Секретариат программы «Шаг в будущее» Почтовый адрес

Вид материала

Содержание

Биологический круговорот радионуклидов аэральных выпадений в лесных экосистемах
Материалы и методы
Обсуждение результатов
Поведение углерода в пределах классов геохимических ландшафтов
Поведение углерода в пределах биомов.
Специфика поведения углерода в пределах отдельных регионов.

Подобный материал:

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

БИОЛОГИЧЕСКИЙ КРУГОВОРОТ РАДИОНУКЛИДОВ АЭРАЛЬНЫХ ВЫПАДЕНИЙ В ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМАХ

ЦВЕТНОВА Ольга Борисовна,

кандидат биологических наук, старший научный сотрудник

кафедры «Радиоэкология и экотоксикология» МГУ им. М.В. Ломоносова

В настоящее время достаточно глубоко изучены особенности биологического круговорота (БК) органического вещества и химических элементов [2,6,7 и др.]. В этих работах многочисленных авторов было показано, что основной результирующей БК зольных элементов является их перераспределение из нижних слоев почвенной толщи в верхние. Вместе с тем в условиях глобального загрязнения биосферы поллютантами различной природы остро встает проблема изучения особенностей БК элементов аэральных выпадений. Особенно актуальны эти положения для техногенных радионуклидов, поступающих в природные среды в результате технологических и аварийных выбросов на объектах ядерно-топливного цикла.

Очевидно, что влияние БК на радионуклиды аэральных выпадений противоположно таковому зольных элементов, поскольку они изначально концентрируются на поверхности: в период выпадений – в растительном покрове наземных экосистем (от 50 до 100% поллютантов); в последующем - в верхних почвенных горизонтах, при этом корневое потребление данных элементов в основном осуществляется из верхних слоев почвы, где они аккумулируются. Таким образом, очевидно, что БК и его влияние на перераспределение зольных элементов и радионуклидов аэральных выпадений различно. Вместе с тем, если изучению БК азота и зольных элементов посвящено очень большое количество работ, то вопросам биологического круговорота различных поллютантов уделялось не столь пристальное внимание. Наиболее разработан этот вопрос для элементов радиоактивных выпадений. Однако имеющиеся публикации в основном посвящены оценке роли растительного покрова в аккумуляции радионуклидов на начальных этапах после радиоактивных выпадений, динамике удерживающей способности различных видов напочвенного, выявлению факторов, их определяющих [1, 3, 4, 9-11 и др.]. Так, было установлено, что в первый период после выпадений в растительном ярусе задерживается от 40 до 90% выпавших радионуклидов в зависимости от размера частиц, физико-химической формы выпадений, видового состава и фенофазы развития растений, площади проективного покрытия крон, микротопографии поверхности структурных органов и наличия поверхностных выделений, а также климатических условий в период аэральных выпадений. В последующем в течение 3-4 месяцев идет активная дезактивация, вследствие чего около 90% активности из растительного яруса перемещается на поверхность почвы. Интенсивность нисходящего потока радионуклидов также определяется вышеперечисленными факторами [1, 10, 13, 17]. После окончания процессов естественного самоочищения растительного покрова с началом роста корневого потребления радионуклидов их БК приближается к таковому зольных элементов.

В связи с этим целью настоящих исследований было выявление основных закономерностей БК радионуклидов аэральных выпадений на примере ¹³⁷Cs чернобыльского выброса. Исследования по указанному направлению начались сразу после аварии на Чернобыльской АЭС (1986 г.) и продолжаются по настоящее время. Объектом наблюдений послужили основные типы лесных экосистем наиболее загрязненных регионов России и Украины, включая 30-км зону отчуждения ЧАЭС.

