Почвоведение Том 1 - Белицина Г.Д.
ISBN 5-06-001159-3
Скачать (прямая ссылка):
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=Kwas, Cg = Kas, Cv=Ka, 4a=Kas, где Kw, К, Kv, К — соответствующие коэффициенты
пропорциональности
В первом приближении концентрации радионуклида в воздухе (Са) и в атмосферных осадках (Сг) также можно принять постоянными, приравняв их среднегодовым значениям Тогда решение уравнения (53) имеет вид
os=((VsC+rCr)/(wKw+gK+mK+K+K)) • [i_e-(wKw+gKg+“+k)'] (54)
В обобщенном виде соотношение (54) можно выразить в более простой форме
(55)
где Р — количество радиоактивных веществ, поступающих в почву на единицу площади в единицу времени, кэфф — доля
226
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 а 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>tv будет убывать в соответствии с соотношением
а =Р/кэфф (1—е-Лэфф*1)е-Лэфф<*-*1). (56)
Таким образом, максимальное (равновесное) значение равно отношению интенсивности прихода и расхода загрязняющего
вещества в корнеобитаемом слое почвы, т.е.РДэфф, а время, в
течение которого а практически достигает этого значения, и скорость очищения почвы после прекращения действия источника загрязнения определяются лишь Хэфф. В ряде случаев сведения о Хэфф 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>13 Cs> >144Ce, 1 9I> 2 3 9 Pu. 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,
90
для Sr в зависимости от почвенных свойств варьируют в диапазоне 10-7— 10-8 см2/с, при этом среднеквадратичное
8*
227
смещение X радионуклидов вниз по профилю определяется из соотношения X =(2Dt)A°'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 137Cs 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 137Cs 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 долгоживущих радионуклидов, таких, как 14С и 129I (после их включения в состав гумуса), 239Ри составляет сотни лет.
Научно обоснованное нормирование содержания радиоактивных веществ в почвах требует учета почвенных свойств — способности 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, минералогический состав.
