1.6. Радіоактивність ґрунтів

Радіоактивність ґрунтів обумовлена вмістом у них радіоактивних хімічних елементів, або радіоактивних ізотопів хімічних елементів (радіонуклідів).

Виділяють такі основні джерела утворення радіоактивних еле-ментів:

- ядерні реакції в зірках;

- взаємодія космічного випромінювання з атмосферою Землі;

- штучні ядерні вибухи;

- робота ядерних енергетичних установок.

В залежності від характеру утворень радіоактивних елементів виділяють природну та штучну радіоактивність.

Природна радіоактивність ґрунтів викликана наявністю природ-них радіоактивних ізотопів. За своїм походженням природні радіоактивні елементи можна розділити на дві групи:

Радіоактивні елементи, що зберігаються в природі завдяки великому періоду напіврозпаду (Т_1/2) з моменту утворення Сонячної системи. Для ¹²⁹І (Т_1/2≈1,6∙10⁷ років), ²⁴⁴Рu (Т_1/2≈8,2∙10⁶ років), ²³⁵U (T_1/2≈7,1∙10⁸ років), ²³⁸U (T_1/2≈4,5∙10⁹ років), ²³²Th (T_1/2≈1,4∙10¹⁰ років), ⁴⁰K (T_1/2≈1,3∙10⁹ років). Частина з них це радіоактивні ізотопи стабільних хімічних елементів. До них відносяться: калій (⁴⁰К), рубідій (⁸⁷Rb), самарій (¹⁴⁷Sm), кальцій (⁴⁸Ca), цирконій (⁹⁷Zr) та інші. Найважливішу роль у цій групі відіграє ⁴⁰К, який складає основну частину радіоактивного природного фону і є основним джерелом внутрішнього опромінення живих організмів за рахунок бета та гамма випромінювання, оскільки накопичується в значних кількостях у різних тканинах.

Другу групу складають хімічні елементи, всі ізотопи яких є раді-оактивними. Це ²³⁵U, ²³⁸U та ²³²Th які, розпадаючись дають поштовх ланцюгу радіоактивних перетворень, що називаються радіоактив-ними сімействами актиноурану (²³⁵U), урану (²³⁸U) та торію (²³²Th). Розпад цих елементів супроводжується утворенням ряду проміжних продуктів розпаду як твердих, так і газоподібних ізотопів (еманацій) і завершується утворенням стабільних ізотопів свинцю.

Наприклад, послідовність розпаду актиноурану має вигляд наступного ряду перетворень:

З проміжних продуктів у формуванні природного фону важливу роль відіграють ²²⁶Ra, ²¹⁹Rn, ²²²Rn та деякі інші.

Радіоактивні ізотопи елементів, що утворюються в атмосфері під дією космічних променів. До таких радіоактивних ізотопів відносяться тритій (³Н), ізотопи берилію (⁷Ве, ¹⁰Ве), карбону (¹⁴С), натрій (²²Na), нітрогену (¹²N) та інші.

Природній радіоактивний фон грунтів визначається переважно вмістом ізотопів урану, радію, торію, калію, які мають великі періоди напіврозпаду і складають біля 98% сумарної дози природного радіаційного фону. Радіоактивні ізотопи в ґрунті містяться в незначній кількості (табл. 1.7).

Таблиця 1.7

Вміст радіоактивних ізотопів в ґрунтах

(В.І. Баранов, Н.Т. Морозова, 1966)

Елемент	Вміст в ґрунті, %
Торій	4,0∙10-6 – 1,6∙10-3
Уран	3,0∙10-6 – 5,1∙10-3
Радій	1,0∙10-12 – 1,7∙10-10
Калій	3,9∙10-6 – 3,7∙10-5

Валовий вміст радіоактивних елементів в ґрунтах залежить, в основному, від характеру ґрунтоутворюючих порід. В ґрунтах, що сформувалися на продуктах вивітрювання кислих гірських порід, радіоактивних елементів більше, ніж у ґрунтах, що утворилися на основних породах. Ґрунти важкого гранулометричного складу міс-тять більше радіоактивних ізотопів, ніж ґрунти легкого складу.

Органогенні торфові ґрунти, особливо верхових торфовищ відрізняються низькою радіоактивністю.

По профілю ґрунту радіоактивні елементи розподіляються до-сить рівномірно, хоча в деяких випадках спостерігається чітка аку-муляція по окремих генетичних горизонтах (в ілювіальних чи глеєвих).

