Накопление Cs-137 растительностью лесного ценоза ГЛХУ «Хойникский лесхоз»

МИНИСТЕРСТВО СЕЛЬСКОГО  ХОЗЯЙСТВА

И  ПРОДОВОЛЬСТВИЯ  РЕСПУБЛИКИ  БЕЛАРУСЬ

ГЛАВНОЕ УПРАВЛЕНИЕ ОБРАЗОВАНИЯ,  НАУКИ  И  КАДРОВ

УЧРЕЖДЕНИЕ  ОБРАЗОВАНИЯ 

"БЕЛОРУССКАЯ  ГОСУДАРСТВЕННАЯ 

СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННАЯ  АКАДЕМИЯ"

 

 

_____________Агроэкологический______________

                                                     (наименование факультета)

 

 

 

_______________с.х. Радиологии_________________ 

                                                       (наименование кафедры)

 

 

 

 

 

ДИПЛОМНАЯ РАБОТА

 

 

 

На тему: Накопление Cs-137 растительностью лесного ценоза ГЛХУ «Хойникский лесхоз»

 

 

 

 

Допустить к защите «___» _______________2010г.

 

 

Зав. кафедрой                                                                                ( Чернуха Г.А.)

 

Руководитель                                                                                (   Юрьев В.И  )           

 

Консультант по Охране труда                                                   ( Акулич М.П.)

 

Дипломник                                                                                     ( Тетерин Е.В.)

 

 

 

Горки  2010 г.

РЕФЕРАТ

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

	Содержание
	Введение
1	Обзор литературы
1.1	Источники радиоактивного загрязнения8
1.2	Поступление и миграция радионуклидов цезия-137 в почве
1.3	Пути и механизмы поступления радионуклидов цезия-137 в растительность лесного ценоза
1.4	Видение лесного хозяйства в зоне радиоактивного загрязнения и пути снижения Cs137 в продукции леса
2	Экспериментальная часть
2.1	Характеристика лесхоза
2.2	Цель, задачи, материал и методика исследований
2.3.1	Миграция радионуклидов по вертикальному профилю почв в ППХ Хойникского ЛПХ
2.3.2	Миграция радионуклидов в деревьях или их частей в ППХ Хойникского  ЛПХ
2.3.3	Миграция радионуклидов в растениях живого напочвенного покрова и в  грибах в ППХ Хойникского  ЛПХ
3	Охрана труда
3.1	Современное состояние охраны труда в Республике Беларусь
3.2.1	Оценка условий труда и анализ опасных и вредных производственных факторов
3.2.2	Анализ опасных и вредных факторов при отборе  проб лесного фитоценоза
3.3	Мероприятия, направленные на снижение опасных и вредных факторов при отборе проб лесного фитоценоза
	Выводы и предложения
	Список литературы
	Приложения

Введение

 

Среди природных биогеоценозов особое место по распространенности, роли в средообразовании, обилию представителей животного и растительного мира занимают леса. Роль этих природных сообществ очень велика в сдерживании климатических изменений, поддержании водного и кислородного баланса на планете, почвообразовании.

Лесные биогеоценозы представляют собой сложное природное образование с множеством прямых и косвенных связей между их компонентами, что накладывает существенный отпечаток на перераспределение в них вещества и энергии. По этой причине поведение в них минеральных и радиоактивных элементов существенно отличается от такового в иных экосистемах. Поступление искусственных радионуклидов в лесные биогеоценозы в результате глобальных и аварийных выбросов сопряжено с интенсивным их накоплением лесной биотой и дальнейшей миграцией по пищевым цепочкам. Для искусственных радионуклидов перераспределение в лесных биогеоценозах имеет свои особенности по сравнению со ста-бильными и радиоактивными химическими элементами. Если последние всегда находились в экосистемах и для них характерна постоянная скорость круговорота, то искусственные радионуклиды только стремятся к такому же равновесному состоянию, как относительно новые элементы среды, поэтому представляет не только научный интерес, но и практическое значение исследований их поведения в лесных биогеоценозах.

