Радиационная биология. Радиоэкология, 2021, T. 61, № 5, стр. 524-535

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКА

На объектах ГНУ “Институт леса НАН Беларуси” в 2016–2018 гг. заложили постоянные пункты наблюдения (ППН) радиационно-экологического мониторинга размером 50 × 50 м в соответствии с действующими в Беларуси нормативными документами [4, 5] с сохранением за ними присвоенных шифров. Таксацию насаждений и определение таксационных показателей выполняли в соответствии с описанными в источниках [6–8] методами, густоту и высоту подроста и подлеска определяли путем сплошного перечета и замеров, процент проективного покрытия почвы травянистыми растениями и мхами – глазомерно.

Таксационная характеристика насаждений в год закладки приведена в табл. 1, в год последней таксации – в табл. 2, характеристика нижних ярусов фитоценозов – в табл. 3.

Объекты исследований – чистые насаждения сосны обыкновенной искусственного происхождения мшистого типа леса в белорусском секторе зоны отчуждения ЧАЭС, произрастающие на дерново-подзолистых слабооподзоленных (старопахотных) связнопесчаных почвах, развивающихся на водно-ледниковых песчаных отложениях. Тип лесорастительных условий – А₂.

Отбор проб почвы и биологических образцов сосны на ППН производили теми же способами и аналогичными пробоотборниками, что и сотрудники ГНУ “Институт леса НАН Беларуси”, и в соответствии с [4, 5]. Мощность дозы γ-излучения (далее МД) на ППН измеряли в местах отбора проб почвы дозиметром-радиометром МКС–АТ6130 (Атомтех, Беларусь).

Удельную активность (далее А_у) ¹³⁷Cs в пробах почвы и образцах древесины и коры сосны определяли в лаборатории спектрометрии и радиохимии заповедника на сцинтилляционном гамма-бета-спектрометре МКС-АТ1315 (Атомтех, Беларусь).

Для расчетов коэффициентов перехода (далее К_п) в ткани сосны для построения временных рядов и графиков использовали предоставленные И.М. Булавиком многолетние данные замеров МД, А_у¹³⁷Cs древесины и коры, величины плотности загрязнения почв ¹³⁷Cs (далее ПЗ) на опытных объектах за 1987–2010 гг.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Динамика мощности дозы γ-излучения. В многолетней динамике МД в лесах выделено два этапа – интенсивного и медленного снижения. Сразу после радиоактивных выпадений МД в лесных фитоценозах была очень высокой в связи с пространственным распределением радионуклидов. Основной вклад в γ-фон вносили ¹⁴⁴Ce, ¹⁰⁶Ru, ¹³⁴Cs и ¹³⁷Cs. До середины 1990-х годов за счет распада короткоживущих радионуклидов МД в лесах снижалась быстро: в 1987–1990 гг. на 19–20% в год, в 1990–1992 гг. на 8–10% в год. С 1996 г., когда МД стал формировать преимущественно ¹³⁷Cs при парциальном вкладе в радиоактивное загрязнение почв 97%, процесс ее падения замедлился [2].

На втором этапе МД на ППН уменьшается по экспоненциальным кривым, приближающимся к прямым линиям, и на высоком уровне значимости аппроксимируются уравнениями этой функции (рис. 1).

Рис. 1.

Динамика МД в сосняках мшистых, мкЗв/ч.

Fig. 1. Dynamics of the γ-radiation dose rate in mossy pine forests, µSv h^–1.

За 1996–2016 (2018) гг. МД на ППН уменьшилась на 55.7–59.5% (67.0%) при темпах снижения 2.8–3.0% в год. Это быстрее естественного радиоактивного распада ¹³⁷Cs для анализируемого периода (2.3% в год) и среднегодовых темпов падения МД на “дальнем” следе радиоактивных выпадений (2.2%) через 30 лет после аварии на ЧАЭС [9]. Между этим показателем и расстоянием до ЧАЭС прослеживается недостоверная (здесь и далее по шкале Чеддока) обратная средняя корреляционная связь (R = –0.628). Снижение МД в лесах обусловлено естественным распадом γ-излучающих радионуклидов, миграцией их вглубь по профилю почвы, экранированием излучения верхними слоями почвы и лесной подстилкой, поглощением растительностью [1, 10].

