< Попер   ЗМІСТ   Наст >

Геохімічні чинники біогенної міграції елементів у лучних біогеоценозах радіаційно забруднених територій

Широкий комплекс агрохімічних заходів, розташування техногенного виробництва, висока густота населення призвели до забруднення територій Полісся техногенними токсикантами задовго до Чорнобильської катастрофи. В останні роки основним об'єктом екогеохімічних досліджень техногенного забруднення території Українського Полісся були радіонукліди, що надійшли в навколишнє середовище внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС. Разом з тим слід зазначити, що концентрації стабільних токсикантів, які надходили в навколишнє середовище внаслідок техногенного впливу задовго до Чорнобильської катастрофи, перевищують концентрації радіоактивних на декілька порядків. Для деяких радіаційно забруднених територій саме вони, а не радіоактивні аналоги, визначають загальну екологічну обстановку, забруднення трофічних ланцюгів. За даними праці [348], вплив техногенного забруднення на здоров'я населення може перевищувати вплив радіаційного. Тому надзвичайно актуальною проблемою сьогодення при визначенні небезпечних екологічних факторів ризику є вивчення закономірностей надходження стабільних токсикантів у рослинність наземних біогеоценозів радіаційно забруднених територій. При розробці реабілітаційних заходів слід ураховувати міграційну здатність не лише

Таблиця 5.30

Накопичення макро-1 мікроелементів рослинністю дослідних полігонів ЗВіЗБ(О)В

Елемент

Копачі, т. 1

Копачі, т. 2

Копачі, т. 3

S

P

Кн

S

P

Кн

S

P

Кн

Si

42,1

72

1,7

42,4

109

2,6

40,9

253

6,2

Ті

0,20

0,2

1,0

0,18

0,2

1,1

0,14

0,2

1,4

Аl

2,8

1,3

0,46

2,68

1,6

0,60

2,39

2,2

0,92

Fe

0,52

1,4

2,7

0,48

1,1

2,3

0,30

2,1

7,0

Μn

0,10

0,7

7,0

0,07

2,2

31

0,01

2,3

230

Mg

0,29

21

72

0,29

15

52

0,19

60

316

Са

0,20

28,5

143

0,18

22

122

0,15

110

733

Na

0,27

5,0

0,19

0,26

2,0

7,7

0,13

6,0

46

К

0,93

131

141

0,78

113

145

0,56

81

145

Р

0,16

17,2

108

0,15

16,2

108

0,15

32

213

S

0,11

20

182

0,07

20

286

0,07

25

357

Cl

0,002

9,0

4500

0,004

13

3250

0,01

19

1900

Си

16,9

7

0,41

16,4

24

1,5

12,3

13

1,1

Zn

15,6

17

1,1

15,2

61

4,0

16,5

59

3,6

As

1,7

Н.э.

Н.э.

2,0

2

1,0

1,4

3

2,1

Вг

1,2

6

5,0

0,88

13

15

2,0

42

21

Rb

14,1

4,5

0,32

13,8

7,6

0,55

11,2

21,3

1,9

Sr

17,0

13,2

0,78

14,8

10

0,68

15,3

21,8

1,4

Pb

3,2

Н.э.

Н.э.

2,6

Н.э.

Н.э.

8,4

Н.э.

Н.э.

Примітка: S – вміст елементів у ґрунті (Si–Сl, %; Сu–Рb, r • n-1); Р – вміст у рос линності (Si–Сl, 10-2 %; Cu–Pb, г • т-1); Кн – коефіцієнт накопичення (Si–Сl, n • 10-2);

Н.з. – не знайдено.

радіоактивних, а й інших техногенних забруднювачів, у тому числі важких металів. Крім того, треба зважати на те, що досліджуваний регіон належить до геохімічної провінції з недостатнім вмістом мікроелементів, що також виступає фактором ризику.

Накопичення хімічних елементів рослинністю Полісся становить особливий інтерес, оскільки в післяаварійний період на забруднених територіях такі дослідження практично не проводилися. Водночас більшість стабільних елементів, які розподілені у ґрунті відповідно до геохімічних законів, є носіями радіоактивних, і, в перспективі, розподіл радіонуклідів має відповідати розподілу їх аналогів.

Накопичення Si, Ті та А1 рослинністю дослідних полігонів ЗВіЗБ(О)В майже не залежить від типу ґрунту і розташування полігонів (табл. 5.30).