Исследование закономерностей поведения радионуклидов в лесных насаждениях позволяет установить параметры миграции радионуклидов как внутри отдельных компонентов лесного биогеоценоза (например, в вертикальном профиле почвы, между подгоризонтами лесной подстилки, в древесном растении и т.д.), так и между ними. К числу последних, в частности, относится вопрос определения перехода радионуклидов в звене «почва-растение», «подстилка-минеральная часть почвы», «растение-почва» и др. Оценка этих частных процессов и в целом перераспределения радионуклидов в почвенно-растительном покрове лесов позволит понять их биогеохимическую роль в удержании радиоактивных веществ, увидеть пути оптимального использования этого класса природно-растительных сооб-ществ на загрязненной территории и спрогнозировать содержание радионук-лидов в основных компонентах лесных биогеоценозов. Искусственные долгоживущие радионуклиды являются удобными метками перемещения в окружающей среде их стабильных изотопных и неизотопных аналогов, что позволяет пополнить наши представления об окружающем мире.

Оценка миграционных способностей в лесных биогеоценозах искусственных радионуклидов и выделение звеньев-аккумуляторов радиоактивных веществ позволят оценить дозовые нагрузки на биоту лесов, людей, исполь-зующих продукцию лесного хозяйства с радиоактивно-загрязненных террторий. Последнее обстоятельство определяет практический аспект необходи-мости проведения исследования миграции радионуклидов в лесных экосистемах. Он заключается в обосновании радиационно-безопасного ведения лес-ного хозяйства на загрязненных радионуклидами территориях и подготовке рекомендаций по использованию продукции лесохозяйственного производ-ства, исходя из содержания в них радионуклидов.

Особую остроту проблема радиоактивного загрязнения лесных экосистем и использования лесохозяйственной продукции, заготовленной в загрязненных лесах, приобрела в Республике Беларусь в связи с аварийными выбросами Чернобыльской АЭС. 23% лесного фонда (~1,7 млн. га) загрязнено цезием-137 свыше 37 кБк/м2 (1 Ки/км2), еще ~25% - 18,5-37 кБк/м2 (0,5-1 Ки/км2), что заставило пересмотреть многие подходы к лесопользованию на загрязненных территориях (Булавик И.М., Переволоцкий А.Н., 2000).

Нельзя полностью отказаться от ведения лесного хозяйства на загрязненных радионуклидами территориях, поскольку снижается роль лесов в предотвращении миграции радионуклидов на сопредельные территории, ухудшается их состояние из-за болезней и отпада деревьев при отсутствии систематического ухода. Продукция лесного хозяйства, получаемая на загрязненных территориях, также весьма дифференцирована по содержанию радиоактивных веществ. Так, плодовые тела гриба польского при поверхностной активности цезия-137 в почве 37 кБк/м2 имеет удельную активность данного радионуклида более 2500 Бк/кг, а для окоренной древесины в ряде типов условий местопроизрастания характерны относительно невысокие удельные активности даже при поверхностной активности более 555 кБк/м2 (15 Ки/км2).

Опасна и другая крайность - снять все запреты на использование лесохо- зяйственной продукции во всех зонах радиоактивного загрязнения, поскольку это может увеличить дозы внешнего и внутреннего облучения.

По этим причинам был выработан особый подход к ведению хозяйства в загрязненных лесах, в основу которого были положены основные параметры, характеризующие радиоактивное загрязнение территории. К ним отнесены поверхностная активность радионуклида в почве, как величина, определяющая уровни поступления радионуклида в продукцию лесного хозяйства, и мощность экспозиционной дозы, как характеристика внешнего облучения для работающих в лесу. Вся регламентация лесохозяйственного производства на загрязненных радионуклидами территориях базируется именно на этих параметрах, что отражено в ряде специальных документов Однако теоретические основы этих документов были подготовлены в начале 90-х гг., т.е. почти 20 лет назад. К настоящему времени, благодаря научным исследованиям ученых Беларуси, Украины и России, наши знания о поведении радионуклидов в лесах существенно расширены, что требует обобщения полученного материала и подготовки теоретической основы для регламентирующих документов по ведению лесного хозяйства на загрязненных территориях.