По прогнозу [10] к 2025 г. МД должна выйти на уровень 2.95–3.20 мкЗв/ч (ППН Мс-1), 1.85–2.19 мкЗв/ч (ППН Пг-1), 8.0–9.0 мкЗв/ч (ППН Кр-1), но уже в 2016–2018 гг. она опустилась до 3.04, 1.53 и 5.65 мкЗв/ч соответственно. Период полууменьшения МД для этапа медленного снижения определен величиной 15–18 лет [11]. За 2002–2020 гг. ожидалось ее падение в 2 раза. За 14–16 лет (с 2002 по 2016–2018 гг.) она уменьшилась в 1.6–2.1 раза. При таких темпах к 2020 г. МД понизится в 2.1–2.4 раза. Следовательно, реальное смягчение γ-фона в сосняках мшистых зоны отчуждения ЧАЭС протекает быстрее прогнозного.

Динамика поверхностного загрязнения почв ¹³⁷Cs. Высокая мозаичность пространственного распределения радиоактивных выпадений в зоне отчуждения на фоне общей тенденции снижения загрязнения почв по мере удаления от ЧАЭС [12] обусловили широкий диапазон значений ПЗ ¹³⁷Cs в сосняках мшистых. Ее изменение за 26–30 лет графически отображается почти прямыми линиями, которые весьма надежно аппроксимируются экспоненциальными уравнениями регрессии (рис. 2), что говорит об однотипном процессе очищения верхнего 200-миллиметрового слоя почвы от ¹³⁷Cs на всех объектах.

Рис. 2.

Динамика ПЗ ¹³⁷Cs в сосняках мшистых, кБк/м².

Fig. 2. Dynamics of ¹³⁷Cs soil contamination density in mossy pine forests, kBq m^–2.

За анализируемый период за счет радиоактивного распада ¹³⁷Cs ПЗ на ППН должна была снизиться на 45.1–49.9%, в среднем на 1.7% в год. Фактически она уменьшилась на 30.3–59.7% при темпах снижения 1.2–2.1% в год (табл. 4). Очищение верхнего 200-миллиметрового слоя почв от ¹³⁷Cs в сосняках мшистых в зоне отчуждения протекает несколько медленнее, чем в загрязненной части лесного фонда Беларуси – около 2.0–2.1% в год [1, 9].

Изменение относительной разницы между фактическим снижением ПЗ ¹³⁷Cs и естественным распадом ¹³⁷Cs в насаждениях от –14.8% до +10.9% говорит о наложении на процесс распада радионуклида других факторов. В балансе запаса ¹³⁷Cs в верхнем 200-миллиметровом слое почвы расход радионуклида, помимо радиоактивного распада, определяется корневым поступлением его в растения, миграцией в нижележащие слои почвы; приход – возвратом с растительным опадом и отпадом в лесную подстилку и переходом в минеральную часть почвы. В зависимости от соотношения прихода и расхода ¹³⁷Cs очищение от него почв по отношению к радиоактивному распаду ускоряется или замедляется.

За год с вертикальным и поверхностным стоком за пределы почвенного профиля уходят десятые доли процента содержащихся там радионуклидов [13]. Вклад вертикальной составляющей миграции ¹³⁷Cs в балансе его запасов в 200-мм слое почвы не превышает 2% от радиоактивного распада [14].

В биологический круговорот ежегодно включаются лишь десятые доли процента запаса радионуклидов [15], поглощение и аккумуляция ¹³⁷Cs растительностью существенно влияет на уменьшение его запасов в почвах лесного фонда Беларуси [1]. За вегетационный период в надземную фитомассу средневозрастных сосняков поступает бόльшее количество этого радионуклида (0.7–1.8% от общего его содержания в почве), чем возвращается с опадом (0.1–0.5% от количества, содержащегося в насаждении) [16]. В середине 2000-х годов в древесине с корой в сосняке мшистом было аккумулировано 42.2–77.5% запаса ¹³⁷Cs от общего в деревьях [17]. В середине 2010-х годов в этих тканях содержалось 4.3% от его запаса в биогеоценозе (без сучьев и хвои) [18]. Запасы ¹³⁷Cs в подросте, подлеске и живом напочвенном покрове в надземной фитомассе данного типа леса не превышают 10% [17, 18]. В исследованных сосняках эти элементы лесного фитоценоза, кроме мхов, представлены мизерным количеством растений (табл. 3) и, следовательно, ничтожной биомассой. Корреляционная связь относительного снижения ПЗ ¹³⁷Cs с проективным покрытием почвы мхами крайне слабая (R = 0.205). Следовательно, основную роль в круговороте радионуклида в сосновых насаждениях на ППН играет древостой.

