0—5 А1 5—20 А2 20—30
4 элювиальный; залежь злаково-раз-нотравная, 15—20-летняя дерново-подзолистая легкосуглинистая освоенная Аё0—2 Астаропах1 2 15 Астаропах2 15 17 Астаропах3 17 20 А2 20—40
Условно «фоновые» участки (северная часть области)
5 трансэлювиальный; лес; ельник можжевелово-брусничный, 60—70-летний дерново-подзолистая тяжелосуглинистая глеевая O 0—5 А1 5—19 А1А2 19—27 А2 27—43 А2В 43 и >
6 элювиальный; лес; сосняк лишайниковый, 60—70-летний дерново-подзолистая тяжелосуглинистая глубокоглееватая О 0—3 А1 3—6 А1А2 6—20 А2 20—30 А2В 30—45 B 45 и >
7 те же; березняк разнотравный, 60—70-летний дерново-подзолистая суглинистая глеевая О 0—3 А1 3—15 А2 15—25 А2В 25—40
8 трансэлювиальный; залежь злаково-разнотравная, 5—10-летняя дерново-подзолистая тяжелосуглинистая освоенная Астаропах1 0 13 Астаропах2 13 18 Астаропах3 18 24 А2 24—33 А2В 33—54
На этих стационарных площадках размером 25 х 25 м были заложены почвенные разрезы, где проводили морфологическое описание и отбор проб по генетическим горизонтам до глубины значимого проникновения техногенных радионуклидов (30—50 см). Классификационную принадлежность почв определяли согласно [6].
На каждой площадке с помощью профессионального дозиметра 80ЕКЗ Квантум с двумя счетчиками Гейгера—Мюллера СБМ20-1 (Россия) измеряли мощность эквивалентной поглощенной дозы гамма-излучения (МЭДГИ) на поверхности почвы и на высоте 1 м в 10-кратной повторно-сти. В лабораторных условиях проводили пробо-подготовку (высушивание при температуре 105°, измельчение, гомогенизацию) и измеряли удель-
ную активность техногенного (137Cs) и природных (226Ra, 232Th, 40K) радионуклидов на сцинтилляци-онном гамма-спектрометре «МУЛЬТИРАД-гамма» Nal (Tl) 63-63. Повторность измерений — 5-кратная.
Результаты и их обсуждение
Средние значения мощности эквивалентной поглощенной дозы в биогеоценозах на загрязненной территории варьируют в пределах 0,19—0,34 мкЗв/ч на поверхности почвы и 0,12—0,31 — на высоте 1 м. Наиболее высокие значения МЭДГИ отмечены в еловом лесу, наименьшие — на залежи. Закономерно, что на поверхности почвы они выше, чем на высоте 1 м, при этом максимальная разница между ними наблюдается на залежи и в берез-
Рис. 1. Средние значения МЭДГИ в биогеоценозах на поверхности почвы (пунктирная линия) и на высоте 1 м (сплошная линия): а — территория загрязнения, б — условно «фоновая» территория
няке, тогда как минимальная — в сосняке (рис. 1, а). Очевидно, это связано с особенностями первичного распределения радиоактивных выпадений по территории загрязнения, а также с различиями в заглублении радионуклидов и степени экранирования излучения почвами исследуемых БГЦ [4].
На условно «фоновых» участках средние значения МЭДГИ изменяются следующим образом: на поверхности почвы — в диапазоне 0,12—0,17, на высоте 1м — 0,10— 0,14 мкЗв/ч. В отличие от загрязненных биогеоценозов более высокий «фоновый» уровень показателя отмечен в березовых лесах, наименьший — на залежи (рис. 1, б).Таким образом, значения МЭДГИ в биогеоценозах загрязненных территорий Калужской обл. заметно превышают «фоновые» уровни (рис. 1). Если на залежи
они (значения) выше «фоновых» всего на несколько единиц, то в лесных экосистемах это превышение более значительно: в полтора раза — в березняке и сосняке и в два — в ельнике.