Таким образом, представляется важным и актуальным обобщить и систематизировать данные по поведению радионуклидов в лесных экосистемах, установить основные закономерности формирования радиоэкологической обстановки в лесах, что станет основой для подготовки научно обоснованных, радиационно безопасных и экономически оправданных подходов к ведению лесного хозяйства на загрязненной радионуклидами территориях.

В связи с выше изложенным целью дипломной работы является изучения накопления 137Cs в объектах лесного ценоза ГЛХУ «Хойникский лесхоз» и оценки их радиоэкологического состояния.

Для достижения поставленной цели решались следующие задачи:

1. Провести оценку вертикальной миграции цезия-137 в подстилке и минеральной части почвы.

2. Проанализировать динамику плотности загрязнения почв территорий ГЛХУ «Хойникский лесхоз».

3. Проанализировать накопление цезия-137 в объектах лесного фитоценоза и возможность использования продукции леса.

4. Рассчитать коэффициенты перехода цезия-137 из почвы в объекты лесного ценоза  и дать сравнительную оценку  их уровня  с учетом видового состава и структуры растений.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

1 Обзор литературы

1.1 Источники  радиоактивного загрязнения

 

Радиоактивность - самопроизвольное превращение (распад) атомных ядер некоторых химических элементов, приводящее к изменению их атомного номера и массового числа [16].

Развитие жизни на Земле всегда происходило в присутствии радиационного фона окружающей среды. Радиоактивное излучение определяется естественным радиационным фоном и искусственным. Естественный радиационный фон - представляет собой ионизирующее излучение от природных источников космического и земного происхождения, действующих на человека на поверхности земли. Космические лучи представляют собой поток частиц (протонов, альфа-частиц, тяжёлых ядер) и жёсткого гамма-излучения (это так называемое первичное космическое излучение). При взаимодействии его с атомами и молекулами атмосферы возникает вторичное космическое излучение, состоящее из мезонов и электронов.

Естественные радиоактивные элементы классифицируются на три группы. Первая включает 43 изотопа трех радиоактивных семейств (урана, тория и актиноурана), вторая включает 24 долгоживущих изотопа, не связанных с первой группой и третья группа включает 20 космогенных изотопов [7].

Технически изменённый радиационный фон представляет собой ионизирующее излучение от природных источников, претерпевших определённые изменения в результате деятельности человека. Поступление радионуклидов в биосферу вместе с извлечёнными на поверхность земли из недр полезными ископаемыми (главным образом минеральными удобрениями), в результате сгорания органического топлива, излучения в помещениях, построенных из материалов, содержащих естественные радионуклиды, а также облучения за счёт полётов на современных самолётах.

Излучение, обусловленное рассеянными в биосфере искусственными радионуклидами, представляет собой искусственный радиационный фон (аварии на АЭС, отходы предприятий ядерной энергетики, использование искусственных ионизирующих излучений в медицине, народном хозяйстве).

Радиоактивное загрязнение природных сред в настоящее время обусловлено следующими источниками: глобально распределёнными долгоживущими радиоактивными изотопами - продуктами испытаний ядерного оружия, проводивших в атмосфере и под землёй; выбросом радиоактивных веществ из 4-го блока Чернобыльской АЭС в апреле - мае 1986 года; плановыми и аварийными выбросами радиоактивных веществ в окружающую среду от предприятий атомной промышленности; выбросами в атмосферу и сбросами в водные системы радиоактивных веществ с действующих АЭС в процессе их нормальной эксплуатации; привнесенной радиоактивностью (твёрдые радиоактивные отходы и радиоактивные источники) [16].