Загальна енергія, що випромінюється природними радіоактив-ними елементами ґрунту, за даними В. І. Баранова, складає 4,0128 МеВ за 1 сек. на 1 г ґрунту. На долю α – часток припадає 65%, β – часток – 28% і γ – випромінювання – 7% енергії. При цьому, основ-на частина β – випромінювання та 50-90% γ – випромінювання припадає на ізотоп ⁴⁰К, решта енергії виділяється ізотопами урану, торію та проміжними продуктами їх поділу.

Помітну роль у формуванні природного радіоактивного фону можуть відігравати радіоактивні еманації – газоподібні продукти розпаду ізотопів радіоактивних родин (актиноурану, урану, торію). Переважно це радіоактивні ізотопи інертного газу радону – ²²²Rn (радон), ²²⁰Rn (торон), ²¹⁹Rn (актинон). Це короткоживучі ізотопи, які при розпаді виділяють α – частки формуючи радіоактивність у ґрунті та ряд нових короткоживучих ізотопів. Концентрація еманацій в ґрунтовому повітрі залежить від вмісту радіоактивних ізотопів (U, Th) у ґрунтоутворюючих та підстеляючи породах, газопроникності цих порід, швидкості газообміну між ґрунтом та атмосферою. При утрудненому газообміні концентрація еманацій в ґрунтовому повітрі може бути у 100 і більше разів вища, ніж у атмосферному повітрі.

Природний радіаційний фон переважно коливається в межах 10-30 Мкр/год. Але в місцях виходу гірських чи осадових порід з підвищеною концентрацією природних радіонуклідів може сягати до 1000 Мкр/год (штат Керала, Індія). Як правило, природна радіоактивність не впливає шкідливо на розвиток рослин та тварин.

Радіоактивне забруднення ґрунті. штучними радіонуклідами. Штучні радіоактивні ізотопи потрапляють у навколишнє середовище в результаті проведення ядерних вибухів, діяльності АЕС, інших об’єктів ядерної промисловості та аварій на цивільних та військових ядерних об’єктах.

У залежності від висоти та характеру радіоактивних викидів виділяють глобальне та локальне забруднення території.

Локальне забруднення території відбувається при викидах у нижні шари атмосфери (до 4 км) переважно крупними частками розміром до декількох мм. Такі викиди радіоактивних речовин призводять до місцевого забруднення ґрунтів на відстань до декількох сотень кілометрів у напрямку дії переважаючих вітрів від джерела забруднення (АЕС, підприємства і т. ін.).

Глобальне забруднення відбувається при надходженні радіоізотопів у тропосферу або стратосферу на висоту 4-12 км і вище. В такому випадку радіоактивні речовини тривалий час (до 2-4 років) утримуються в атмосфері і розсіюються по всій земній кулі, осідаючи на ґрунт переважно на широті викиду в атмосферу.

При випробуванні ядерної зброї та роботі ядерних енергетичних установок утворюється велика кількість нових радіоактивних ізотопів, більшість з яких має короткий період напіврозпаду. З довгоживучих радіонуклідів найбільшу небезпеку являють ізотопи стронцію (⁹⁰Sr) та цезію (¹³⁷Cs), які є хімічними аналогами кальцію та калію, тому легко включаються в біологічний колообіг та нако-пичуються в організмі людини і обумовлюють в значній мірі дозу внутрішнього опромінення. Досить великі періоди напіврозпаду (для ⁹⁰Sr ≈ 28 років, для ¹³⁷Cs ≈ 30 років) при високій енергії випро-мінювання обумовлюють те, що ці ізотопи в основному і визнача-ють штучну радіоактивність ґрунтів та представляють найбільшу біологічну небезпеку.

Найвищі рівні вмісту штучних радіоактивних ізотопів у ґрунтах спостерігається в межах 30-50^о північної широти, що обумовлено місцями проведення більшої частини ядерних вибухів та розміщенням ядерних полігонів. Всього в світі проведено понад 2000 ядерних вибухів. З них СРСР провів 715 вибухів, США - 1030 вибухів, Франція - 198, Англія – 43, Китай – 43.

На час припинення масових випробувань ядерної зброї, після підписання міжнародної угоди в 1963 році, середній вміст ⁹⁰Sr в ґрунтах складав 44 мкКі/км², ¹³⁷Cs – 86 мкКі/км². Із середини 60-х років радіаційний фон, обумовлений глобальним забрудненням ґрунтів, поступово знижувався в результаті поступового розпаду штучних ізотопів. На радіаційний фон впливали властивості ізотопів та ландшафтно-геохімічні і кліматичні фактори, які обумовлювали міграцію та накопичення штучних ізотопів.

