Среди актуальных задач современной радиационной экологии, включающих широкий круг вопросов практического и теоретического характера, одно из центральных мест занимает проблема распределения и миграции искусственных радиоактивных веществ в окружающей среде. Решение этой проблемы особенно важно при ретроспективной оценке степени облучения населения по оставшимся в окружающей среде долгоживущим радионуклидам.

Измерения удельной активности проб показали, что долгоживущие радионуклиды, выпадающие на поверхность земли, постепенно проникают в более глубокие слои почвы. Массовые коэффициенты заглубления изменяются в широких пределах от 0.29 до 6.7 см²/г [1] в зависимости от типа почв и времени, прошедшего после выпадения радионуклидов на почву. Осажденные на землю радионуклиды в течение первых нескольких лет сравнительно быстро перемещаются в более глубокие слои почвы (в пределах 10 см), после чего их вертикальная миграция замедляется [2].

Распределение Cs-137 довольно точно аппроксимируется экспоненциальной функцией с коэффициентом заглубления 0.33 см²/г (1.0-2.0 см²/г для песчаных и торфяных почв). Эти данные приведены для целинных почв. На пашнях радионуклиды заглублены в пахотном слое равномерно на глубину вспашки, в результате чего мощность поглощенной дозы в воздухе падает. В [1] указывается, что при заглублении Cs-137 на 3 см мощность дозы над поверхностью почвы уменьшается в два раза. Для Sr-90 дозу можно рассчитывать только от той его части, которая находится в верхнем слое почвы, так как он является бета-излучателем, а это излучение имеет малую проникающую способность. Таким образом, различают поверхностное загрязнение почвы, которое характерно для начального периода после выброса, и глубинное (до 40 см), формирующееся в течение длительных выпадений или через продолжительное время после них. В первом случае самопоглощение в источнике излучения не учитывается, во втором - следует вводить поправку на самопоглощение в почве.

После выпадения различные радионуклиды ведут себя по-разному. Так, Cs-137 более прочно фиксируется в верхнем слое почвы, чем другой долгоживущий радионуклид - Sr-90. При этом степень миграции во многом зависит от типа почвы.

При долговременном загрязнении почвы радиоактивными осадками учитывают их перенос за счет ветровой и водной эрозии. Так, очищение территории за счет смыва в некоторых случаях составляет 0.4-2% в год [2].

Объектом исследований в данной работе служили образцы почв, отобранные в юго-западных районах Алтайского края, подвергшихся многократному радиоактивному загрязнению. Было измерено 667 образцов почвы на содержание Cs-137. При анализе полученных результатов выявлена определенная закономерность в глубинном распределении этого радионуклида. Наиболее характерные зависимости представлены на рис.1.

Вместе с тем была разработана модель, позволяющая оценить характер распределения одного из долгоживущих радионуклидов (Cs-137) по глубине с течением времени, для различных типов почв. Анализируя характерное глубинное распределение по 149 точкам отбора образцов почв, отмечена прямая корреляция результатов расчета с экспериментальными данными.

Скорость уноса почвы учитывалась в соответствии с анализом состояния почв Рубцовского района за период с 1969 по 1983гг. Скорость перемещения Cs-137 в глубь почвы определялась из экспериментальных исследований глубинного распределения этого радионуклида. Было установлено изменение удельной активности легких почв без учета ветрового уноса почв и с выносом со скоростью 8 и 16 мм/год. Через 30 лет после выпадения максимальное значение удельной активности почвы для случая, когда отсутствует ветровой унос почвы, находится на глубине 11 см и составляет 6% от удельной активности, которая была в верхнем слое в первый год после выпадения. С учетом уноса почвы со скоростью 8 мм/год максимум находится на глубине 8 см и составляет 4% от исходной активности. При

Рис.1. Характерное распределение Cs-137 по глубине

скорости уноса почвы 16 мм/год максимум находится на глубине 5,5 см и составляет 3% от исходной активности.

Для тяжелых почв (чернозем, суглинки) этот процесс выражен более ярко. Через 30 лет, без учета ветрового уноса почв, максимум удельной активности находится на глубине 5,5 см и составляет 8,4% от исходной активности. При скорости уноса почвы 8 мм/год максимум удельной активности находится на глубине 3,5 см и составляет 4% от исходной активности. При скорости уноса почвы 16 мм/год максимум удельной активности находится на глубине 2,5 см и составляет 2% от исходной.

Площадь под каждой из построенных кривых распределения Cs-137 с течением времени по глубине и с учетом выноса с определенной скоростью и типа почв характеризует плотность накопленного Cs-137 в тот год, к какому относится данная кривая. Площадь под кривой, характеризующей распределение активности по глубине через 40 лет после выпадения с учетом уноса почвы со скоростью 8 мм/год, составляет 46% от площади под кривой, показывающей распределение активности без ветрового уноса почвы. Если учесть, что экспериментально полученная плотность накопленного Cs-137 к настоящему времени в почве на открытых участках составляет примерно 50% от плотности накопленного Cs-137 в лесной почве, то можно считать, что унос почвы со скоростью 7-8 мм/год отражает действительный процесс, протекающий в почве.

Литература

1. Алексахин Р.М. Радиоактивное загрязнение почвы и растений. - М.: АН СССР, 1963.

2. Алексахин Р.М., Нарышкин М.А. Миграция радионуклидов в лесных биогеоценозах. - М.: Наука, 1977.