1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Радиационная биология. Радиоэкология
  4. T. 61, № 3, 2021

Радиационная биология. Радиоэкология, 2021, T. 61, № 3, стр. 286-300

Вертикальная миграция 137Cs чернобыльских выпадений в различных ландшафтах

В. С. Анисимов 1, *, В. К. Кузнецов 1, А. И. Санжаров 1

1 Всероссийский научно-исследовательский институт радиологии и агроэкологии
Обнинск, Россия

* E-mail: vsanisimov@list.ru

Поступила в редакцию 11.01.2021
После доработки 02.02.2021
Принята к публикации 24.02.2021

Полный текст (PDF)

Аннотация

Приведены результаты изучения процессов вертикальной миграции основного дозообразующего радиоизотопа чернобыльских выпадений – 137Cs в пределах 50-километровой зоны северного следа аварийного выброса ЧАЭС на территории украинского и белорусского участков Полесской низменности, а также на территориях российской части Полесской низменности и Среднерусской возвышенности. Акцент в работе сделан на ретроспективный анализ методологических подходов к решению проблем, связанных с оценкой скорости вертикальной транслокации радионуклида по профилю почв и поступлению его в грунтовые воды. Особую ценность в качестве реперных точек представляют данные, полученные в непосредственной близости (и на незначительном удалении от ЧАЭС) сразу и в ближайшие несколько лет после аварии. В ходе исследований широко использовались общепринятые в почвоведении, геохимии и радиоэкологии методы: сопряженного геохимического анализа (СГА), сравнительно-географический, почвенных ключей, профильный и радиоизотопный. Полученные результаты показали, что интенсивность вертикальной миграции 137Cs в гидроморфных почвах существенно выше, чем в сопряженных с ними автоморфных. При этом коэффициенты миграции медленных компонент (M1), играющих основную роль в перемещении радионуклидов по профилю почв, существенно выше у гидроморфных почв. Экологические периоды полуочищения корнеобитаемого слоя от 137Cs для гидроморфных почв, в среднем в 2 раза короче, чем для автоморфных. Установлено, что на пойменных и переувлажненных лугах содержалось в 1989 г. в верхнем 5 см слое более 90% запаса 137Cs в почвах. К 2016–2020 гг. суммарное количество радионуклида уже не превышало 45%. Аналогичная картина наблюдалась на целинных лугах с черноземными почвами. В то же время на суходольных участках с дерново-подзолистыми почвами легкого гранулометрического состава наблюдалась стабилизация распределения 137Cs по почвенному профилю с наибольшим содержанием 137Cs в слое 0–5 см.

Ключевые слова: радиоактивное загрязнение, 137Cs, почва, профиль, ландшафт, вертикальная миграция, двухкомпонентная модель

В результате аварии на Чернобыльской АЭС радиоактивному загрязнению подверглись территории, которые существенно отличаются по рельефу, геоморфологии, гидрографическим особенностям, почвенному покрову, климатическим условиям, растительным сообществам. В зону радиоактивного загрязнения попали значительные территории Среднерусской возвышенности и Полесской низменности [1–3].

Зоны с наиболее высокими уровнями загрязнения были сконцентрированы в радиусе 30 км от ЧАЭС (более 1500 кБк/м2 по 137Cs), а также на отдельных участках в радиусе 200–300 км на территории северо–северо-восточного следа радиоактивных выпадений (Гомельская, Могилевская и Брянская области). В северо-западном направлении на территории Калужской, Тульской и Орловской областей плотность загрязнения 137Cs, как правило, не превышала 600 кБк/м2 [4].

Крупномасштабное загрязнение различных типов ландшафтов, неоднородное по плотности, составу и физико-химическим свойствам радиоактивных выпадений, привело к необходимости проведения специальных исследований по изучению закономерностей горизонтальной и вертикальной миграции “чернобыльских” радионуклидов в почвах на разных следах выпадений [5–9].

Результаты исследований, проведенных в различных регионах, показали влияние ландшафтных особенностей на миграцию радионуклидов. В районах, характеризующихся сильно расчлененным рельефом, содержание 137Cs в верхних слоях почвы может изменяться до двух порядков [10]. В бессточных понижениях равнин удельная активность 137Cs в почве в несколько раз выше, чем на прилегающих участках [11]. В процессе водной эрозии происходит перенос 90Sr и 137Cs с твердыми взвесями [12, 13]. В пониженных элементах рельефа возможно вторичное радиоактивное загрязнение морфологически разнородных участков за счет поверхностной миграции радионуклидов с дождевыми осадками и талыми водами.

После аварии на Чернобыльской АЭС было установлено незначительное влияние ветровой миграции на вторичное радиоактивное загрязнение как прилегающих территорий, так и урожая сельскохозяйственных культур [14].

Вертикальное распределение искусственных радионуклидов в почвенном профиле является определяющим фактором, влияющим на размеры накопления радионуклидов в сельскохозяйственных растениях, а также одним из параметров при определении мощности дозы γ-излучения и эффективной дозы внешнего облучения человека [15, 16].

Скорость миграции радионуклидов определяется комплексом факторов, среди которых можно выделить физико-химические характеристики радиоактивных выпадений, погодно-климатические условия, свойства почв, характер подстилающей поверхности, особенности хозяйственного использования территории и времени, прошедшего с момента выпадений [5, 17].

К настоящему времени проведено большое количество исследований по изучению миграции радионуклидов как после атмосферных выпадений после ядерных испытаний, так и после аварий на предприятиях ядерного топливного цикла. Было выявлено определяющее влияние на подвижность радионуклидов основных почвенных свойств, среди которых наиболее важными являются содержание илистой фракции, органического вещества, емкость катионного обмена, реакция почвенного раствора и др. [18, 19]. Для загрязненных после аварии территорий Беларуси, России и Украины были установлены высокие скорости миграции радионуклидов в торфяных почвах и почвах легкого гранулометрического состава, при этом параметры миграции 90Sr в 1.5–15.0 раз выше, чем 137Cs [20–22]. Опубликован ряд работ по оценке количественных параметров миграции радионуклидов по профилю черноземных почв и влиянию систем агрохимических мероприятий на накопление 137Cs в продукции растениеводства [5, 15, 23].

Изучение вертикальной миграции 137Cs на загрязненных территориях Белоруссии показало, что и через 3 года после аварии на естественных сенокосах и пастбищах до 90–98% 137Cs находится в слое 0–5 см, причем 85–98% в слое 0–1 см [24]. Отмечено проникновение до 10% 137Cs на глубину 30–35 см в торфяно-болотных почвах избыточного увлажнения до 2–3% обнаруживалось на глубине 40 см. По интенсивности передвижения по профилю почвы Белоруссии различного гранулометрического состава располагаются в следующий ряд: суглинистые < осушенные торфяники < < супесчаные торфяники < супесчаные < песчаные.

Кривые распределения 137Cs по вертикальному профилю целинных дерново-подзолистых почв Брянской области через 3 года после чернобыльских выпадений показали, что основная доля радионуклида фиксирована в верхнем слое почвы: глубине 0–1 см – 21–92%, 0–2 см – 41–98%, 0–3 см – 60–98% [25]. Следовые количества радионуклидов Cs обнаружены на глубине 15 см. Наибольшее заглубление отмечено для почв заливных лугов, где максимум запаса радионуклидов находится на глубине 4–5 см.

Несмотря на проведенные многочисленные исследования для ряда ландшафтно-экологических условий информация носит фрагментарный характер, что не позволяет в полной мере судить о динамике и закономерностях распределения 137Cs по почвенному горизонту.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКА

Оценка вертикальной миграции радионуклидов в ландшафтах. Исследования проводили с 1986 по 2020 г. в различных ландшафтно-экологических и почвенно-климатических условиях Российской Федерации, Украины и Республики Беларусь. С этой целью в разные периоды после аварии на Чернобыльской АЭС проводился послойный отбор образцов по профилю почвенных горизонтов до глубины 35 см. Для исследования были выбраны лесные и луговые участки с дерново-подзолистыми песчаными и супесчаными почвами. Определение 137Cs проводили γ-спектрометрическим методом на многоканальном анализаторе IN 1200 с германиевым детектором GM с ошибкой измерения ±10% и последующим расчетом удельной активности и запаса 137Cs в разных слоях почвенного горизонта.