На содержание ¹³⁷Cs в компонентах древостоя сосны основное влияние оказывают величина К_п¹³⁷Cs и биомасса на единице площади [19]. В древостоях с низкими запасами стволовой древесины ПЗ ¹³⁷Cs уменьшается медленнее естественного распада радионуклида, а в самом продуктивном насаждении – быстрее (табл. 2, 4). Величины относительного снижения ПЗ ¹³⁷Cs в сосняках мшистых тесно (R = 0.963) и достоверно (p < 0.01) связаны с классами бонитета древостоев. Вероятно, более продуктивные насаждения сосны, произрастающие в более благоприятных лесорастительных условиях, больше выносят ¹³⁷Cs из почвы и аккумулируют его в фитомассе деревьев.

В расположенных в 11–22 км от реактора сосняках ПЗ ¹³⁷Cs снижалась на 2.3–14.8% медленнее естественного его распада, на удаленных от ЧАЭС на 25 и 35 км объектах – на 10.9 и 3.2% быстрее (табл. 4). Однако низкие коэффициенты корреляции расстояния объектов до реактора с абсолютным снижением ПЗ (R = 0.487) и с относительной разницей фактического снижения ПЗ и радиоактивным распадом ¹³⁷Cs (R = 0.546) указывают на слабое влияние данного фактора на очищение 200-мм слоя почвы от ¹³⁷Cs в пределах зоны отчуждения.

Ожидаемое количество ¹³⁷Cs в слое 0–200 мм автоморфных почв к 2021 г. должно составить около 44% по отношению к 1991 г. при периоде их полуочищения 28 лет [2]. С учетом полученных данных снижение ПЗ ¹³⁷Cs в 2021 г. будет приближаться к прогнозной величине только на одном ППН (Мс-1), а уточненное время полуснижения загрязнения почв во всех насаждениях ниже прогнозного. В каждом насаждении оно индивидуально и снижается по мере удаления от реактора. К 2035 г. ожидается снижение ПЗ ¹³⁷Cs на 51–68% по сравнению с 1991 г. (табл. 5).

Динамика загрязнения древесины сосны ¹³⁷Cs. Вопросы многолетней динамики накопления радионуклидов древесным ярусом достаточно хорошо освещены для первых 10–20 лет ([10, 19–21] и др.).

В белорусском секторе зоны отчуждения ЧАЭС А_у ¹³⁷Cs в древесине достигла максимальной концентрации в 1992–1996 гг. и после короткой стабилизации стала медленно снижаться [2]. Пик его содержания в древесине сосны на ППН наступил через 6–9 лет после радиоактивных выбросов [22, 23]. В дальней зоне ЧАЭС это произошло несколько позже [24]. Связи времени достижения максимума А_у¹³⁷Cs в этой ткани с расстоянием до ЧАЭС не выявлено (R = 0.334).

После достижения наибольшего содержания ¹³⁷Cs в надземной фитомассе установилось устойчивое квазиравновесное распределение его в системе “почва–растение” [25]. Последующее снижение концентрации радионуклида в древесине сосны в сосняках мшистых протекает с разной скоростью и описывается экспоненциальными кривыми, стремящимися к прямым линиям. Этот процесс на большинстве ППН, кроме ППН Мс-1, на 67.8–80.2%-ном уровне значимости аппроксимируется экспоненциальной функцией (рис. 3).

Рис. 3.

Динамика А_у¹³⁷Cs в древесине сосны после наступления пика содержания в сосняках мшистых, Бк/кг.

Fig. 3. Dynamics of the specific activity of ¹³⁷Cs in pine wood after the peak of the contentin mossy pine forests, Bq kg^–1.

На ППН снижение А_у¹³⁷Cs в древесине сосны происходило достоверно синхронно с уменьшением ПЗ (табл. 6). Это объясняется существующими прямыми корреляционными связями и функциональными зависимостями между этими показателями [2, 10, 21 и др.]. Самая низкая корреляция между этими показателями наблюдается на ППН Мс-1.

Сокращение поступления ¹³⁷Cs в древесную ткань обусловлено естественным его распадом, уменьшением корневого поступления радионуклида в растения за счет оттока его вниз по профилю почвы, снижением доступного для поглощения корнями растений количества радионуклида в связи с переходом в фиксированную форму [2, 9, 10, 15, 26]. По этим причинам в стволах сосны ежегодно образуется более “чистая” древесина. Увеличение ее прироста с меньшей концентрацией ¹³⁷Cs и перераспределение радионуклида по стволу [2, 10, 20, 26] фактически обеспечивают его разбавление в этой ткани.

За время наблюдений общее снижение А_у¹³⁷Cs в древесной ткани сосны по отношению к пику накопления составило 43.0–71.2% (1.8–3.1% в год), в том числе за счет радиоактивного распада – 38.4–42.5%. В большинстве насаждений ее очищение протекало на 14.2–30.0% быстрее распада радионуклида, приближаясь к нему (0.5%) только на самом близком к ЧАЭС объекте (Мс-1) (табл. 7).