Удельная активность радионуклидов в почвах исследуемых экосистем на загрязненной территории неодинакова и варьирует в зависимости от их химической природы, генетического горизонта, типа почв и фитоценоза (табл. 2). Наибольшие значения, как и в начальные периоды после выпадений, по-прежнему характерны для 137Сз. При этом отмечаются заметные различия между лесными и залежными угодьями как по уровню загрязнения, так и по особенностям его распределения в поч-вах.Так, максимальная удельная активность 137Сз наблюдается в поверхностном дерновом горизон-
Таблица 2
Удельная активность радионуклидов в почвах разных экосистем загрязненных территорий
Биогеоценоз Горизонт/слой, мощность, см Удельная активность, Бк/кг
137Сз 226Яа 232ТИ 40К
Ельник (пл. 1) О1 0—1 162,9 ± 2,2 4,4 ± 1,7 6,6 ±0,5 46,7 ± 11,5
О2 1—3 438,3 ± 1,6 6,6 ± 1,8 9,5 ± 0,9 158,6 ± 10,0
ОА1 3—15 1551,0 ± 9,7 46,0 ± 3,4 33,0 ± 1,2 500,8 ± 12,1
А1А2 15—20 386,0 ± 2,1 34,5 ± 1,6 29,3 ± 0,6 439,2 ± 7,8
А2 20—27 20,9 ± 0,2 22,6 ± 0,4 29,1 ±0,4 489,4 ± 7,8
Сосняк (пл. 2) О/А1 0—4 544,8 ± 2,7 18,3 ± 2,9 3,9 ± 1,1 следы
А1 4—15 498,3 ± 0,7 9,9 ±0,5 5,0 ±0,2 69,7 ± 3,9
А2 15—21 32,9 ±0,1 5,4 ±0,2 5,0 ±0,1 72,8 ± 1,5
Березняк (пл. 3) О 0—5 251,8 ± 3,3 10,4 ± 2,0 4,2 ± 1,2 185,6 ± 18,0
А1 5—20 682,4 ±2,1 21,5 ± 1,6 20,6 ± 0,8 355,5 ± 7,7
А2 20—30 113,4 ±0,1 18,7 ±0,8 22,6 ± 0,5 368,2 ±6,0
Залежь (пл. 4) Аё0—2 1079,0 ± 4,6 14,8 ± 1,8 1,1 ± 0,4 84,1 ± 11,7
Астаропах 1 2 15 200,8 ± 1,5 5,4 ±0,8 2,4 ± 0,3 80,1 ± 3,1
Астаропах2 15 17 23,1 ± 0,5 7,5 ± 0,4 2,9 ± 0,7 61,0 ± 11,3
Астаропах3 17 20 16,9 ±0,2 6,7 ±0,2 5,2 ±0,4 121,2 ± 1,6
А2 20—40 8,2 ±0,1 5,1 ±0,4 4,9 ± 0,2 100,1 ± 1,14
те почв залежи (1080 Бк/кг), с глубиной она резко снижается: в пять (гор. Астаропах!) — десять (гор. А2) раз. В лесных экосистемах поверхностный под-горизонт подстилки (О1) имеет наименьшую активность, более высокие уровни характерны для гор. О2, О/ОА1, далее с глубиной величина показателя закономерно снижается. При этом лесные БГЦ по уровню загрязнения ранжируются следующим образом: ельник > сосняк > березняк, т.е. наименее загрязнены почвы соснового и березового лесов.
Удельная активность природных радионуклидов в почвах на рассматриваемых территориях значительно меньше, чем 137Сз, и ее изменение имеет иные закономерности. В почвах лесных экосистем она выше, чем в почвах залежи. Причем первые по уровню загрязнения ранжируются по-иному, чем это прослеживается для 137Сз: ельник > березняк > сосняк. Для таких радионуклидов, как 22^а и 232ТИ удельная активность не превышает 50, для 40К — 500 Бк/кг в отдельных горизонтах. Удельная активность 40К в сосняке значительно ниже, чем в почвах других лесных экосистем и находится на уровне показателей, характерных для залежи. Очевидно, это обусловлено низкой концентрацией К-содержащих глинистых минералов в песчаных и легкосуглинистых почвах сосняков и залежи.
Еще одной особенностью является то, что в отличие от 137Сз вниз по профилю удельная активность природных радионуклидов увеличивается, что несомненно обусловлено их литологическим
генезисом. Данный рост наиболее выражен для 40К — в 2—25 раз. Доля 137Сз в профиле почв с глубиной падает, а 40К, напротив, заметно нарастает в слоях глубже 20 см. То есть в нижней толще почвенного профиля фитоценозов даже загрязненных территорий основным дозообразующим радионуклидом становится 40К.
Удельная активность разных радионуклидов в почвах экосистем на условно «фоновой» территории также неодинакова (табл. 3).
