МІНІСТЕРСТВО АГРАРНОЇ ПОЛІТИКИ УКРАЇНИ

ДЕРЖАВНИЙ АГРОЕКОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ

ПОЛІЩУК ОЛЕГ ЄВГЕНІЙОВИЧ

УДК 504.54:631.5:631.459.2:546.36(477.41/.42)

Міграція радіоцезію при водно-ерозійних

процесах У лісоаграрних ландшафтАХ

ПРАВОБЕРЕЖНОГО Полісся України

03.00.16 – екологія

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата сільськогосподарських наук

Житомир 2003

Дисертацією є рукопис.

Робота виконана у Державному агроекологічному університеті (м. Житомир) Міністерства аграрної політики України

Науковий керівник кандидат сільськогосподарських наук, Васенков

Григорій Іванович, доцент кафедри екології лісу та

меліорації Державного агроекологічного університету

Офіційні опоненти:

доктор сільськогосподарських наук, професор Веремеєнко Сергій Іванович, завідувач кафедри агрохімії, ґрунтознавства та землеробства Українського державного університету водного господарства та природокористування, Міністерства освіти і науки України, м. Рівне

кандидат сільськогосподарських наук Ворона Леонтій Іванович, завідувач відділом рослинництва, Інституту сільського господарства Полісся УААН, м. Житомир

Провідна установа – Уманська державна сільськогосподарська академія Міністерства аграрної політики України, м. Умань

Захист відбудеться “24”вересня 2003 р. о 10 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради К 14.083.01 у Державному агроекологічному університеті, Міністерства аграрної політики України, за адресою: 10008, м.Житомир, Старий бульвар, 7

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Державного агроекологічного університету, Міністерства аграрної політики України: 10008, м. Житомир, Старий бульвар, 7

Автореферат розісланий “22” серпня 2003 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради

кандидат біологічних наук Побірський М.М.

Актуальність теми. На теперішній час визначилися географія і рівень радіоактивного забруднення ландшафтів. Однак, як показали практика і подальші наукові дослідження, відбувається зміна радіоекологічної ситуації, як за рахунок природних процесів фізичного розпаду ізотопів так і їхньої міграції в природному середовищі.

Процеси міграції радіонуклідів підпорядковуються загальним законам, які керують потоками речовин в ландшафті в тому числі пов’язаними з водно-ерозійними процесами на поверхні ґрунту. При дослідженнях виявлено провідний фактор міграції радіонуклідів у ландшафті – поверхневий стік і як наслідок його, ерозійно-акумулятивні процеси (Б.С.Прістер, 1992, ЛавровськийА.Б. 1989, Г.І.Васенков, 1997, Конопльов А.В., 1989, Борзилов В.А., 1993). Ерозійно-акумулятивні процеси, будучи провідними в перетворенні природно-територіальних комплексів підвищень і рівнин, порушують екологічну рівновагу в ґрунтах і сільськогосподарських ландшафтах, в тому числі забруднених радіонуклідами. Кількісним оцінкам, науковому обґрунтуванню таких процесів, ґрунтоохоронних систем і заходів в Україні в цілому і Поліській кліматичній зоні зокрема, присвячені наукові праці Тараріко А.Г., 1990, Булигін С.Ю., 1998, Стрельченко В.П., 1994, Волощук М.Д. 2002 та ін.

Однак, переважаючу більшість досліджень по вивченню горизонтальної міграції радіонуклідів, пов’язаної з ерозійно-гідрологічним процесом, проведено на ґрунтах в 30-ти кілометровій зоні ЧАЕС. Причому параметризація процесу змиву 137Сs через гідрологічні характеристики, кількісні характеристики міграції, отримана як одинична подія поверхневого стоку за його період або за рік.

Безумовно, що в 30-ти кілометровій зоні забруднення, радіонуклідний склад, форми знаходження 137Сs в ґрунтах, сукупність екологічних умов (кліматичні та ландшафтні характеристики, властивості ґрунтів та ін.), які впливають на проходження ерозійно-гідрологічного процесу, відрізняються від таких на забруднених територіях за межами 30-ти кілометрової зони. Причому, параметри вказаних умов досить різноманітні і більшість з них мають ймовірний характер повторюваності. Тому дослідження вторинної міграції радіоцезію в результаті проходження водно-ерозійних процесів, мають бути багаторічними і включати цикл років із статистичного мінімуму зі схожими умовами прояву процесу стоку та змиву у вигляді статистично достовірного гідрологічного ряду.

Таким чином, актуальним є подальше вивчення закономірностей поведінки радіоцезію в ґрунтах забруднених територій, як активного фактору, що визначає динаміку радіаційних умов в цілому, і його міграції при водно-гідрологічних процесах зокрема.

Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Дисертаційна робота виконувалась згідно програми “Сільськогосподарська радіологія” завдання 2.3 розділу СО-216 “Экспериментальное изучение и математическое моделирование процессов миграции радионуклидов в агроландшафтах” (1993-1995), проект 003.115.5396 (2.1.3.3.) “Модели высокопродуктивных экологически устойчивых лесоаграрных ландшафтов, обеспечивающих оптимальное использование природного ресурсного потенциала в бассейнах малых рек Полесья”; програми ДКНТ України 02.01.00 “Охорона і відтворення земельних ресурсів України”, проекту 02.01.03 “Моделі високопродуктивних екологічно-збалансованих агроландшафтів у басейнах малих річок” тема науково-дослідної роботи ДААУ “Моделі високопродуктивних ґрунтів, екологічно стійких лісоаграрних ландшафтів, що забезпечують оптимальне використання природного ресурсного потенціалу в басейнах малих річок Полісся”, (№ держреєстрації 003.115.5346;2.1.3.3); республіканської науково-технічної програми “Продовольство-95”, проект “Природокористування” № держреєстрації 01924033247), тема 204 “Розробити параметри захисних лісових насаджень, які забезпечували б в комплексі з гідротехнічними і агротехнічними заходами припинення міграції радіонуклідів в лісоаграрних ландшафтах Полісся України”

Мета і завдання досліджень. Метою досліджень було експериментальне вивчення закономірностей міграції радіоцезію при ерозійно-гідрологічних процесах, його поведінки в ґрунтах лісоаграрних ландшафтів та визначення шляхів управління даним процесом.