Коефіцієнт накопичення (Кн) Fe у 2–2,5 раза вищий на торф'яних ґрунтах полігона Копачі порівняно з мінеральними. На полігоні Чистогалівка такої різниці не виявлено.

Накопичення Мп рослинністю дослідних полігонів значною мірою залежить від типу ґрунту: Кн на торф'яних ґрунтах полігона Чистогалівка в 4 рази, а полігона Копачі – в 13 разів вищі, ніж на дерново-підзолистих.

Закономірності акумуляції Mg і Са в рослинності полігонів Копачі і Чистогалівка відрізняються: на торф'яних ґрунтах першого Кн Mg – в 3,5, Са – в 4 рази вищий, ніж на мінеральних, на ґрунтах другого – в 2,1 і 1,6 раза нижчий відповідно. Аналогічно відбувається накопичення Na рослинністю.

Продовження таблиці 5.30

Копачі, т. 4

Чистогалівка, т. 1

Чистогалівка, т. 2

S

Р

Кн

S

Р

Кн

S

Р

Кн

41,7

105

2,5

42,9

158

3,7

41,1

103

2,5

0,19

0,2

1,1

0,15

0,2

1,3

0,27

0,2

0,74

2,94

1,3

0,44

2,19

3,4

1,6

3,41

1,9

0,56

0,48

2,6

5,4

0,49

1,5

3,1

0,63

1,4

2,2

0,01

2,6

260

0,02

0,3

15

0,02

1,1

55

0,24

28

117

0,3

48

160

0,32

24

75

0,24

85

354

0,61

62

102

0,57

37

65

0,14

3,0

21

0,19

6,0

32

0,16

4,0

25

0,74

79

107

0,48

133

277

0,55

185

336

0,21

19

90

0,1

44

440

0,29

24

83

0,11

18

164

0,06

28

467

0,35

27

77

0,03

16

533

0,002

24

12 000

0,05

13

260

14,2

16

1,1

15,9

12

0,75

22,4

23

1,0

19,1

77

4,0

8,4

40

4,8

20,0

66

3,3

1,7

2

1,2

0,88

Н.з.

Н.э.

2,0

Н.з.

Н.э.

2,4

29

12,1

1,6

4

2,5

4,0

1

0,25

11,3

28,6

2,5

8,9

9,3

1,0

7,4

14,6

2,0

17,6

17,7

1,0

12,4

15,3

1,2

12,3

13,9

1,1

13,0

Н.з.

Н.э.

20,7

Н.э.

Н.э.

8,2

Н.э.

Н.э.

Коефіцієнт Кн К у рослинності полігона Копачі становить 1,1 – 1,45 і не залежить від типу ґрунту. На органічному ґрунті полігона Чистогалівка цей коефіцієнт вищий (3,4), ніж на мінеральному (2,8).

Найвищий Кн Р у фітомасі, зібраній з мінерального ґрунту полігона Чистогалівка, – 4,4. Для решти точок відбору значення Кн – близько 1.

У рослинності на дерново-підзолистому ґрунті полігона Чистогалівка Kн S підвищений – 4,7 проти 0,8 на торф'яному, полігона Копачі – коливається в межах 1,6-3,6. Залежності від типу ґрунту тут не спостерігається. Надзвичайно високий Кн Сl у рослинності на мінеральних ґрунтах: від 32– 45,5 на полігоні Копачі до 120 на полігоні Чистогалівка. На органічних ґрунтах цей коефіцієнт становить 2,6–19, що пояснюється низьким вмістом Сl у мінеральних ґрунтах. Водночас вміст його в рослинності торф'яників майже вдвічі більший, ніж на дерново-підзолистих ґрунтах.

Кн Cu (0,4-1,5) і Zn (1,1-4,8) для рослинності досліджених ґрунтів не залежать від типу ґрунту, Ки Br – підвищений на органічних ґрунтах полігона Копачі і в 10 разів знижений на органічному ґрунті полігона Чистогалівка порівняно з мінеральними ґрунтами відповідних полігонів. Кн Rb на органічних ґрунтах (1,9-2,5) вищий, ніж на мінеральних. Більшою мірою це стосується ґрунтів полігона Копачі.

Кн стабільного Sr рослинністю полігона Чистогалівка не залежить від типу ґрунту (1,1-1,2), а на полігоні Копачі Кн Sr дещо підвищений на органічних ґрунтах (1,0-1,4) порівняно з мінеральними (0,68–0,78).

