CC BY
17
УДК 631.95;631.45;502/504
ДИНАМИКА РАСПРЕДЕЛЕНИЯ 137Cs В ПОЧВАХ ТУЛЬСКОЙ ОБЛАСТИ ДО И ПОСЛЕ АВАРИИ НА ЧЕРНОБЫЛЬСКОЙ АЭС
В. К. Кузнецов1*, Е. П. Князева2, А. И. Санжаров1, Е. О. Кречетникова1, О. Б. Цветнова3
1 ФГБНУ ВНИИ радиологии и агроэкологии, 249032, Россия, Калужская обл., г. Обнинск, Киевское шоссе, 109 км
2 Тульский научно-исследовательский институт сельского хозяйства - филиал ФГБНУ «Федеральный исследовательский центр "Немчиновка"», 301493, Россия, Тульская обл., Плавский район, п. Молочные Дворы, ул. Садовая, д. 7
3 МГУ имени М.В. Ломоносова, факультет почвоведения, 119991, Россия, Москва, Ленинские горы, д. 1, стр. 12
* E-mail: [email protected]
В период с 1978 по 2021 г. изучались параметры миграции и динамика распределения 137Cs в пахотных и целинных почвах Тульской области. Выявлены идентичные закономерности распределения 137Cs глобальных и аварийных чернобыльских выпадений в почвенном профиле выщелоченных черноземов. На пахотных угодьях проведение агротехнических мероприятий способствует равномерному распределению 137Cs в пахотном слое почв. В ненарушенных почвенных горизонтах черноземных почв луговых фитоценозов наиболее активно процессы перераспределения радионуклидов в поверхностных слоях наблюдались в первый 10-летний период после выпадения, что способствовало выравниванию запасов 137Cs в слоях 0-2 и 2-5 см и возрастанию их содержания в слое 5-10 см до более чем 30% к началу 2000 г. В настоящее время более 75% запаса 137Cs в целинных черноземных почвах Тульской области сосредоточено в верхнем 15-см слое, а глубина проникновения радионуклидов достигает 40-45 см.
Ключевые слова: радиоактивное загрязнение, 137Cs, вертикальная миграция, распределение радионуклидов, почвы, глобальные выпадения, аварийные ситуации.
Введение
Искусственные радионуклиды, поступая на земную поверхность, включаются в почвенные физико-химические процессы, что определяет характер их дальнейшего поведения в абиотических и биотических объектах. При этом радионуклиды могут как фиксироваться и аккумулироваться в почвах, так и переходить в мобильное состояние и накапливаться в растениях.
Источниками поступления радиоактивных элементов в окружающую среду являются испытания атомного оружия и аварийные ситуации при эксплуатации предприятий ядерного топливного цикла. К началу 70-х годов прошлого столетия суммарные глобальные выпадения достигли максимума и на территории средних широт (40-500 с.ш.) доходили до 134 мКи/км2 или около 5000 Бк/м2 137Сз [14]. При этом максимальные глобальные выпадения искусственных радионуклидов были зарегистрированы в 1961-1962 гг., когда общая мощность взрывов составила 340 Мт, в результате чего был сформирован основной (до 70%) стратосферный запас долгоживущих техногенных радионуклидов [11].
В результате аварии на Чернобыльской АЭС наибольшему радиоактивному загрязнению в северной части лесостепной зоны подверглись сельскохозяйственные угодья Тульской области. Общая
площадь сельскохозяйственных угодий с плотностью радиоактивного загрязнения более 37 кБк/м2 составила в Тульской области 778,7 тыс. га, из которых на 125,7 тыс. га были зарегистрированы уровни загрязнения 137Сз от 185-555 кБк/м2 [6, 22]. По данным ФГБУ «Тулаагрохимрадиология» максимальной территорией с плотностью загрязнения 137Сз в диапазоне 37-185 кБк/м2 характеризуются сельскохозяйственные угодья Плавского и Ар-сеньевского районов с преимущественным распространением черноземных и серых лесных почв [23].