Для досягнення поставленої мети вирішувались наступні завдання: вивчення просторового і вертикального розподілу радіоцезію в ґрунтах різних елементів лісоаграрних ландшафтів; оцінка умов і параметрів ерозії ґрунтів і поверхневого стоку в лісоаграрних ландшафтах; розробка методики дослідження міграції радіоцезію при водно-ерозійних процесах і вивчення її кількісних характеристик і закономірностей; визначення методів і способів управління горизонтальною міграцією радіоцезію.

Об’єкти дослідження – процеси горизонтальної міграції радіонуклідів при водно-ерозійних процесах у лісоаграрних ландшафтах Полісся.

Предмет дослідження – параметри, закономірності і фактори горизонтальної міграції радіоцезію, розподіл і динаміка його в агроландшафтах.

Методи досліджень - загальноприйняті: польовий, експериментальний, лабораторний. В польових дослідженнях були застосовані: профільний метод, запозичений із класичного ґрунтознавства (В.В.Докучаєв, 1936); порівняльно-географічний метод; метод ґрунтових ключів; метод ґрунтових монолітів; балансовий метод (Е.В.Просянников, 1996). Вивчення міграції радіоцезію проведено згідно спеціально розробленої нами методики й техніки проведення експерименту (Г.І.Васенков, О.Є.Поліщук, 1998).

Наукова новизна. Найбільш суттєві результати досліджень конкретизуються в тому, що вперше були:

визначені параметри міграції радіоцезію з продуктами поверхневого стоку і змиву в радіоактивно забруднених лісоаграрних ландшафтах за межами 30-кілометрової зони аварії ЧАЕС; досліджений механізм і закономірності горизонтальної міграції 137Cs при водно-ерозійних процесах; встановлено математичну залежність між активністю 137Cs в продуктах стоку і факторами, що визначають ерозійно-гідрологічний процес;

виявлена роль і ефективність захисних лісових насаджень у зменшенні змиву і міграції радіоцезію в ґрунтах агроландшафтів.

Практичне значення отриманих результатів. Отримані дані, їх інтерпретація дають змогу розширити знання про особливості формування потоків радіоактивної речовини в лісоаграрних ландшафтах і визначити шляхи управління процесом вторинної міграції радіонуклідів, та розробити способи її припинення.

Особистий внесок здобувача: розробка програми і методик проведення досліджень, постановка експериментів, польові і лабораторні дослідження, обробка та узагальнення їх результатів, формування висновків на 90% виконані автором дисертації особисто.

Апробація результатів дисертації. Основні результати досліджень доповідались і отримали позитивну оцінку на засіданнях Вченої ради Державної агроекологічної академії України (1993-2001 рр., м. Житомир), на наукових симпозіумах різних рівнів: “EROZІNEA SOLURІLOR SІ METODELE DE COMBARE” Comunіcarіlor conferensі іnternatіonale paractіco-stіntіfіce, м. Кишинів НІ і ПТІ ПАМ ґрунтів ім. Н.А.Дімо, 1995р.; другій міжнародній конференції “Проблеми сільськогосподарської радіології десять років по тому після аварії на ЧАЕС, м. Житомир, 1996р.; VІІ всеукраїнській студентській конференції м. Донецьк, 1997 р.; міждержавних наукових конференціях “Сучасні проблеми охорони земель” м. Київ, 1997 р., “Актуальні проблеми АПК Південного Заходу Росії”, Брянськ, 1998р.; V з’їзді Українського товариства ґрунтознавців і агрохіміків (УТГА) м. Рівне, 1998 р., міжнародній науково-практичній конференції “Раціональне використання рекультивованих та еродованих земель” м. Дніпропетровськ, 2002р.

Публікації. Основні положення дисертації викладено у 13 наукових працях, 7 з яких у фахових виданнях.

Структура і обсяг дисертації Дисертація викладена на 148 сторінках набраних на комп’ютері, складається з вступу, п’яти розділів, висновків і пропозицій виробництву, додатків. Текст містить 31 таблицю та 18 рисунків. Бібліографія 170 найменувань, з яких 23 іноземних.

ЗМІСТ РОБОТИ

1. Радіоекологічна ситуація в ландшафтах та ґрунтах, що забруднені радіонуклідами аварійного походження (аналітичний огляд). У першому розділі розглянута і проаналізована науково-технічна інформація, щодо радіоекологічної ситуації, яка склалась у ландшафтах, формування радіоактивного забруднення, закономірностей міграції радіонуклідів в оточуючому середовищі та ґрунтах.

Радіоекологічні дослідження, основопокладаючими яких без заперечення можна вважати роботи В.М. Клечковского,1956; Н.В.Тимофеєва-Ресовського, 1962; Ф.І. Павлоцької,1974 та ін., набули масштабності і широти після аварії на ЧАЕС.

Багатьма дослідниками виявлена масштабність екологічних наслідків аварії, природа, динаміка, склад радіоактивного забруднення природного середовища (Алексахін, 1991; Асмолов, 1988; Барьяхтар, 1992; Ізраель, 1988; Гаргер,1992; Лощилов,1992; Прістер, 1991; Кашпаров, 1994; Гудков, 2003 та баг.ін.). Фундаментально і комплексно ці питання розглянуто на підсумковій міжнародній конференції Європейської комісії (Мінськ, 18-22 березня 1996 р.) результати роботи якої висвітлені у вигляді публікацій, звітів і тез ( The radiological consequences of the Chernobyl accident. Luxembourg, 1996), і доповіді комітету Міжнародного чорнобильського проекту МАГАТЕ (Вена, 1992). Багато досліджень було присвячено радіоекології ґрунту, як елемента ландшафту, що прийняв на себе основне навантаження аварійних радіоактивних випадінь. Через нього відбувається вторинна міграція радіонуклідів.

