Pochvovedenie_Kovda_chast1

Т а б л и ц а 41. Концентрация основных естественных радиоизотопов в почвообразующих породах

пада является газообразный радон, значительная часть которого может улетучиваться из почвы в атмосферу.

горных пород и постоянно присутствует в почвах. Особенно высоко его содержание в фосфатных породах (до 1,2•10-4 г/г), что определяет высокую концентрацию урана в фосфорных удоб­ рениях и в почвах, формирующихся на богатых фосфатами породах.

Радий. Из промежуточных продуктов распада 2 3 8 U следует выделить присутствующий в почвах в следовых (по массе) ко­ личествах 226Ra (T1/2=1600 лет), который относится к группе щелочно-земельных элементов, т. е. является химическим ана­ логом элементов-биофилов Са и Mg.

Торий. Содержание тория в горных породах варьирует более чем в 10 раз (табл. 41). Сам торий химически относительно мало подвижен в почвах и в системе почва — растения, но этот элемент представляет интерес при изучении радиоактивности почвы, если рассматривать его совместно с дочерними продукта­ ми распада.

Актиниды — торий и уран сходны по многим химическим свойствам, например по размерам ионов. Поэтому они приуроче­ ны к одним и тем же родственным минералам. По меньшей мере 2/з урана и тория в литосфере содержится в виде мине­

Калий-40 и рубидий-87. Существенный вклад (до 50%) в ес­ тественную радиоактивность почв вносят долгоживущий радио­ активный изотоп 4 0 К (T1 / 2 =1,3•109 лет), распадающийся с ис-

218

пусканием бета-частиц и гамма-излучения, и, отчасти, 87Rb ( T 1 / 2 = =5•101 0 лет), не являющиеся членами радиоактивных семейств. Концентрацию 4 0 К в почвах легко определить, если известно со­ держание в них общего калия (40К составляет 0,0119% общей мас­ сы калия); кларковое содержание этого радиоизотопа в литосфере составляет 3•10-6 г/г. Рубидий-87 наиболее распространен в лито­ сфере из всех природных радиоактивных ядер (кларк равен 75•10-6 г/г). Однако вследствие большого периода полураспада и наличия только бета-излучения его вклад в суммарную радио­ активность мал.

Углерод-14 и тритий — космогенные радиоизотопы. Из сравни­ тельно короткоживущих естественных радиоизотопов, присутству­ ющих в почвах, интерес для почвоведения представляют радиоуг­ лерод 14C(T1/2 = 5760 лет) и тритий — сверхтяжелый изотоп водо­ рода (T1/2 = 12,3 лет), образующиеся в атмосфере при взаимо­ действии нейтронов космического излучения с ядрами азота (14N) и поступающие в почву из атмосферы, благодаря чему их содержание поддерживается примерно на постоянном уровне.

12.2.Распределение ЕРЭ в почвах

Вцелом обнаруживается корреляция между содержанием долгоживущих ЕРЭ в почвах (табл. 42) и почвообразующих горных

породах (табл. 41). В наиболее распространенных породах лито­ сферы— гранитах и глинах — содержится (11 — 18)•10-6 г/г Th, 75•10-6 г/г87 Rb, 3•10- 6 г/г40 K, (3—4)•10-6 г/г U И 10-12г/г Ra. Эти концентрации близки к кларковым значениям для всей доступ­ ной части литосферы, поскольку распространенность других гор­ ных пород сравнительно мала.

Другой важный фактор, от которого зависит содержание ЕРЭ

впочвах, — степень изменения материнской горной породы в процессе почвообразования. Например, в почвах, образованных на элювии карбонатных пород, концентрация ЕРЭ в несколько раз выше, чем в почвообразующих породах: выветривание карбонатов

впроцессе почвообразования приводит к относительному накопле­ нию ЕРЭ в почвах. Еще более выраженное несоответствие между содержанием ЕРЭ в почвах и породах наблюдается в тех случаях, когда почвы по составу резко отличаются от подстилающих пород, например торфянистые почвы.

Вертикальное распределение ЕРЭ по глубине почвенного про­ филя определяется спецификой почвообразовательного процесса. Карбонатные почвы на остаточной коре выветривания имеют наи­ большие концентрации ЕРЭ в верхнем гумусовом горизонте с убыванием в более глубоких слоях. Оподзоливание, лессивирование, осолонцевание, осолодение и оглеение сопровождаются выносом ЕРЭ из элювиальных горизонтов и накоплением в иллю­ виальном и глеевом горизонтах, где концентрация ЕРЭ повышает­ ся в 1,5—3 раза. Слабо дифференцировано распределение ЕРЭ по профилю серых лесных, черноземных, каштановых, полупустын-

219

ных и пустынных почв. В целом в распределении ЕРЭ по профилю почв проявляется тесная корреляция с распределением глинистых частиц и полуторных оксидов.

