Известно, что почва является основным компонентом природной среды, подвергающимся загрязнению при ядерных испытаниях. В почве накапливаются и сохраняются все вещества, загрязняющие экосистему, в том числе и техногенные радионуклиды. Поэтому изучение содержания и распределения радионуклидов в почвах бывшего Семипалатинского испытательного полигона (СИП) есть крайне необходимый аспект исследований, позволяющий иметь прогнозные разработки их миграции в пространстве для реабилитации земель.
В период с 1949 по 1989 год на СИП было осуществлено 456 ядерных испытаний. Из числа проведенных испытаний 116 были атмосферными, которые проводились на площадке «Опытное поле» (рис. 1, а), из которых 86 испытаний являлись воздушными, а 30 наземными [6]. Данные испытания повлекли за собой радиоактивное загрязнение почвенного покрова в местах непосредственного проведения ядерных испытаний на технических площадках «Опытного поля» и на территориях пролегания радиоактивных следов, которые выходили далеко за пределы СИП. Также был сформирован фон выпадений для территории СИП, отличающийся от фона глобальных выпадений земного шара. Следующий тип испытаний, проводимых на СИП, это подземные ядерные испытания. Данные испытания проводились двумя способами. В вертикальных скважинах на площадках «Балапан» и «Сары-Узень» и в горизонтальных горных выработках – штольнях на площадке «Дегелен». Если в первом случае радионуклидного загрязнение почвенного покрова в месте проведения испытаний не происходило, за исключением отдельных аварийных ситуаций, то во втором случае загрязнение почвы радионуклидами продолжается и в настоящее время, за счет выноса радионуклидов из полостей штольни с подземными водами.
а 
б 
в 
г 
д 
е 
Рис. 1. а – схематическое расположение испытательных площадок СИП; схема заложения исследовательских площадок; б – на пл. «Опытное поле»; в – на радиоактивном следе; г – на площадке «4А»; на площадке «Дегелен»; д – в районе штольни 176; е – в районе штольни 177
Следующим видом испытаний, повлекшими загрязнение радионуклидами почвенного покрова, были испытания боевых радиоактивных веществ (БРВ) на площадках «4» и «4А». Площади участков радиоактивного загрязнения в местах испытаний колеблются от сотен до сотен тысяч квадратных метров, а в отдельных случаях протяженность некоторых участков достигает несколько километров.
Радиоактивное загрязнение почвенного покрова произошло и при экскавационных ядерных взрывах с выбросом грунта, направленных на создание каналов и водохранилищ, для удовлетворения нужд народного хозяйства (объекты «Атомное» озеро, Телькем-1 и Телькем-2). Основная часть радионуклидов, образовавшаяся во время таких взрывов, выпала непосредственно в местах проведения испытаний. Однако в этой работе данные объекты не рассматриваются, так как техногенное перемешивание почвенных горизонтов при проведении экскавационных ядерных взрывов не позволяет рассмотреть характер распределения радионуклидов в вертикальном почвенном профиле.
Таким образом, для исследования особенностей вертикальной миграции радионуклидов в почвенном покрове наиболее интересным являются почвы степных ландшафтов таких объектов СИП, как площадка «Опытное поле», площадки испытаний БРВ и следы радиоактивных выпадений, так как основная доля радиоактивного загрязнения при таких испытаниях приходится на не нарушенный почвенный покров. Отдельный интерес представляют радиоактивно-загрязненные луговые почвы испытательной площадки «Дегелен», так как вокруг нее сосредоточено множество хозяйств, занимающихся выпасом сельскохозяйственных животных и заготовкой растительного корма вокруг площадки «Дегелен» и в ее пределах.
Материалы и методы исследований
Полевые работы. Для исследования характера вертикального распределения радионуклидов в почвенном покрове степных экосистем в местах проведения наземных и воздушных ядерных испытаний на испытательных участках П-1, П-2, П-3, П-4 П-5 и П-7, площадки «Опытное поле» заложено 8 исследовательских площадок с заложением почвенных разрезов с послойным отбором проб почвы на радионуклидные анализы с интервалом в 3 см (рис. 1, б). Площадки закладывались рядом с эпицентрами взрывов при максимальных значениях показателей γ- и ß – излучения, на участках без видимого техногенного нарушения почвенного покрова.