Випадання радіонуклідів на ґрунт відбувалося як за рахунок повільного дифузійного сухого осідання, так і конвективного вологого вимивання атмосферними опадами, що в поєднанні з геоморфологічними факторами та ландшафтними характеристиками місцевості визначило ясно-виражену плямисту структуру радіоактивного забруднення (Бобовнікова,1990; Бондаренко,1992; Іванов, 1992; та ін.). На поверхню ґрунту радіонукліди потрапили в результаті осідання випадіння аерозольних частинок конденсаційного типу, збагачених переважно радіоцезієм, які сформували забруднення у вигляді “цезієвих” плям. Дослідженнями виявлено, що радіоактивне забруднення лісоаграрних ландшафтів Полісся України визначає радіоцезій.

Значною кількістю досліджень показано, що регіон Полісся, не є небезпечним у відношенні ерозії ґрунтів ( Булігин, 1989; Стрельченко, 1994; Швебс,1990; Долгілевич,1989; Васенков, 1992 ; и др..). Однак ерозія ґрунтів навіть при незначних масштабах і величинах має надзвичайно велике значення у горизонтальній міграції радіонуклідів, що містяться в ґрунті ( Конопльов,1990; Борзілов, 1988; Вєтров,1992; Кузнєцов,1995; Долгілевич, Васенков,1997; Веремеєнко,1999; Клименко,1988; Комариков, 1994; Шестопалов, 2000 та ін..

Аналіз науково-технічної інформації на предмет вивченості теми дозволив зробити узагальнюючі висновки:

ґрунти агроландшафтів Полісся мають складний радіоекологічний стан; географія і рівні радіоактивного забруднення вимагають конкретизації в межах кожного елемента агроландшафту; відбувається перерозподіл радіоактивності по горизонтальних і вертикальних складових лісоаграрних ландшафтів; форми знаходження 137Cs у ґрунтах різні, їх співвідношення неоднакове і не постійне в часі і просторі; параметри міграції 137Cs, динаміка рівнів забруднення ґрунтів досліджені в основному в межах 30-км зони як одиничні події факторів, що їх визначають.

2. Програма, методика, умови та об’єкти досліджень. Програмою досліджень передбачалось вирішення наступних основних питань:

1) визначення форм знаходження радіоцезію в ґрунті і розподілу активності цезію в різних фракціях ґрунту; 2) оцінка стоку і ерозії в лісоаграрних ландшафтах Полісся; 3) дослідження закономірностей змиву радіоцезію, параметрів його міграції при стоці талих вод, зливових опадах і в умовах стаціонарного стану поверхневого стоку; 4) визначення закономірностей і величини вторинного радіоактивного забруднення лісоаграрних ландшафтів Полісся при водно-ерозійних процесах; 5)розробка заходів управління потоками радіоактивної речовини в лісоаграрних ландшафтах Полісся.

Методологічною основою була концепція екологічного моніторингу в цілому (Ковда,1983; Одум, 1975) і радіоекологічного моніторингу, зокрема, а також наукові положення сільськогосподарської радіоекології (Клечковський, 1956; Тимофеєв-Ресовский,1962; Прістер, Лощилов, 1991). Радіоекологічні дослідження виконані згідно” Методичного посібника з організації проведення науково-дослідних робіт в галузі сільськогосподарської радіології в системі Міністерства сільського господарства і продовольства України” (Київ, 1992).

Міграція радіоцезію при поверхневому стоці і ерозійних процесах досліджена згідно розробленої нами методики й техніки проведення експерименту та адаптованих методичних положень щодо вивчення водно-ерозійних процесів (Гаршиньов, Васенков,1987; Долгілевич, Васенков,1992; Васенков, Поліщук; 1998). Кількісні параметри рідкого стоку (витрата, стік) розраховувались по авторській програмі “Rashod”.

Форми знаходження радіоцезію в ґрунті визначали у верхньому 0 – 20 см шарі у відповідності з найбільш розповсюдженою в теперішній час методикою (Павлоцкая Ф.И. 1974). Зразки повітряно-сухого ґрунту, просіяного через сито діаметром 1 мм послідовно оброблювали дистильованою водою, 1 н. розчином ацетату амонію (CH3COONH4) і 6 н. розчином соляної кислоти (HCl). Цим самим сумарний запас радіоцезію підрозділяли на розчинну (що переходить у водну витяжку), обмінну (що переходить в одномолярний розчин (CH3COONH4) і необмінну (яка вилуговується 6М розчином HCl) форми. Аналіз форм 137Cs проводили при співвідношенні твердої й рідкої фаз 1:10 після попереднього визначення його початкової кількості в ґрунті (Конопльов, Борзилов, Бобовнікова,1988). Вміст радіоцезію як у пробах даного аналізу так і в інших зразках визначали методом гама-спектрометрії. Зразки вагою 50 і більше грамів і об’ємом більше 30 мл спектрометрували на приладі АМА-03Ф з NaІ детектором. Питома активність 137Cs в зразках із меншою вагою і об’ємом була визначена в лабораторії кафедри радіоекології Шведського аграрного університету (м. Упсала) на гама-спектрометричній системі, обладнаній Ge – детектором (ORTEC, P?T) і багатоканальним аналізатором (ORTEC Adcam).

Визначення ландшафтних структурних показників басейну р. Норинь, проведено шляхом дешифрування чорно-білих аерофотознімків масштабу 1:36 000 – 170 000, зальотів 1988-1992р.р.. Для прив’язки елементів ландшафту і розбивки басейна р. Норинь на басейни малих річок використовувались топокарти масштаб 1:50 000.