В результате проведенных работ было установлено, что на первых этапах после выпадений в биологическом круговороте доминируют нисходящие потоки этих элементов за счет интенсивно идущих процессов самоочищения растительного яруса от внешнего загрязнения. Основным, определяющим перемещение радионуклидов на поверхность почвы, на этом этапе является механическое перемещение частиц радиоактивных выпадений, а не элементы биологического круговорота (опад, отпад и т.п.). Уже через год после выпадений, после завершения процессов естественной дезактивации начинается корневое потребление радионуклидов и фактором, обусловливающим процессы их перераспределения в наземных экосистемах, становится элементы БК. При этом соотношение нисходящих и восходящих потоков в биологическом круговороте техногенных радионуклидов характеризуется неодинаковой пространственно – временной изменчивостью. По мнению ряда специалистов, по истечении относительно короткого промежутка времени после выпадений (5-7 лет) различия в показателях БК техногенных радионуклидов, их стабильных изотопов и химических аналогов сглаживаются [5,8 и др.]. Вместе с тем в рамках настоящей работы было показано, что данное положение не столь однозначно, и особенности БК элементов аэральных выпадений прослеживаются в течение более длительного периода. Его продолжительность зависит от ландшафтных особенностей территории загрязнения, видового состава растительности и физико-химической формы самих выпадений [12-17]. По нашим данным, различия в показателях БК техногенных радионуклидов, их стабильных изотопов и химических аналогов по истечении 6-7 лет после выпадений сглаживаются только в лесах аккумулятивных ландшафтов. Здесь отмечается наиболее интенсивный рост корневого поступления радионуклидов в годичную продукцию и быстрое приближение БК поллютанта к таковому зольных элементов. То есть ежегодное накопление радионуклидов в годичной продукции уже через 6-7 лет после выпадений по абсолютной величине примерно соответствует их возврату с опадом. В то же время в лесах элювиальных ландшафтов возврат радионуклидов с опадом по-прежнему значительно выше (в 5 и более раз) их потребления корневым путем на создание годичной продукции. Как известно, для макроэлементов, в частности калия – неизотопного химического аналога ¹³⁷Cs - возврат в почву с опадом в лесных экосистемах в большинстве случаев примерно в 2 раза меньше, чем его поступление в растения на создание годичной продукции. Вместе с тем во всех случаях корневое потребление элементов аэральных выпадений, как уже подчеркивалось, в основном осуществляется из поверхностных горизонтов их депонирования, что отличает БК поллютантов и характер его влияния на их вертикальное перераспределение.

Таким образом, в лесных экосистемах биологический круговорот ¹³⁷Cs аэральных выпадений в целом характеризуется: а) длительным доминированием нисходящих потоков радионуклидов в составе опада; б) различными периодами приближения к круговороту их неизотопных химических аналогов (калия): в гидроморфных ландшафтах - 6-7 лет; на участках ближней зоны выпадений – 10-15 лет; в автоморфных ландшафтах и на участках дальней зоны выпадений - > 20 лет; в) периоды приближения к круговороту неизотопных химических аналогов находятся в обратной зависимости от биологической доступности элемента для растений [12-17]. Так, по данным на 2008 год, в лесных экосистемах дальней зоны аэрозольных выпадений, сформированных на темно- серных лесных почвах тяжелого гранулометрического состава и характеризующихся очень низкой биологической доступностью ¹³⁷Cs, нисходящие потоки этого поллютанта и спустя более 20 лет после выпадений значительно превалируют над его вовлечением в БК (таблица 1) .

То есть, несмотря на достижение квазиравновесного состояния ¹³⁷Cs в почвенном блоке, оно не сопровождается таковым в системе «почва- растение», и различия в показателях биологического круговорота техногенных радионуклидов и макроэлементов - их химических аналогов - со времени, прошедшем после радиоактивных выпадений 1986 г., практически не сглаживаются.

Таблица 1. Показатели биологического круговорота ¹³⁷Cs в сосняках северной лесостепи РФ

Показатель	Бк/м²/год	%
Вовлекается в БК	5,5	100
Удерживается в фитомассе	2,48	45,6
Поступает в почву	24,00	436,0

Причина выявленных закономерностей заключается в особенностях распределения загрязнителя по компонентам растительного яруса, в частности древесного (рис. 1).

