Баланс мобільних форм радіонуклідів у ґрунті та рослинності
Забруднення дослідних ділянок, розташованих на відстані 2,3-2,5 км на південний схід від ЧАЕС (точки 1–4, див. підрозд. 3.4.1) та на відстані 3,5-4,0 км на південний захід (точки 5, 6), визначається твердофазними частками паливного походження. Запаси мобільних форм (ZM) ,37Cs становлять 2,5–14 % у дерново- підзолистих і 0,7 % у торф'яно-болотних ґрунтах, 90Sr – 7–92 і 67–85 % відповідно (табл. 5.21). Порівняно з розрахунковими даними досліджені дерново-підзолисті ґрунти відрізняються підвищеним у 10 разів Zм 137Cs; у точці 5 – значно знижений Zм 90Sr. КГП 137Cs з дерново-підзолистих ґрунтів у рослинність становить 0,01–0,1, з торф'яно- болотних – 0,5-1,1 %. Запас мобільних форм l37Cs у торф'яно-болотних ґрунтах відповідає
Рис. 5.4. Щільність забруднення рослинності дерново-підзолистих (1) та торф'яно-болотних (2) ґрунтів щодо запасу мобільних форм, %
Таблиця 5.21
Забруднення ценозів Зони відчуження
Параметр |
Копачі, ґрунт |
Чистогалівка, ґрунт |
||||
дерново-підзолистий |
торф'яно-болотний |
дерново-підзолистий |
торф'яно-болотний |
|||
1 |
2 |
3 |
4 |
5 |
6 |
|
137Cs |
||||||
Ψs |
1340 |
1340 |
2900 |
2900 |
11 600 |
7600 |
Ψp |
0,14 |
0,27 |
30,6 |
15,3 |
13,9 |
49,1 |
2" |
185 |
126 |
19,7 |
21,5 |
294 |
56,3 |
КГП |
0,0001 |
0,0002 |
0,0106 |
0,0053 |
0,0012 |
0,0065 |
Кн |
0,03 |
0,04 |
0,93 |
0,42 |
0,14 |
0,17 |
Кн / КГП |
300 |
200 |
88 |
79 |
117 |
26 |
90Sr |
||||||
Ψs |
700 |
700 |
1300 |
1300 |
4450 |
3700 |
Ψρ |
4,6 |
9,1 |
22,0 |
16,8 |
6,1 |
73,7 |
2м |
443 |
641 |
869 |
938 |
310 |
3130 |
КГП |
0,0066 |
0,0130 |
0,0286 |
0,0129 |
0,0014 |
0,0199 |
К |
2,25 |
8,10 |
3,72 |
2,39 |
0,08 |
2,5 |
Kн/КГП |
341 |
623 |
130 |
185 |
57 |
126 |
Примітка: ψΓ – щільність забруднення ґрунту, кБк • м-2; ψρ – щільність забруднення рослинності, кБк • м-2; Д, – запас мобільних форм радіонуклідів у ґрунті на час відбору проби, кБк • м-2; КГП – коефіцієнт геохімічного переходу: ψρ / ψΓ; 1–6 – точки відбору.
КГП. Лише близько 2 % мобільних форм радіонуклідів у дерново-підзолистих ґрунтах переходить до рослинності (рис. 5.4).
Для фітомаси торфовищ КГП 137Cs у 15 разів більший, ніж для фітомаси дерново-підзолистих ґрунтів, 90Sr – у 3 рази (рис. 5.5).
КГП 137Cs в 100–300 разів нижчий за Кн на дерново-підзолистих і в 30–90 разів – на торф'яно-болотних ґрунтах. КГП 90Sr у 60–600 разів нижчий за Кн на дерново-підзолистих та у 130–180 – на торф'яно-болотних ґрунтах. Безпосередній зв'язок між активністю мобільних форм і забрудненням рослинності встановлено при синхронізації багаторічної динаміки активності 137Cs, нормованого за 90Sr, у мобільній формі та в біомасі трав'яного покриву. В цьому разі константа швидкості багаторічної деконтамінації біомаси від 137Cs (kv) не менша за константу швидкості трансформації мобільної форми у фіксовану (рис. 5.6) [13, 36].
Константа швидкості деконтамінації біомаси, віднесена до постійної радіоактивного розпаду, показує, наскільки швидкість деконтамінації щорічної продукції біомаси, зумовлена іммобілізацією l37Cs в ґрунті, випереджає швидкість самоочищення, зумовленого радіоактивним розпадом. У наведеному на рис. 5.6 прикладі відношення kv/ λ для 137Cs становить 16,5, що свідчить про провідну роль іммобілізації 137Cs в ґрунтах у самоочищенні рослинного покриву [36].
Синхронність зміни потоку біогенної міграції радіонуклідів і динаміки мобільних форм веде до висновку, що параметри трансформації радіонуклідів
Рис. 5.5. Коефіцієнт геохімічного переходу радіонуклідів у рослинність дерново-підзолистих (1) і торф'яно-болотних (2) ґрунтів, КГП – п • 10-3
Рис. 5.6. Динаміка відношення вмісту мобільних форм радіонуклідів у ґрунті (Cs/Sr)т і в лучній рослинності (Cs/Sr)v [36].
Рівняння кривих апроксимації: (Cs/Sr)m = 0,7411e-0,3649f, вірогідність апроксимації R2 = 0,99; (Cs/Sr)v = 1,4799е-0,3823t, R2 = 0,89
у фунтах є геохімічним хронометром для реконструкції та прогнозу забруднення трофічних ланцюгів.