Підрахунок площ земельних угідь і складових басейнів приток р. Норинь проводився за допомогою пакету прикладних програм методу спектральних контрастів для ІBM PC AT – 386 і спеціального сканера HP Scan Jet Рс в лабораторії дистанційних геодезичних досліджень Укр НДІ нафти і газу.

Експериментальні дослідження проведені на території Народицького і Овруцького районів Житомирської області, які відносяться в природному і геоморфологічному районуванні до Північного Полісся України.

Основні дослідження були зосереджені у басейні малої річки Норинь, притоки Прип’яті, в північно-східному агрокліматичному районі, на території Народицького району Житомирської області. Дослідженнями були охоплені дерново-підзолисті ґрунти сільськогосподарських угідь із різною щільністю забруднення, в тому числі і в зоні відселення. Міграція радіоцезію при стоці талих вод вивчалась на стокових ділянках, і двох елементарних водозборах.

3. Особливості розподілу радіоцезію в ґрунтах лісоаграрних ландшафтів.

3.1. Форми знаходження цезію в ґрунтах. Відомо, що радіоцезій, як і більшість хімічних елементів, міститься в ґрунтах в основному у трьох формах: водорозчинній, обмінній і необмінній, необоротно сорбованій кристалічною решіткою мінералів. Дослідження проведені за матеріалами глобальних радіоактивних випадінь, а також отримані дані при обстеженні ґрунтів у 30-ти кілометровій зоні показали, що 75-95% валового вмісту 137Cs в ґрунті знаходиться в необмінному стані (Павлоцька,1974; Круглов, Алексахін,1990; Бобовнікова,1990; і ін.). Як бачимо, це досить широкий діапазон. Причому частка необоротно-сорбованого 137Cs з часом збільшується.

Проведені нами дослідження за межами 30-ти кілометрової зони (I-II категорія) у ландшафтах де присутня вторинна міграція радіоцезію, дозволили виявити закономірності вмісту в ґрунтах різних форм радіоцезію (табл..1.).

Таблиця 1. Форми 137Cs в ґрунтах різних агрофонів (СТОВ ім..Шевченка с. Яжберень, Народицький район, 1995 р., шар 0-10 см)

Агрофон,

тип ґрунту | Щільність забруднення кБк·м-2 | Форми цезію-137, %

необмінні (6М HCl) | обмінні

(CH3COONH4) | водорозчинні

(H2O)

Рілля, дерново-середньо-підзолистий, супіщаний | 163 | 94±0,8 | 5,4±0,04 | 0,6±0,14

Лісова смуга, дерново-середньопідзолистий глинисто-піщаний | 240 | 82±0,6 | 16,6±0,08 | 1,4±0,09

Колишня рілля, (зона відселення) зі злаковим різнотрав’ям, те ж | 630 | 90±0,3 | 9,1±0,10 | 0,9±0,11

Відносно високий вміст обмінних (до 16,6%) і водорозчинних (1,4%) форм радіоцезію характерний для ґрунтів під лісовими насадженнями в порівнянні із ріллею і перелогом. У формуванні активності продуктів ерозії та поверхневого стоку, головна роль належить необмінним формам радіоцезію, необоротно сорбованим глинистою фракцією ґрунту. Необмінні форми включені в кристалічну решітку мінералів і необоротно пов’язані з нерозчинними фракціями органічної речовини.

Рис. 1 Зв’язок активності 0-10 см шару дерново-підзолистого суглин-кового ґрунту (Аг, Бк·кг-1) із вмістом гумусу (С,%)

В складі геміцелюлози, лігніну і целюлози утримується 43,9±3,43; 25,3±3,00; 15,7±2,33% радіоцезію від його вмісту в органічній речовині дерново-підзолистого ґрунту (Shenber, 1992; Долгілевич, Васенков, 1990).

Активність верхнього шару досліджених дерново-середньопідзолистих ґрунтів в межах експериментальних величин, поряд з іншими факторами, що визначають розповсюдження радіоцезію, має зв’язок із вмістом гумусу при коефіцієнті кореляції 0,8 (рис. 1)

3.2. Розподіл активності цезію в структурному складі ґрунту. Проведені дослідження показали, що глиниста фракція є основним “носієм” гама-випромінюючих нуклідів, які містяться у верхньому шарі ґрунтів (табл.. 2). За всіма вивченими різновидностями ґрунтів активність 137Cs у виділеній глинистій фракції перевищує його питому активність в орному шарі ґрунту.

Активність 137Cs у глинистій фракції вища, ніж у ґрунті загалом. Для важко-суглинкових у півтора рази, середньо-суглинкових у два, супіщаних у 4-5 разів і зв’язно-піщаних у 6-7 разів (табл..2.)

Глинисті і мулисті фракції, займаючи в легких за гранулометричним складом ґрунтах всього лише 0,6 ? 6,2 % несуть в собі значну частину балансу активності

Таблиця 3. Розподіл активності 137Cs в ґрунтах різного гранулометричного складу (СТОВ ім.. Шевченка, с. Яжберень, Народицький район, шар 0-10 см)

Різновидність ґрунтів | % фракції (<0,01 мм) | Питома активність 137Cs, Бк·кг-1 | Перевищення ак-тивності гли-нистої фракції над ґрунтом,

разів

ґрунту | фракції ґрунту

(0,01 мм)

Дерново-слабопідзолисті на водно-льодовикових відкладах

Супіщані глеюваті | 16,5 | 461 | 2204 | 4,8

Те ж | 16,5 | 457 | 2715 | 5,6

Дерново-середньопідзолисті на водно-льодовикових відкладах

Слабо змиті зв’язнопіщані | 6,8 | 370 | 2223 | 6,0

Те ж | 9,7 | 591 | 4343 | 7,3

Слабозмиті супіщані | 13,3 | 578 | 3492 | 6,0

Те ж | 16,2 | 740 | 4551 | 6,1

Глейові глинисто-піщані | 13,3 | 292 | 2442 | 8,3

Слабозмиті і важко суглинкові | 48,6 | 552 | 864 | 1,6

радіоцезію. Баланс активності радіоцезію в ґрунті по відношенню до його глинистої фракції варіює в межах 3,5?25,4% в ґрунтах під лісовими насадженнями (тобто, які не оброблюються) і 13,9?25,6% на сільськогосподарських угіддях.