До 1986 року відбувалось переважно локальне забруднення ґрунтів штучними радіоактивними ізотопами в результаті роботи ядерних промислових та військових об’єктів, а також внаслідок аварій на таких об’єктах. Найбільш крупними радіаційними аваріями, що супроводжувались викидом радіонуклідів, були аварії в м. Челябінськ (1957 р., СРСР), на експериментальному реакторі в м. Уіндскейл (1957 р., Велика Британія), на АЕС “Три Майл Айленд” (1979 р., США), АЕС Фукусіма (2011 р., Японія). Найбільшою техногенною радіаційною катастрофою була аварія на Чорнобильській АЕС. В результаті руйнування 4-го енергоблоку в навколишнє середовище було викинуто більше 70 МКі радіонуклідів. Радіоактивному забрудненню була піддана більша частина європейського субконтиненту. Біля 80% території України зазнали значного радіоактивного забруднення.

В окремих регіонах локального забруднення помітну роль у формуванні штучного радіоактивного забруднення ґрунтів можуть відігравати ізотопи тритію (³Н), йоду (¹²⁹І), та інші. В результаті аварії на Чорнобильській АЕС, у перші роки на забруднених територіях певну роль у формуванні штучної радіоактивності ґрунтів відігравали ізотопи: ¹³⁷Cs, ¹³⁴Cs, ¹⁴⁴Ce, ¹⁴¹Cs, ²³⁸Pu, ²³⁹Pu та інші. В даний час основними фоноутворюючими радіонуклідами на території України є радіоактивні ізотопи цезію, стронцію, і, в значно меншій мірі, плутонію.

Незалежно з якого джерела і в якій формі надходять радіоактивні ізотопи на поверхню ґрунту, вони на тривалий період затримуються ґрунтами. У біосфері ґрунтовий покрив відіграє роль потужного геохімічного бар’єру на шляху міграції радіоактивних ізотопів. Біля 90% радіонуклідів, осідаючи на поверхню ґрунту, поглинаються верхнім 0-5 см шаром ґрунту. В лісах певна частина радіонуклідів затримується та поглинається кронами дерев. В подальшому відбувається повільна вертикальна міграція радіонуклідів в ґрунтовому профілі та горизонтальне переміщення і накопичення в понижених місцях та заплавах річок. Інтенсивність цих процесів залежить від цілого комплексу природних та антропогенних факторів. Сила з якою поглинаються і утримуються радіоактивні ізотопи ґрунтами залежить від хімічних властивостей радіонуклідів, складу та властивостей ґрунтів, кліматичних умов тощо.

У поглинанні та утриманні іонів радіоактивних ізотопів визначальну роль відіграє вбирна здатність ґрунтів (механічна, фі-зична, хімічна, фізико-хімічна, біологічна). Ґрунти важкого грану-лометричного складу, із підвищеним вмістом гумусу, сильніше поглинають та утримують радіонукліди, ніж легкі. Фізико-хімічне поглинання радіоактивних ізотопів ґрунтом підпорядковується основним закономірностям іонного обміну і є процесом зворотним.

Енергія поглинання іонів ґрунтом та сила зв’язку поглинених іонів з ґрунтовим вбирним комплексом (ГВК) різні та визначаються властивостями іону, ґрунту, складом та реакцією ґрунтового роз-чину. Із збільшенням валентності та маси іону енергія поглинання його зростає. Утворення великої гідратної оболонки навколо іона зменшує енергію сорбції іона. Важкі багатовалентні іони більшого радіусу утворюють меншу гідратну оболонку та сильніше поглинаються ГВК. Виключення складає лише іон водню, який у водних розчинах утворює іон гідроксонію Н₃О⁺ великого діаметру (1,35 Å). Іон гідроксонію поглинається сильніше одно - і навіть двовалентних іонів. Тому на кислих ґрунтах поглинання радіо-активних ізотопів відбувається слабше, ніж в нейтральних. Чим вище рН ґрунтового розчину, тим вище сорбція та нижче десорбція радіонуклідів в розчин.

З часом іони радіоактивних ізотопів можуть зв’язуватись в малорозчинні сполуки або необмінно фіксуються ґрунтовими колоїдами. В результаті міграційна здатність та доступність рослинам радіонуклідів помітно знижується. Ступінь закріплення радіонуклідів у ґрунті в значній мірі залежить від їх властивостей. Так, за даними Р.М. Алексахіна та М.А. Наришкіна (1977), навіть через 12 років після надходження в ґрунт 92-96% ⁹⁰Sr знаходилось в обмінній формі. Радіоактивний цезій, в тих же умовах, переважно знаходився в необмінній формі. Подібна закономірність характерна для різних типів ґрунтів (табл. 1.8).

Таблиця 1.8