Свинець рослинністю не накопичується. Це пояснюється тим, що переважна кількість свинцю в поверхневий шар ґрунту надійшла під час заходів щодо ліквідації Чорнобильської катастрофи у вигляді металу, який досі знаходиться в необмінній формі.

Отже, накопичення Fe, Mg, Са, К, Rb і Sr рослинністю на торф'яних ґрунтах підвищене порівняно з дерново-підзолистими, а накопичення Р, S, Сl, Вг – підвищене на дерново-підзолистих. Виходячи з цього, можна дійти висновку, що на ґрунтах з підвищеним вмістом органічної речовини рослинність в основному накопичує метали, у фітомасі наземних екоценозів на збіднених органічною речовиною ґрунтах переважає накопичення неметалів.

На відміну від стабільних, накопичення радіоактивних ізотопів лучними травами у ЗВіЗБ(О)В, забрудненій здебільшого твердофазними носіями активності, визначається швидкістю утворення мобільних форм 90Sr і 137Cs у ґрунті. Пік утворення їх для 137Cs минув до 1989 р. Нині швидкість його фіксації в ҐПК перевищує швидкість мобілізації. Тому надходження 137Cs у рослинність відбувається значно повільніше порівняно зі стабільним К (Кн для цих елементів-аналогів відрізняються майже в 10 разів).

Мобілізація 90Sr, навпаки, відбувається швидше за його фіксацію в ГПК. Відповідно, Кн Sr у рослинності в 2–8 разів вищий порівняно з Кн ізотопного аналога – стабільного Sr. У найближчі роки слід очікувати підвищеного надходження 90Sr до рослинності наземних екоценозів на радіаційно забруднених територіях [107].

За даними кореляційного аналізу можна визначити закономірності надходження до трофічних ланцюгів токсикантів і стабільних елементів, які випали на земну поверхню внаслідок “дочорнобильського” техногенного впливу, а також елементів, розподілених у ґрунті протягом геологічного часу відповідно до геохімічних законів. За допомогою методу парної кореляції з 95%-ю вірогідністю оброблено результати рентгенофлуоресцентного визначення вмісту токсичних і типоморфних елементів, які можуть бути носіями радіоактивності, у дерново-підзолистих, оторфованих, лучних ґрунтах, ґрунтових витяжках та у рослинності відповідних біогеоценозів. Вміст Si, Ті, Al, Fe, Μn, Са, Na, К, Р, S, Cl, Ni, Cu, Zn, Ga, As, Br, Rb, Sr, Pb у ґрунтах, ґрунтових витяжках і рослинності (табл. 5.31) порівнювали з основними педохімічними параметрами ҐПК (гідролітичною кислотністю (Н+), сумою обмінних основ (ΣΕ), pH водної і сольової витяжок, вмістом органічного вуглецю (Сорг), обмінних катіонів та аніонів: калію (К(е)), натрію (Na(e)), кальцію (Са(е)), магнію (Mg(e)), хлору (СІ"), азоту (NO3-), сірки (SO42- ), фосфору (Р2O5)), які визначено у відповідних зразках методом хімічного аналізу та зведено у табл. 3.8.

Утворення водорозчинних і обмінних форм ряду токсичних елементів значною мірою зумовлюється основними педохімічними чинниками: Н+, ΣΕ, Сl-, Сорг, співвідношенням К(е) і Са(е) (табл. 5.31). Особливий інтерес становлять вміст Mg2+, pH сольової витяжки та відношення К+ до його загального вмісту у ґрунті. Підвищення значень цих трьох параметрів сприятиме зниженню міграційної здатності важких металів.

Таблиця 5.31

Чинники абіогенної трансформації макро- і мікроелементів у тилових ґрунтах Українського Полісся

Елемент

Мобілізація

Фіксація

Si

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг

Mg(e), pH(e), K(e)/K(s)

Ті

Na(e), Ca(e)

А1

Na(e), Ca(e), pH(w)

Fe

P2О5, Ca(e), Ca(e)/Ca(i), K(e)/Ca(e)

K(e), pH(w)

Μη

K(e)/K(s)

Са

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг

Mg(e), pH(w)

Mg

Na(e), K(e)/K(s)

pH(w)

Na

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг

Mg(e), pH(e)

К

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг

Mg(e), pH(e)

Р

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг, Na(e), K(e)

Mg(e)

S

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг, Na(e)

Mg(e)

Ni

P2O5, Ca(e)/Ca(s), K(e)/Ca(e)

Mg(e), pH(w), pH(e)

Сu

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг, K(e)

Mg(e), pH(e)

Zn

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг, K(e)