Закономірності перевищення активності 137Cs в глинистій фракції над ґрунтом характерні для всіх щільностей забруднення.

Залежність активності радіоцезію в глинистій фракції ґрунту, від його вмісту в ґрунтах легкого гранулометричного складу має особливості при достатньо високому ступені кореляційного зв’язку (рис. 2)

Висока активність глинистих і мулистих фракцій ґрунту, а вони в основному і є “носіями” міграції радіоцезію при водно-ерозійних процесах, є наслідком їх великої фізичної поглинаючої здатності у вигляді адсорбції 137Cs за рахунок сильної диспергованості та наявності тонкодисперсних фракцій з великою сумарною поверхнею.

Рис. 2 Залежність вмісту 137Cs в глинистій фракції (Агл,%) від його активності в ґрунтах легкого гранулометричного складу, (що не оброблюються (Агр, Бк·кг-1)

4.Міграція радіоцезію при водно-ерозійних процесах

4.1. Методичні підстави вивчення горизонтальної міграції радіоцезію при водно-ерозійних процесах. Елементарно горизонтальну міграцію радіонукліду при водно-ерозійних процесах визначає змив ізотопу поверхневим стоком із забрудненої поверхні. Тому методики її досліджень повинні відображати суть вивчення параметрів ерозійно-гідрологічного процесу і факторів, що його обумовлюють.

При дослідженні ерозійно-гідрологічних процесів, коефіцієнт стоку поза його кількісною оцінкою є інтегруючою характеристикою інших факторів, що визначають поверхневий стік (роль агрофону, ґрунтових умов, особливостей випадання опадів, сніготанення та ін.).

Аналогічно з коефіцієнтом стоку, основною кількісною характеристикою змиву 137Cs поверхневим стоком є коефіцієнт змиву, який виражає відношення концентрації радіонукліда в продуктах стоку до його вмісту в поверхневому шарі ґрунту. Міграцію (змив) радіоцезію досліджували шляхом визначення його концентрації в поверхневому шарі ґрунту та продуктах стоку, з послідуючим розділенням на рідку і тверду фази.

Горизонтальну міграцію при зливових опадах спостерігали шляхом їх моделювання за допомогою штучного дощування мобільним краплинно-струменевим пристроєм. Дослідження міграції 137Cs при стоці талих вод проводили виходячи із загального рівняння водного балансу елементарної ділянки забрудненої радіонуклідами.

Вцілому, методичні положення щодо вивчення міграції радіоцезію при водно ерозійних процесах нами обґрунтовані та апробовані (Васенков, Поліщук, 1998).

4.2. Оцінка стоку і ерозії на Поліссі. В Поліссі поверхневий стік талих вод, що викликає ерозійні процеси, за останні 18 років був невисоким за виключенням чотирьох років (1984, 1987, 1988, 1996) коли він досягав 30 – 60 мм. В окремі роки можуть бути значні відхилення від середніх багаторічних параметрів.

Ймовірна оцінка стоку талих вод проведена для двох агрофонів, ріллі і ущільненої ріллі (озимих) на дерново-середньопідзолистих легкосуглинкових ґрунтах. Для аналізу використані експериментальні дані, отримані в УкрНДІСГ Полісся (1981-1992 рр.) В.П.Стрельченком та спільно з Г.І.Васенковим (1992-1999 рр.) в Народицькому районі Житомирської області. На основі вирахуваних теоретичних кривих забезпеченості визначені значення стоку талих вод різної ймовірності і проведена його оцінка (табл.3).

Таблиця 3. Стік талих вод та його ймовірні характеристики

Характер | Стік, мм | Забезпеченість, % | Повторюваність, років

рілля | озимі | рілля | озимі

Надто слабкий | до 7 | 55 | 72 | 2 | 5

Слабкий | 8-20 | 55-30 | 69-39 | 2-3 | 3-1

Помірний | 21-40 | 30-8 | 36-10 | 3-13 | 3-10

Сильний | 41-75 | 8-1 | 11-2 | 13-99 | 10-79

Надто сильний | 76-115 | 1-0,5 | 2-0,2 | 100-150 | 80-180

Надмірно сильний | >115 | <0,5 | <0,2 | >150 | >180

Середні значення стоку (50% забезпеченість) для двох агрофонів характеризуються як “слабкий стік” 12 ? 14 мм. Для сильного стоку 49 ? 57 мм властива повторюваність один раз на 20 років.

За період наших досліджень, поверхневий стік талих вод формувався в 1992, 1993 і 1996 роках. В 1992 і 1993 роках стік, що сформувався, на всіх агрофонах класифікується як надто слабкий (до 7 мм) з повторюваністю на ріллі один раз в два роки, на стокоутворюючих агрофонах (озимі, багаторічні трави) один раз на 5 років.

У 1996 році в лісовій смузі і водозборах він характеризується як помірний із забезпеченістю 10-36%. На решті агрофонів стік був сильним з ймовірністю перевищення на оранці від 1 до 8% і на стокоутворюючих фонах від 2 до 16%.

Всі випадки появи стоку супроводжувались ерозією ґрунтів. Змив ґрунту спостерігався на усіх вивчених агрофонах - стерня 2,3, - озимі –2,9, рілля – 4,3 т · га-1. Незначні величини ерозії характерні для лісових насаджень і багаторічних трав, де вони не перевищують так звану “норму” ерозії (для дерново-підзолистих ґрунтів 0,87 мм/рік). Значних величин, більше 4 т/га, ерозія досягає на ріллі.

4.3. Параметри міграції радіонуклідів при стоці талих вод. В процесі стоку і змиву з різних угідь мігрують радіонукліди навіть при його невеликому рівні (2-8 мм). Згідно результатів досліджень встановлено, що в процесі стоку, на різних агрофонах, мігрують радіонукліди (табл.. 4).