Определенная дифференциация наблюдается и в пространст­ венном распределении ЕРЭ в системе сопряженных ландшафтов, что обусловлено различиями в миграционной подвижности этих элементов. По интенсивности водной миграции тяжелые ЕРЭ в окислительных условиях образуют ряд: 2 3 8 U > 226Ra > 232Th. В окислительных условиях уран находится преимущественно в форме U(VI), которая характеризуется относительно высокой ми­ грационной способностью, выражаемой через коэффициент водной миграции Кх. В этих условиях 2 3 8 U относится к сильным мигрантам (Кх = 4—16); Ra — средний (Кх = 0,5—0,1); Th — очень слабый водный мигрант (Кх = 0,02—0,002).

Вследствие разной миграционной подвижности естественных радиоактивных элементов наблюдается перераспределение этих элементов между сопряженными ландшафтами. Так, U (VI) выно­ сится из элювиальных ландшафтов и концентрируется на восста­ новительных геохимических барьерах (в пойменных, болотных и заболоченных почвах), где он восстанавливается до относительно малоподвижного U (IV). В гумидных элювиальных и трансэлюви­ альных ландшафтах почвы обеднены ураном в пользу радия по сравнению с их равновесным соотношением. Гидроморфные почвы аккумулятивных ландшафтов обогащены ураном. В аллювиальных русловых наносах концентрации U и Ra низкие вследствие их выщелачивания и выноса водами, отношение Ra/U в них высокое, поскольку U более подвижен; в водах преобладает уран. Сдвиг радиоизотопных отношений в почвах сопряженных ландшафтов наблюдается и для Th/U и Th/Ra, поскольку торий характеризует­ ся гораздо меньшей миграционной подвижностью по сравнению с U и Ra.

220

12.3.О возможной роли ЕРЭ

впочвообразовательном процессе

Внаучной литературе рассматривалась возможность исполь­ зования в качестве показателей почвообразовательного процес­ са отношение в почвах радия к урану и тория к урану. Они могут служить в качестве характеристики почвообразовательного про­ цесса лишь для гидроморфных и палеогидроморфных почв. На других почвах оба показателя не обнаруживают достоверных изменений, обусловленных характером почвообразования, что за­ трудняет их рекомендацию в качестве индикаторов почвообразо­ вательного процесса.

Высказывалось также предположение о том, что ядерные излу­ чения ЕРЭ в почвах могут играть важную роль в почвообразова­ тельном процессе, якобы вызывая полимеризацию органических макромолекул и способствуя улучшению структуры почвы. Факто­ ром, обусловливающим эти процессы, считались так называемые свободные радикалы, возникающие при взаимодействии ионизи­ рующих излучений со многими веществами и характеризующиеся высокой реакционной способностью. Сейчас установлено, что воз­ можность улучшения структуры почвы таким способом представ­ ляется невероятной, так как доза, создаваемая излучениями естественных радиоактивных элементов, недостаточна для образо­ вания свободных радикалов в заметных концентрациях.

12.4.Определение возраста почвообразующих пород

ипочв с помощью радиоактивных изотопов

Явление естественной радиоактивности используется в геохро­ нологии для определения возраста горных пород и почв. Датиро­ вание основано на измерении отношения содержания в образцах отдельных радиоизотопов к содержанию конечных стабильных продуктов их распада или соответствующих радиоактивных и стабильных изотопных аналогов. Значения этих отношений одно­ значно связаны с возрастом образцов.

Из имеющихся радиоактивных методов измерения возраста (урано-свинцовый, калиево-аргоновый, рубидиево-стронцевый, радиоуглеродный) лишь последний находит применение в опре­ делении возраста почв. Остальные могут быть использованы для датирования почвообразующих горных пород, так как ниж­ нее предельное значение возраста, устанавливаемое этими мето­ дами, исчисляется десятками миллионов лет, что на много по­ рядков превышает фактический возраст любой почвы.

Урано-свинцовый метод. В результате радиоактивного распа­ да 2 3 8 U, 2 3 5 U и 232Th образуются конечные стабильные изотопы 2 0 6 РЬ, 2 0 7 РЬ, 208 РЬ. Отношение содержания любого из исходных нуклидов к содержанию соответствующего стабильного конечно­ го изотопа является функцией возраста образца:

221

Наилучшая точность достигается при измерении возраста в диа­ пазоне 3000—8000 лет.