Выпавшие на поверхность почвы радионуклиды формируют начальный профиль, который под влиянием природных факторов и хозяйственной деятельности человека подвергается существенным изменениям. При этом определение характера вертикального распределения радионуклидов является важной задачей, способствующей: а) оценке запасов радионуклидов и динамики их изменений в различных слоях почвенного профиля; б) установлению глубины проникновения радионуклидов и скорости самоочищения верхних горизонтов почвы;
в) разработке моделей миграции радионуклидов;
г) составлению прогноза изменения радиационно-экологической обстановки на определенный период времени.
От вертикального распределения зависят дозы внешнего облучения, накопление радионуклидов в
растениях и сельскохозяйственной продукции, скорость смыва загрязненной почвы поверхностными водами, поступление радионуклидов в грунтовые воды, дефляция, приводящая к загрязнению приземной атмосферы. При этом вертикальная миграция радионуклидов определяется комплексом факторов, к которым относятся: диффузия свободных и адсорбированных ионов, конвективный перенос фильтрационными атмосферными осадками, перенос по корневым системам растений; миграция на коллоидных частицах (лессиваж); роющая деятельность почвенных животных; хозяйственная деятельность человека [18, 25]. Продолжительность и интенсивность их действия не являются равнозначными и зависят от конкретных условий, что обусловливает различия в характере распределения радионуклидов по профилю почвы.
Подвижность радионуклидов в почвенно-рас-тительном покрове в значительной степени обусловливается также свойствами почв, среди которых наиболее важными являются содержание илистой фракции, органического вещества, емкость катионного обмена, реакция почвенного раствора и др. [1].
Вместе с тем результаты исследований в регионах с преимущественным распространением черноземных почв носят неоднозначный характер и не позволяют в полной мере судить о динамике и закономерностях распределения 137Сз по почвенному горизонту в различных почвенно-климатических и радиоэкологических условиях.
Целью исследования является сравнительная оценка параметров миграции и динамики распределения 137Сз по профилю черноземных почв Тульской области до аварии на Чернобыльской АЭС и в различные периоды после выпадения радиоактивных веществ.
Объекты и методы исследования
В доаварийный период исследования проводили с 1978 по 1981 г. на сети контрольных участков (КУ) Плавского филиала Тульской проектно-изыс-кательской станции, расположенных в 7 районах Тульской области (Богородицком, Ефремовском, Куркинском, Новомосковском, Плавском, Черн-
ском, Кимовском). В поставарийный период с 1988 по 2021 г. работы велись и на территории Тульского НИИ сельского хозяйства. Почвенный покров на исследуемых участках представлен преимущественно выщелоченными черноземами и серыми лесными почвами. Отбор проб на контрольных участках пахотных угодий проводился на глубину 20 см и 10 см на целинных пастбищных участках. Вне контрольных участков отбор почвенных образцов выполнялся послойно с интервалом 2-5 см на глубину до 45 см.
Удельная активность 137Сз в почвах определялась в доаварийный период радиохимическим методом с последующим измерением на приборе ДП-100 [20]. После аварии на ЧАЭС определение 137Сз проводилось g-спектрометрическим методом на многоканальном анализаторе Ш 1200 с германиевым детектором GM. Ошибка измерения составляла ± 10%. Запасы 137Сз в различных слоях определялись после измерений удельной активности 137Сз с учетом плотности сложения анализируемых слоев почвенного профиля.
Результаты
В результате проведенных исследований установлено, что к концу 70-х годов прошлого столетия плотность загрязнения 137Сз почвенного покрова Тульской области в результате глобальных радиоактивных выпадений при испытаниях ядерного оружия составила 1,8-2,2 кБк/м2 (табл. 1), что полностью соответствует данным карт загрязнения 137Сз территории России и Беларуси накануне аварии на Чернобыльской АЭС [2].
В рассматриваемый период удельная активность 137Сз в почвах контрольных участков сельскохозяйственных угодий Тульской области варьировала от 3,6 до 24,6 Бк/кг, при этом максимальные показатели отмечались в верхнем 0-5-см слое почв пастбищ, в то время как в пахотных почвах 137Сз был равномерно распределен в пахотном горизонте вследствие многократного проведения агротехнических мероприятий (табл. 1).
Запас 137Сз в 5-10-см слое целинных участков почти в два раза меньше по сравнению с верхним 0-5-см слоем, что может быть обусловлено не только
Таблица 1
Распределение 137Св в почвах контрольных участков Тульской области в 1978-1981 гг.