Таблиця 4. Радіонуклідний склад рідкого стоку талих вод

Агрофон | Змив, т/га | Активність по нуклідах, Бк·л-1 / % | Загальна,

Бк·л-1

137Cs | 134Cs | інші

Стік дуже слабкий, 1992, 1993р.р.

Озимі | 3,6 | 54/64 | 16/19 | 15/17 | 85

Стерня | 2,2 | 50/72 | 11/16 | 8/13 | 69

Лісова смуга | 0,14 | 12/80 | 3/20 | 15

Стік від помірного до сильного, 1996 р.

Відкритий водозбір | 2,9 | 69/74 | 9/10 | 15/16 | 93

Водозбір з лісовими насадженнями | 1,9 | 44/90 | 5/10 | - | 49

У цьому розділі проаналізовані гідрографи рідкого і твердого стоку, динаміка каламутності і активності продуктів стоку за весь його період.

Активність 137Cs у суспензії, що змивається, синхронно змінюється з її каламутністю незалежно від агрофону. Це підтверджується кореляційно-регресійним аналізом (рис. 3) при високій тісноті зв’язку (коефіцієнти кореляції 0,9).

В міграції 137Cs прослід-жується закономірність: при великих ґрунтових втратах активність суспензії вища. Лісові смуги сприяють зменшенню параметрів міграції радіоцезію. У лісовій смузі активність продуктів нижча в 4-6 разів у зв’язку з тим, що менший змив твердої фази (дрібнозему) стоку.

Рис. 3. Залежність активності продуктів стоку (А), від каламутності (К) на експериментальних водозборах.

Дані свідчать про міграційні процеси радіонукліду за межі елементарних водозборів у гідрографічну мережу, куди транспортуються продукти поверхневого стоку, у вигляді “суспензії”- рідкої і твердої фаз. Перенесення маси радіоцезію в суспензії не перевищує 100 Бк·л-1 порівняно з активністю досліджуваних агрофонів у верхньому шарі ґрунту котрих 320-1300 Бк·кг-1.

В межах елементарних водозборів, характер і кількісний вираз міграції 137Cs при стоці талих вод інший. Акумуляційні процеси по лініях стоку (мікрострумкова мережа) супроводжуються відкладенням тонкодисперсної частини ґрунтового матеріалу (який змивається), про що свідчать дані (табл.. 5).

Таблиця 5. Характеристика ґрунтового матеріалу, що змивається при стоці талих вод (шар 0-5 см, 1996 р.)

Місцезнаходження | Вміст фізичної глини

(0,01мм),% | Вміст гуму-су, % | Активність радіо-цезію, Бк·кг-1

Багаторічні трави третього року використання

Стокова ділянка | 13,2 | 1,39 | 1286

Шлейф акумуляції | 21,6 | 1,52 | 1941

Озима пшениця

Стокова ділянка | 11,0 | 1,51 | 628

Резерв нижнього валика | 14,2 | 1,91 | 1336

Шлейф акумуляції | 16,0 | 2,19 | 695

В акумулятивних відкладах високий вміст глинистої фракції: так у шлейфах акумуляції вміст фізичної глини під багаторічними травами – 21,6, під озимими – 16%. З глинистою фракцією мігрує і більша частина органічних сполук та радіоцезію. Досить високі величини активності радіоцезію в акумулятивних відкладах як під багаторічними травами (1941 Бк·кг-1), так і під озимими (1336 Бк·кг-1). Виявлено, що в ерозійно-акумулятивних процесах присутнє явище сепарації питомої активності відкладів. При умовах стоку 3...8 мм і змиві 1,3 т·га-1 на озимих, 0,52 т·га-1 на багаторічних травах, проходить значна міграція радіоцезію з продуктами змиву. На озимих з активністю 0-5 см шару ґрунту 628 Бк·кг-1, та багаторічних травах 1286 Бк·кг-1, активність змитого й перевідкладеного дрібнозему була відповідно 695..1336 Бк·кг-1.

Мінералогічний склад продуктів стоку і змиву, свідчить, що основна частка вмісту у піщаній фракції приходиться на кварц, амфіболи, слюди тощо. Це ще раз підтверджує, що піщана фракція твердого стоку має дуже слабку сорбцію радіоцезію та інших радіонуклідів. Найбільше радіонуклідів мігрує у глинистій і мулуватій фракціях із високими поглинаючими властивостями.

Під лісовою смугою, на відміну від ріллі, часткова міграція радіонуклідів відбувається з переміщенням продуктів органічного походження, яких значно більше під лісовою й трав’яною рослинністю.

4.4. Параметри ерозійно-гідрологічного процесу і міграції 137Cs при зливових опадах. Вивчення параметрів зливового стоку і ерозії, шляхом моделювання опадів, проведено на трьох агрофонах (ріллі, багаторічних травах і лісовій смузі) в зоні радіоактивного забруднення. Отримано параметри ерозійно-гідрологічного процесу (стік, змив, активність радіоцезію). Активність радіоцезію твердої фази значно залежить від його вмісту в вихідному ґрунті (коефіцієнт кореляції 0,78-0,94)).

Основна частка активності радіоцезію приходиться на ґрунтовий матеріал, що змивається, так як частина активності рідкої фази суспензії не перевищує 2 - 5% і

суттєво не змінюється в залежності від агрофону.

Каламутність потоку є головним показником зменшення рівня забруднення ґрунту при поверхневому стоці, що викликаний зливою. Зв’язок активності змитої суспензії (А) з каламутністю (М) описується квадратичним рівнянням незалежно від щільності забруднення території. Залежності мають вигляди:

при щільності забруднення 2250 кБк·м-2 ;

А=1,36 + 5,5·10-2 · М - 9,1·10-4 · М2, кБк·л-1 з = 0,96;

при щільності забруднення 202 кБк·л-1

А=55,9+2,64 · М – 7,1·10-2 ·М2, Бк·л-1з = 0,91

Режим поверхневого зливового стоку характеризується даними (табл. 6.) з яких видно, що основна активність продуктів стоку приходиться на твердий стік (дрібнозем що змивається), практично по всіх агрофонах. Ця закономірність просліджується за весь період стоку.