Здесь выявлено доминирование исключительно природных радионуклидов, удельная активность 137Сз невелика — не превышает 15 Бк/кг. Максимальный уровень нахождения природных радионуклидов отмечается для 40К, но в отличие от загрязненных территорий в почвах сосняка и залежи наблюдаются более высокие значения его удельной активности, что, по-видимому, связано с особенностями гранулометрического состава сформированных здесь разностей (тяжелосуглинистые). Удельная активность таких радионуклидов, как 22^а и 232ТИ невелика и варьирует в профиле почв от следовых значений до ~20 Бк/кг. С глубиной, как это отмечалось выше, данный показатель увеличивается вследствие литогенного происхождения рассматриваемых элементов.
Таким образом, основным дозообразующим радионуклидом в экосистемах условно «фоновых» территорий является 40К. В целом почвы исследуемых участков «фоновых» и загрязненных тер-
Таблица 3
Удельная активность радионуклидов в почвах разных экосистем условно «фоновых» территорий
Биогеоценоз Горизонт/слой, мощность, см Удельная активность, Бк/кг
137СБ 22^а 232ТИ 40К
Ельник (пл. 5) О 0—5 5,9 ± 0,2 следы следы 29,7 ± 6,4
А1 5—19 14,9 ± 0,3 12,5 ± 0,4 15,30 ± 0,4 336,9 ± 2,7
А1А2 19—27 2,9 ± 0,1 13,7 ±0,2 16,2 ± 0,2 347,2 ± 1,6
Сосняк (пл. 6) О1 0—1,5 15,8 ± 1,8 следы следы 28,9 ± 0,3
О2 1,5—3 15,7 ±0,7 6,1 ±0,1 4,8 ± 0,9 158,9 ± 8,9
А1 3—6 12,0 ±0,1 12,7 ±0,2 12,9 ± 0,3 295,0 ± 1,3
А1А2 6—20 5,6 ± 0,3 13,8 ±0,3 16,5 ± 0,4 360,3 ± 1,7
А2 20—30 1,7 ±0,1 13,3 ± 0,1 17,0 ±0,2 362,0 ±2,8
Березняк (пл. 7) О 0—3 2,9 ± 0,7 следы 13,8 ± 2,0 163,8 ± 6,2
А1 3—15 5,1 ± 0,2 11,6 ± 0,2 15,0 ± 0,3 319,2 ± 1,7
А2 15—25 1,1 ± 0,1 11,4 ±0,1 15,9 ± 0,3 333,3 ± 3,5
Залежь (пл. 8) Астаропах1 0 13 1,0 ±0,1 10,4 ±0,1 10,3 ± 0,2 266,4 ± 2,8
Астаропах2 13 18 0,2 ±0,1 8,5 ± 0,1 8,9 ± 0,2 266,3 ± 2,2
Астаропах3 18 24 1,5 ± 0,2 10,5 ± 0,4 10,2 ± 0,2 272,6 ± 1,7
А2 24—33 1,2 ±0,1 7,4 ±0,1 8,5 ± 0,2 258,4 ± 3,4
Рис.
ных
риторий значимо различаются только по уровню удельной активности 137Cs и 40К.
На основании полученных результатов была рассчитана средневзвешенная удельная активность природных и техногенных радионуклидов в почвах загрязненных экосистем в верхнем 0—30-сантиметровом слое — толще значимого проникновения 137Cs (рис.2).
Как видно из представленных данных, наибольшая доля активности приходится на 137Cs и 40К, особенно в почвах ельника и березняка. При этом в сосняке основная доля приходится на 137Cs, поскольку в целом удельная активность 40К здесь минимальна. Следовательно, еще раз подтверждается положение, отмеченное нами при рассмотрении особенностей вертикального перераспределения радионуклидов, что на загрязненных территориях показатели мощности эквивалентной поглощенной дозы в различных биогеоценозах в большей степени обусловливаются присутствием в почве 137Cs и 40К, за исключением сосновых лесов, где основной вклад в дозу вносит только 137Cs.
С помощью имеющихся данных мы также рассчитали плотность загрязнения почв разных экосистем природными радионуклидами и 137Cs (табл.4). По данным на 2017 г., этот показатель по 137Cs составляет 60,83—2732 кБк/м2. Он максимален в почвах ельника, минимален — в почвах залежи. В целом же в порядке убывания его величины можно построить следующий ряд: ельник > березняк > сосняк > залежь. Вероятно, это связано с неоднородностью первичных выпадений и проведением контрмер в агросфере (залежь).
