WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!

Pages:     | 1 | 2 || 4 | 5 |   ...   | 7 |

Рис.2. Результаты верификации радиометра РКГ-09Н «КОРАД», выполненные в период 1993-2002 гг.: 1 – НПО «Тайфун» в Брянской области (16 площадок, 1994 г.);

2 – РНЭЦ Госкомчернобыль РФ в Брянской области (12 площадок, г.);

3 –– ГЕОХИ РАН в Брянской и Тульской областях (1995 –2002 гг.);

4 - зарубежными специалистами (Roed et. al., 1996; Heinemann, Hille, 1997).

Анализ распределения запаса Cs (табл.1), нормированного по средней концентрации 137Cs показал, что отношение стандартного отклонения содержания радионуклида в пробах почвы (Sпроба=1,5x10-2 м2) к стандартному отклонению, полученному по данным радиометрической съемки (S=2 м2), совпадает с отношением натуральных логарифмов площади радиометра «КОРАД» к площади отобранных проб и примерно равно 0,5:

lnS Std(137CsКОРАД ) проба (2) = 0,lnSКОРАД Std(137Сs ) проба Входными параметрами пространственных радиоэкологических моделей служат результаты аэрогаммасъемки (масштаб 1:25000, сетка 100x100м). Для корректировки данных аэрогаммасъемки (АГ) проведено их сравнение с результатами полевой радиометрии (КОРАД) и данными отбора проб (Пробы), полученными для различных ландшафтных условий на стационарных площадках РНЭЦ (S~104 м), а также микроплощадках (2м2) НПО «Тайфун»: 1)пробы/КОРАД; 2)пробы/АГ; 3)КОРАД/АГ (рис.3).

2,2,1,1,1,1,0,0,0,1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 Пробы/КОРАД Пробы/АГ КОРАД/АГ Рис.3. Сравнение результатов аэрогаммасъемки (АГ), полевой радиометрии (КОРАД), отбора проб (Пробы). 1-16 – микроплощадка (2 м2) НПО «Тайфун», 1994 г. (1-4 - агроценозы; 5-9 – суходольный луг; 10-14 – влажнотравный луг; 15-16 – хвойный лес).

17-30 площадки (S~nx104 м) РНЭЦ Госкомчернобыль и МЧС, 1993 г. (17-22 - автоморфный хвойный лес; 23,24 – гидроморфный лес; 25-28 – влажнотравный луг; 29- нарушенный суходольнй луг; 30 – мелиорированный торфяник).

Полученное уравнение регрессии, связывающее результаты анализа отобранных проб и данные аэрогаммасъемки, которое используется для процедуры апскейлинга, имеет вид:

Cs (ПРОБА) = 2, 9389 + 0,554 * АГ r=0,97, n=30 (3) Уравнение (3) было использовано для оценки дифференциации 137Cs по группам урочищ в ландшафтах Брянской области.

На данной территории преобладают моренные холмы с дерново-подзолистыми супесчаными почвами (на их долю приходится 28,86% площади и 27,19% запаса Cs), полесские ландшафты с полугидроморфными супесчаными/песчаными почваОтношение ми (занимают 38,36% площади и содержат 40,36% запаса 137Cs), днища долин стока и долины малых рек, используемые как луга и сенокосы (на их долю приходится 14,2% площади и 14,2 % запаса Cs), а также торфяники с максимальным накоплением Cs в продукции растениеводства (7% площади и 7% запаса 137Cs).

Глава III. Вариабельность и пространственная корреляция распределения 137Cs на микроландшафтном уровне Анализ влияния ландшафтных факторов на пространственную корреляцию распределения Cs в зависимости от микрорельефа и оценка вариабельности распределения данного изотопа, служат основой для исследования процессов латеральной и вертикальной миграции. Анализ распределения 137Cs в связи с ландшафтными факторами может быть полезным в методическом плане для исследования пространственно-временной организации геосистем (Дьяконов, Солнцев, 1998; Дьяконов, 2005), при создании физико-математических ландшафтных моделей (Сысуев, 2003;

Сысуев, Алещенко, 2005). Моделирование ландшафтной дифференциации влажности почвы в зависимости от параметров микрорельефа выполнено в работе (Florinsky, Kuryakova, 2000). Моделирование распределения 137Cs как метки также может быть использовано для исследования ландшафтной неоднородности и выявления разномасштабных иерархических структур (Пузаченко и др., 2002), характеризующих интенсивность ландшафтообразующих процессов.