Mg(e), pH(e)

As

P2O5, Ca(e)/Ca(s), K(e)/Ca(e), K(e)

K(e), K(5)

Br

P2O5, Ca(e)/Ca(s), K(e)/Ca(e)

pH(e)

Sr

Η+, ΣΕ, Cl-, Cорг, K(e)

Mg(e), pH(e)

Pb

P2O5, Ca(e)/Ca(s), K(e)/Ca(e)

K(e), pH(e)

Примітки. Тут і в табл. 5.32–5.33 (s) – ґрунт; (e) – обмінні форми; (w) – водорозчинні форми; (m) – мобільні форми; (р) – рослинність; Н+ – гідролітична кислотність; ΣΕ – сума обмінних основ; Сорг – вміст органічного вуглецю; Р2O5 – обмінний Р (у перерахунку на Р2O5).

Надходження більшості типоморфних елементів до трофічних ланцюгів визначається вмістом фосформістких сполук, станом К–Са-рівноваги у ґрунті, pH водної та сольової витяжок, Mg(e) (табл. 5.32). Змінюючи склад обмінного комплексу в бік зростання частки Mg(e), збільшенням pH сольової витяжки можна регулювати надходження токсичних елементів у рослинність.

За результатами аналізу кореляційних зв'язків між елементами, формами їх знаходження у наземних екоценозах і чинниками їх міграції можна виділити кілька груп.

  • 1. Елементи, утворення міграційних форм яких визначається Н+, ΣΕ, вмістом Сl- та Сорг. Зростання цих параметрів приведе до утворення водорозчинних форм і, відповідно, збільшення міграційної здатності Si, Са, Na, К, Р, S, Cu, Zn, Sr. Разом з тим збільшення частки Mg2+ у складі ҐПК, підвищення pH сольової витяжки зумовить фіксацію цих елементів у ґрунті.
  • 2. Елементи, для яких підвищення вмісту Р, відношення К(e) і Са(е) сприяє утворенню міграційних форм: Fe, Ni, As, Вr, Pb. Для них чинниками фіксації є pH водної витяжки і показник К(е)/К(5).
  • 3. Для Ті і А1 чинники мобілізації не визначені. Фіксації цих елементів сприятиме підвищення Na(^ і Са(е) у складі ҐПК. Для Мп, навпаки, не виявлені чинники фіксації. Його мобілізація пов'язана з підвищенням показника K(e)/K(s).

Таблиця 5.32

Чинники біогенної міграції макро- і мікроелементів у тилових ландшафтах Українського Полісся

Елемент

Сприяння

Перешкоджування

Si

pH(w), рН(e)

Mg(e)

Ті

pH(w)

Na(e)

Аl

P2O5, Ca(e)/Ca(s), K(e)/Ca(e), pH(w)

H+, K(e)

Fe

P2O5, Ca(e)/Ca(s), K(e)/Ca(e)

K(e), Na(e), Ca(e), pH(e)

Μn

pH(w), H+, ΣΕ, Cl-, Сорг, K(е)

Mg(e), pH(e)

Mg

Η+, ΣΕ, Cl-, Сорг

Na(e), Ca(e), pH(e), pH(w)

Са

pH(w), K(e)

Na

K(е), Са(е), K(е)/K(s)

p2o5

К

K(е)/K (s)

P203, Na(e)

Р

Na(e), Са(е), K(e)/K(j)

S

Η+, ΣΕ, Сl-, Ст

Na(e), K(e)/K(s), Mg(e), pH(e)

Cl

Р2O5 Са(е)/Са(і), K(е)/Са(е), Н+

Mg(e), pH(e)

Сu

H+, K(e), Na(e), Ca(e)

Zn

pH(w)

K(e), Na(e), Ca(e)

As

Р2O5, Ca(e)/Ca(s), К(е)/Са(е), Са(е), pH(w)

H+, K(e)

Вг

P2O5, Ca(e)/Ca(s), К(е)/Са(е), pH(w)

K(e), pH(e)

Rb

P2O5, Ca(e)/Ca(i), K(e)/Ca(e)

pH(e)

Sr

P2O5, Ca(e)/Ca(i), K(e)/Ca(e), Na(e), K(e)/K(s)

K(e), pH(c), pH(w)

Міграційна здатність елементів у системі ґрунт–ґрунтовий розчин, як правило, є передумовою для накопичення їх у рослинності. За ознакою надходження елементів до лучного різнотрав'я виділено такі групи.