Плотность загрязнения почв природными радионуклидами в разных БГЦ варьирует в диапазоне 3,14—11,70 для 22^а, 0,33—3,22 — для 2321Ъ и 3,52—94,19 кБк/м2 — для 40К, что соответствует «фоновым» радиационным показателям и согласуется с региональными литологическими особенностями территории [2, 3, 11]. Наибольший уровень для всех радионуклидов отмечен в почвах ельни-
2. Средневзвешенная удельная активность 137Cs и природ-радионуклидов в 0—30-сантиметровой толще почвы исследуемых биогеоценозов
ка, минимальный — сосняка, невысокие запасы 226Ra, 232^ и 40К наблюдаются в почвах залежи, что, как уже подчеркивалось, связано с особенностями их минералогического и гранулометрического состава и содержанием илистой фракции. В противоположность запасам 137Cs выявленные уровни практически не меняются в динамике вследствие больших периодов полураспада радионуклидов. В определенной степени это подтверждается данными по запасам природных радионуклидов в почвах на условно «фоновых» территориях (табл.4). В противоположность этому плотность загрязнения почв 137Cs в рассматриваемых условиях достигает 0,39—2,19 кБк/м2, что в 34—188 раз меньше по сравнению с таковой на загрязненных участках соответствующих БГЦ.
После радиоактивных выпадений на территорию Калужской обл. распределение 137Cs в профиле почв со временем изменялось. Заметное влияние на этот процесс оказывал тип БГЦ. Так, в лесных экосистемах в начальный период после выпадений основная часть активности сосредоточивалась в поверхностном горизонте лесной подстилки, в частности ее листовом подгоризонте [10, 14, 17 и др.]. С течением времени радионуклиды перемещались в ее нижележащие подгоризонты: сначала в ферментативный, а затем в гумифицированный и подстилающий его минеральный горизонт.Далее с глу-
Таблица 4
Суммарная плотность загрязнения 0—30-сантиметрового слоя почв разных биогеоценозов природными и техногенными радионуклидами
Биогеоценоз
Плотность загрязнения, кБк/м2
2^а
40К
Загрязненная территория (южная часть области)
Ельник (пл. 1)
Сосняк (пл. 2)
Березняк (пл. 3)
Залежь (пл. 4)
273,82
74,67
141,34
60,83
11,70
1,91
6,56
3,14
3,22
0,33
1,42
0,48
94,19
3,40
34,63
3,52
Условно «фоновая» территория (северная часть области)
Ельник (пл. 5)
Сосняк (пл. 6)
Березняк (пл. 7)
Залежь (пл. 8)
2,19
2,19
0,75
0,39
2,81
5,91
2,69
3,54
3,38
7,13
3,51
3,63
77,01
155,24
77,83
318,6
Рис. 3. Перераспределение 137Сз в почвах исследуемых биогеоценозов в 1992 (сплошная линия) и 2017 (пунктирная линия) гг. (процент от суммарных запасов радионуклида в 0—30-сантиметровой толще почвы)
биной запасы радионуклида резко уменьшались, лишь небольшое количество 137С8 выносилось за пределы профиля с нисходящим потокам влаги [7, 8, 10, 15—17]. Эти закономерности характерны для всех лесных экосистем, однако в зависимости от типа БГЦ можно выявить ряд специфических особенностей [12]. Например, наибольшей удерживающей способностью обладают верхние органогенные горизонты лесных фитоценозов (подстилка), а среди них — сосняков. Так, согласно результатам наших исследований в Калужской обл. (1992 г.), в подстилке было аккумулировано от 77 до 95% от суммарных запасов 137С8 в почвенном профиле, причем максимальные значения отмечены в хвойных (в первую очередь, сосновых) лесах с хорошо выраженной полнопрофильной подстилкой (рис. 3). По удерживающей способности подстилок лесные БГЦ формировали следующий ряд: сосняки > ельники > березняки, что хорошо согласуется с данными, полученными нами для других регионов загрязненных территорий РФ и Украины: березовый лес < дубрава < смешанный лес < хвойный лес (без мохового покрова) < хвойный лес (с моховым покровом) [8, 12, 13, 17идр.]. Такие закономерности прослеживаются и в более поздний период. Так, к 2017 г. основная часть активности во всех лесных экосистемах переместилась в гор. А1, в подстилке остались единицы процентов, за исключением сосняка, где в настоящее время все еще сосредоточено около 12% от суммарных запасов 137С8 в профиле.