Атомная энергетика вносит весьма незначительный вклад в изменение радиационного фона окружающей среды при нормальной работе ядерных установок. АЭС является лишь частью ядерного топливного цикла, который начинается с добычи и обогащения урановой руды. Отработанное в АЭС ядерное топливо иногда подвергается вторичной обработке. Заканчивается процесс, как правило, захоронением радиоактивных отходов.

Но в результате аварий на АЭС в окружающую среду могут попасть большое количество радионуклидов. Возможны аварии с локальными загрязнениями только технологических помещений. Также случаются аварии, которые сопровождаются выбросом в окружающие среду радиоактивных веществ в количествах, превышающие установленные пределы. Большую опасность при этом имеют выбросы в атмосферу. Аварийный выброс в водную среду, по мнению специалистов, менее вероятное событие и будет характеризоваться более низкими уровнями воздействия.

Также большое значение как источника радиации имеют ядерные взрывы. При испытаниях ядерного оружия в атмосфере часть радиоактивного материала выпадает неподалеку от места испытания, какая-то часть задерживается в нижнем слое атмосферы, подхватывается ветром и переносится на большие расстояния. Находясь в воздухе около месяца, радиоактивные вещества во время этих перемещений постепенно выпадают на землю. Однако, большая часть радиоактивного материала выбрасывается в атмосферу (на высоту 10-15 км), где он остаётся многие месяцы, медленно опускаясь и рассеиваясь по всей поверхности земного шара.

В настоящее время большой вклад в дозу получаемую человеком вносят медицинские процедуры и методы лечения, связанные с применением источников радиации. Также проблемы могут возникать при не правильной транспортировке радиоактивных отходов на комбинат по переработке этих отходов, хранении жидких и твёрдых радиоактивных отходов.

Таким образом, из всего выше сказанного можно сделать вывод, что в изменении радиационного фона окружающей среды большой вклад вносят АЭС, ядерные взрывы и радиоактивные отходы [7].

26 апреля 1986 года на  четвертом энергоблоке Чернобыльской АЭС произошел взрыв ядерного реактора. Этот день поделил жизнь населения до и после Чернобыля. Чернобыльская катастрофа самая крупнейшая в мире катастрофа на нашей планете. В реакторе находилось 190,2 тонны ядерного горючего, в окружающую среду от 4 до 35% накопленной активности. Особую, опасность в первые дни представлял йод-131. В результате аварии загрязнено 23% территории Республики Беларусь с 3678 населенными пунктами, в которых проживало более 2,2 млн. человек (пятая часть населения РБ). Загрязнено 4,8% территории Украины и 0,5% территории России.

Свыше 20% сельхозугодий загрязнены долгоживущими радионуклидами, из них 1,7 млн. га - цезием-137, почти 0,5 млн. га - стронцием-90; 0,26 млн. га выведены полностью с сельхозоборота. Площадь территорий, где плотность загрязнения превышает 37 кБк/м2 составляет 46,45 тыс. км (площадь Республики Беларусь 207,6 тыс. км.) [15].

Детальное обследование лесов Беларуси показало, что в результате аварии на ЧАЭС более 1700 тыс. га (четвертая часть от всей площади лесов) подверглась радиоактивному загрязнению. Следует отметить, что загрязненной считается территория, если плотность выпадений превышает 1 Ки/км2 по цезию-137, 0,15 Ки/км2 по стронцию-90 и 0,01 Ки/км2 по плутонию-238, 239, 240. Более 90% загрязненного лесного фонда приходится на зону загрязнения по цезию-137 от 5 до 15 Ки/км2. В доаварийный период уровень радиоактивного загрязнения в лесах Беларуси достигал 0,2-0,3 Ки/км2 и определялся в основном природными радионуклидами и искусственными радионуклидами глобальных выпадений, образовавшихся в результате испытаний ядерного оружия.