КУ в Тульском НИИСХ КУ в 7 районах Тульской области
Вид угодий п* Удельная активность 137С8, Бк/кг Средняя плотность загрязнения 137С8, кБк/м2 п Удельная активность 137С8, Бк/кг Средняя плотность загрязнения 137С8, кБк/м2
Пашня 20 3,6-13,8** 8,7 2,3±0,46 41 4,4-13,0 8,3 2,16±0,36
Пастбище 13 10,1-24,6 17,0 2,2±0,41 12 8,1-23,8 14,1 1,73±0,28
* п — число образцов; ** числитель — мин.-макс.; знаменатель — среднее
Рис. 1. Распределение 137Сз по профилю почв целинного участка в начальный период после аварии на Чернобыльской АЭС
перераспределением радионуклидов, но и растянутым во времени поступлением 137Сз из глобальных выпадений. К примеру, в Японии даже через 38 лет после начала испытаний ядерного оружия фиксировалось осаждение глобального 137Сз и его накопление в верхнем 5-см слое почвы [24].
Следует отметить, что средняя плотность загрязнения 137Сз на контрольных участках пастбищ в 1,2 раза ниже соответствующих показателей на пахотных угодьях и в 1,3 раза ниже, чем на целинных участках в Тульском НИИСХ. Данные различия, вероятно, обусловливаются разной глубиной отбора почвенных образцов.
После аварии на Чернобыльской АЭС радиоактивное загрязнение территории Тульской области формировалось в результате выпадений радиоактивных высокодисперсных аэрозолей преимущественно с дождевыми осадками, физико-химическая форма 137Сз в которых аналогична глобальным радиоактивным выпадениям. В связи с этим можно предполагать и аналогичные закономерности поведения радионуклидов в объектах окружающей среды.
Через два года после радиоактивного загрязнения сельскохозяйственных угодий (1988 г.) более 90% выпавшего радионуклида содержалось в 5-см слое почв целинных участков, из которых 78% было сосредоточено в слое 0-2 см (рис. 1). В течение последующих семи лет наблюдалось активное перераспределение 137Сз в верхнем 10-см слое черноземных почв и наиболее существенные изменения происходили в верхнем 2-см слое почвы, запасы 137Сз в котором снизились с 78 до 33%, и, напротив, в нижележащем 2-5-см слое суммарное содержание 137Сз возросло до 26%. При этом максимально наблюдаемая глубина проникновения радионуклида достигла 25 см с запасом 137Сз в 20-25-см слое — 0,13%.
Закономерности распределения чернобыльского 137Сз в выщелоченных черноземах целин-
ных участков в 1993 г. аналогичны распределению в почве 137Сз, выпавшего в результате испытаний ядерного оружия (рис. 1, 2).
При этом если в 1993 г. в 5- и 10-см слоях почвы содержалось 59 и 26% запаса 137Сз, то в 1981 г. — 56 и 32% соответственно.
Через 13 лет после аварии на Чернобыльской АЭС (1999 г.) наблюдалось выравнивание запасов 137Сз, содержащихся в слоях 0-2 и 2-5 см (рис. 3). Однако суммарные запасы 137Сз в слое 0-5 см в 1,4 раза превышали соответствующие значения в нижележащем 5-10-см слое.
Процесс перераспределения запасов 137Сз из верхних слоев почвы в нижние отмечался и через 21 год после радиоактивного загрязнения (2007 г.), что выражалось в снижении содержания 137Сз в слое 0-2 см с его последующим перераспределением в нижележащие слои почвенного горизонта. В более поздний период (с 2010 по 2021 г.) наиболее выра-
I - пастбище I I - пашня
0-5
о
2 5-10
ш т О с
>§ 10-15
15-20
60 50 40 30 20 10 0 Запас 137Сз, %
Рис. 2. Распределение 137Сз в различных слоях выщелоченных черноземов на пахотных и целинных участках Тульской области в дочернобыльский период (1981 г.)
2007 г.
о
О
0-2
2-5
5-10
10-15 15-20
20-25
шшвш.
//////
К/ЖХХЖХХ
кЯЯхШЯхххххх;
ш
30 25 20 15 10 Запас 137Сб, %
Рис. 3. Распределение 137Сз по профилю почв целинного участка в период с 1999 по 2007 г.