Для исследования особенностей вертикальной миграции радионуклидов в почвенном покрове на радиоактивных следах заложено 8 почвенных разрезов. Разрезы заложены в юго-восточной части СИП на радиоактивных следах, сформировавшихся в результате прохождения радиоактивных облаков от взрывов, проведенных в 12.08.1953 г., 20.05.1960 г. и 01.07.1961 г (рис. 1, в).
Для исследования особенностей вертикальной миграции радионуклидов в почвенном покрове в местах испытания БРВ на площадке «4А» заложено 10 исследовательских площадок (рис. 1, г). После радиометрического обследования на 5-и площадках заложены почвенные разрезы с послойным отбором проб почвы с интервалом в 3 см.
Для исследования характера распределения радионуклидов в почвенном покрове луговых экосистем, в экосистемах площадки «Дегелен», сопряженных с радиоактивно-загрязненными водотоками из штолен № 176 и 177, заложены исследовательские площадки с заложением почвенных разрезов с послойным отбором проб почвы на радионуклидные анализы (рис. 1, д, е).
Для характеристики почвенного покрова были использованы почвенные полевые методы заложения и описания разрезов, отбор проб по генетическим горизонтам и выбранным интервалам. Выполнены некоторые почвенно-химические анализы. Проведены лабораторные радионуклидные анализы.
Лабораторные работы. Анализы по измерению удельной активности радионуклидов в пробах почвы проводились в соответствии со стандартизованными методическими указаниями [1, 2, 3] на поверенном оборудовании. Определение удельной активности радионуклидов 137Cs и 241Am проводилось на γ-спектрометре CanberraGX-2020, 90Sr и 239+240Pu – радиохимическим выделением с последующим измерением на β-спектромертре TRI-CARB 2900 TR и α-спектромертре Canberra (мод. 7401) соответственно. Удельная активность 90Sr и 239+240Pu – определялась радиохимическим методом [4, 6]. Предел обнаружения по 137Cs составлял и 4 Бк/кг, 241Am – и 1 Бк/кг, 239+240Pu – 1 Бк/кг, 90Sr – 5 Бк/кг. Погрешность измерений для 137Cs и 241Am не превышала 10–20 %, 90Sr – 15–25 %, 239+240Pu – 30 %.
Результаты исследований и их обсуждение
Характер распределения радионуклидов в почве в местах проведения наземных испытаний. В местах проведения наземных испытаний на площадке «Опытное поле», в среднем, максимальные значения радионуклидов отмечаются до глубины 10 см, далее содержание радионуклидов резко падает (рис. 2, а). Однако из рисунка видно, что наблюдаются скачки в горизонтах расположенных ниже 15 см. Так, в разрезе с участка П-2, П-7 максимум содержания всех радионуклидов находится на отметке 18–21 см, что связано, видимо, с антропогенным нарушением (рис. 2, б). Это подтверждают физико-химические свойства почв отдельных горизонтов. Так, содержание гумуса во втором горизонте несколько больше, чем в первом от поверхности; совершенно не меняется по глубине содержание карбонатов; плотность почвы при отборе оказалась совершенно одинаковой. Эти особенности говорят об антропогенном вмешательстве в естественное строение профиля, что, по-видимому, привело к перемешиванию почво-грунта, что возможно как при ядерных испытаниях, так и при рекультивационных работах.
В целом, при отсутствии признаков антропогенного нарушения наблюдается классический характер распределения радионуклидов в почве с глубиной (рис. 2, в).
а 
б 
в 
Рис. 2. Вертикальное распределение радионуклидов в почве в местах наземных ядерных испытаний: а – среднее на основании данных с 8-и разрезов; б – антропогенно-нарушенный участок; в – распределение характерное для большинства разрезов
Характер распределения радионуклидов в почве на следах радиоактивных выпадений. В среднем, максимальные значения радионуклидов, как и в случае с предыдущим видом загрязнения, отмечаются до глубины 10 см (рис. 3, а). Однако для большинства светло-каштановых щебнистых почв склонов сопок, через которые проходит радиоактивный след, максимальные значения удельной активности радионуклидов отмечаются до глубины 5 см (рис. 3, б).