Из 88 существующих в республике лесхозов 49 в той или иной степени подверглось радиоактивному загрязнению, что в значительной степени изменило характер их хозяйственной деятельности [14].

 

1.2 Поступление и миграция радионуклидов цезия-137 в почве

 

Значительная часть радионуклидов находится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, её гранулометрического состава, водно-физических и агрохимических свойств.

Основным радионуклидом, определяющими характер загрязнения, в Республике Беларусь является цезий-137, который по-разному поглощается и закрепляется почвой. Основном механизмом закрепления в почве цезия-137 является ионообменная сорбция на внутренней поверхности частиц почвы. В момент выброса цезия - 137 в окружающие среду, этот изотоп изначально находится в хорошо растворимом состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсные частицы и т.п.)

В этих случаях поступивший в почву цезий-137 легко доступен для усвоения растениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакции в почве и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепления, радионуклид “стареет”, а такое “старение” представляет собой комплекс почвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионуклида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов [23].

Механизм закрепления радиоактивных изотопов в почве, их сорбция имеет большое значение, так как сорбция определяет миграционные качества радиоизотопов, интенсивность поглощения их почвами, а, следовательно, и способность проникать их в корни растений. Сорбция радиоизотопов зависит от многих факторов и одним из основных является механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по гранулометрическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий-137, закрепляются сильнее, чем лёгкими и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность закрепления  цезия-137 повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией почвы [39].

Поглощение радионуклидов обуславливает очень длительное (в течение десятилетий) их нахождение в почвенном покрове и непрекращающееся поступления в сельскохозяйственную продукцию. Почва как основной компонент агроценоза оказывает определяющее влияние на интенсивность включения радиоактивных веществ в кормовые и пищевые цепи.

Поглощение почвами радионуклидов препятствует их передвижению по профилю почв, проникновению в грунтовые воды и в конечном счёте определят их аккумуляцию в верхних почвенных горизонтах [42].

Поглощение радионуклидов почвенно-поглощающем комплексом определяется процессами распределения между двумя основными фазами почвы - твердой и жидкой и осуществляется за, сорбция ↔десорбция. Поглощение радионуклидов поверхностным слоем частиц называется адсорбция. Осаждение ↔растворение труднорастворимых и нерастворимых соединений радионуклидов. Коагуляция ↔пептизация колойдов.

Определяющую роль при взаимодействии радионуклидов с почвой играет поглотительная способность почвы. Обменное поглощение оказывает основное влияние на поведение радионуклидов в почве, т.к. процессы обменного поглощения происходят на поверхности частиц.

Радионуклиды, осевшие на поверхности почвы, включаются в миграционные процессы, такие, как вертикальная и горизонтальная миграция радионуклидов [13].

Установлено, что цезий-137, попавший на поверхность почвы, вымывается дождём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает медленно и их основная часть находится в слое 0 - 5 см [22,42].

Миграция радионуклидов в почве происходит благодаря совокупности разных процессов, которые приводят к перемещению радионуклидов в почве или к перераспределению разных форм и состояний радионуклидов, что приводит к перераспределению нуклидов вглубь почвенного покрова.  
       В научных публикациях сообщается, что наиболее значимыми факторами, влияющими на интенсивность миграции радионуклидов в почвах (не обрабатываемых человеком) являются конвективный перенос и диффузия. Корневой перенос радионуклидов в значительной степени зависит от глубины корневого слоя и густоты корневых систем.  Корневая миграция в значительной степени зависит от физико-химических форм радионуклидов. Дождевые черви и другая почвенная фауна также способствуют миграции радионуклидов в почвах, как благодаря механическим, так и биологическим путям, перемешивая почву и\или вовлекая радионуклиды в ткани своего организма.  Необходимо отметить, что на сегодняшнее время (25 лет после аварии на ЧАЭC) основной запас (содержание) радионуклидов размещается в 10 см слое почвы [42,39].