Разные уровни содержания ¹³⁷Cs в деревьях и насаждениях обусловлены совокупностью физиологических и биогеохимических процессов, распределением радионуклидов и корневых систем растений в почвенных горизонтах, наличием в каждом из горизонтов доступных форм радионуклида [26].

По мере “старения” деревьев физиологические процессы в них замедляются. Поэтому наиболее интенсивно ¹³⁷Cs депонируется в древесине сосны молодых и средневозрастных насаждений [10, 21]. С возрастом содержание радионуклида в этой ткани по одним сведениям [27] повышается, по другим [15] – понижается, а между классами возраста древостоев и уровнями накопления ¹³⁷Cs компонентами сосны существуют обратные корреляционные зависимости. Согласно [2] строгая закономерность аккумуляции этого радионуклида в сосновой древесине с возрастом отсутствует. Установленная на ППН высокая (R = 0.740) корреляционная связь темпов очищения древесины сосны от ¹³⁷Cs с возрастом древостоев не достигает 5%-ного уровня статистической значимости.

Из прочих элементов лесных фитоценозов на ППН в значимых количествах присутствуют только мхи (табл. 3). В них аккумулируется ¹³⁷Cs больше, чем в растениях и других систематических группах живого напочвенного покрова [28, 29]. Вообще в живом напочвенном покрове лесных фитоценозов суммарное содержание радионуклидов выше, чем в древостое и в подростово-подлесочном ярусе [1]. Выявлена высокая обратная корреляционная связь А_у¹³⁷Cs в древесине сосны с общим проективным покрытием почвы мхами (R = –0.722) на ППН, но с учетом незначимой корреляции (p > 0.05) позволяет лишь предполагать о возможном отвлечении мхами некоторой части запаса радионуклида на себя и снижении поступления его в деревья.

Высокие, но статистически незначимые (p > > 0.05), корреляционные связи расстояния со средними годовыми темпами уменьшения А_у¹³⁷Cs в древесине (R = 0.767) и с относительной разницей между фактическим падением А_у¹³⁷Cs в данной ткани и его радиоактивным распадом (R = = 0.784) указывают на существующую тенденцию ускорения очищения древесины сосны от ¹³⁷Cs с удалением насаждений от ЧАЭС.

В ближней зоне ЧАЭС К_п¹³⁷Cs в древесину сосны после непродолжительного роста стабилизировались к середине 1990-х годов [2], в дальней – несколько позже [23]. С этого времени прослеживается слабый тренд их падения (табл. 8). Это характерно и для среднего К_п¹³⁷Cs в древесину сосны за 1992–2004 гг. четырех ППН (кроме Мс-1) [25].

Со времени установления квазиравновесного распределения ¹³⁷Cs в системе “почва–растение” снижение К_п¹³⁷Cs в древесину сосны на ППН на протяжении более чем 20 лет происходило крайне медленно (табл. 9).

При условии, что эффективный период полувыведения ¹³⁷Cs из древесины сосны составляет от 12–14 [10] до 22–25 лет [2], А_у¹³⁷Cs в ней на ППН к 2016–2018 гг. должна быть в 4 или в 2 раза ниже максимума. Фактически за 21–24 года она уменьшилась в 2.3–5.9 раза, а на ППН Мс-1 – только в 1.8 раза. По мере удаления от ЧАЭС фактическое очищение данной ткани от ¹³⁷Cs по сравнению с прогнозным возрастает.

По прогнозу [2] к 2035 г. А_у¹³⁷Cs в древесине сосны должна снизиться в 3.2 раза. По уточненным расчетам, в 2035 г. А_у¹³⁷Cs в древесине сосны на ППН Кл-1 будет составлять 7340 Бк/кг, на ППН Мс-1 – 2180 Бк/кг, на ППН Кр-1 – 11 200 Бк/кг, на ППН Гн-1 – 340 Бк/кг, на ППН Пг-1– 1490 Бк/кг и снизится в 3.1, 4.6, 9.2, 4.2 и 5.9 раза соответственно. Таким образом, со временем очищение древесной ткани сосны от этого радионуклида протекает быстрее прогнозного.

Динамика загрязнения коры сосны ¹³⁷Cs. Радиоактивное загрязнение коры аэральным путем обусловило очень высокую концентрацию в ней ¹³⁷Cs в первые годы после аварии на ЧАЭС. Распад короткоживущих радиоизотопов, поверхностный смыв радионуклидов осадками, шелушение и опад коры привели к быстрому снижению загрязнения этой ткани в течение первых 5 лет. С середины 1990-х годов этот процесс замедлился [2, 25].

