Материал: Pochvovedenie_Kovda_chast1

пилось 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 разделе­ нию 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 слан­ цах. Их зольные выбросы содержат такие радиоактивные эле­ менты, 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 естест­ венным радиационным фоном, что видно на примере средних доз облучения населения СССР от разных источников (табл. 43).

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

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

С этих позиций наиболее важными характеристиками являют­ ся концентрация радиоактивных веществ в почве, их биологи­ ческая доступность растениям, распределение в почвенном про­ филе 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-

d σ s / d t = V s C a + r C r - ( w C w + g C g + m v C v + Ψ a + λ σ s ) , (53)

где σs — плотность загрязнения (количество вещества на едини цу площади, г/м2, или Бк/м2 ), Са, Сr, Сw, Cg, Cv — 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) соответ­ ственно, г -- интенсивность атмосферных осадков (л/м2 в сут ки), w — поверхностный водный сток (л/м2 в сутки), g — грун­ товый сток (л/м2 в сутки), Vs — скорость сухого осаждения загрязняющего вещества на поверхность почвы (м/сут), тv — отчуждаемая надземная фитомасса (кг/м2 в сутки), Ψа — ин­ тенсивность обратного переноса вещества из почвы в атмосферу (г/м2 или Бк/м2 в сутки), λ — постоянная радиоактивного рас­ пада (сут- 1 )

Первый и второй члены правой части уравнения характери­ зуют ежесуточный приток радионуклида в почву в единицу вре­ мени, третий и четвертый члены — его суточный вынос за преде­ лы почвенного профиля с поверхностными и грунтовыми водами, пятый — отчуждение с урожаем, шестой и седьмой — суточную убыль, обусловленную процессами обратного переноса (в ат­ мосферу) и радиоактивного распада

Для приближенного решения уравнения (53) можно пред­ положить, что концентрация радионуклида в поверхностных и грунтовых водах и в урожае, а также интенсивность его обрат­ ного перехода из почвы в атмосферу прямо пропорциональны его содержанию в почве, т. е. C=Kwσs, Cg = Kgσs, Cv=Kvσs, Ψa=Каσs, где Kw, Кg, Кv, Ка — соответствующие коэффициенты пропорциональности

В первом приближении концентрации радионуклида в воздухе (Са) и в атмосферных осадках (Сr) также можно принять по­ стоянными, приравняв их среднегодовым значениям Тогда реше­ ние уравнения (53) имеет вид

σs=((VsCs+rCr)/(wKw+gKg+mvKv+Ka+λ))•[1–e–(wKw+gKg+mvKv+Ka+λ)t] (54)

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

226

радиоактивных веществ, удаляемая с единицы площади в едини­ цу времени. Соотношение (55) справедливо при любом способе поступления радиоактивных веществ в почву. При t—>оо выраже­ ние в скобках стремится к 1 и σs достигает равновесного значе­ ния, численно равного сомножителю перед скобками. В случае, если по истечении периода t1 источник загрязнения ликвидирует­ ся, плотность загрязнения почвы как функция времени в последу­ ющий период, т. е. при t>t1, будет убывать в соответствии с соотношением

Таким образом, максимальное (равновесное) значение равно отношению интенсивности прихода и расхода загрязняющего

вещества в корнеобитаемом слое почвы, т.е.P/λэфф, а время, в

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

В отношении загрязнения почвенного покрова опасность мо­ гут представлять лишь долгоживущие антропогенные радиону­

нуклидов определяется скоростями их радиоактивного распада, вертикальной и горизонтальной миграции.

Поскольку антропогенные радионуклиды поступают, как пра­ вило, на поверхность почвенного покрова, их распределение в целинных почвах характеризуется резко выраженной неоднород­ ностью по профилю. В районах с умеренным количеством атмос­ ферных осадков на почвах, относительно тяжелых по механиче­ скому составу, основная часть наиболее значимых антропогенных радионуклидов в течение многих лет остается в верхнем 10-сан­ тиметровом слое целинных почв, а в пахотных — в пахотном слое. Скорость вертикальной миграции в таких почвах описыва­ ется уравнением диффузии с обобщенным (кажущимся) коэф­ фициентом диффузии D, численные значения которого, например, для 90 Sr 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 режи­ мом, важную роль наряду с диффузией играет водный конвек­ тивный 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 гори­ зонтальный перенос радионуклидов и поступление их в речную сеть.

Аккумуляция антропогенных радионуклидов преимущественно в поверхностном слое почвы способствует повышенной их мигра­ ции и выносу за пределы загрязненных ландшафтов с поверх­ ностным 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 9 0 Sr до­ стигает 5% общего запаса Вынос в реки l37 Cs состав­ ляет 0,05—0,25%. Однако для некоторых специфических почвенно-климатических условий приведенная последователь­ ность может оказаться нарушенной: в легких песчаных почвах

l 3 7 Cs из пахотного горизонта сопоставима со скоростью их радиоактивного распада. Период полуочищения пахотного слоя

20 лет. Время пребывания в почвенном профиле других долгоживущих радионуклидов, таких, как 14С и 129I (после их вклю­ чения в состав гумуса), 2 3 9 Рu составляет сотни лет.

Научно обоснованное нормирование содержания радиоактив­ ных веществ в почвах требует учета почвенных свойств — спо­ собности почв к закреплению радионуклидов и их разбавлению в почвенном растворе, что в равной мере относится и к другим загрязняющим веществам В этом плане к наиболее важным свойствам почвы следует отнести емкость поглощения и состав обменных катионов, а также рН, Eh, содержание гумуса, мине­ ралогический состав.

Поскольку тяжелые почвы характеризуются обычно большей емкостью поглощения, более высокими концентрациями ионов в почвенном растворе и содержанием гумуса по сравнению с легкими, в таких почвах радиоактивные вещества фиксируются более прочно почвенным поглощающим комплексом, а в почвен­ ном растворе ионы радионуклидов в большей степени разбавля­ ются ионами других химических элементов, из которых наиболее существенны ионы элементов, являющихся химическими аналога­ ми радионуклидов. Прочная сорбция радионуклидов и повышен­ ная конкуренция с ними ионов других элементов, и прежде всего элементов-аналогов за места сорбции на поверхности кор-

228