Рис. 1. Динамика изменения вклада структурных компонентов древостоя сосны в его общее загрязнение (условные обозначения: Др.- древесина, Кн – кора наружная, Кв – кора внутренняя, Вм – ветви мелкие, Вкр – ветви крупные. Прир – прирост хвои текущего года формирования, Стхв – хвоя прошлых лет формирования).

Результаты исследований свидетельствуют, что в начальный период (1986 г.) в лесах как ближней, так и дальней зон чернобыльских выпадений наружные слои коры сосны характеризовались максимальными уровнями загрязнения среди всех компонентов древостоя. В последующем в результате самоочищения наблюдалось снижение удельной активности ¹³⁷Cs в коре. При этом максимальная интенсивность данного процесса отмечалась в ближней зоне (30-км зона ЧАЭС), где выпадения были представлены крупными частицами топливной компоненты. В дальней зоне выпадений (Тульская обл. РФ) отмечается противоположная тенденция, при этом различия между удельной активностью различных фракций древесного яруса и коры наружной нарастают и достигают 7-10 кратных величин. Последнее свидетельствует, с одной стороны, о более высокой сорбционной способности наружных слоев коры по отношению к аэрозольным выпадениям по сравнению с другими формами радиоактивных выпадений, с другой – о слабом загрязнении структур за счет корневого потребления. Вследствие этого вклад наружной коры в загрязнение древесного яруса и в нисходящий поток ¹³⁷Cs по сравнению с другими компонентами (хвоя, ветви, древесина и т.п.) в лесных биогеоценозах дальней зоны и более чем через 20 лет после аварии на ЧАЭС не снизился, а даже возрос. В то же время в лесах ближней зоны этот вклад уменьшился до величин, сопоставимых с вкладом других структурных компонентов. В лесных сообществах дальней зоны до настоящего времени поступление ¹³⁷Cs в почву в 4-6 раз больше, чем его ежегодное накопление в растительном ярусе. В лесах ближней зоны выпадений, напротив, различия в показателях биологического круговорота практически сгладились, и поведение ¹³⁷Cs в системе «почва- растение» приблизилось к таковому его химического аналога – калия [12,16]. Кроме того, как уже подчеркивалось, биологический круговорот элементов аэральных выпадений сохраняет свои особенности и при достижении указанного квазиравновесия в системе «почва – растение», поскольку потребление и возврат этих элементов происходит из одного и того же поверхностного горизонта депонирования поллютантов. При этом вследствие биогенной миграции элементов аэральных выпадений за счет корневых выделений и корневого отпада осуществляется их перераспределение из поверхностных слоев почвы в более глубокие горизонты.

Согласно результатам наших исследований, удельная активность ¹³⁷Cs в корнях значительно превосходит таковую в прилегающей почвенной массе, причем указанные различия нарастают с глубиной. Расчеты свидетельствует, что в нижних почвенных слоях запасы этого элемента в корнях и минеральной толще почв, несмотря на огромные различия в массовых величинах, сопоставимы (таблица 2).

Таблица 2. Удельная активность и запасы ¹³⁷Cs в корнях древесных растений и прилегающей минеральной толще почв

Слой, см	Удельная активность, кБк/кг		Запасы, кБк/м²
Слой, см	почва	корни	почва	корни
0-10	2,95	5,0	295	2,5
10-20	0,04	2,5	4	0,25
20-30	0,02	2,4	2	0,24
30-40	0,01	1,9	1	0,20

Другими словами, влияние БК поллютантов на их вертикальное распределение заключается не в их перемещении в верхние горизонты почв, что характерно для зольных элементов, а, как уже отмечалось, на их перераспределение из поверхностных в более глубокие почвенные слои.

Вместе с тем, совокупный анализ потоков радионуклидов аэральных выпадений в почвенном блоке показал, что их восходящий поток за счет корневого потребления примерно на 2 порядка превышает вынос с нисходящим инфильтрационным стоком (таблица 3).