женная интенсивность процессов перераспределения радионуклидов почвы проявлялась в средних и нижних слоях почвенного профиля, где наблюдалось увеличение содержания 137Сз в 15-30-см слое почвы, а также отмечалось возрастание глубины проникновения радионуклида до 40-45 см (рис. 4). При этом основной суммарный запас 137Сз (77,5%) в черноземных почвах с плотностью загрязнения 220 кБк/м2 в настоящее время сосредоточен в верхнем 15-см слое.
Обсуждение
Первоначальные уровни загрязнения и характер распределения 137Сз в почвенном покрове со временем претерпевают изменения, обусловленные как радиоактивным распадом элемента, так и процессами его вертикальной и латеральной миграции. При этом вертикальная миграция радионуклида зависит как от характера выпадений и свойств выпавших частиц, так и от физических, химических и физико-химических характеристик почв, а также
интенсивности протекающих биогеохимических процессов.
После аварии на ЧАЭС были проведены исследования и опубликован ряд работ по оценке параметров миграции радионуклидов в радиоактивно загрязненных районах России, Республики Беларусь и Украины, в которых показано, что наиболее высокие скорости миграции радионуклидов отмечаются на торфяных почвах и почвах легкого гранулометрического состава, при этом параметры миграции 908г в 1,5-15,0 раз выше, чем 137Сз [5, 17, 20, 25].
По мнению ряда авторов [13], вертикальная миграция в почве протекает во времени скачкообразно в зависимости от сезона и погодных условий. В зимних условиях происходит только медленная диффузия 137Сз в твердой фазе промерзших почв. В летний период при выпадении осадков в результате кольматажа и инфильтрации растворимых форм радионуклидов происходит их быстрая миграция вниз по профилю. При высыхании почв происходит перенос растворимых форм радиону-
Рис. 4. Распределение 137Сз по профилю почв целинного участка в период с 2010 по 2021 г.
клидов из нижних почвенных слоев к поверхности, а интенсивность этого процесса определяется погодными условиями. Таким образом, наблюдаемое реальное распределение радионуклидов в почвенном профиле является результатом взаимодействия циклических почвенных и погодно-климатических процессов, модифицирующих миграционный характер поведения радионуклидов. В связи с многофакторностью процессов миграции количественное описание формирования вертикальных профилей в различных почвенно-клима-тических и радиационно-экологических условиях затруднительно [7].
Вместе с тем исследования, проведенные после аварии на Чернобыльской АЭС, показали, что через 18 лет после чернобыльского выброса распределение 137Сз в залежных черноземах и пахотных почвах агроэкосистем Тульской области характеризовалось значимыми различиями. В почвах залежных участков наибольшая удельная активность 137Сз наблюдалась в верхней 10-см толще с относительным максимумом на глубине 3-7 см, в нижележащей толще отмечалось резкое падение этого показателя. Для пахотных почв агроценоза в отличие от залежных участков было выявлено достаточно равномерное распределение радионуклида по всей толще пахотного горизонта с резким снижением в подпахотных слоях. При этом в ряде случае на поверхности пахотного горизонта фиксировалось слабо выраженное накопление ресуспензирован-ного материала [12].
По данным других авторов, за 20-летний период произошло значительное перераспределение 137Сз в верхних слоях почвенного горизонта, при этом в ряде случаев на черноземных почвах наблюдалось более чем двукратное превышение заглубления максимума запаса 137Сз по сравнению с дерново-подзолистыми супесчаными почвами [7].
Описанный нами характер распределения 137Сз по профилю выщелоченных черноземов подтверждается результатами других исследований, проведенных на сельскохозяйственных угодьях Плав-ского радиоактивного пятна Тульской области [4, 15, 16]. При этом практически весь запас 137Сз на целинных участках сосредоточен в слое 0-30 см, а 75-80% его суммарного содержания находится в слое 0-15 см. Аналогичные результаты были получены при проведении радиоэкологического мониторинга в районе расположения Курской АЭС на сельскохозяйственных угодьях с преобладающим распространением черноземных почв [9].
В пахотных почвах главную роль в вертикальном перемещении 137Сз играет механическое перемешивание при проведении агротехнических работ, что способствует достаточно равномерному распределению 137Сз в пахотном горизонте.