Характеристика экспериментальных участков в 50-километровой зоне Чернобыльской АЭС. Для оценки параметров вертикальной миграции 137Cs в 1988 г. на различном удалении от ЧАЭС (5–35 км) на территории северного следа аварийного выброса была заложена сеть попарно-сопряженных пробных площадок (одна – на почве автоморфного ряда, другая – на почве гидроморфного ряда) [26–29]. Всего было заложено 12 площадок, при выборе которых учитывались как физико-химические свойства почв, так и тип и плотность выпадений: № 1 (дерново-подзолистая связно-песчаная, с. Красно), № 2 (дерново-подзолистая грунтово-оглеенная супесчаная, с. Красно), № 3 (дерново-подзолистая связно-песчаная, д. Уласы), № 4 (перегнойно-подзолистая грунтово-оглеенная супесчаная, д. Уласы), № 5 (дерново-подзолистая связно-песчаная, д. Кажушки), № 6 (болотная торфяная низинная освоенная, д. Кажушки), № 7 (дерново-подзолистая супесчаная, д. Радин), № 8 (болотная торфяная низинная освоенная на легкой глине, д. Радин), № 9 (дерново-подзолистая супесчаная, с. Красно), № 10 (аллювиальная лугово-болотная среднесуглинистая, с. Красно), № 11 (дерново-подзолистая супесчаная, д. Хвощевка), № 12 (дерново-подзолистая грунтово-оглеенная легкосуглинистая, д. Хвощевка).

Оценка параметров миграции с использованием двухкомпонентной квазидиффузионной модели. На основании полученных данных по распределению 137Cs в профиле почв, используя конвективно-диффузионную модель вертикальной миграции радионуклидов, рассчитываются основные параметры миграции радионуклида для разных типов почв: коэффициент квазидиффузии D (см2/год) и константу скорости вертикальной миграции 137Cs ${v}$ (см2/год). Общее уравнение вертикальной миграции радионуклидов имеет вид [18, 30, 31]:

(1)
$\frac{{dq}}{{dt}} = D\frac{{{{\partial }^{2}}q}}{{\partial {{x}^{2}}}} - {v}\frac{{\partial q}}{{\partial x}} - \lambda q\frac{{dq}}{{dt}} = D\frac{{{{\partial }^{2}}q}}{{\partial {{x}^{2}}}} - {v}\frac{{\partial q}}{{\partial x}} - \lambda q,$
где q – концентрация радионуклида на глубине х; λ – постоянная радиоактивного распада; t – время, лет.

Общее решение уравнения (1) для случая однократного поступления радионуклидов (в нашем случае 137Cs) на поверхность почвы, при условии неизменности параметров миграции (${v}$ и D) с ростом глубины:

(2)
$\begin{gathered} q(x,t) = A\exp ( - \lambda t)\left[ {\frac{1}{{\sqrt {\pi Dt} }}\exp \left( { - \frac{{{{{(x - {v}t)}}^{2}}}}{{4Dt}}} \right)} \right. \\ \left. { - \;\frac{{v}}{{2D}}\exp \left( {\frac{{{v}x}}{D}} \right)\operatorname{erfc} \left( {\frac{x}{{2\sqrt {Dt} }} + \frac{{v}}{2}\sqrt {\frac{t}{D}} } \right)} \right], \\ \end{gathered} $
где A – общее количество 137Cs, выпавшее на поверхность почвы; erfc – специальная функция ошибки.

Эти условия могут выполняться на торфяных почвах и, отчасти, на ранее перепаханных минеральных почвах, характеризующихся более или менее однородными физическими и химическими свойствами в пределах изучаемого слоя. Искомые параметры ($v$, D) определяются методом подбора при помощи, например, модуля “Поиск решения” программы Excel. Критерием является минимизация значения:

(3)
$\Sigma ~NE{{V}^{2}} = \mathop \sum \limits_{i = 1}^n \,{{(q(x,t) - Q(i))}^{2}} \to \min ,$
где q(x, t) – рассчитанная концентрация 137Cs в слое почвы; Q(i) – измеренная концентрация 137Cs в i-м слое почвы.

При этом предполагается, что параметры $v$ и D остаются неизменными в пределах исследуемого профиля распределения 137Cs. Однако для “чернобыльских” выпадений это допущение (в целом, верное в пределах пахотного горизонта почвы с однородными свойствами) является некорректным из-за сложного характера форм выпадения радионуклида. Связано это с тем, что в составе аварийного выброса 137Cs присутствовал как в парогазовой фазе, так и в составе труднорастворимых топливных частиц. Следовательно, в уравнение (2) надо вводить, как минимум, еще два параметра (${{{v}}_{{{\text{slow}}}}}$, Dslow), отвечающие за миграцию 137Cs в составе мелкодисперсных топливных частиц. В результате конечное уравнение становится громоздким и содержащим четыре параметра (${{{v}}_{{{\text{slow}}}}}$, ${{{v}}_{{{\text{fast}}}}}$, Dslow, Dfast), корректный подбор которых затруднителен.

В связи с этим для определения параметров вертикальной миграции 137Cs использовали простую и достаточно хорошо описывающую реальные физические процессы, происходящие в почве, двухкомпонентную модель [26], которую можно формализовать следующим уравнением:

(4)
$\begin{gathered} c(x,t) = \frac{{{{Q}_{1}}\exp ( - \lambda t)}}{{\sqrt {\pi {{M}_{1}}t} }}\exp \left( { - \frac{{{{x}^{2}}}}{{4{{M}_{1}}t}}} \right) + \\ + \;\frac{{{{Q}_{2}}\exp ( - \lambda t)}}{{\sqrt {\pi {{M}_{2}}t} }}\exp \left( { - \frac{{{{x}^{2}}}}{{4{{M}_{2}}t}}} \right), \\ \end{gathered} $
где c(x, t) – объемная концентрация радионуклида (Бк/дм3) на расстоянии x от поверхности почвы в момент времени t; Q – общее количество радионуклида, выпавшее на поверхность почвы; Q1 – часть радионуклида, которая связана с медленной компонентой при вертикальной миграции; Q2 – часть радионуклида, связанная с быстрой компонентой; M1 и M2 – соответственно компоненты миграции медленной и быстрой компонент; t – время, прошедшее с момента выпадения радионуклида.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Вертикальная миграция радионуклидов в ландшафтах. Процессы, вызывающие вертикальную миграцию радионуклидов в почвах, разнообразны по своей природе. К ним относятся: конвективный перенос (фильтрация атмосферных осадков вглубь почвы, капиллярный подток влаги к поверхности в результате испарения, термоперенос влаги под действием градиента температуры); диффузия свободных и адсорбированных ионов; перенос по корневым системам растений; перенос на мигрирующих коллоидных частицах (лессиваж); роющая деятельность почвенных животных; хозяйственная деятельность человека [18]. Эти факторы не являются равнозначными, и их действие зависит от конкретных условий, в частности, в значительной степени от ландшафтных характеристик.

Плакорные ландшафты. Закономерности вертикальной миграции радионуклидов на территории Полесской низменности, включая Украинское, Белорусское и Брянско-Жиздринское полесья, были выявлены в результате многолетних исследований в различные периоды после аварии на ЧАЭС. В начальный период времени после аварии в 1986–1989 гг. было начато изучение распределения широкого спектра радионуклидов в 0–30-километровой зоне ЧАЭС на суходольных лугах, которые располагались на водораздельных плакорных участках или верхней пологой части склонов. Почвы характеризовались средней и недостаточной степенью увлажнения, низким содержанием гумуса. Для изучения вертикальной миграции радионуклидов в почве проводили ежегодный послойный отбор образцов почв на одних и тех же участках. В 1990–1993 гг. исследования проводили на аналогичных почвах в наиболее загрязненных районах Брянской и Калужской областей.