Миграция радионуклидов в почвах покрытых лесом имеет свою специфику, которая обуславливается наличием лесной подстилки. Этот компонент является мощным буфером на пути миграции радионуклидов вглубь почвы.

Радиоактивные вещества, попадающие в почву, могут из неё частично вымываться и попадать в грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживает попадающие в неё радиоактивные вещества.

Радионуклиды, поступившие в почву, не изменяют физико-химического состава почвы и с течением времени распределяются в 30-ти сантиметровом слое. Радионуклиды вступают в физико-химические реакции взаимодействия с почвенным поглощающим комплексом (ППК), усваиваются почвенными микроорганизмами, образуют нерастворимые и растворимые в почвенном растворе соли и коллоидные соединения, что сопровождается трансформацией форм их соединений, изменением миграционной подвижности и биологической доступности для корневых систем растений [29,42].

Исследования миграционной способности радионуклидов в почвенном профиле различных типов ландшафтов важны, поскольку позволяют оценить, время нахождения радионуклидов в корнеобитаемом слое почвы, скорость перемещения радионуклидов в водоносные горизонты и изменение мощности экспозиционной дозы гамма-излучения, связанной с заглублением радионуклидов в почве.

Интенсивность вертикальной миграции зависит от свойств почвы, от свойств радионуклидов, от вида биоценоза и других факторов. Вертикальная миграция осуществляется путем, конвективного переноса со током воды, диффузии свободных и адсорбированных ионов, механического переноса на частицах почвы, переноса на коллоидных частицах, переноса по корневым системам растений. Наиболее значимыми из них являются конвекция и диффузия. Конвекция - это перенос радионуклидов восходящими и нисходящими потоками пара или жидкости. Конвекция приводит к перемещению и увеличению максимальной концентрации радионуклидов в нижележащих профильных слоях. Диффузия - это самопроизвольное выравнивание концентрации радионуклидов при соприкосновении с частицами почвы. Диффузия вызывает расширение зоны нахождения радионуклидов с одновременным уменьшением максимальной концентрации. Конвекция и диффузия тесно связаны с поглощением и прочностью закрепления радионуклидов твердой фазой почвы. Чем прочнее сорбция радионуклидов в почве, тем слабее эти два процесса. Конвекция и диффузия характерны для водорастворимой и, частично, для обменной форм радионуклидов в почве. Механический перенос происходит в результате роющей деятельности почвенной фауны, деятельности человека при вспашке и рыхлении почвы, а также с током воды и пыли по трещинам и разломам почвы. Механический перенос характерен для всех форм радионуклидов [19].

В научных публикациях сообщается, что перенос радионуклидов по корневым системам растений зависит от глубины проникновения и густоты корней в почве, от физико-химических свойств радионуклидов, от биологических особенностей растений и состава фитоценоза. Из наземных органов радионуклиды поступают в глубинные корни. Благодаря выделительной функции корней радионуклиды попадают в нижележащие почвенные горизонты. Перенос по корням характерен для водорастворимой и обменной форм. При отмирании наземной массы и при срезе растений радионуклиды с корнями остаются в почве на глубине расположения корней, при разложении которых радионуклиды поступают в почвенный раствор. С коллоидными частицами мигрируют все формы радионуклидов.

Большему удержанию радиоизотопов в почве способствует наличие в ней химических элементов, близких по химическим свойствам к этим изотопам. Так, калий схож по своим химическим свойствам с цезием-137. Калий, как неизотопный аналог цезия находится в почве в макроколичествах, в то время как цезий - в ультромикроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств цезия-137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элементов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия.

Доказано, что эффект миграции радионуклидов также зависит и от метеорологических условий и в частности от выпавших осадков.

Таким образом, легкий гранулометрический состав, повышенная кислотность почвенного раствора, избыточная увлажненность почвы и отсутствие глинистых минералов в почве способствуют интенсивности вертикальной миграции по профилю почвы. Радионуклиды, попавшие на поверхность почвы, мигрируют в вертикальном и горизонтальном направлениях под  воздействием природных процессов [23].