Таблица 3. Диапазон варьирования годовых потоков ¹³⁷Cs в ландшафтах зоны загрязнения ЧАЭС

Статья БК	Интенсивность потока, % от общего содержания в экосистеме
Вовлекается в БК	1,62 - 14,80
Выносится с внутрипочвенным стоком	0,002 – 0,1

Это позволяет констатировать, что в условиях аэральных выпадений биологический круговорот элементов является одним из основных факторов, препятствующих миграции радионуклидов в сопредельные среды, в частности в грунтовые воды, и появлению зон их вторичного загрязнения. При этом роль биоты, как фактора, определяющего интенсивность вертикальной миграции поллютантов, в различных ландшафтах неодинакова. В условиях аккумулятивных ландшафтов биота является ведущим фактором рассматриваемого процесса. В элювиальных ландшафтах велика роль почвенного поглощающего комплекса (ППК). Вместе с тем степень влияния данных факторов сильно зависит от химической природы радионуклида. В частности, для ¹³⁷Cs отмеченное влияние наиболее выражено, а для ⁹⁰Sr оно менее значимо [12-17]. Таким образом, в биогеохимических циклах радионуклидов, определяющее значение имеют биогенные процессы, абиотические процессы играют подчиненную роль.

Литература:

Алексахин Р.М., Нарышкин М.А. Миграция радионуклидов в лесных биогеоценозах. М.: Наука, 1977.
Гришина Л.А. Биологический круговорот и его роль в почвообразовании. М.: МГУ, 1974.
Клечковский В.М. О поведении радиоактивных продуктов деления в почвах, их поступлении в растениях и накоплении в урожае. М.: АНССР, 1956. 175 С.
Куликов Н.В., Пискунов Л.И. О роли растений в вертикальной миграции стронция-90 и цезия -137 в почве // Агрохимия, 1970. № 7. С. 115-121.
Парфенов В.И., Якушев Б.И., Мартинович Б.С. и др. Радиоактивное загрязнение растительности Беларуси (в связи с аварией на Чернобыльской АЭС). Мн.: Навука i тэхнiка, 1995.
Ремезов Н.П., , Смирнова К.М., Быкова Л.Н. Потребление и круговорот азота и зольных элементов в лесах европейской части СССР. М.: МГУ, 1959.
Родин Л.Е., Базилевич Н.И. Динамика органического вещества и биологический круговорот в основных типах растительности земного шара. М.-Л.: Наука, Ленинградское отд., 1965.
Санжарова Н.И., Фесенко С.В., Алексахин Р.М. Динамика биологической доступности ¹³⁷Cs в системе почва – растение после аварии на Чернобыльской АЭС // Доклады Академии наук. 1994. Т. 338. № 4. С. 564-566.
Тимофеев–Ресовский Н.В. О радиоактивных загрязнениях биосферы и о мерах борьбы с этим загрязнением // Труды ин-та биологии Уральского филиала АН СССР. Свердловск, 1962. Вып. 22. С. 7-16.
Тихомиров Ф.А., Алексахин Р.М., Федоров Е.А. Миграция радионуклидов в лесах и действие ионизирующих излучений на лесные насаждения // Peaceful uses of atomic energy. Vienna: IAEA, 1972. V.11. P. 675-684.
Тюрюканова Э.Б., Беляева Л.И., Левкина Н.И., Емельянов В.В. Ландшафтно-геохимические аспекты поведения Sr-90 в лесных и пойменных биогеоценозах полесья. М.: ГК по использованию атомной энергии СССР, 1973. 40 с.
Цветнова О.Б., Щеглов А.И. Особенности биологического круговорота ¹³⁷Cs и изотопов калия в лесных и агрофитоценозах лесостепи в отдаленный период после чернобыльских выпадений // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин. Екатеринбург, 2009. Вып. 12. С. 299-231.
Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах. М.: Наука, 1999. 268 с.
Щеглов А.И., Тихомиров Ф.А., Цветнова О.Б. и др. Биогеохимия радионуклидов чернобыльского выброса в лесных экосистемах Европейской части СНГ // Радиационная биология. Радиоэкология, 1996. Т. 36. Вып. 4. С. 437-446.
Щеглов А.И., Цветнова О.Б., Кучма Н.Д. Многолетняя динамика коэффициентов перехода ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в структурные компоненты древостоя // Проблемы экологии лесов и лесопользования в полесье Украины. Вып. 4 (10). Житомир:Волынь, 2004. С. 62-76.
Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Особенности динамики биологического круговорота техногенных радионуклидов и макроэлементов в лесных экосистемах // Материалы Y Всерос. об-ва почвоведов. Ростов-на-Дону, 2008.
Shcheglov A.I., Tsvetnova O.B., Klyashtorin A.L. Biogeochemical migration of technogenic radionuclides in forest ecosystems. M.: Nauka. 2001. 235 p.