Следует отметить, что во все годы исследований наблюдается активное перераспределение 137Сз
в верхних слоях почвенного профиля ненарушенных черноземных почв Тульской области, что может быть обусловлено не только педотурбационными процессами перемешивания почвенной массы в верхнем слое за счет кольматажа, проникновения частиц в почвенные поры и трещины вследствие сезонных процессов набухания и высушивания, но и биотурбационными процессами, связанными с деятельностью многочисленных почвенных животных, а также выносом радионуклидов корневыми системами растений.
В ходе отбора почвенных образцов была установлена очень высокая степень заселенности верхних слоев почв личинками майского хруща [10], что в совокупности с биологической деятельностью дождевых червей и других почвенных животных может оказывать существенное влияние на процессы перераспределения радионуклидов в гумус-ных слоях черноземных почв. Активную миграцию радионуклидов в черноземных почвах отмечают и сотрудники ФГУ «Плавскагрохимрадиология», которая, по их данным, наиболее интенсивно проходила в верхних слоях почв в период с 1986 по 1995 г. [23].
Следует отметить, что район проведения исследования относится к северной части лесостепной зоны с наиболее выраженным по сравнению с центральной и южной провинциями промывным режимом, что также способствует миграции радионуклидов с фильтрационными водами. В этой связи наблюдаемая вертикальная миграция 137Сз в ненарушенных гумусированных луговых почвах зоны аварии на АЭС «Фукусима-1» происходит значительно быстрее по сравнению с почвами 30-километровой зоны Чернобыльской АЭС, что может быть связано с большей, примерно в 2,5 раза, годовой нормой осадков в Фукусиме по сравнению с зоной аварии на ЧАЭС, а также с различиями внутригодо-вого температурного режима почв и более высокой биологической активностью в поверхностном слое почвы [8].
В то же время по данным Уральского научно-практического центра радиационной медицины [3] максимальная глубина проникновения 137Сз по профилю выщелоченного чернозема на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа за 30 лет после радиоактивных выпадений не превысила 15 см. При этом более 50% запаса 137Сз сосредоточено в слое 0-5 см. Однако на территории Оренбургской области в районах выпадений от ядерного взрыва Тоцкого войскового учения за 60 лет после поверхностного загрязнения 137Сз и 908г мигрировали на глубину более 50 см [19]. Наибольшая интенсивность миграции 137Сз наблюдается по почвенному профилю темно-каштановых и черноземных почв (обыкновенный, типичный, южный) по сравнению с черноземом неполноразвитым щеб-неватым.
Выпавшие на поверхность почвенно-рас-тительного покрова радионуклиды, включаясь в биогеохимические процессы, определяют специфические особенности складывающихся радиоэкологических ситуаций на разных видах сельскохозяйственных угодий. Первичные после выпадений конфигурации радиоактивных полей загрязнения почв 137Сз в настоящее время трансформируются процессами вертикальной и латеральной миграции радионуклидов.
На территории Тульской области в начальный период времени выявлены идентичные закономерности распределения в почвенном профиле выщелоченных черноземов 137Сз, поступившего на сельскохозяйственные угодья в результате испытаний ядерного оружия и аварии на Чернобыльской АЭС. На пахотных угодьях проведение агротехнических мероприятий во всех случаях обеспечивает равномерное распределение 137Сз в пахотном слое почв.
Наиболее активно процессы перераспределения радионуклидов в поверхностных слоях черноземных почв наблюдались в первый 10-летний период после их выпадения, что способствовало выравниванию к началу 2000 г. запасов 137Сз в слоях 0-2 и 2-5 см и возрастанию их содержания в слое 5-10 см до более чем 30%. В настоящее время более 75% запаса 137Сз в черноземных почвах Тульской области сосредоточено в верхнем 15-см слое, а глубина проникновения радионуклидов достигает 40-45 см.
Проведенные исследования указывают на необходимость учета изменений перераспределения 137Сз в почвенном профиле при определении плотностей радиоактивного загрязнения на сельскохозяйственных угодьях и особенно при картировании целинных кормовых угодий. Наблюдаемые закономерности распределения 137Сз в почвенном профиле черноземных почв следует также принимать во внимание и при составлении прогноза и оценке радиационно-экологической обстановки на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению в отдаленный период времени после аварии на Чернобыльской АЭС.