Горизонтальная миграция - это перераспределение радионуклидов по поверхности почвы в горизонтальном направлении. Она обусловлена действием двух природных процессов - ветровой и водной эрозией почвы. Под ветровой эрозией понимают ветровой перенос радионуклидов. Величина ветровой миграции зависит от ряда факторов, таких, как скорость ветра, погодно-климатические условия, свойства радиоактивных выпадений, дисперсность частиц и прочность фиксации их на растительном покрове, свойства почвы, характер подстилающей поверхности, особенности рельефа и ландшафта, структура посевов, система обработки почвы и др [1,24].

Установлено, что основное количество радионуклидов (до 85%) перемещается в приземном слое с мелкой фракцией почвы. Максимальная миграция радионуклидов с ветром наблюдается в весенне-летний период. На минеральных почвах миграция начинается при скорости ветра 3-6 м/с, на осушенных торфяниках - 8 - 9 м/с [42].

Процессы дефляции возникают при критических скоростях ветра: для минеральных почв - 5-6 м/сек, для осушенных торфяников - 8-9 м/сек. В среднем за год на загрязненных радионуклидами территориях Беларуси ветры со скоростью более 5 м/сек достигают 21% их общего числа. Перенос мелкозема наиболее активно происходит в весенне-летний период, когда почва не покрыта растительностью. Анализ многолетнего цикла среднего числа дней с пыльными бурями, проведенный Долгилевич М.И - и др. показали, что в Полесье пыльные бури возникают в теплое время года: весной до 60% всех пыльных бурь, летом - 77, осенью - 20% [4].

Основной процесс миграции радионуклидов на залежных участках проходит в приземном слое на небольшие расстояния. Значительно интенсивнее дефляционные процессы идут на открытых агрофонах, особенно при проведении обработок [6].

Мерой ветрового переноса радионуклидов служит коэффициент ветрового подъема, который определяется как отношение концентрации радионуклида в воздухе на высоте 1м к плотности поверхностного загрязнения почвы. Ветровой перенос имеет значение при вторичном загрязнении растительности, где его размеры могут составлять более 10 % от общего содержания радионуклидов в растительности.

Имеются сообщения, что на Полесье 50 % площади подвержено ветровой эрозии, в результате которой теряется до 3-5 т земли с 1 га. На Полесье возможны пыльные бури, при которых дальность переноса радионуклидов возрастает. Ветровая эрозия более интенсивна на осушенных торфяниках и песчаных почвах при выращивании однолетних и пропашных культур. На эродированных полях различия в загрязнении пахотного горизонта цезием-137 составляют 1,5 - 3 раза [24].

По данным Цыбулько Н.Н. и др. среднегодовые потери почвы в результате ветровой эрозии составляют от 3,0 т/га на маломощных торфяниках до 10,0 т/га и более на минеральных легких по гранулометрическому составу почвах [23,41].

Водная эрозия почвы осуществляется в результате стока поверхностных вод в водные системы и бессточное понижение. По данным исследований процессов локального вторичного загрязнения почв сельскохозяйственных угодий вследствие водной эрозии установлено, что содержание цезий-137 в пахотном горизонте различных элементов рельефа склоновых земель на посевах однолетних культур за девятилетний после аварии период за счет перераспределения изменялась от 1,5 до 3 раз. Увеличение плотности загрязнения цезиям-137 в зоне аккумуляции (нижние части склонов и понижения) по сравнению с зоной смыва составило в среднем от 13% -при ежегодном смыве менее 5 т/га почвы - до 75% - при смыве 12-20 т/га почвы [30].

Большую роль в миграции радионуклидов играют тип и увлажненность почвы водораздела. В условиях недостаточного увлажнения почвенного горизонта формируется незначительный поверхностный сток - коэффициенты стока составляли 0,04 для дерново-луговой почвы и 0,06 для песчаных почв.