Оценка поведения углерода в современных ландшафтах на

основе использования ГИС-технологий

БОГАТЫРЕВ Лев Георгиевич,

лауреат премии Президента РФ в области образования,

доцент кафедры общего почвоведения

факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова

Алябина Ирина Олеговна,

кандидат биологических наук, доцент, ведущий специалист в области

ГИС-технологий института экологического

почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова

Введение

История поведения углерода в биосфере представляется не только чрезвычайно сложной, но и подчас довольно неоднозначно интерпретируемой. Но одно можно утверждать точно, что поведение этого элемента всегда было самым тесным образом связано с деятельностью живых организмов. Причем в истории биосферы происходили, весьма существенные события, которые приводили к целому ряду важнейших последствий. Среди них следует назвать грандиозный вывод огромных количеств углерода из круговорота, который привел к формированию современного состава атмосферы и захоронению углеродных соединений в земной коре в виде горючих сланцев, угля, нефти, газов, торфов. Постоянно возрастающие темпы изъятия горючих ископаемых, очевидно, еще далеко не в полной мере осознаны человечеством, тогда как последствия, оцененные в рамках теории экологического риска могут быть весьма серьезными. Пристальное внимание к современному поведению углерода особенно возросло в последние годы.

Это в полной мере касается вопросов оценки закрепления углерода в природных ландшафтах, в том числе почвах, которые являются одним из центральных компонентов биосферы и выполняют целый ряд важнейших экологических функций, среди которых создание продукции, в первую очередь сельскохозяйственной, относится к числу важнейших. Настоящая работа, выполненная в использованием современных ГИС-технологий, посвящена этой фундаментальной проблеме.

Материалы и методы

Оценку проводили путем построения цифровой карты поведения органического углерода в почвенном покрове и расчетов в программе MapInfo Professional (ver. 9.5).

В основу созданной карты положена карта геохимических ландшафтов СССР масштаба 1:20 000 000 (Перельман, 1964). Она содержит информацию о классах геохимических ландшафтов, выделенных А.И.Перельманом по особенностям водной миграции в автономных ландшафтах – почвах, коре выветривания, континентальных отложениях. В целях оценки потенциальной роли кальция в поведении С_орг в ландшафтах геохимические классы объединили в 5 групп. Были выделены следующие ландшафты: H⁺-класса – с ведущей ролью иона водорода; H⁺-Ca²⁺-класса – переходная группа ландшафтов с участием кальция и иона водорода; Ca²⁺-класса – с абсолютной ролью кальция; Ca²⁺-Na⁺-класса – с участием иона натрия, обеспечивающего подвижность углерода в щелочной среде; Na⁺,Cl^-,SO₄^2--класса – с участием легкорастворимых солей, в присутствии которых происходит коагуляция органических соединений. Информация о типах и семействах ландшафтов была детализирована с использованием цифровой карты растительности СССР масштаба 1:4 000 000 (1980), в результате чего были выделены дополнительные контура. В зависимости от качества поступающего растительного опада все растительные ассоциации объединили в 6 основных групп экосистем, или биомов: тундры, хвойные леса, смешанные леса, широколиственные леса, травяные экосистемы (степи, луга) и болота. При оценке степени закрепления С_орг в почвах болота из рассмотрения исключили.