Информация о финансировании работы
Исследования проводились в рамках государственного задания Министерства науки и высшего образования Российской Федерации № FZWS-2019-0005, № FZFE-2019-0015 и НИОКТР № АААА-А21-121012290189-8, выполняемой как по государственному заданию, так и при поддержке Междисциплинарной научно-образовательной школы МГУ имени М.В.Ломоносова «Будущее планеты и глобальные изменения окружающей среды».
КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ
Авторы заявляют, что исследования проводились при отсутствии любых коммерческих или финансовых отношений, которые могли бы быть истолкованы как потенциальный конфликт интересов.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Анохин В.Л. Моделирование процессов миграции радиоизотопов в ландшафтах. М., 1974.
2. Атлас современных и прогнозных аспектов последствий аварии на Чернобыльской АЭС на пострадавших территориях России и Беларуси (АСПА Россия-Беларусь) / Под ред. Ю.А. Израэля, И.М. Богдевича. М.; Минск, 2009.
3. Батурин В.А. Вертикальная миграция радионуклидов в почве Восточно-Уральского следа и ее влияние на интенсивность исходящего излучения // Атомная энергия. 1997. Т. 82, № 1.
4. Геннадиев А.Н., Голосов В.Н., Чернянский С.С. и др. Анализ сопряженного использования радиоактивного и магнитного трассеров для количественной оценки эрозии почв // Почвоведение. 2005. № 9.
5. Иванов Ю.А., Левчук С.Е., Киреев С.И. и др. Подвижность радионуклидов выброса ЧАЭС в почвах отчужденных территорий // Ядерная физика и энергетика. 2011. Т. 12, № 4.
6. Израэль Ю.А., Квасникова Е.В., Назаров И.М. и др. Глобальное и региональное радиоактивное загрязнение цезием-137 европейской территории бывшего СССР // Метеорология и гидрология. 1994. № 5.
7. Квасникова Е.В., Жукова О.М., Гордеев С.К. и др. Цезий-137 в почвах ландшафтов через 20 лет после аварии на Чернобыльской АЭС // Известия РАН. Сер. геогр. 2009. № 5.
8. Коноплев А.В., Голосов В.Н., Йощенко В.И. и др. Вертикальное распределение радиоцезия в почвах зоны аварии на АЭС Фукусима-1 // Почвоведение. 2016. № 5.
9. Кузнецов В.К., Исамов Н.Н., Сидорова Е.В. и др. Результаты радиоэкологического мониторинга агро-экосистем в районе расположения Курской АЭС // Проблемы экологического мониторинга и моделирования экосистем. 2018. Т. 29, № 1.
10. Кузнецов В.К., Калашников К.Г., Грунская В.П. и др. Горизонтальная и вертикальная миграция 137Cs в склоновых ландшафтах // Радиобиология. Радиоэкология. 2009. № 3.
11. Марей А.Н., Бархударов P.M., Книжников В.А. и др. Глобальные выпадения продуктов ядерных взрывов как фактор облучения человека / Под ред. А.Н. Марея. М., 1980.
12. Липатов Д.Н., Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Содержание и распределение 137Cs в почвах лесных и агро-экосистем Тульской области // Радиационная биология. Радиоэкология. 2007. Т. 47, № 5.
13. Махонько К.П, Медведев В.И. Вертикальная миграция и плотность загрязнения 137Cs почвы Южного Забайкалья // Атомная энергия. 2000. Т. 88, № 3.
14. Мирончик А.Ф. Выпадение, содержание в продукции и поступление 90Sr и 137Cs глобальных выпадений
в организм жителей до аварии на Чернобыльской АЭС // Вестн. Белорусско-Российского ун-та. 2008. № 4 (21).
15. Парамонова Т.А., Комиссарова О.Л., Турыкин Л.А. и др. След Чернобыля в агроландшафтах Черноземья: независимая оценка 30 лет спустя // Природа. 2019. № 7.
16. Парамонова Т.А., Беляев В.Р., Иванов М.М. и др. Анализ вертикального распределения цезия-137 в профиле пахотных черноземов при различных схемах их опробования // Радиоактивность после ядерных взрывов и аварий: последствия и пути преодоления. Обнинск, 2016.