Таблиця 6. Активність радіоцезію в ґрунті і продуктах зливового стоку, 1996 р.

(Яжберенський стаціонар)

Показники | Рілля | Багаторічні трави | Лісова смуга

* Mm | Cv,% | Mm | Cv,% | Mm | Cv,%

Шар ґрунту 0-10 см Бк·кг-1 | 1075 126 | 39 | 1383 273 | 68 | 1675 222 | 35

1188 11,3 | 47

** Продукти стоку (суспензія) Бк·л-1 | 76,6 11,3 | 50 | 32 7 | 80 | 37 10,8 | 78

124 49 | 137

** % активності чисто-го фільтрату від суспензії, Бк·л-1 | 6,8 2,1 | 105 | 3,2 0,5 | 57 | 2,7 0,6

4,80,6 | 41

** Твердий стік (дрібнозем) Бк·л-1 | 106888 2616 | 85 | 36367 1397 | 76 | 56922

1875 | 68

Примітка: * М- середнє значення, m - помилка середнього, С - коефіцієнт варіації.

** До розрахунку прийнято значення середнього варіанта в зоні відчуження: активність ґрунту - 2430 Бк·кг-1, суспензії - 654 Бк·кг-1, відсоток рідкої фази суспен-зії-29.

У всіх варіантах експерименту активність радіоцезію у продуктах стоку (суспензії) залежить від каламутності при надто високих показниках тісноти зв’язку - коефіцієнт кореляції рівний 0,910,03 - 0,960,04.

4.5. Вивчення закономірностей змиву в умовах стаціонарного стану поверхневого стоку. Дослідження виконані моделюванням ерозійно – гідрологічного процесу в гідравлічному лотку показують, що даний параметр, як за своїм середнім значенням, так і за динамікою, значно диференційований по агрофонах. Для ріллі і озимих він близький, середні значення якого відповідно рівні 62,6±22,2 і 52,0±39,8 г·хв-1 з 1м2. Перелоги та лісові насадження за протиерозійною стійкістю рівнозначні, де інтенсивність змиву за годинний період суцільно стікання дорівнювала 1,43±0,2...3,21±0,7 г·хв-1 з 1м2.

Аналогічні закономірності характерні і для каламутності, середнє значення якої при практично рівнозначних гідравлічних характеристиках (швидкість і витрати

потоку) значно відрізняються по агрофонах.

Інтенсивність змиву надто сильно варіює в часі за період стоку по всіх агрофонах,

особливо на оранці і озимих. Дослідженнями виявлені кореляційні залежності інтенсивності змиву (I) з часом (t) для різних агрофонів: на озимих - I1=39,5t-1,46; r = 0,96; на ріллі - I2 = 4603,7t-1,83; r = 0,94.

Виходячи із залежності, досить високий змив відбувається в перші 10 хвилин стоку. Після 15-20 хвилин, змив стабілізується до значно менших величин – 10...30 г·хв-1 з 1 м2.

Зовсім по іншому відбувається змив на лісових ділянках, де чітко виділяється два періоди по інтенсивності змиву (рис. 4.). Інтенсивність змиву чітко розмежовує час стоку на два інтервали до 30...35 хвилин і пізніше. За характером, обидві залежності ідентичні. Такі закономірності для лісових насаджень пояснюються властивостями поверхні, котра складається з органічного опаду (лісової підстилки), що має особливості водопоглинання і гідрофобності .

Рис. 4. Динаміка інтенсивності змиву ( І ) в лісовій смузі.

Органічні залишки складають і значно більшу частину твердого стоку в лісі (13-14% в перші 15...20 хвилин) порівняно з оранкою, де їх питома вага в твердому стоці не перевищує 1...2% (табл. 4.14). Основну частину піщаної фракції твердого стоку складає SіO2, і незначну до 3-4% на оранці і 1% в лісі інші мінерали (ортоклаз, амфіболи, слюди), що свідчить про основну роль в міграції радіонукліду глинистої та мулистої фракції ґрунту, так як мінерали SіO2 не можуть сорбувати радіоцезій. На лісових ділянках певна частка міграції припадає на органічні рештки твердого стоку.

Поява стоку різної інтенсивності супроводжувалась ерозією ґрунтів, ступінь якої коливався залежно від агрофону і досягав найвищих значень на оранці. В процесі стоку, навіть при незначному його рівні, відбувається міграція радіонуклідів, при чому, основна частка активності припадає на 137Cs.

Активність 137Cs зростає прямо пропорційно до зростання каламутності суспензії, яка залежить від агрофону. Незалежно від агрофону переважна частка активності 137Сs у продуктах стоку припадає на його тверду фазу.

Концентрація 137Сs у продуктах змиву прямо пропорційно залежить від його активності у верхньому шарі ґрунту.

5.Вторинне радіоактивне забруднення ґрунтів агроландшафтів

5.1. Закономірності вторинного забруднення ґрунту радіоцезієм. Радіоцезій, сконцентрований у верхньому ґрунтовому шарі в сорбованій і розчиненій формах, насичує потоки в ландшафті, горизонтально переміщується і акумулюється, підпоряд-

ковуючись гідродинамічному процесу.

Як показують експериментальні дані, чітко просліджується концентрація радіоцезію в місцях акумуля ції твердого і рідкого стоку. За середніми даними, отриманими для типового агроландшафту Полісся, сільськогосподар-ських угідь СТОВ ім. Шевченка Народицького району Житомирської області, рівень активності 137Сs в 0-10 см шарі ґрунту збільшується від вододілу до понижень рельєфу, де відбувається акумуляція продуктів поверхневого стоку. Причому виходячи із співвідношень коефіцієнтів змиву в рідкій (Кр) і твердій (Кт) фазах, змив 137Сs відбувається в основному у сорбованому стані на твердих зважених частинках з поверхневого шару ґрунту.