а 
б 
в 
Рис. 3. Вертикальное распределение радионуклидов в почве на радиоактивных следах: а – среднее на основании данных с 8-и разрезов; б – распределение, характерное для светло-каштановых щебнистых почв склонов сопок; в – распределение в солонцевато-солончаковатых почвах
Рыхлое сложение поверхностных горизонтов солонцевато-солончаковатых почв межсопочных понижений способствует большему проникновению радионуклидов в нижележащие горизонты (рис. 3, в). Таким образом, вертикальное распределение радионуклидов в почве может отличаться из-за морфологических особенностей различных типов почв.
Характер распределения радионуклидов в почве в местах испытания БРВ. Необходимо отметить более глубокое проникновение радионуклида 90Sr в почвенный профиль, чем при других видах загрязнения. Высокие значения удельной активности 90Sr сохраняются до материнских пород. Причиной глубокого проникновения радионуклида можно считать легкий механический состав почвогрунтов, характер проведения испытаний на данной площадке и подвижность, и растворимость этого радионуклида. Поведение 241Am и 137Cs почвенных профилях площадки 4 «А» сильно отличается от классического поведения этих радионуклидов, когда максимумы значений их содержания отмечаются в верхнем слое почвы 5–10 см. Так, в разрезе участка 2 максимальные значения, как 137Cs,90Sr и 241Am, наблюдаются в слое 20–25 см, а в разрезе 24 – в слое 15–20 см. Таким образом, в вертикальных почвенных профилях площадки 4 «А» можно выделить две зоны с различными механизмами вертикального распределения радионуклидов. Первая зона – глубина первичного распространения радионуклидов во время одномоментного выливания жидкости, содержащей радионуклиды в локальные точки в момент проведения испытаний и дальнейшее промывание атмосферными осадками «свежего» выпадения вглубь почвы до определенного почвенного горизонта. Наличие такого механизма хорошо просматривается в вертикальном почвенном профиле на участках 2 и 24 (рис. 4, б, в).
а 
б 
в 
Рис. 4. Вертикальное распределение радионуклидов в почве после испытаний БРВ: а – среднее на основании данных с 5-и разрезов; б – распределение на участке 2; в – распределение на участке 24
Вторая зона – зона классического распространения радионуклидов. Если за ее начальную точку (верхнюю границу) взять слой почвы, являющийся последним в первой зоне (глубине первичного распространения радионуклидов), то можно наблюдать классическое распределение радионуклидов в почвенном профиле (рис. 4, б, в).
Характер распределения радионуклидов в луговых почвах. В целом, вертикальное распределение радионуклидов в луговых почвах подчиняется общепринятым закономерностям. Однако вертикальное распределение основных техногенных радионуклидов в водонасыщенной почвенно-грунтовой толще центральной части экосистемы, сопряженной с водотоком из штольни, показывает высокую подвижность радионуклидов в почве (рис. 5).
Рис. 5. Вертикальное распределение радионуклидов в водонасыщенных луговых почвах
Выводы
- В условиях аридной зоны, без дополнительного увлажнения почв, максимальное содержание техногенных радионуклидов сосредоточено только в поверхностных горизонтах 0–5, 5–10 см.
- В почвенных профилях площадки «4А» выделено две зоны с различными механизмами вертикального распределения радионуклидов. Первая зона – глубина первичного распространения радионуклидов во время одномоментного выливания радиоактивной жидкости в локальные точки в момент проведения испытаний и дальнейшее промывание атмосферными осадками «свежего» выпадения вглубь почвы до определенного почвенного горизонта. Вторая зона – зона классического распространения радионуклидов.
- Техногенные нарушения почвенного покрова, которые сопровождали ядерные испытания и подготовительные к ним работы, могут нарушить общую закономерность распределения радионуклидов в почвенном профиле.
- В условиях дополнительного увлажнения почв за счет склонового стока или грунтовых вод отмечается интенсивная миграция техногенных радионуклидов, в первую очередь 90Sr, как наиболее растворимого и подвижного радионуклида.
Рецензенты:
Спирин Е.В., д.б.н., зав. физико-химическим отделом, ГНУ «Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук» (ГНУ ВНИИСХРАЭ Россельхозакадемии), г. Обнинск;
Спиридонов С.И., д.б.н., профессор, заведующий лабораторией математического моделирования и программно-информационного обеспечения, ГНУ «Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук (ГНУ ВНИИСХРАЭ Россельхозакадемии)», г. Обнинск.
Работа поступила в редакцию 04.12.2013.