Установлено, что на суходольных лугах глубина проникновения всех изучаемых радионуклидов за 4 года после аварии на ЧАЭС не превышала 10 см (табл. 1). В 1986–1987 гг. практически все количество выпавших радионуклидов находилось в слое 0–2 см. В последующие годы происходило активное перераспределение радионуклидов в слое 0–10 см, на характер которого влияли свойства радионуклидов и время, прошедшее после аварии. В 1989 г. более 92% радионуклидов содержалось в слое 0–2 см, а в слой 2–5 см наиболее активно мигрировали 106Ru и 137Cs – 5.7 и 5.2% соответственно. В слое 5–10 см зарегистрировано 1.3% 106Ru, а 137Cs и 144Ce – 0.3–0.4%.

Таблица 1.

Динамика изменения запаса радионуклидов в верхних слоях дерново-подзолистых супесчаных почв суходольных участков Table 1. Dynamics of changes in the stock of “Chernobyl” radionuclides in the upper layers of sod-podzolic sandy loam soils of dry land plots

Глубина, см Содержание радионуклидов, %
Годы исследований
1986 1987 1988 1989 2020
106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 137Cs
0–2 100 100 100 97.3 98.5 99.2 94.6 98.1 97.3 92.3 97.5 94.5 20.8
2–5 <п.о.* <п.о. <п.о. 2.6 1.5 0.8 4.8 1.7 2.5 5.7 2.1 5.2 64.7
5–10 <п.о. <п.о. <п.о. 0.1 <п.о. <п.о. 0.6 0.2 0.2 1.3 0.4 0.3 13.0
10–15 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 1.26
15–20 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.14
20–25 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.05
25–30 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.03
30–35 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.02

* Предел обнаружения радионуклида.

Аналогичные исследования проводились с 1988 по 2016 г. на загрязненных участках плакорных ландшафтов в Тульской области. Экспериментальные данные, характеризующие распределение 137Cs по почвенному профилю в различные годы после чернобыльских выпадений (рис. 1), дают возможность оценить характер процесса вертикальной миграции и направленность последующего перераспределения в различных слоях черноземных почв.

Рис. 1.

Динамика вертикальной миграции 137Cs в выщелоченных черноземах в период с 1988 по 2016 г. (Тульский НИИСХ, п. Молочные Дворы).

Fig. 1. Dynamics of vertical migration of 137Cs in leached chernozems in the period from 1988 to 2016 years (Tula Research Institute of Agricultural Sciences, Molochnye Dvory village).

Установлено, что после выпадения 137Cs на почвенно-растительный покров происходит активный процесс перераспределения 137Cs в основных компонентах агроэкосистем. При этом наиболее выражен этот процесс для верхнего слоя 10 см почвы. Оценки показали, что если в 1988 г. более 90% запаса содержалось в верхнем слое 5 см, то через 5 лет в этом слое содержалось только 58.2%, из них 32.8% в слое 0–2 см. Существенно возросло содержание 137Cs в слое 5–10 см, в котором общий запас 137Cs возрос до 28%. Однако суммарное количество 137Cs в слое 0–5 см более чем в 2 раза превышает соответствующие значения в слое 5–10 см. В последующие 6 лет процесс перераспределения 137Cs происходил за счет выравнивая запасов 137Cs в верхних и возрастания в нижележащих слоях.

Перераспределение запасов 137Cs в верхних слоях черноземных почв Тульской области наблюдалось в период с 1986 по 1995 г., а далее замедлилось [32]. Наблюдаемая интенсивная миграция 137Cs в профиле черноземных почв в первые годы после радиоактивных выпадений может быть обусловлена естественными процессами перемешивания почвенной массы в верхнем слое за счет кольматажа, проникновения частиц в почвенные поры и трещины вследствие сезонных процессов набухания и высушивания (педотурбация), деформаций, связанных с промерзанием и оттаиванием (криотурбация) и с землеройной деятельностью многочисленных почвенных животных (биотурбация), а также выносом 137Cs, корневыми системами растений. Эти процессы происходят более активно в черноземных почвах по сравнению с дерново-подзолистыми почвами [33].

Подсчет личинок майского хруща в весенний период отбора проб показал, что их количество на водораздельных участках ландшафтов варьирует от 35 до 55 шт./м2, что указывает на чрезвычайно большую заселенность черноземных почв личинками жуков. В совокупности с активной деятельностью дождевых червей, населяющих гумусные слои почвы [34], следует признать биотурбационные процессы весьма значимым фактором для интенсификации перераспределения 137Cs в верхних слоях черноземных почв. Значительное влияние биотурбационных процессов на миграцию радионуклидов отмечали сотрудники НПО “Тайфун” в почвах 30-километровой зоны ЧАЭС [35].

Следует учитывать, что северная часть лесостепной зоны характеризуется наиболее выраженным по сравнению с центральной и южной провинциями промывным режимом, что также способствует миграции радионуклидов с фильтрационными водами.

В отдаленный период после аварии процесс перераспределения 137Cs замедлился, однако в 2007–2016 гг. радионуклид регистрировался уже на глубине 30–35 см. Следует отметить, что в этот период наблюдается стабилизация запасов 137Cs в верхних слоях черноземных почв.

Эрозионные ландшафты. Исследование распределения 137Cs в почвах эрозионных ландшафтов Среднерусской возвышенности показало, что процессы миграции происходят медленно и основная часть радионуклида через 20 лет после аварии была сосредоточена в верхних 0–5 см (40.2–47.9%) и 5–10 см (27.5–32.3%) слоях почвы, что составляло 70.9–74.4% от их суммарного количества (табл. 2). За период с 1993 по 2006 г. произошло значительное уменьшение запаса 137Cs в слое 0–10 см с 92.9 до 74.4%.

Таблица 2.

Вертикальное распределение 137Cs по слоям почвы различных элементов склоновых ландшафтов, % от суммарного содержания Table 2. Vertical distribution of 137Cs over the soil layers of various elements of slope landscapes, % of the total content

Элемент рельефа Слой почвы, см
0–5 5–10 10–15 15–20 20–25
1993 г.
Водораздел 74.5 18.4 4.5 2.3 0.3
2006 г., восточный склон
Водораздел 43.2 31.5 14.7 7.0 3.7
верх склона 40.2 30.7 17.1 7.7 4.3
середина склона 43.3 31.4 15.9 6.6 2.9
днище (погребенный слой) 62.2 22.5 9.9 3.9 1.5
2006 г., южный склон
водораздел 47.9 30.8 12.1 6.2 2.9
верх склона 47.6 32.3 12.2 4.5 3.4
середина склона 46.7 27.5 15.2 7.1 3.6
днище (погребенный слой) 36.7 44.1 13.1 5.0 1.1

Изучение распределения 137Cs в верхних, средних и нижних частях склоновых эрозионных агроландшафтов показало, что в верхней части практически всех склонов максимальное содержание радионуклида регистрируется в слоях 0–5 см почвы (рис. 2, а). В средней части склонов может иметь место как распределение 137Cs аналогичное верхней микрозоне, так и некоторое превышение содержания 137Cs в слое почвы 5–10 см по сравнению с верхним слоем 0–5 см (рис. 2, б и 2, в). В нижней части склонов характер распределения 137Cs в почвах имеет тенденцию выравнивания запасов 137Cs в верхних слоях 0–5 и 5–10 см почвы (рис. 2, г).

Рис. 2.

Распределение 137Cs в профиле почв верхней (а), средней (б и в) и нижней (г) частях микрозон склоновых ландшафтов (Тульский НИИСХ, п. Молочные Дворы, данные 2006 г.).

Fig. 2. Distribution of 137Cs in the soil profile of the upper (a), middle (b and c) and lower (d) parts of microzones of slope landscapes (Tula Research Institute of Agricultural Sciences, Molochnye Dvory village, 2006 data).