В почвах залежи основная доля активности первоначально также была сосредоточена в поверхностных слоях профиля (до 80%, по данным на 1992 г.). С глубиной этот показатель резко снижался (рис. 3). В последующем, после выведения угодий из сельскохозяйственного использования, почва не перепахивалась, вследствие чего перераспределение 137С8 в профиле определялось только интенсивностью течения соответствующих почвообразовательных процессов. В этих условиях 137С8 прочно закрепился в верхнем органо-минеральном горизонте, и лишь малая его часть с нисходящими потоками воды мигрировала в более глубокие горизонты [8, 13, 18]. Вследствие этого в настоящее время максимальные запасы 137С8 отмечены вгор.Астаропах! (рис.3).
Таким образом, на основании полученных данных можно заключить, что современная радиоэкологическая обстановка в южной части Калужской обл. значительно улучшилась. Так, по данным на 1986 г., плотность загрязнения почв по 137С8 здесь составляла 0,41 МБк/м2 [17]. Однако в динамике этот показатель в различных БГЦ менялся неоднозначно. По результатам наших исследований 1992 г., в различных типах леса плотность загрязнения почв по 137С8 составила 355—363 кБк/м2 [12], т.е. снизилась примерно в полтора раза, в основном за счет радиоактивного распада, а в агроцено-зах вследствие проведения необходимых контрмер — примерно в четыре раза [5]. К 2017 г. запасы 137С8 в лесных экосистемах в среднем уменьши-
лись еще примерно в три, а в почвах залежи — в два раза.
Вместе с тем в исследуемых экосистемах плотность загрязнения по 137Cs по-прежнему превышает 37 кБк/м2 (1 Ки/км2): в ельнике в 7,4, в березняке в 3,8, в сосняке в 2,0 и на залежи в 1,6 раза. Это свидетельствует о не совсем удовлетворительной радиоэкологической ситуации в рассматриваемом регионе.
Выводы
• Мощность эквивалентной поглощенной дозы на поверхности почвы и на высоте 1 м в загрязненных экосистемах варьирует от 0,19 до 0,34 и от 0,14 до 0,31 мкЗв/ч соответственно. Максимальные значения наблюдаются в ельнике, минимальные — на залежи. При этом наибольшая разница между значениями МЭДГИ на поверхности и на высоте 1 м отмечена на залежи и в березняке, наименьшая — в сосняке и ельнике. На условно «фоновых» участках средние значения мощности эквивалентной поглощенной дозы изменяются в диапазоне 0,12—0,17 на поверхности почвы и 0,10—0,14 мкЗв/ч на высоте 1 м. В отличие от загрязненных биогеоценозов более высокие «фоновые» уровни МЭДГИ отмечены в березняке, наименьшие — на залежи.
• Основной вклад в суммарную удельную активность почв и мощность эквивалентной поглощенной дозы в экосистемах на загрязненной тер-
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Алексахин Р.М., Нарышкин М.А. Миграция радионуклидов в лесных биогеоценозах. М., 1977.
2. Атлас радиоактивного загрязнения европейской части России, Белоруссии и Украины/ Под ред. Ю.А. Из-раэля. М., 1998.
3. Ашитко А.Г., Золочевский Д.В., Овсянникова Л.В., Рожкова С.А. Радиационная обстановка на территории Калужской области 30 лет спустя после аварии на Чернобыльской АЭС//Радиац. гигиена. 2016. Т. 9, № 2.
4. Бадави В.М., Мамихин С.В. К вопросу об изучении экранирования гамма-излучения дерново-средне-подзолистой почвой // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2010. № 3 .
5. Дубовая В.Г. Анализ факторов, определяющих уровни загрязнения сельскохозяйственной продукции, и обоснование защитных мероприятий в отдаленный период после аварии на Чернобыльской АЭС (на примере загрязненных районов Калужской области): Дис. ... канд. биол. наук. Обнинск, 2001.
6. Классификация почв СССР. М., 1977.
7. Кляшторин А.Л., Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Вертикальная миграция Cs-137 в биогеоценозах хвойных лесов // Почвоведение. 1999. № 12.
8. Липатов Д.Н., Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Содержание и распределение 37Cs в почвах лесных и аг-роэкосистем Тульской области // Радиац. биол. Радио-экол. 2007. Т.47, № 5.
ритории вносят 13^8 и 40К, на условно «фоновой» — 40К.
• В экосистемах удельная активность 13^8 в почвенном профиле меняется неоднозначно: на залежи максимальное значение данного показателя отмечено в поверхностном гор. Аё, в лесных БГЦ — в гумифицированном слое подстилки и подпод-стилочной минеральной толще.