17. Подоляк А.Г. Влияние вертикальной миграции и форм нахождения 137Сз и 908г в почвах на их биологическую доступность на примере естественных лугов Белорусского полесья // Агрохимия. 2007. № 2.
18. Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. Физико-химические механизмы и моделирование. М., 1981.
19. Рахимова Н.Н., Ефремов И.В., Горшенина Е.Л. Миграционные способности радионуклидов Сз-137 и 8г-90 в различных типах почв // Вестн. Оренбургского гос. ун-та. 2015. № 10 (185).
20. Радиоэкологические последствия аварии на Чернобыльской АЭС: биологические эффекты, миграция, реабилитация загрязненных территорий / Под ред.
чл.-корр. РАН Н.И. Санжаровой и проф. С.В. Фесенко. М., 2018.
21. Радиохимическое определение удельной активности цезия-137 и стронция-90 в пробах пищевой продукции, почвы, других объектов окружающей среды и биопробах: Методические рекомендации. М., 2014.
22. Российский национальный доклад: 30 лет чернобыльской аварии. Итоги и перспективы преодоления ее последствий в России. 1986-2016 / Под ред. В.А. Пучкова, Л.А. Большова. М., 2016.
23. Хекало Н.Л., Пучков Ю.Н. Динамика содержания радионуклидов в черноземах Тульской области // Материалы научно-практической конференции «Чернобыль: экология, человек, здоровье». М., 2006.
24. Koarashi J., Atarashi-Andoh M., Amano H. et al. Vertical distributions of global fallout 137Cs and 14C in a Japanese forest soil profile and their implications for the fate and migration processes of Fukushima-derived 137Cs. // J. Radioanal. Nucl. Chem. 2017. Vol. 311.
25. Shcheglov A.I., Tsvetnova O.B., Klyashtorin A.L. Bio-geochemical migration of technogenic radionuclides in forest ecosystems. M., 2001.
Поступила в редакцию 19.04.2022 После доработки 30.05.2022 Принята к публикации 14.08.2022
DYNAMICS OF 137Cs DISTRIBUTION IN THE SOILS OF THE TULA REGION BEFORE AND AFTER THE CHERNOBYL ACCIDENT
V. K. Kuznetsov, E. P. Knyazeva, A. I. Sanzharov, E. O. Krechetnikova, O. B. Tsvetnova
From 1978 to 2021, the migration parameters and dynamics of the distribution of 137Cs in arable and virgin soils of the Tula region were studied. Identical patterns of distribution of 137Cs from global and Chernobyl fallout in the soil profile of leached chernozems were revealed. On arable land, agrotechnical measures contribute to the uniform distribution of 137Cs in the arable soil layer. In virgin soil horizons of chernozem soils of meadow phytocenoses, the processes of redistribution of radionuclides in the surface layers were most active in the first 10-year period after the fallout, which this contributed to the equalization of 137Cs content in layers 0-2 and 2-5 cm and its increase in the 5-10 cm layer to more than 30% by the beginning of 2000. Nowadays, more than 75% of the 137Cs content in virgin chernozem soils of the Tula region is concentrated in the upper 15 cm layer, and the penetration depth of radionuclides reaches 40-45 cm.
Key words: soils, radioactive contamination, 137Cs, vertical migration, distribution of radionuclides.
СВЕДЕНИЯ ОБ АВТОРАХ
Кузнецов Владимир Константинович, докт. биол. наук, зав. лаб. радиоэкологии и агроэкологического мониторинга ФГБНУ ВНИИ радиологии и агроэкологии, e-mail: [email protected]
Князева Елена Петровна, ст. науч. сотр. отд. земледелия Тульского НИИ сельского хозяйства — филиала ФГБНУ «Федеральный исследовательский центр "Немчиновка"», e-mail: [email protected]
Санжаров Андрей Иванович, канд. биол. наук, ст. науч. сотр. лаб. радиоэкологии и агроэкологического мониторинга ФГБНУ ВНИИ радиологии и агроэкологии, e-mail: [email protected]
Кречетникова Евгения Олеговна, мл. науч. сотр. лаб. радиоэкологии и агроэкологического мониторинга ФГБНУ ВНИИ радиологии и агроэкологии, e-mail: [email protected]
Цветнова Ольга Борисовна, канд. биол. наук, вед. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: [email protected]