Выявленные закономерности, вероятно, обусловливаются тем, что верхняя элювиальная часть склонов является транзитной зоной, что приводит к “очищению” верхней поверхности склонов. Средняя микрозона также является преимущественно транзитной, однако в ряде понижений наблюдается накопление почвенного субстрата, содержащего 137Cs. При транзитно-аккумулятивных процессах на наиболее загрязненный в начальный период времени слой 0– см почвы наслаиваются наносы с меньшей удельной активностью, т.е. происходит его “захоронение”. У подножья склонов аккумулятивные процессы превалируют над транзитными, при этом характер распределения 137Cs в почвах аналогичен транзитно-аккумулятивной средней микрозоне. Следует отметить, что в эрозионных агроландшафтах процессы вертикальной миграции радионуклидов сопряжены с латеральными и горизонтальными процессами. В зависимости от соотношения интенсивности и скорости этих процессов результирующая может быть разнонаправленной.

Пойменные ландшафты. Изучение вертикальной миграции радионуклидов в пойменных ландшафтах было проведено в 30-километровой зоне ЧАЭС в долине р. Припять (Гомельская область). В первый период после аварии (1986–1987 гг.) практически все количество радионуклидов находилось в слое 0–2 см. Интенсивность миграции зависела от характеристик радионуклидов. В 1989 г. 77.0–85.7% радионуклидов содержалось в слое 0–2 см, при этом в слой 2–5 см наиболее активно мигрировал 106Ru и 137Cs – 15.4 и 18.6% соответственно. В слой 5–10 см более интенсивно перераспределялся 106Ru – 7.0% (табл. 3).

Таблица 3.

Динамика изменения среднего содержания радионуклидов в верхних слоях пойменной аллювиальной глееватой супесчаной почвы Table 3. Dynamics in the average radionuclides content in the upper layers of floodplain alluvial gleyic sandy loam soil

Глубина, см Содержание радионуклидов, %
Годы исследований
1986 1987 1988 1989 2020
106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 137Cs
0–2 100 100 100 92.7 96.0 95.1 85.4 90.7 88.3 77.0 85.7 79.1 11.5
2–5 <п.о. <п.о. <п.о. 7.0 4.0 4.6 9.7 8.2 10.8 15.4 12.1 18.6 17.8
5–10 <п.о. <п.о. <п.о. 0.3 <п.о. 0.3 4.6 1.1 0.9 7.0 1.9 2.2 39.2
10–15 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.6 0.3 0.1 21.4
15–20 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.3 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 8.0
20–25 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 1.4
25–30 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.5
30–35 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.2

В отдаленный период после аварии изучение закономерностей распределения 137Cs в почвах пойменных ландшафтах показало, что в прирусловой вале и верхней части поймы основное количество радионуклидов было сосредоточено в верхнем слое 0–5 см почвы, в то время в центральной и нижней частях поймы основной запас 137Cs находился в слоях 5–10 и 10–15 см (пойма р. Ипуть, р. Вепринка, Брянская область; р. Локна, Тульская область). Характер распределения 137Cs по профилю почвенных горизонтов является следствием влияния гидрологических режимов на возвышенных и пониженных частях поймы, а также различными свойствами почв (рис. 3).

Рис. 3.

Вертикальное распределение 137Cs по профилю пойменных почв: а) – средней части прируслового вала; б) – центральной, в) – нижней и г) – верхней частей поймы р. Вепринка (д. Веприн Клинцовского района Брянской области), данные 2004 г.

Fig. 3. Vertical distribution of 137Cs in the profile of floodplain soils: a) – the middle part of the near river bed rampart; b) – the central, c) – the lower and d) – the upper parts of the floodplain of the Veprinka river, (Veprin village, Klintsovsky district, Bryansk region), data from 2004.

В пойме р. Ипуть (Клинцовский район Брянской области) также были получены данные о влиянии геоморфологических условий на вертикальную миграцию радионуклидов. В зоне переотложения наносов на склонах гривы наблюдалось примерно равное распределение запаса 137Cs в слоях 0–5 и 5–10 см (33.8 и 31.9%). В транзитной зоне было зарегистрировано уменьшение плотности загрязнения 137Cs на 20% по сравнению с верхней точкой профиля, а в зоне формирования грив высокой поймы увеличение более чем на 50%. Этот факт регистрировался и в других исследованиях [36]. В нижней части склона отмечено увеличение плотности загрязнения по сравнению с прирусловой частью поймы, что, вероятно, было обусловлено одновременно происходящими процессами как переотложения наносов при паводках и половодьях, так и их смывом в реку. Особенностью вертикального распределения на затопляемых участках поймы является заглубление пика максимального запаса 137Cs на глубину 5–10 см.

Закономерности распределения радионуклидов в различных типологических комплексах пойменных ландшафтов Полесской низменности характерны и для аналогичных ландшафтов Среднерусской возвышенности. В пойме р. Локна (Плавский район Тульской области) вертикальное распределение 137Cs в пойменной части характеризовалось максимумом запаса 137Cs на глубине 5–10 см. В верхней части поймы на автоморфном участке основной запас 137Cs находился в слое почвы 0–5 см.

Переувлажненные ландшафты. В 1986–1992 гг. было исследовано распределение радионуклидов по профилю почв в 30-километровой зоне отчуждения ЧАЭС на склоновых почвах террас, прилегающих к пойменным долинам р. Припять. Установлено, что, несмотря на периодическое переувлажнение дерново-подзолистых глеевых почв, глубина миграции изучаемых радионуклидов за 3 года после аварии на ЧАЭС не превышала 10 см (табл. 4). В 1986–1987 гг. практически все количество выпавших радионуклидов находилось в слое 0–2 см. В 1989 г. более 85% изучаемых радионуклидов содержалось в слое 0–2 см, а в слой 2–5 см наиболее активно мигрировал 106Ru – 11,5%, который также характеризовался наибольшим проникновением в слой почвы 5–10 см – 3%.

Таблица 4.

Миграция радионуклидов в дерново-подзолистой глеевой легкосуглинистой почве Table 4. Migration of radionuclides in sod-podzolic gley light loamy soil

Глубина, см Содержание радионуклидов, %
Годы исследований
1986 1987 1988 1989 2020
106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 106Ru 144Ce 137Cs 137Cs
0–2 100 100 100 95.4 98.0 97.7 89.5 90.7 93.3 85.2 88.7 89.1 15.8
2–5 <п.о. <п.о. <п.о. 4.6 2.0 2.2 8.0 8.2 6.2 11.5 9.9 9.5 29.3
5–10 <п.о. <п.о. <п.о. 0.3 <п.о. 0.1 2.5 1.1 0.5 3.0 1.2 1.3 20.0
10–15 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.3 0.2 0.1 13.8
15–20 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.3 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 11.2
20–25 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 5.3
25–30 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 4.2
30–35 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.4

Для изучения закономерностей миграции 137Cs в гидроморфных торфяных почвах в 2000–2002 гг. были проведены полевые исследования на территории Брянской области. Установлено, что вертикальная миграция 137Cs в торфяных почвах определяется комплексом факторов, среди которых наибольшее значение имеют тип и свойства торфяников, их гидроморфность, в том числе длительность периода переувлажнения торфяных почв, а также степень освоенности или пирогенности (нарушенности пожарами). Через 15 лет после аварии на Чернобыльской АЭС 137Cs наиболее интенсивно перераспределялся 137Cs по слоям гидроморфных увлажненных верховых и низинных торфяников.

