Материал: GOSY-1_vmeste

Радиоактивное загрязнение почвенного покрова

Опасность радиоактивного загрязнения почвенного покрова была осознана в 50-х годах нашего столетия, когда повсеместно наблюдались радиоактивные выпадения из атмосферы от испытаний ядерного оружия.

На современном этапе число потенциальных источников радиоактивных загрязнений существенно пополнилось и, прежде всего, с расширением сферы использования ядерной энергии не только в военных, но и в мирных целях.

К ним относятся атомные электростанции и другие предприятия, обеспечивающие полный ядерно-энергетический цикл, урановые шахты и обогатительные фабрики, рудники, заводы по разделению изотопов и переработке облученного ядерного топлива, хранилища радиоактивных отходов;

Важную роль в повышении радиационного фона почвенного покрова могут играть также тепловые электростанции, работающие на угле и горючих сланцах. Их зольные выбросы содержат такие радиоактивные элементы, как полоний, радий, торий, уран в концентрациях, иногда многократно превышающих их естественный фоновый уровень.

Следует отметить, что, несмотря на большое разнообразие антропогенных источников загрязнения почвенного покрова, их вклад в общую дозовую нагрузку мал по сравнению с естественным радиационным фоном.

Таблица 43. Средние индивидуальные дозы облучения населения СССР в 1980—1981 гг. от различных источников. (Ядерная энергетика, человек и окружающая среда, 1984)

Наибольшая доля в радиоактивных выпадениях приходится на Sr, ¹³¹J, ¹³⁷Cs. Для ^I3IJ период полураспада равен - 8 суток, для Sr и ¹³⁷Cs 28 лет и 27 лет соответственно.

Начало проблемы радиоактивного загрязнения относится к 1945 г, когда США впервые применили радиоактивное оружие. В начале 50-х годов при становлении атомной промышленности с радиоактивными от­ходами обращались как с химическими, их сбрасывали в реки, хранили в наземных хранилищах. Например, отходы предприятия "Маяк" (Челя­бинская область) сбрасывали в реку Теча, в озеро-болого Карачай по­сле частичной очистки. Следствием явилось радиоактивное загрязнение приземных слоев атмосферы, водотоков, почв.

Особую тревогу вызывают жидкие радиоактивные отходы, содержащие продукты деления урана. На крупных производствах объемы жид­ких отходов измеряются сотнями и тысячами кубометров. Наземное складирование их опасно. Трагедия на Южном Урале в 1957 году была вызвана взрывом поверхностного хранилища радиоактивных отходов, который привел к радиоактивному загрязнению на площади около 20 тыс км².

Как и другие загрязняющие вещества, радиоактивные вещества, поступившие в атмосферу, вызывают быстрое изменения ее, но очищение атмосферы происходит быстрее, чем других природных сред. Загрязненные донные отложения и почвы сохраняют радиоактивные вещества долгое время. В лесных почвах подстилка является биогеохимическим барьером на пути вертикальной миграции радионуклидов. Интенсивность профильной миграции наибольшая в гидроморфных почвах, в пойменных луговых почвах.

Однако проявляется четко выраженная тенденция локального увеличения роли антропогенного радиационного фактора с течением времени, которую следует учитывать при разработке мер охраны почв от радиоактивного загрязнения.

Характерная особенность радиоактивного загрязнения почвенного покрова состоит в том, что в среднем по массе количество радиоактивных примесей чрезвычайно мало и они не вызывают изменений основных свойств почвы — ее рН, соотношения элементов минерального питания, уровня плодородия. Лимитирующими факторами в этом случае являются, как правило, рекомендуемые пределы концентраций радиоактивных веществ, поступающих из почвы в продукцию растениеводства.

С этих позиций наиболее важными характеристиками являются концентрация радиоактивных веществ в почве, их биологическая доступность растениям, распределение в почвенном профиле и скорость самоочищения корнеобитаемого слоя почвы. В условиях непрерывного поступления загрязняющих веществ

при постоянной его интенсивности динамика их содержания в почвенном профиле может быть описана уравнением баланса^-

dσ_s/dt=V_sC_a+rC_r-(wC_w+gC_g+m_vC_v+Ψ_a+λσ_s),

где σ_s — плотность загрязнения (количество вещества на едини цу площади, г/м², или Бк/м²), С_а, С_r, С_w, C_g, C_v — концентрация загрязняющего вещества в воздухе (в 1 м³), в атмосферных осадках (в 1 л), в водах поверхностного и грунтового стока (в 1 л) и в надземной отчуждаемой фитомассе (в 1 кг) соответственно, г -- интенсивность атмосферных осадков (л/м² в сут ки), w — поверхностный водный сток (л/м² в сутки), g — грунтовый сток (л/м² в сутки), V_s — скорость сухого осаждения загрязняющего вещества на поверхность почвы (м/сут), т_v — отчуждаемая надземная фитомасса (кг/м² в сутки), Ψ_а — интенсивность обратного переноса вещества из почвы в атмосферу (г/м² или Бк/м² в сутки), λ — постоянная радиоактивного распада (сут^-1)

Первый и второй члены правой части уравнения характеризуют ежесуточный приток радионуклида в почву в единицу времени, третий и четвертый члены — его суточный вынос за пределы почвенного профиля с поверхностными и грунтовыми водами, пятый — отчуждение с урожаем, шестой и седьмой — суточную убыль, обусловленную процессами обратного переноса (в атмосферу) и радиоактивного распада