12С включается в фотосинтез в меньшем отношении к 12С по сравнению с соотношением этих изотопов в атмосфере. Поэтому при разложении растительных остатков гумус оказывается обед­ ненным радиоуглеродом, что вносит искажение в измеряемый возраст. Постоянство измеренной поправки позволяет принять ее для всех образцов гумуса равной +115 лет, не прибегая каждый раз к дорогостоящим масс-спектрометрическим измерениям.

Возможны и другие ошибки радиоуглеродного метода дати­ рования, обусловленные поступлением в атмосферу больших количеств так называемого радиологически мертвого углерода при сжигании ископаемого топлива — угля, нефти, газа. Загряз­ нение атмосферы этим углеродом и включение его в процесс фотосинтеза приводит к завышению результатов измерений воз­ раста. Другой источник ошибок связан с поступлением в ат­ мосферу С при испытании термоядерного оружия и загрязне­ нием им анализируемых образцов, что дает ошибку другого знака, т. е. приводит к омоложению образца. Однако указанные ошибки невелики и не приводят к существенному снижению возраста исследуемых образцов.

Особого внимания заслуживает вопрос интерпретации данных о возрасте гумуса и его отдельных фракций, измеряемых радио­ углеродным методом. Современные почвы — это природные обра­ зования, в которых происходит непрерывное обновление углерода за счет разложения старого органического вещества и притока свежего в процессе ежегодного поступления и разложения расти­ тельных остатков. В полностью сформировавшихся почвах реали­ зуется состояние динамического равновесия, при котором приток свежего органического вещества компенсируется утечкой и рас­ падом части гумусовых веществ почвы в результате биогенных, химических и физических процессов, протекающих в ней. Поэто­ му, когда говорят о возрасте современных почв, измеренном радиоуглеродным методом (относительный возраст), под ним понимают среднее время жизни молекул гумуса, которое пропор­ ционально продолжительности периода, требуемого для заверше­ ния процесса гумусонакопления. Абсолютный же возраст опреде­ ляется этим методом лишь для погребенных почв, лишенных притока органических веществ из верхних горизонтов в нижние.

В настоящее время опубликовано значительное число работ

223

как в нашей стране, так и за рубежом по измерению абсолютного возраста погребенных почв и относительного возраста современ­ ных почв. К ним относятся, в частности, работы И. П. Герасимо­ ва, Г. В. Добровольского, А. П. Виноградова и их сотрудников и др. Измерения возраста погребенных почв дали результаты, совпадающие с датировкой другими методами, что указывает на их надежность для палеогеографических реконструкций.

Относительный возраст современных почв варьирует от не­ скольких сотен лет (для подзолов) до нескольких тысяч лет (для черноземов). Это указывает на то, что круговорот углерода в подзолистых почвах и, соответственно, процесс почвообразования происходят значительно быстрее, чем в черноземах. Эти различия связывают с тем, что в подзолах преобладает биологически активный и менее стойкий гумус, в черноземах — биологически инертный, который защищен от биологических агентов более выраженной степенью конденсированности и связями с минераль­ ной частью почвы. Биологически активный гумус является пока­ зателем относительного возраста почв, биологически инерт­ ный — абсолютного, т. е. древних этапов почвообразования, запечатленных в почвенной толще.

Обнаружено также, что измеряемый возраст почв возрастает от верхних горизонтов к нижним, что обусловлено эффектом постепенной изоляции нижних горизонтов от притока молодого углерода по мере роста гумусированного слоя почвы вверх. Так, на трех разных типах почв Венесуэлы выявлена линейная зави­ симость между измеренным радиоуглеродным методом возрастом фракций органического вещества, остающегося в почве после ее обработки NaOH, и глубиной отбора образца. Предполагается, что радиоуглерод этих устойчивых к разложению фракций почвы не загрязнен молодым органическим веществом и его содержание в большей мере характеризует абсолютный возраст почв; радио­ углерод фракции, экстрагируемой NaOH, — современного проис­ хождения. Обработка полученных экспериментальных данных по этой модели дала значение абсолютного возраста 15 000 лет, что соответствует окончанию последнего ледникового периода, т. е. отражает истинный возраст почв. Возраст фракции, извле­ каемой NaOH, в верхних горизонтах дает даже отрицательные значения, что объясняется загрязнением гумуса радиоуглеродом, образовавшимся в атмосфере при ядерных испытаниях.

12.5. 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 испыта­ ний ядерного оружия. На современном этапе число потенциаль­ ных источников радиоактивных загрязнений существенно попол-

224

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