Анализ распределения 137Cs в почве элементарных природных комплексов выявил его существенную пространственную неоднородность (Квасникова и др., 2002;

Golosov, 2003). Моделирование пространственной корреляции 137Cs было выполнено на примере почвенного покрова 30-км зоны ЧАЭС (Хомутинин и др., 2001).

Исследование пространственной структуры загрязнения 137Cs и его связи с параметрами рельефа проводилось в 1993 г. на водноледниковой песчаной междуречной равнине с дерново-подзолистыми почвами на 4 площадках профиля «Барки» (рис.1). Лесные площадки B2, B3 характеризуют автоморфные условия, B1- гидроморфные условия, B4 - ландшафтные условия долин малых рек.

Детальные исследования иерархических структур загрязнения Cs и его вариабельности были проведены на площадке B1 (рис.4), расположенной в нижней части пологого склона южной экспозиции (ельник-черничник и осинник с перегнойномелкоподзолистой поверхностно-оглеенной почвой с мощностью оторфованной подстилки до 10 см).

Влияние микрорельефа на распределения 137Cs исследовалось на гидроморфной (B1-1) и полугидроморфной (B1-2) микроплощадках размером 10x10 м. Радиометрические измерения на B1, B1-1, B1-2 проводились по сетке 10x10 м и 2x2 м. На площадке B1-1-1 шаг съемки составлял 0,5 м.

Коэффициент вариации запаса 137Cs для всей площадки B1 равен 25%, что достаточно близко (28,2%) к данным, полученным для слабоподзолистой иллювиальножелезистой песчаной почвы в западной части Брянской области (Щеглов, 2000).

Установлено, что неоднородность загрязнения 137Cs возрастает по мере увеличения гидроморфизма. Вариабельность запаса 137Cs минимальна в полугидроморфной части площадки B1-2 (9%) и максимальна в гидроморфной – B1-1 (36%).

Рис. 4. Масштабные уровни загрязнения 137Cs и вариограммы распределения 137Cs на площадке B1 и микроплощадках B1-1, B1-2, B1-1-1 (1993 г.) В автоморфных лесных условиях (площадки B2, B3) коэффициент вариации загрязнения 137Cs равен 14-16%, на лугу (B4) неоднородность минимальна – 12%.

Геостатистические модели стали составной частью геоинформационных технологий (Burrough and McDonnell, 1998) для анализа пространственных структур (построение вариограмм), пространственной интерполяции (кригинг), оценки точности пространственных моделей.Пространственная корреляция запаса Cs оценивается по фактическим данным с помощью экспериментальной вариограммы (h):

1 n (h) = Z (xi + h) - Z(xi ) (4) [] i=2n где xi и xi+ h точки измерений на расстоянии h, Z(xi) и Z(xi + h) – измеренные значения плотности загрязнения 137Cs в соответствующих точках, и n - это общее число пар точек измерения радиометром КОРАД.

Для определения возможной анизотропии поля загрязнения Cs по экспериментальным данным рассчитывается вариограмма по четырем направлениям: 0, 45, и 135 градусов.

В пределах всей площадки B1 (рис. 4) методами геостатистического анализа выявлены структуры размером порядка 30-40 м, связанные с чередованием гидроморфных и полугидроморфных участков. В полугидроморфных условиях (B1-2) распределение 137Cs имеет случайный характер и пространственно не коррелированно.

В гидроморфной части (B1-1, B1-1-1) распределение 137Cs характеризуется наличием пятен размером порядка 5 метров, а по направлению стока - размером 1,5-2 м.

Появление этих структур связано с процессами латеральной миграции 137Cs.

