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 (Z_M) ^,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 Z_м ¹³⁷Cs; у точці 5 – значно знижений Z_м 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

Примітка: ψ_Γ – щільність забруднення ґрунту, кБк • м^-2; ψ_ρ – щільність забруднення рослинності, кБк • м^-2; Д, – запас мобільних форм радіонуклідів у ґрунті на час відбору проби, кБк • м^-2; КГП – коефіцієнт геохімічного переходу: ψ_ρ / ψ_Γ; 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 К_н на дерново-підзолистих і в 30–90 разів – на торф'яно-болотних ґрунтах. КГП ⁹⁰Sr у 60–600 разів нижчий за К_н 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 (k_v) 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 k_v/ 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.