Для обводненных низинных торфяников максимальное содержание 137Сs наблюдалось в слое 0–10 см – от 18 до 50% от суммарного запаса. Однако характер распределения радионуклида в более глубоких слоях имеет некоторые различия, которые обусловлены влиянием режима увлажнения. В болотной низинной почве (участок № 2) 137Cs регистрировался до глубины 35 см и наблюдалось два пика: первый – в слое 0–5 см (23% от суммарного запаса 137Сs слое 0–35 см), а второй – в слое 15–20 см (22%) (рис. 4). Наличие лвух пиков, возможно, обусловлено влиянием геохимических барьеров, либо процессами криотурбации [37]. В болотной низинной почве (участок № 4) максимум приходился на глубину 5–10 см – 50% 137Cs от суммарного запаса. Далее содержание радионуклида резко снижается и на глубине 25 см 137Cs составляло около 1%.

Рис. 4.

Вертикальное распределение 137Cs по профилю гидроморфных почв: № 2 – болотной низинной торфяной (с. Старый Вышков Новозыбковского района), данные 2002 г.; № 4 – болотной низинной торфяной (с. Батуровка Красногорского района Брянской области), данные 2002 г.; № 6 – болотной торфяной верховой (п. Каменный Суражского района Брянской области), данные 2002 г.; № 3 – болотной торфяной переходной (с. Старые Бобовичи Новозыбковского района Брянской области), данные 2002 г.; № 7 и № 8 –ненарушенного пожарами и пирогенного участков осушенной болотной торфяной переходной почвы (с. Макаричи Красногорского района Брянской области), данные 2002 г.; № 1 – целинного участка осушенной болотной торфяной низинной почвы (с. Бабаки Новозыбковского района Брянской области), данные 2002 г.; № 5 – освоенного участка осушенной болотной торфяной низинной почвы (с. Кожаны Гордеевского района а Брянской области), данные 2002 г.

Fig. 4. Vertical distribution of 137Cs in the profile of hydromorphic soils: № 2 – peats low moor (Stary Vyshkov village, Novozybkovsky district), data from 2002; № 4 – peats low moor (Baturovka village, Krasnogorsky District, Bryansk Region), data from 2002; № 6 – peats high moor (Kamenny village, Surazhsky district, Bryansk Region), data from 2002; № 3 – peats transitional moor (Stary Bobovichi village, Novozybkovsky District Bryansk region), data from 2002; № 7 and № 8 – undisturbed by fires and pyrogenic areas of drained peats transitional moor (p. Makarichi, Krasnogorsky district, Bryansk Region), data from 2002; № 1 – a virgin area of drained peats low moor (Babaki village, Novozybkovsky District, Bryansk Region), data from 2002; № 5 – a ploughed area of drained peats low moor (Kozhany village, Gordeyevsky district, Bryansk Region), data from 2002.

Аналогичная картина распределения 137Cs наблюдается и в гидроморфных верховых и переходных торфяниках (рис. 4). В верхнем слое 0–5 см болотной верховой почвы (участок № 6) сохранялось около 28% радионуклида от суммарного запаса, а максимум регистрировался на глубине 5–10 см – 58%. В переувлажненной болотной переходной почве (участок № 3) в верхнем слое 0–5 см содержится 41% 137Cs от суммарного запаса и по 27% – в слоях 5–10 и 10–15 см. Незначительная часть 137Cs – 2% от суммарного запаса регистрируется на глубине 20–25 см.

Иное распределение 137Cs наблюдается в осушенных или нарушенных пожарами и хозяйственной деятельностью торфяниках. Распределение 137Cs в осушенном целинном переходном торфянике (участок № 7) характеризовалось максимальным содержанием в слое 0–5 см – 74% от суммарного запаса. Далее отмечается экспоненциальное снижение содержания радионуклида в почвенных слоях до глубины 35 см (рис. 4). В горелом переходном торфянике (участок № 8) в слое 0–5 см содержалось только 36% 137Cs, а 50% было сосредоточено в слое 5–15 см. Далее по профилю отмечено экспоненциальное убывание 137Cs до глубины 30 см.

Осушение торфяников и вовлечение их в сельскохозяйственный оборот с последующей перепашкой приводили к относительно равномерному распределению 137Cs в пахотном слое почвы 25 см (участок № 5), изначально дифференцированного по удельной активности радионуклида профиля (участок 1), (рис. 4).

Таким образом, скорость вертикальной миграции 137Cs в торфяниках определялась типом и особенностями их формирования. Процессы естественной миграции 137Cs зависят от свойств торфяных почв, их особенностей и гидрологического режима. Хозяйственная деятельность или пожары приводят к относительно равномерному распределению радионуклида в профиле почв.

Распределение 137Cs в профиле почв и оценка параметров миграции с использованием двухкомпонентной квазидиффузионной модели. В табл. 5 приведены результаты стратификации почвенных профилей ключевых разрезов, заложенных на выбранных постоянных пробных площадках. Относительное содержание 137Cs в слоях почв постоянных пробных площадок, расположенных в 50-километровой зоне Чернобыльской АЭС, резко снижается с глубиной. Для гидроморфных почв этот процесс происходит более интенсивно, чем для автоморфных. Рассчитанный на основании экспериментальных данных центр распределения 137Cs, определяемый по формуле $X = \sqrt {2Dt} $ [38], в 1990 г. для автоморфных почв, находится на глубинах от 1.1 до 1.4 см (в среднем, 1.2 см), для гидроморфных – от 1.2 до 2.0 см (в среднем, 1.5 см). Связано это с тем, что коэффициенты миграции медленных компонент (M1), играющих основную роль в перемещении радионуклидов по профилю почв, существенно выше у гидроморфных почв.

Таблица 5.

Относительное содержание 137Cs в слоях почв постоянных пробных площадок, расположенных в 50-километровой зоне Чернобыльской АЭС (дата отбора проб: тт. 9, 10 – 01.09.1991 г., остальные – 01.09.1990 г.) Table 5. Relative content of 137Cs in the layers of the soil cuts located at permanent probe sites within in the 30-km zone of the Chernobyl nuclear power plant (date of sampling: permanent probe sites 9, 10 – 01.09.1991, remaining – 01.09.1990)

№ точки отбора 1 2 3 4 5 6 7 8* 9 10 11 12
Расстояние от ЧАЭС, км 5 5 15 15 35 35 20 20 7 7 25 25
  Плотность загрязнения почв 137Cs, кБк/м2 (на момент аварии)
  3600 4900 9500 6100 950 1400 9000 8800 9100 11200 810 800
Слой, см Относительное содержание 137Cs в слое почвы, % (с учетом плотности сложения горизонтов)
0–2 95.79 93.20 96.29 91.35 96.29 93.27 98.64 62.12 89.56 76.10 88.19 79.42
2–3 1.48 3.94 2.11 6.02 1.44 3.49 0.60 19.60 5.37 9.86 7.08 12.53
3–4 0.73 0.97 0.71 0.72 0.40 1.04 0.19 8.17 1.54 5.47 2.02 3.73
4–5 0.30 0.55 0.35 0.48 0.20 0.54 0.08 4.10 0.72 2.87 0.82 1.09
5–6 0.21 0.17 0.18 0.37 0.12 0.27 0.04 2.34 0.56 2.66 0.50 0.69
6–8 0.26 0.29 0.17 0.58 0.31 0.40 0.09 1.87 0.75 1.03 0.55 0.85
8–10 0.24 0.20 0.07 0.25 0.26 0.24 0.06 0.66 0.30 0.38 0.14 0.75
10–12 0.24 0.14 0.04 0.11 0.40 0.24 0.01 0.57 0.32 0.38 0.29 0.41
12–14 0.18 0.08 0.03 0.05 0.19 0.17 0.01 0.30 0.27 0.28 0.14 0.28
14–16 0.16 0.08 0.02 0.03 0.20 0.18 0.01 0.17 0.21 0.22 0.14 0.18
16–18 0.13 0.08 0.02 0.01 0.20 0.10 0.01 0.10 0.16 0.20 0.14 0.08
18–20 0.09 0.08 0.01 0.01 <п.о. 0.05 0.01 <п.о. 0.10 0.16 <п.о. <п.о.
20–22 0.05 0.07 0.01 0.01 <п.о. <п.о. 0.01 <п.о. 0.04 0.16 <п.о. <п.о.
22–24 0.04 0.06 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.009 <п.о. 0.05 0.16 <п.о. <п.о.
24–26 0.03 0.04 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. 0.005 <п.о. 0.05 0.11 <п.о. <п.о.
26–28 0.03 0.04 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о.
28–30 0.03 <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о. <п.о.