Для автоморфных лесных ландшафтов характерно отсутствие пространственной корреляции запаса 137Cs, а появление отдельных пятен 137Cs размером 5 м и 15-м обусловлено, вероятнее всего, комплексом факторов: интенсивностью выпадения осадков, различным породным составом и сомкнутостью крон.

Радиометрическими измерениями на безградиентных участках с шагом 20 см подтверждены результаты коррелированности запаса Cs на расстоянии до 0,5 м (Хомутинин и др., 2001).

В качестве параметров микроландшафта, контролирующих распределение Cs, рассматривались: 1) значение оператора Лапласа (Laplace); 2) высота (H); 3) X, Y-координата. Значение оператора Лапласа рассчитывалось по формуле:

2 (f ) = f = + f (x, y) (5) x2 y где f(x,y) – функция рельефа.

Предполагается, что распределение 137Cs обусловлено формами микрорельефа.

Отрицательные значения оператора Лапласа соответствуют зонам сноса (выпуклые формы микрорельефа), положительные – зонам накопления (вогнутые формы).

Для определения зависимости распределения Cs от указанных параметров микроландшафта использовались обобщенные аддитивные модели. Модель рельефа (по детальной и генерализованной сетке) строилась с использованием многоуровневых сплайнов (Saveliev et. al., 2005). Цифровая модель (рис.5) характеризует элементы рельефа площадки B1 с характерным размером порядка 0,5 метра.

По результатам моделирования по детальной и генерализованной сетке получено (Linnik, Saveliev et.al., 2007), что в зонах аккумуляции запас 137Cs ниже при положительных значениях оператора Лапласа (Laplace1>0=24,73; Laplace2>0=24,89), в зонах сноса, выделенных по отрицательным значениям оператора Лапласа (Laplace<0=26,45; Laplace2<0=26,46), запас 137Cs выше.

Рис.5. Зоны сноса (выпуклые формы, белый цвет) и зоны аккумуляции – (вогнутые формы, черный цвет) на площадке B1 согласно значению оператора Лапласа по детальной сетке (А) и генерализованной сетке (Б) Таким образом, выявленный инверсионный эффект в распределении запаса Cs свидетельствует о преобладании процесса выноса 137Cs в результате поверхностного и внутриподстилочного стока в первые годы после аварии на ЧАЭС.

Повторная радиометрическая съемка части площадки B1 с шагом 1м (2004 г.) выявила снижение вариабельности запаса Cs (20,7%) по сравнению с 1993 г.

(24,5%), что свидетельствует о затухании миграции 137Cs вследствие его фиксация в почве и выравнивании градиентов загрязнения на локальном уровне.

Глава IV. Ландшафтная дифференциации техногенных радионуклидов в бассейнах речных систем в результате аварии на ЧАЭС Закономерности физической организации функционирования бассейнов определяются стоком поверхностных вод и твердого вещества (Симонов, Симонова, 2004), поэтому оценка смыва радионуклидов может быть показателем интенсивности латеральных процессов в ландшафте.

Перенос радионуклидов в речных системах (Zheleznyak et.al., 1992; Voitsekhovitch et.al., 1994), как и других загрязнителей, связан с характером русловых процессов (Чалов, 1997), осаждение аллювиальных отложений на пойме определяется типом взаимодействия руслового и пойменного потоков (Барышников, Попов, 1988).

Длительное время основное внимание исследователей уделялось транспорту радионуклидов преимущественно в русловой части (Walling & Quine, 1993), а их перераспределение в пределах поймы и связь с ландшафтно-гидрологическими условиями практически не рассматривались. Поскольку 137Cs прочно сорбируется почвенными частицами, то его перераспределение используется как для оценки интенсивности эрозионно-аккумулятивных процессов (Голосов, 2000), так и трансформации полей радионуклидного загрязнения (Квасникова и др., 2002).