  • 1. Лише для трьох елементів – Mn, Mg, S – акумуляція у рослинності визначатиметься основними педохімічними параметрами: Н+, ΣΕ, Сl-, Сорг. При цьому накопиченню перешкоджатиме підвищення pH сольової витяжки, а для Mn і S – підвищення частки Mg(e) у складі ГПК.
  • 2. Для більшості елементів – Rb, Sr, Al, Fe, Cl, Br, As – накопичення у біомасі пов'язується із вмістом фосформістких сполук та К–Са-рівновагою у складі обмінного комплексу ґрунту. З підвищенням pH сольової витяжки ступінь акумуляції цих елементів знижуватиметься.
  • 3. Надходження елементів Na, К, Р у рослинність залежить від показника К(e)/К(s), акумуляція цих елементів знижується зі збільшенням фосформістких сполук.
  • 4. Переходу Са, Cu, Zn, Ті, Si у трофічні ланцюги сприятиме підвищення pH водної витяжки. Серед чинників, що перешкоджають акумуляції цих елементів у рослинності, – Mg(e), Na(e), К(е).

У кожній з виділених груп містяться як метали, так і неметали. Виходячи з даних кореляційного аналізу, можна зробити припущення щодо складу міграційних форм.

1. Водорозчинні форми Na, К, Sr, Zn, Cu, Si у ґрунтах можуть бути представлені S-, Р- і С1-вмісними сполуками органічного та неорганічного походження, а також Fe-, Ni-, Pb-, Р-, As- і Br-вмісними сполуками. При цьому підвищення pH середовища призводить до накопичення металів у гумусовому горизонті [286].

Таблиця 5.33

Параметри ҐПК, що впливають на процеси трансформації та міграції забруднювачів У наземних екосистемах

Еіементи-забруднювачі

Трансформація

Мобілізація

Фіксація

90Sr, 137Cs

Cu, Zn, Sr

Fe, Ni, As, Br, Pb

Ті, Al

Mn

H+, ΣΕ, Cl(e), Copг

H+, ΣΕ, Cl(e), Copг

P2O5, K(e)/Ca(e)

He знайдено

K(e)/K(s)

Mg(e), рН(e), K(e)/K(s) Mg(e), рН(е)

pH(w), K(e)/K(s)

Na(e), Са(e)

He знайдено

Біогенна міграція

Пришвидшення

Уповільнення

90Sr, 137Cs

Mn

Rb, Sr, Al, Fe, Br, As

Cu, Zn, Ті

H+, ΣΕ, Cl(e), Copг

H+, ΣΕ, Cl(e), Copг

P2O5, K(e)/Ca(e)

pH(w)

Mg(e)

pH(e), Mg(e)

pH(e)

Mg(e), Na(e), K(e)

2. Надходження до рослинності Al, Fe, Rb і Sr можливе у вигляді Р-, Сl-, Вr- і As-вмісних сполук, Mn, Mg – у вигляді S-вмісних органічних сполук, Na, К – у вигляді фосфатів [106].

Порівняння даних кореляційного аналізу вмісту радіонуклідів і важких металів в елементах екосистем, а також форм їх знаходження в ґрунті свідчить про наявність спільних параметрів ГПК, що впливають на процеси мобілізації, фіксації радіонуклідів і важких металів у ґрунті та їх акумуляції в рослинності (табл. 5.33). Це визначає можливість поширення концепції самоочищення наземних екосистем на широкий спектр техногенних забруднювачів в умовах техногенезу.

Мобілізацію радіонуклідів і важких металів, їх міграцію в трофічні ланцюги зумовлює підвищення гідролітичної кислотності, суми обмінних основ, вмісту Сl--аніону та органічного вуглецю. До параметрів фіксації та уповільнення біогенної міграції належать вміст обмінного Mg, pH сольової витяжки, відношення вмісту обмінного К до його загального вмісту в ґрунті.

Отже, біогенна міграція радіонуклідів у лучних і лісових екосистемах відбувається синхронно до їх трансформації у ґрунті та є відображенням динаміки їх мобільної форми. Наявність спільних параметрів, що впливають на трансформацію і міграцію радіонуклідів та важких металів, визначає можливість узагальнення концепції формоутворення в геохімії техногенних радіонуклідів для широкого спектра техногенних забруднювачів. Параметри швидкості геохімічної трансформації, абіогенної та біогенної міграції радіонуклідів є критеріями самоочищення наземних екосистем від радіаційного забруднення.

 
< Попер   ЗМІСТ   Наст >