* Уровень грунтовых вод расположен на глубине 18 см.

В табл. 6 приведены коэффициенты квазидиффузии “медленной” (М1) и “быстрой” (М2) компонент вертикальной миграции 137Cs, полученные на основании данных по распределению радионуклида в профиле исследованных почв в 1990–1991 г. (табл. 5). Определено также соотношение долей радионуклида, мигрирующих в виде медленной (1) и быстрой (2) компонент. Особый интерес вызывает тот факт, что величины M2 для почв “ближней” зоны выше (1.69–19.4), чем для почв “дальней” зоны: 0.65–1.94 см2 в год. Это подтверждает большую подвижность 137Cs в “чернобыльских” выпадениях ближней зоны за период между аварией на ЧАЭC в 1986 г. и моментом отбора проб в 1990 г. Как правило, содержание радионуклида в виде медленной компоненты значительно превышает его содержание в виде быстрой компоненты. На основании параметров вертикального распределения 137Cs в профиле почв было установлено, что концентрация радионуклида, например, в верхнем слое 0–1 см через 35 лет снизится весьма значительно (в 5.7–6.6 раза), что преимущественно связано с выносом радионуклида в нижележащие горизонты.

Таблица 6.

Коэффициенты миграции “медленной” (М1) и “быстрой” (М2) компонент миграции 137Cs, см2/год (1990 г.) Table 6. Migration coefficients of the “slow” (M1) and “fast” (M2) migration components of 137Cs, cm2/year (1990)

Точка M1 М2 Отношение компонент 1/2 Точка М1 М2 Отношение компонент 1/2
1 0.15 9.23 45.6 7 0.14 1.62 513.7
2 0.22 19.4 75.2 8 0.48 1.06 32.8
3 0.17 1.94 544.0 9 0.16 1.69 62.8
4 0.18 0.65 98.5 10 0.36 3.15 73.7
5 0.11 1.63 не опр. 11 0.21 0.81 66.3
6 0.19 1.24 118.1 12 0.25 0.84 37.3

Для оценки интенсивности процесса вертикальной миграции 137Cs в почвах и воздействия его на поступление радионуклида в растения чрезвычайно важным показателем является экологический период полуочищения корнеобитаемого слоя почв, т.е. без учета радиоактивного распада нуклида. Оценка периодов полуочищения для слоев 0–5 и 0–10 см почв экспериментальных участков показала, что интенсивность вертикальной миграции 137Cs в гидроморфных почвах существенно выше, чем в сопряженных с ними автоморфных. Периоды полуочищения корнеобитаемых слоев 0–5 и 0–10 см гидроморфных почв составили: 172–461 и 282–758 лет соответственно, по сравнению с сопряженными автоморфными: 393–763 и 646–1253 года соответственно (табл. 7).

Таблица 7.

Экологические периоды полуочищения верхних слоев почв для 137Cs Table 7. Ecological clearance half-time for 137Cs in the upper soil layers

Участок, № Период полуочищения (лет) от 137Cs для слоя
0–5 см 0–10 см
1 535 881
2 371 610
3 492 809
4 461 758
5 763 1253
6 437 718
7 598 982
8 172 282
9 512 841
10 229 376
11 393 646
12 327 538

Эффективные периоды полувыведения радионуклида (с учетом периода полураспада) из слоя 0–5 см колеблются от 18.8 до 27.7 года, из слоя 0–10 см – от 27.3 до 30.1 года.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Оценка последствий аварии на Чернобыльской атомной электростанции для почвенно-растительного покрова природных и аграрных экосистем включает в качестве ключевого компонента оценку периодов самоочищения почв в результате естественных биогеохимических процессов. Скорость перераспределения радионуклидов в почвенном профиле зависит от широкого спектра природных и антропогенных факторов, среди которых следует выделить ландшафтные условия, гидрологию региона, почвенные параметры, хозяйственную деятельность человека.

Миграция 137Cs в различных типологических комплексах ландшафтах определяется локализацией в разных элементах рельефа, гидроморфностью, экспозицией склонов, наличием геохимических барьеров и т.д., что определяет необходимость дифференцированной оценки роли процессов перераспределения радионуклида не только по вертикали почвенного профиля, но и в результате латеральных и горизонтальных процессов переноса загрязненных почвенных масс. Ландшафтные особенности миграции радионуклидов являются одним из важных факторов, который необходимо учитывать при планировании реабилитационных мероприятий на радиоактивно загрязненных территориях и их хозяйственном использовании.

Многолетние экспериментальные наблюдения показывают, что миграционные процессы 137Cs в почвах протекают достаточно медленно. Эффективные периоды полуочищения колеблются от 18.8 до 27.7 года для слоя 0–5 см и от 27.3 до 30.1 года для слоя 0–10 см. При этом темпы вертикальной миграции 137Cs в гидроморфных почвах существенно выше по сравнению с автоморфными почвами – экологические периоды полуочищения слоев 0–5 и 0–10 см для гидроморфных почв в 1.7–2.3 раза короче, чем для автоморфных.

Удовлетворительно описать процесс миграции 137Cs позволяет двухкомпонентная квазидиффузионная модель вертикальной миграции. Использование модели для оценки изменения концентрации 137Cs в любом слое почв со временем, например, в верхнем слое 0–2 см, показало, что через 35 лет содержание радионуклида снижается в 5.7–6.6 раза, что согласуется с экспериментальными данными.

Список литературы

  1. Абатуров А.М. Полесья русской равнины в связи с проблемой их освоения. М., 1968. 246 с. [Abaturov A.M. Poles’ya russkoj ravniny v svyazi s problemoj ih osvoeniya. M.: 1968. 246 p. (In Russian]

  2. Волкова Н.И. Структурно-генетический ряд ландшафтов полесий и ополий / Современные проблемы физической географии: Сборник. М., 1989. С. 122–134. [Volkova N.I. Strukturno-geneticheskij ryad landshaftov polesij i opolij. Sovremennye problemy fizicheskoj geografii: Sbornik. M.: 1989. 122–134 p. (In Russian)]

  3. Кадацкий В.Б., Кириенко Е.Г., Лепешев А.А. География Беларуси. Мн.: БГПУ, 2006. 192 с. [Kadackij V.B., Kirienko E.G., Lepeshev A.A. Geografiya Belarusi. Mn.: BGPU, 2006. 192 p. (In Russian)]

  4. Атлас радиоактивного загрязнения Европейской части России, Белоруссии и Украины. М.: Роскартография, 1998. 143 с. [Atlas radioaktivnogo zagryazneniya Evropejskoj chasti Rossii, Belorussii i Ukrainy. M.: Roskartografiya; 1998. 143 p. (In Russian)]

  5. Кузнецов В.К. и др. Горизонтальная и вертикальная миграция 137Cs в склоновых ландшафтах // Радиац. биология. Радиоэкология. 2009. № 3. С. 282–290. [Kuznetsov V.K. i dr. Gorizontal’naya i vertikal’naya migraciya 137Cs v sklonovyh landshaftah // Radiacionnaya biologiya. Radioekologiya. 2009. № 3. P. 282–290. (In Russian)]

  6. Санжарова Н.И., Котик В.А., Архипов А.Н. и др. Количественные параметры вертикальной миграции радионуклидов в почвах на лугах различных типов // Радиац. биология. Радиоэкология. 1996. Т. 36. № 4. С. 488–497. [Sanzharova N.I., Kotik V.A., Arhipov A.N. i dr. Kolichestvennye parametry vertikal’noj migracii radionuklidov v pochvah na lugah razlichnyh tipov // Radiacionnaya biologiya. Radioekologiya. 1996. V. 36. № 4. P. 488–497. (In Russian)]