Для приближенного решения уравнения (53) можно предположить, что концентрация радионуклида в поверхностных и грунтовых водах и в урожае, а также интенсивность его обратного перехода из почвы в атмосферу прямо пропорциональны его содержанию в почве, т. е. C=K_wσ_s, C_g = K_gσ_s, C_v=K_vσ_s, Ψ_a=К_аσ_s, где K_w, К_g, К_v, К_а — соответствующие коэффициенты пропорциональности

В первом приближении концентрации радионуклида в воздухе (С_а) и в атмосферных осадках (С_r) также можно принять постоянными, приравняв их среднегодовым значениям Тогда решение уравнения (53) имеет вид

σ_s=((V_sC_s+rCr)/(wK_w+gK_g+m_vK_v+K_a+λ))•[1–e^{–(wKw+gKg+mvKv+Ka+λ)t}] (54)

В обобщенном виде соотношение (54) можно выразить в более простой форме

где Р — количество радиоактивных веществ, поступающих в почву на единицу площади в единицу времени, λ_эфф — доля

радиоактивных веществ, удаляемая с единицы площади в единицу времени. Соотношение (55) справедливо при любом способе поступления радиоактивных веществ в почву. При t—>оо выражение в скобках стремится к 1 и σ_s достигает равновесного значения, численно равного сомножителю перед скобками. В случае, если по истечении периода t₁ источник загрязнения ликвидируется, плотность загрязнения почвы как функция времени в последующий период, т. е. при t>t₁, будет убывать в соответствии с соотношением

σ_s=P/λ_эфф(1–е^{–λэффt1})e^{–λэфф(t-t1)}. (56)

Таким образом, максимальное (равновесное) значение равно отношению интенсивности прихода и расхода загрязняющего вещества в корнеобитаемом слое почвы, т.е.P/λ_эфф, а время, в

течение которого σ_s практически достигает этого значения, и скорость очищения почвы после прекращения действия источника загрязнения определяются лишь λ_эфф. В ряде случаев сведения о λ_эфф оказываются достаточными для оценки опасности загрязнения почв тем или иным токсикантом. Например, в условиях выпадения из атмосферы короткоживущих (в почве) загрязняющих веществ лимитирующим фактором оказывается не содержание их в почве, а непосредственное осаждение на надземную часть растений.

В отношении загрязнения почвенного покрова опасность могут представлять лишь долгоживущие антропогенные радионуклиды, которые характеризуются достаточно продолжительным временем их пребывания в почве, такие, как 90Sr, 106Ru, ¹²⁹I, 137Cs, 144Ce, 226Ra, 232Th, 238U, 239Pu.

По степени подвижности в почвах долгоживущие антропогенные радионуклиды образуют ряд 90Sr>¹⁰⁶Ru>¹³⁷Cs> >¹⁴⁴Ce, 129I>²³⁹Pu. Скорость самоочищения почв от радионуклидов определяется скоростями их радиоактивного распада, вертикальной и горизонтальной миграции.

Поскольку антропогенные радионуклиды поступают, как правило, на поверхность почвенного покрова, их распределение в целинных почвах характеризуется резко выраженной неоднородностью по профилю.

В районах с умеренным количеством атмосферных осадков на почвах, относительно тяжелых по механическому составу, основная часть наиболее значимых антропогенных радионуклидов в течение многих лет остается в верхнем 10-сантиметровом слое целинных почв, а в пахотных — в пахотном слое.

Скорость вертикальной миграции в таких почвах описывается уравнением диффузии с обобщенным (кажущимся) коэффициентом диффузии D, численные значения которого, например, для 90Sr в зависимости от почвенных свойств варьируют в диапазоне 10^–7—10^–8 см²/с, при этом среднеквадратичное

смещение X радионуклидов вниз по профилю определяется из соотношения X =(2Dt)^^0.5.

На легких (песчаных) почвах, особенно с промывным режимом, важную роль наряду с диффузией играет водный конвективный массоперенос. В таких почвах значительная часть многих радиоактивных веществ за 10—15 лет проникает до 40—50 см и может достичь уровня грунтовых вод, с которыми возможен горизонтальный перенос радионуклидов и поступление их в речную сеть.

Аккумуляция антропогенных радионуклидов преимущественно в поверхностном слое почвы способствует повышенной их миграции и выносу за пределы загрязненных ландшафтов с поверхностным водным стоком. В равнинных ландшафтах гумидной зоны годовой поверхностный и грунтовый сток Sr составляет по многолетним данным 0,4% общего его запаса в почвенном покрове, при этом от 40 до 90% годового выноса приходится на период паводков. В горных районах ежегодный сток 90Sr достигает 5% общего запаса Вынос в реки l37Cs составляет 0,05—0,25%.

Однако для некоторых специфических почвенно-климатических условий приведенная последовательность может оказаться нарушенной: в легких песчаных почвах ¹³⁷Cs оказывается иногда более активным мигрантом, чем ⁹⁰Sr. В целом, для большей части почв скорость выноса 90Sr и ^l37Cs из пахотного горизонта сопоставима со скоростью их радиоактивного распада. Период полуочищения пахотного слоя с учетом радиоактивного распада составляет примерно 0,4— 0,7 периода полураспада этих радионуклидов, т. е. равен 10— 20 лет. Время пребывания в почвенном профиле других долго-живущих радионуклидов, таких, как 14С и 129I (после их включения в состав гумуса), 239Рu составляет сотни лет.