При зіткненні поверхневого стоку на шляху його “транспорту” з лісовими насадженнями перехід радіоцезію в рідку фазу стоку (воду) зростає до 5,6-7,1% від загальної його концентрації в продуктах стоку. Збільшується і коефіцієнт змиву 137Сs в розчиненому вигляді (Кр) (табл.. 7.). Закономірний розподіл радіонукліда у верхньому шарі ґрунту по лінії ерозійного стоку і його змиву від місцевої вододільної лінії до гідрографічної сітки, пов'язаний з ерозійно-гідрологічним процесом і факторами, що його визначають: схил, шорсткість та ін.

Таблиця 7. Розподіл активності 137Сs у різних елементах ландшафту і поверхневому стоці (с. Яжберень Народицький район, 1993-1996 рр., дерново-підзолисті ґрунти)

Місцезнаходження | Активність радіоцезію | Коефіцієнти

змиву 137Cs

в 0-10 см шарі ґрунту Бк·кг-1 | в продуктах стоку (суспен-зії) Бк·л-1 | в т.ч. рідкій фазі, % | Кр | Кт

1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6

Вододіл, (верхня частина схилу), оранка, схил 26,2‰ | 641±18 | 104±8 | 2,0 | 0,6 10-4 | 8,9 10-5

Там же, середня частина, схил 41,9‰ | 439±17 | 121±6 | 1,8 | 0,9 10-5 | 4,7 10-4

Там же нижня частина, що переходить в долину, схил 15,7‰ | 608 ± 26 | 86 ± 4 | 2,4 | 1,4 10-4 | 5,3 10-4

Гідрографічна сітка, дно долини, схил 5,2‰ | 936 ± 22 | 168 ± 11 | 2,3 | 0,8 10-5 | 3,8 10-4

Там же нижня частина долини (стулка) в лісовій смузі, схил 10,5‰ | 1204 ± 26 | 189 ± 12 | 5,6 | 1,1 10-5 | 0,8 10-5

Лісова смуга з листяних порід із підстилкою по широкій долині, схил 17,5‰ | 1304 ± 18 | 216 ± 10 | 7,1 | 6,4 10-4 | 9,1 10-4

Виходячи з експериментальних даних і теоретичних уявлень про фізичну суть потоків радіоцезію в агроландшафті присутні процеси вторинної міграції (табл..8).

З урахуванням виділених процесів, що визначають вторинну горизонтальну міграцію 137Cs і проведених раніше досліджень (М.Й.Долгилевич, Г.І.Васенков,1998) на забруднених агроландшафтах, виділено 4 класи їх функціонування за ознаками міграції радіонукліду:

автономне - вододіли з орними угіддями; транзитне - нижні частини схилів і землі, що прилягають до гідрографічної сітки; транзитно-акумулятивне - долини і улоговини; акумулятивне - нижні стулки долин, улоговини і їх тальвеги з лісовими насадженнями.

Дана класифікація дає змогу визначити шляхи управління процесом міграції 137Cs при водно-ерозійних процесах. Основною метою управління є правильна трансформація стоку наносів.

Таблиця 8. Процеси, що визначають вторинну горизонтальну міграцію 137Cs в агроландшафтах (середні дані за 1994-1999 рр. для с/г угідь СТОВ ім. Шевченка Народицького району)

Місцезнаходження | Процеси вторинної міграції | *Частка концентрації радіо-цезію в продуктах стоку, %

твердого | рідкого

Вододіл, орні угіддя | Поверхневий стік, ерозія | 98,0 | 2,0

Ділянки, що прилягають до гідрографічної сітки, нижні частини схилів, орні угіддя | Те ж | 98,2 | 1,8

Гідрографічна сітка

Долини і улоговини на орних угіддях | Поверхневий стік, змив, акумуляція | 96,7 | 3,3

Долини, улоговини із залуженням | Поверхневий стік, акумуляція | 95,3 | 4,7

Тальвеги долин з лісовими насадженнями | Поверхневий стік, акумуляція, кольматація | 92,7 | 7,3

Основна маса твердого стоку і сорбованого радіонукліда на дрібноземі ґрунтів трансформується енергією поверхневого стоку по тимчасових водотоках (мікрострумкова мережа) і гідрографічною мережею (долини, улоговини, суходоли). За відповідних умов, що обмежують транспортуючу здатність потоку (підвищена шорсткість русел стоку, стокопоглинаючі гідротехнічні споруди разом з лісовими смугами), основну масу твердого стоку з підвищеною концентрацією в ньому 137Сs, можна зосередити в гідрографічній мережі не допускаючи його міграції за межі елементарних водозборів.

5.2. Моделі функціонування окремих елементів агроландшафту в зоні радіоактивного забруднення. При оцінці міграції радіонуклідів в агроландшафті, із врахуванням меліорації сільськогосподарських угідь, в якості опорного елементу ландшафту, нами виділяються різні види захисних лісових насаджень. Це обґрунтовується результатами вище наведених досліджень з оцінки міграції зі стоком та змивом. Показано, що радіоекологічна ситуація в агроландшафтах Полісся свідчить про суттєвий вплив захисних лісових смуг на територіальний розподіл радіоцезію. Наведена і проаналізована модель розрахунків відстані між водорегулюючими лісовими насадженнями в зоні радіоактивного забруднення. Згідно наших розрахунків, на підставі отриманих даних, для ухилів 2?, 3є ? 4є ?ідстань між водорегулюючими лісосмугами повинна складати відповідно 220, 175 та 135 м.

5.3. До розрахунків міграції радіоцезію при водно-ерозійних процесах. Аналіз відомих моделей змиву ґрунту, з метою їх використання для розрахунків