• Плотность загрязнения почв по 13^8 варьирует в пределах 60,8—273,8 кБк/м2. В наибольшей степени загрязнены лесные экосистемы, а среди них — хвойные, в наименьшей степени — залежные. По этому показателю данные БГЦ можно расположить в следующий убывающий ряд: ельник > березняк > сосняк > залежь. Почвы участков «фоновых» и загрязненных территорий значимо различаются только по уровню удельной активности 13^ и 40К.
• Современная радиоэкологическая обстановка в южной части Калужской обл. значительно улучшилась. По сравнению с начальным периодом после чернобыльских выпадений плотность загрязнения почв по 13^8 в среднем снизилась более чем в три раза. Однако этот показатель намного выше, чем на условно «фоновых» территориях и по-прежнему превышает 37 кБк/м2 (1 Ки/км2).
КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ
Авторы заявляют об отсутствии конфликта интересов.
9. Переволоцкий А.Н. Распределение 137Cs и 90Sr в лесных биогеоценозах. Гомель, 2006.
10. Тихомиров Ф.А., Щеглов А.И., Цветнова О.Б. и др. Распределение и миграция радионуклидов в лесах в зоне радиоактивного загрязнения // Радиационные аспекты Чернобыльской аварии. Т. 2 СПб., 1993.
11. Физическая география и природа Калужской области. Калуга, 2003.
12. Цветнова О.Б., Богатова М.К., Щеглов А.И. Влияние свойств почв на содержание и перераспределение 137Cs в почвах природных и агроэкосистем в отдаленный период после чернобыльских выпадений // Radioecology of forests and forestry of Polissya of Ukraine. Kyiv, 2006.
13. Цветнова О.Б., Липатов Д.Н., Щеглов А.И. Особенности динамики структуры полей загрязнения 137Cs на дальнем следе чернобыльских выпадений // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2007. № 1.
14. Щеглов А.И., Цветнова О.Б., Богатырев Л.Г. Роль лесных подстилок различного генезиса в миграции техногенных радионуклидов // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2004. № 4.
15. Almgren S., Isaksson M. Vertical migration studies of 137Cs from nuclear weapons fallout and the Chernobyl accident//J.Environ. Radioactiv.2006.Vol. 91, N1—2.
16. Kruyts N, Titeux H, Delvaux B. Mobility of ra-diocesium in three distinct forest floors // Sci. Total Environ. 2004. Vol.319.
17. Shcheglov A.I., Tsvetnova O.B., Kliashtorin A.L. 18. Staunton S, Dumat C., Zsolnay A. Possible role
Biogeochemical migration of technogenic radionuclides in of organic matter in radiocaesium adsorption in soils // forest ecosystems. M., 2001. J. Environ. Radioactiv. 2002. Vol. 58, N 2—3.
Поступила в редакцию 11.03.2020 После доработки 23.03.2020 Принята к публикации 23.03.2020
MODERN RADIOECOLOGICAL SITUATION
IN FOREST AND FALLOW ECOSYSTEMS
ОN THE TERRITORY OF THE KALUGA REGION
O.B. Tsvetnova, O.P. Kononets, A.I. Shcheglov
The features of the modern radioecological situation in forest (pine, spruce, birch) and fallow ecosystems in the contaminated (southern part) and background (northern part) territories of the Kaluga region are analyzed in this article. The density of soil contamination of the studied region by natural radionuclides (226Ra, 232Th, 40K) corresponds to background levels, while technogenic radionuclide (137Cs) significantly exceeds the background value (3 kBq/m2) and ranges from 60,8 to 273,8 kBq/m2. Forest ecosystems (especially coniferous) are the most contaminated by 137Cs, and fallow ones are the least contaminated. The density of 137Cs soil contamination has decreased on average by more than 3 times compared to the initial period after fallouts (1986), but still significantly exceeds the permissible level (37 kBq/m2). The main contribution to the total specific activity of soils, as well as the power of the equivalent absorbed dose, is made by 137Cs in the ecosystems of the contaminated areas, and by 40K — in the ecosystems of background areas.
Key words: radioecological environment, natural (226Ra, 232Th, 40K) and technogenic (137Cs) radionuclides, forest and fallow ecosystems, Kaluga region.
Сведения об авторах
Цветнова Ольга Борисовна, канд. биол. наук, вед. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: tsvetnova@ mail.ru. Кононец Ольга Петровна, магистрант 2-го года обучения каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: tzukurisama@ mail.ru. Щеглов Алексей Иванович, докт. биол. наук, профессор, зав. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: shchegl@mail.ru.