  7. Иванов Ю.А., Левчук С.Е., Киреев С.И. и др. Подвижность радионуклидов выброса ЧАЭС в почвах отчужденных территорий // Ядерна фізика та енергетика. 2011. Т. 12. № 4. С. 375–384. [Ivanov Y.A., Levchuk S.E., Kireev S.I. i dr. Podvizhnost’ radionuklidov vybrosa CHAES v pochvah otchuzhdennyh territorij //Yaderna fіzika ta energetika. 2011. V. 12. № 4. P. 375–384. (In Russian)]

  8. Силантьев А.Н., Шкуратова И.Г., Бобовникoва Ц.И. Вертикальная миграция в почве радионуклидов, выпавших в результате аварии на Чернобыльской АЭС // Атомная энергия. 1989. Т. 66. № 3. С. 194–197. [Silant’ev A.N., Shkuratova I.G., Bobovnikrva C.I. Vertikal’naya migraciya v pochve radionuklidov, vypavshih v rezul’tate avarii na Chernobyl’skoj AES // Atomnaya energiya.1989. V. 66. № 3. P. 94–197. (In Russian)]

  9. Цыбулько Н.Н., Черныш А.Ф. Горизонтальная миграция радионуклидов в эрозионных агроландшафтах // Проблемы радиологии загрязненных территорий: Юбилейный тематический сборник РНИУП “Институт радиологии”. Гомель, 2006. Вып. 2. 348 с. [Cybul’ko N.N., Chernysh A.F. Gorizontal’naya migraciya radionuklidov v erozionnyh agrolandshaftah. Problemy radiologii zagryaznennyh territorij: Yubilejnyj tematicheskij sbornik RNIUP “Institut radiologii”. Gomel’.: 2006; 2. 348 p. (In Russian)]

  10. Ананян В.Л., Мнацаканян Б.Т. О миграции радиоцезия в различных типах почв Армении // Сообщение ИАП и Г АН Арм.ССР, 1971. № 11. С. 19–25. [Ananyan V.L., Mnacakanyan B.T. O migracii radioceziya v razlichnyh tipah pochv Armenii. Soob-shchenie IAP i G AN Arm.SSR. 1971. № 11. P. 19–25. (In Russian)]

  11. Тюрюканова Э.Б., Павлоцкая Ф.И. Распределение радиоактивного стронция в почвах различных зон. М.: Атомиздат, 1967. 63 c. [Tyuryukanova E.B., Pavlockaya F.I. Raspredelenie radioaktivnogo stronciya v pochvah razlichnyh zon. M.: Atomizdat, 1967. 63 p. (In Russian)]

  12. Зубарева И.Ф., Москевич Л.П., Ковеня С.В. Вынос стронция-90 из дренированной почвы в процессе водной эрозии // Почвоведение. 1989. № 4. С. 144–147. [Zubareva I.F., Moskevich L.P., Kovenya S.V. Vynos stronciya-90 iz drenirovannoj pochvy v processe vodnoj erozii // Pochvovedenie. 1989. № 4. P. 144–147. (In Russian)]

  13. Борзилов В.А., Коноплeв А.В., Ревина С.К. и др. Экспериментальное исследование смыва радионуклидов, выпавших на почву в результате аварии на Чернобыльской атомной электростанции // Метеорология и гидрология. 1988. № 11. С. 43–53. [Borzilov V.A., Konoplev A.V., Revina S.K. i dr. Eksperimental’noe issledovanie smyva radionuklidov, vypavshih na pochvu v rezul’tate avarii na Chernobyl’skoj atomnoj elektrostancii // Meteorologiya i gidrologiya. 1988. № 11. P. 43–53. (In Russian)]

  14. Лощилов Н.А. Влияние вторичного пылепереноса радиоактивных веществ на загрязнение населенных пунктов в зоне чернобыльской аварии // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: Сб. науч. трудов УкрНИИСХР. Киев, 1991. С. 61–64. [Loshchilov N.A. Vliyanie vtorichnogo pyleperenosa radioaktivnyh veshchestv na zagryaznenie naselennyh punktov v zone chernobyl’skoj avarii. Problemy sel’skohozyajstvennoj radiologii: Sb. nauch. trudov UkrNIISKHR. Kiev., 1991. P. 61–64. (In Russian)]

  15. Кузнецов В.К., Грунская В.П., Калашников К.Г., Санжарова Н.И. Особенности распределения 137Cs в агроландшафтах склонов северной части Лесостепной зоны // Агрохимия. 2009. № 2. С. 75–86. [Kuznetsov V.K., Grunskaya V.P., Kalashnikov K.G., Sanzharova N.I. Osobennosti raspredeleniya 137Cs v agrolandshaftah sklonov severnoj chasti Lesostepnoj zony // Agrohimiya. 2009. № 2. P. 75–86. (In Russian)]

  16. Рамзаев В.П., Барковский А.Н., Варфоломеева К.В. Вертикальное распределение 137Cs в дерново-подзолистой песчаной почве на лугах и в лесах Брянской области в 2015–2016 гг. // Радиационная гигиена. 2019. Т. 12. № 3. С. 27–41. [Ramzaev V.P., Barkovskij A.N., Varfolomeeva K.V. Vertikal’noe raspredelenie 137Cs v dernovo-podzolistoj peschanoj pochve na lugah i v lesah Bryanskoj oblasti v 2015–2016 gg. // Radiacionnaya gigiena. 2019. V. 12. № 3. P. 27–41. (In Russian)]

  17. Bunzl K., Schimmack W., Krouglov S.V., Alexakhin R.M. Changes with time in the migration of radiocesium in the soil, as observed near Chernobyl and in Germany, 1986–1994 // Sci. Total Environ. 1995. V. 175. P. 49–56.

  18. Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. М.: Энергоиздат, 1981. 98 с. [Prohorov V.M. Migraciya radioaktivnyh zagryaznenij v pochvah. M.: Energoizdat, 1981. 98 p. (In Russian)]

  19. Анохин В.Л. Моделирование процессов миграции радиоизотопов в ландшафтах. М.: Атомиздат, 1974. 144 с. [Anohin V.L. Modelirovanie processov migracii radioizotopov v landshaftah. M.: Atomizdat, 1974. 144 p. (In Russian)]

  20. Радиоэкологические последствия аварии на Чернобыльской АЭС: биологические эффекты, миграция, реабилитация загрязненных территорий / Под ред. чл.-корр. РАН Н.И. Санжаровой и проф. С.В. Фесенко. М.: РАН, 2018. 278 с. [Radioekolo-gicheskie posledstviya avarii na Chernobyl’skoj AES: biologicheskie effekty, migraciya, reabilitaciya zagryaznennyh territorij / Pod red. chl.-korr. RAN N.I. Sanzharovoj i prof. S.V. Fesenko. M.: RAN, 2018. 278 p. (In Russian)]

  21. Арастович Т.В. Влияние свойств почв на процесс вертикальной миграции радионуклидов // Изв. Национальной академии наук Беларуси. Серия аграрных наук. 2004. № 2. С. 23–25. [Arastovich T.V. Vliyanie svojstv pochv na process vertikal’noj migracii radionuklidov // Izvestiya Nacional’noj akademii nauk Belarusi. Seriya agrarnyh nauk. 2004. № 2. P. 23–25. (In Russ.)]