Для оценки роли гранулометрического состава была использована цифровая почвенная карта РСФСР масштаба 1:2 500 000 (1988). По влиянию на характер поведения С_орг при поступлении в почвы почвообразующие породы объединили в 5 групп. В зависимости от сочетания пород, преобладающих в пределах ландшафтов созданной цифровой карты, были выделены 8 вариантов потенциального поведения органического углерода. Шесть из них характеризуют закрепление С_орг в почвах от максимального до минимального и соответствуют последовательно сформированному ряду от глин до песчаных отложений. Дополнительно выделили два варианта поведения С_орг. Первый объединяет территории с плотными породами, где потенциально ограничены уровень накопления и миграция углерода в профиле почв, а также возможен более интенсивный латеральный сток. Второй вариант поведения углерода был сформирован для территорий с наибольшим разнообразием поведения углерода, обусловленного распространением в них пород различного гранулометрического состава.

В результате на цифровой карте поведения органического углерода в почвенном покрове выделено 88 уникальных вариантов сочетаний биомов, классов геохимических ландшафтов и поведения С_орг (почвообразующих пород), которые могут быть использованы в ходе исследования для получения различных количественных характеристик. Дополнительно было учтено распространение мерзлотных районов.

Обсуждение результатов

Использование методов компьютерной картографии позволяет всесторонне анализировать собранный массив данных.

Рис. 1. Распределение территорий с различным поведением С_орг по классам ландшафта

Поведение углерода в пределах классов геохимических ландшафтов. Максимальное закрепление углерода (рис. 1), тяготеет к ландшафтам с ведущей ролью кальция. В ландшафтах кислого и H⁺-Ca²⁺-класса доля максимального уровня закрепления лишь немного уступает классу с активным участием кальция. По мере снижения уровня закрепления углерода, все большую долю составляют ландшафты с активным участием иона водорода. Обращает на себя внимание, что на ландшафты H⁺-класса приходятся значительные территории, где миграция углерода существенно ограничена в вертикальном отношении. Сюда вошли разнообразные ландшафты, включающие в себя тундровые и горные экосистемы. Наибольшее разнообразие характерно для класса с активным участием иона водорода, на который приходится около 65% от всех ландшафтов. Это разнообразие обусловлено влиянием таких факторов как карбонатность и проточный характер увлажнения, разнообразие пород.

Поведение углерода в пределах биомов. Площади, занимаемые территориями с различным поведением органического углерода в различных биомах, приведены на диаграмме (рис. 2).

Рис. 2. Распределение территорий с различным поведением С_орг по биомам

Установлено, что максимальное закрепление углерода характерно для травяных экосистем с их высокой скоростью круговорота. Средние уровни закрепления характерны для хвойных экосистем с их потенциально высокой скоростью выноса углерода из профиля. К смешанным лесам приурочено наибольшее разнообразие поведения углерода.

Специфика поведения углерода в пределах отдельных регионов. Составленная карта (рис.3) позволяет в целом оценить закрепление С_орг в почвенном покрове. Территория России (почти 60% от всей площади) характеризуется распространением многолетнемерзлых пород, в пределах которых закрепление углерода в почве идет не столь активно и не столь разнообразно. Формально показана высокая связь в общем характере распределения территорий с различными вариантами поведения органического углерода в пределах тундровых и горных экосистем. В целом поведение углерода для каждого региона обусловлено историей его формирования и современным климатом.

Рис. 3. Карта потенциального поведения органического углерода в ландшафтах. Масштаб 1:30 000 000

Blog

Секретариат программы «Шаг в будущее» Почтовый адрес

Содержание