Бассейны рек Ипуть и Беседь, как наиболее загрязненные части территории Брянской области, продолжают оставаться источниками поступления радионуклидов в р.Днепр (Жукова и др., 1997; 2001; Вакуловский и др., 2000; Новицкий, 2006). В первые 4 года после аварии наблюдался максимальный вынос Cs, а коэффициент смыва Cs из бассейна р.Ипуть был в 3-4 раза выше, чем из бассейна р.Беседь. В 1987 г. смыв в бассейне р.Ипуть составил 0,189%, в бассейне р. Беседь – 0,037%. Благодаря фиксации Cs в почве его смыв в последующие годы снизился - до 0,004% (бассейн реки Ипуть) и - 0,002% (бассейн реки Беседь) в 1998 г. (Кудельский и др., 2000).

Разница в интенсивности выноса Cs в двух бассейнах связывается с более высоким гипсометрическим положением р.Ипуть (210 м) по сравнению с р.Беседь (170 м), а также с различиями в формах нахождения Cs в почвенном покрове, литологии, мощности и водопроницаемости зон аэрации, степени заболоченности территории (Кудельский и др., 2000).

Для оценки роли ландшафтного строения пойм рек Ипуть и Беседь в выносе 137 Cs был выполнен расчет распределения Cs (данные аэрогаммасъемки) в пойменных ландшафтах этих речных систем. В пойме р.Ипуть содержится 8,6% запаса Cs в бассейне, тогда как в пойме р.Беседь – 4,2%. Более того, заболоченные поймы низкого и среднего уровня, важный источник выноса Cs, на р.Беседь занимают 4% площади, тогда как на р.Ипуть – 37%. Основную часть (36%) затапливаемых участков поймы р.Беседь занимают суглинистые поймы низкого и среднего уровня, характеризующиеся более низкими коэффициентами выщелачивания 137Cs, чем песчаные и заболоченные почвы.

Таким образом, наряду с разным гипсометрическим положением двух бассейнов, неоднородность ландшафтного строения пойменных участков реки Ипуть и реки Беседь также обусловила различный смыв 137Cs.

Поскольку данные измерений по загрязнению водных объектов радионуклидами в Брянской и Тульской области в начальный момент аварии (апрель-май 1986 г.) отсутствуют, то представляет интерес реконструкция формирования поля загрязнения Cs пойменных ландшафтов.

Исследование процессов рассеяния и концентрирования Cs проводилось в поймах р. Беседь, р.Ипуть и ее притока р.Унеча (Брянская область) и р.Плава (Тульская область). Первые радиометрические исследования загрязнения поймы р. Ипуть Cs были проведены в 1993 г. на мониторинговой площадке M2 (рис.6).

Рис.6. Распределение 137Cs в пойме р.Ипуть на площадке М2 (1993 г.) На площадке М2 был установлен инверсионный эффект в распределении 137Cs, когда плотность загрязнения в межгривных понижениях в 5-6 раз была ниже, чем на гривах. Максимальная вариабельность запаса Cs отмечалась в пойменной части площадки и существенно ниже в ее склоновой части.

Для изучения связи плотности загрязнения Cs с пойменным строением в 1999-2003 гг. были проведены ландшафтно-радиометрические измерения с использованием радиометра КОРАД, а также выполнена реконструкция гидрологических условий (восстановлен уровень затопления) на момент выпадения радионуклидов. Первичное загрязнение радионуклидами водных объектов аэрозольными выпадениями происходило 27-29 апреля 1986 г. на спаде половодья.

Было установлено, что по характеру загрязнения вся пойма р.Ипуть может быть разделена на две зоны, границей которых служит уровень воды в р.Ипуть на момент аварии (превышение над меженным урезом - 2,5 м). Первая зона (осушенная) включала высокую пойму и гривы на средней пойме, вторая зона (затопленная) – низкую пойму и межгривные понижения (Рис.7).

Рис.7. Реконструкция загрязнения 137Cs поймы р.Ипуть (Ст.Бобовичи) в 1986 г. по результатам радиометрических измерений 1999 г: 1- 28.04.86; 2-04.05.86; 3-08.06.86;

4 - 07.86 - 09.86. I – средняя плотность загрязнения 137Cs для не затопленных в 1986 г.

участков долины р.Ипуть (использованы гидрологические данные г.п.Ущерпье).

Pages:     | 1 | 2 || 4 | 5 |   ...   | 7 |



© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.