На ППН этап медленного снижения А_у¹³⁷Cs в коре сосны начался с 1993 г. Динамика содержания в ней радионуклида на 62.4–91.6% уровне значимости аппроксимируется уравнениями экспоненциальных кривых (рис. 4). Между изменением А_у¹³⁷Cs в этой ткани и ПЗ на ППН наблюдаются высокие и очень высокие корреляционные связи (R = 0.710–0.920), достоверные на 5%-ном уровне значимости.

Рис. 4.

Динамика А_у¹³⁷Cs в коре сосны в период медленного снижения в сосняках мшистых, Бк/кг.

Fig. 4. Dynamics of the specific activity of ¹³⁷Cs in pine bark during the period of slow declinein mossy pine forests, Bq kg^–1.

С 1993 г. замедлилось и снижение К_п¹³⁷Cs в кору сосны (табл. 10). Их относительная стабильность для анализируемого периода согласуется с данными других исследований [31, 32].

Установленные корреляционные связи МД, ПЗ, загрязнения древесины и коры сосны ¹³⁷Cs с расстоянием до ЧАЭС объясняются различиями состава и физико-химических форм радиоактивных выбросов. Так, ближе к реактору выпали преимущественно тугоплавкие радионуклиды в составе “топливной” компоненты, на удалении – легкоплавкие радионуклиды конденсационной и газово-аэрозольной компонент, а в 15–20 км от ЧАЭС при наложении друг на друга выбросов с разными физико-химическими формами радионуклидов образовались пятна с очень высокими уровнями загрязнения биогеоценозов ¹³⁷Cs [2, 10]. По мере удаления от ЧАЭС меняется соотношение физико-химических форм, увеличивается дисперсность топливных частиц, растут растворимость радионуклида и его доступность для растений. Влияние физико-химической формы выпадений на К_п¹³⁷Cs в растения сохраняется достаточно долго и ослабевает со временем и с увеличением расстояния до источника радиоактивных выбросов [15]. Данным фактором объясняется и разная скорость очищения почв от ¹³⁷Cs.

В ближней зоне постепенное разрушение “горячих” частиц и выщелачивание из них радионуклидов обеспечили постоянное поступление ¹³⁷Cs в растения [10]. Пролонгированное его поступление в жидкую часть почв из труднорастворимых частиц топливной компоненты и существенное отставание поступления в древостой по сравнению с возвратом в почву [15] объясняют наиболее медленное снижение А_у¹³⁷Cs в древесине и коре сосны, которое достоверно не аппроксимируется ни одной из наиболее распространенных математических функций, и самый низкий и практически не меняющийся К_п¹³⁷Cs в древесину в самом близком к ЧАЭС насаждении сосны (ППН Мс-1).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Через 30 лет после аварии на ЧАЭС радиационная обстановка в лесах зоны отчуждения существенно смягчилась. В сосняках мшистых медленно по экспоненциальному типу снижаются МД γ-излучения, ПЗ ¹³⁷Cs, А_у¹³⁷Cs в древесине и коре сосны.

Уменьшение γ-фона и содержания ¹³⁷Cs в древесине сосны протекает быстрее радиоактивного распада радионуклида. Снижение МД, фактическое очищение верхнего 200-миллиметрового слоя почвы и древесины сосны от ¹³⁷Cs происходит, как правило, быстрее сделанных ранее прогнозов, а разница между ними растет с удалением от места радиоактивных выбросов. По мере приближения к ЧАЭС прослеживается тенденция замедления темпов снижения МД, ПЗ ¹³⁷Cs, А_у¹³⁷Cs в древесине и коре.

Процессы изменения радиационной обстановки индивидуальны для каждого насаждения, а на наиболее близком к аварийному реактору объекте они не вполне укладываются в рамки выявленных закономерностей. В значительной мере это определено территориальными различиями состава и физико-химических форм радиоактивных выпадений. Помимо этого фактора, на изменения МД и ПЗ ¹³⁷Cs в сосняках мшистых некоторое влияние оказывают миграция радионуклида вниз по почвенному профилю, накопление его фитоценозами. Ускорение очищения древесины сосны от ¹³⁷Cs связано с сокращением количества доступных его форм в корнеобитаемых почвенных горизонтах и поступления его в деревья, с отвлечением радионуклида другими структурными элементами насаждений (мхами), с физиологическими особенностями деревьев сосны, перераспределением радионуклида в пределах деревьев и стволов, с условиями местопроизрастания.