  22. Подоляк А.Г. Влияние вертикальной миграции и форм нахождения 137Cs и 90Sr в почвах на их биологическую доступность на примере естественных лугов Белорусского полесья // Агрохимия. 2007. № 2. С. 72–82. [Podolyak A.G. Vliyanie vertikal’noj migracii i form nahozhdeniya 137Cs i 90Sr v pochvah na ih biologicheskuyu dostupnost' na primere estestvennyh lugov Belorusskogo poles’ya // Agrohimiya. 2007. № 2. P. 72–82. (In Russian)]

  23. Кузнецов В.К., Спиридонов С.И., Иванов В.В. и др. Динамика распределения 137Cs в почвенном профиле целинных черноземов // Агрохим. вестн. 2020. № 4. С. 12–15. [Kuznetsov V.K., Spiridonov S.I., Ivanov V.V. et al. Dinamika raspredeleniya 137Cs v pochvennom profile celinnyh chernozemov // Agrohimi-cheskij vestnik. 2020. № 4. P. 12–15. (In Russian)]

  24. Гребенщикова Н.В., Самусев Н.И., Новак А.А. Поведение радионуклидов Cs в дерново-подзолистых, почвах Гомельской области // Тез. докл. III Всесоюз. конф. по с.-х. радиологии. Т. 1. Обнинск, 1990. С. 18–19. [Grebenshchikova N.V., Samusev N.I., Novak A.A. Povedenie radionuklidov Cs v dernovo-podzolistyh, pochvah Gomel’skoj oblasti // Tez. dokl. III Vses. konf. po s.-h. radiologii. V. 1. Obninsk, 1990. P. 18–19. (In Russian)]

  25. Шутов В.Н., Аржанова Е.В., Басалаева Л.Н. Вертикальная миграция радиоцезия в почвах // Тез. докл. III Всесоюз. конф. по с.-х. радиологии. Т.1. Обнинск, 1991. С. 32–33. [Shutov V.N., Arzhanova E.V., Basalaeva L.N. Vertikal’naya migraciya radioceziya v pochvah // Tez. dokl. III Vses. konf. po sel’skohozyaj-stvennoj radiologii. V. 1. Obninsk, 1991. P. 32–33. (In Russian)]

  26. Анисимов В.С. Влияние формы аварийных выпадений и физико-химических свойств почв на подвижность 137Cs в системе “почва–растение” в 30-километровой зоне Чернобыльской АЭС: Дис. … канд. биол. наук. Обнинск, 1995. 140 с. [Anisimov V.S. Vliyanie formy avarijnyh vypadenij i fiziko-himicheskih svojstv pochv na podvizhnost' 137Cs v sisteme “pochva–rastenie” v 30-kilometrovoj zone hernobyhl’skoj AES. [dissertacion]. Obninsk, 1995. 140 p. (In Russian)]

  27. Анисимов В.С., Санжарова Н.И., Алексахин Р.М. О формах нахождения и вертикальном распределении 137Cs в почвах в зоне аварии на Чернобыльской АЭС // Почвоведение. 1991. № 9. С. 31–40. [Anisimov V.S., Sanzharova N.I., Alexakhin R.M. O formah nahozhdeniya i vertikal’nom raspredelenii 137Cs v pochvah v zone avarii na Chernobyl’skoj AES // Pochvovedenie. 1991. № 9. P. 31–40. (In Russian)]

  28. Анисимов В.С., Санжарова Н.И., Алексахин Р.М. Миграция 137Cs в почвах с гравитационным потоком влаги // Докл. РАСХН. 1994. № 1. С. 24–26. [Anisimov V.S., Sanzharova N.I., Alexakhin R.M. Migraciya 137Cs v pochvah s gravitacionnym potokom vlagi // Doklady RASKHN. 1994. № 1. P. 24–26. (In Russian)]

  29. Анисимов В.С., Санжарова Н.И., Алексахин Р.М. Влияние физических и агрохимических свойств торфяных почв на относительное содержание различных форм 137Cs, извлекаемых при разном соотношении почва: экстрагент // Мат. междунар. конф. “Радиоэкология торфяных почв”. Санкт-Петербург, 7–11 июня 1994 г. СПб., 1994. С. 101–104. [Anisimov V.S, Sanzharova N.I., Alexakhin R.M. Vliyanie fizicheskih i agrohimicheskih svojstv torfyanyh pochv na otnositel’noe soderzhanie razlichnyh form 137Cs, izvlekaemyh pri raznom sootnoshenii pochva: ekstragent // Materialy mezhdunarodnoj konferencii “Radioekologiya torfyanyh pochv”. S.-Peterburg, 1994. P. 101–104. (In Russian)]

  30. Силантьев А.Н., Шкуратова И.Г. Измерение параметров миграции 137Cs в почве // Атомная энергия. Т. 65. Вып. 2. 1988. С. 137–141. [Silant’ev A.N., Shkuratova I.G. Izmerenie parametrov migracii 137Cs v pochve // Atomnaya energiya. 1988. V. 65. № 2. P. 137–141. (In Russian)]

  31. Константинов И.Е., Скотникова О.Г., Солдатова Л.С., Сисигина Т.И. Прогнозирование миграции цезия-137 в почвах // Почвоведение. 1974. № 5. С. 54–58. [Konstantinov I.E., Skotnikova O.G., Soldatova L.S., Sisigina T.I. Prognozirovanie migracii ceziya-137 v pochvah // Pochvovedenie. 1974. № 5. P. 54–58. (In Russian)]

  32. Хекало Н.Л., Пучков Ю.Н. Динамика содержания радионуклидов в черноземах Тульской области // Мат. науч.-практ. конф. “Чернобыль: экология, человек, здоровье”. М., 2006. С. 270–280. [Hekalo N.L., Puchkov YN. Dinamika soderzhaniya radionuklidov v chernozemah Tul’skoj oblasti // Materialy nauchno-prakticheskoj konferencii “Chernobyl’: ekologiya, chelovek, zdorov’e”. M., 2006. 270–280. (In Russian)]

  33. Фокин А.Д., Лурье А.А., Торшин С.П. Сельскохозяйственная радиология. М.: Дрофа, 2005. 367 с. [Fokin A.D., Lur’e A.A., Torshin S.P. Sel’skohozyajstvennaya radiologiya. M.: Drofa, 2005. 367 p. (In Russian)]

  34. Гиляров М.С., Криволуцкий Д.А. Жизнь в почве. М.: Изд-во Ростовского ун-та, 2011. 240 c. [Gilyarov M.S., Krivoluckij D.A. Zhizn’ v pochve. M.: Izdatel’stvo Rostovskogo universiteta, 2011. 240 p. (In Russian)]

  35. Булгаков А.А., Коноплев А.В., Попов В.Е. и др. Механизмы вертикальной миграции долгоживущих радионуклидов в почвах 30-километровой зоны ЧАЭС // Почвоведение. 1990. № 10. С. 14–18. [Bulgakov A.A., Konoplev A.V., Popov V.E. i dr. Mekhanizmy vertikal’noj migracii dolgozhivushchih radionuklidov v pochvah 30-kilometrovoj zony CHAES // Pochvovedenie. 1990. №10. P. 14–18. (In Russian)]

  36. Квасникова Е.В. Трансформация поля загрязнения почвы искусственными радионуклидами // Проблемы экологического мониторинга и моделирования экосистем: Сб. трудов ИГКЭ. СПб.: Гидрометеоиздат, 2002. С. 37–58. [Kvasnikova E.V. Transformaciya polya zagryazneniya pochvy iskusstvennymi radionuklidami // Problemy ekologicheskogo monitoringa i modelirovaniya ekosistem: Sbornik trudov IGKE. Sankt-Peterburg: Gidrometeoizdat, 2002. P. 37–58. (In Russian)]

  37. Линник В.Г. Ландшафтная дифференциация техногенных радионуклидов: геоинформационные системы и модели: Автореф. … д-pa геогp. наук. М., 2008. 40 с. [Linnik V.G. Landshaftnaya differenciaciya tekhnogennyh radionuklidov: geoinformacionnye sistemy i modeli. [dissertacion]. M., 2008. 40 p. (In Russian)]

  38. Павлоцкая Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. М.: Атомиздат, 1974. 215 с. [Pavlotskaya F.I. Migraciya radioaktivnyh produktov global’nyh vypadenij v pochvah. M.: Atomizdat, 1974. 215 p. (In Russian)]

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

следующая статья выпуска предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Радиационная биология. Радиоэкология

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал