CC BY
28
УДК 546.791:631.4
ВЛИЯНИЕ ПРОЦЕССОВ ОПУСТЫНИВАНИЯ НА ИНТЕНСИВНОСТЬ МИГРАЦИИ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОЧВАХ ТЕРСКО-КУМСКОЙ НИЗМЕННОСТИ Т.А. Асварова , З.Г. Залибеков , А.С. Абдуллаева
*
Учреждение Российской Академии наук Прикаспийский институт биологических ресурсов Дагестанского научного центра РАН Россия, 367025 Махачкала, ул. М. Гаджиева, 45. E-mail: tatacvaramail.ru **Учреждение Российской Академии наук институт геологии Дагестанского научного центра РАН Россия, 367014 Махачкала, ул. Ярагского, 75. E-mail: pibrdncrana mail.ru
Поступила 28.09.2011 Приведены результаты радиоэкологических исследований на территории Терско-Кумской низменности. Проанализирована интенсивность миграции радионуклидов в почвах, подверженных опустыниванию в разной степени - слабой и сильной. Выявлено, что в условиях интенсивности процессов аридизации и опустынивания происходит возрастание миграционной способности и высокой степени сорбции почвами радионуклидов урана и тория.
Ключевые слова: почва, опустынивание, аридизация, радионуклиды, уран, торий, миграция.
Введение
Несмотря на значительное разнообразие в распределении и содержании тяжелых естественных радионуклидов в почвах различных природно-климатических зон, не существует единого мнения о миграции радионуклидов в отдельных компонентах ландшафтов. Территория Терско-Кумской низменности является модельным полигоном ряда проектов, связанных с разработкой планов рационального землепользования, динамикой почвенно-растительного покрова.
Значительный объем исследований проведен в регионе по почвам, растительности, грунтовым и поверхностным водам и закономерностям их изменения. Радиоэкологические исследования с выявлением закономерностей радионуклидов в регионах с аридным климатом, практически отсутствуют. В недостаточной степени изучены пространственное распределение и концентрация естественных радионуклидов и их динамика в почвенно-растительном покрове рассматриваемого региона.
Интерес к проблеме изменения естественного радиационного фона существенно возрос в связи с интенсивностью процессов опустынивания и аридизации почвенного
покрова в южных регионах России. В общей проблеме борьбы с опустыниванием, радиационный контроль природного радиационного фона и его составляющих естественных радионуклидов урана и тория, занимает определенное место.
Почвы, являясь важным биогеохимическим барьером для транспорта радионуклидов в растения, животных и организма человека, выполняют роль объекта регулирования радионуклидного обмена в круговороте веществ. Учитывая эти обстоятельства, настоящая работа посвящена изучению современного состояния естественного радиационного гамма-фона и выявлению закономерностей изменения содержания радионуклидов 238и и 232ТЬ в основных типах почв Терско-Кумской низменности.
Материал и методика
Гамма-съемку почвенно-растительного покрова проводили по маршрутам с помощью поискового дозиметра СРП-68-01 и МКС-10Д. Почвенные разрезы закладывали по геоморфологическому профилю с отбором проб почв и почвообразующих пород. Валовое содержание 238и и 232ТЬ в почвах определяли последовательно путем хроматографического выделения из одного и того же раствора с помощью анионита ЭДЭ-10П и спектрофотометрического с арсеназо-Ш на 8реео1 и КФК-2МП, соответственно при Х=670 нм и ^=665нм (Попов и др., 1981). Агрохимические анализы почв и статистическая обработка результатов проводили по общепринятым методам (Аринушкина, 1961; Лакин, 1980).
Результаты и обсуждение
Основными природными факторами в аридных областях являются засушливость климата, геохимическая бессточность территории, высокая доля засоленных и солонцеватых почв в почвенном покрове, низкая биологическая продуктивность естественных фитоценозов. Главной причиной, ведущей к неблагоприятным изменениям, является пастбищная дигрессия, перевыпас и сбой пастбищ, неоправданная распашка легких почв. Кроме того в результате их проявления развивается вторичное засоление, загрязнение почв и растительного покрова.
Содержание и интенсивность миграции радионуклидов в изученных почвах (светлокаштановые карбонатные, светлокаштановые солонцеватые, солончаки бугристые и типичные) Терско-Кумской низменности, рассмотрены по вариантам разной степени опустынивания (табл. 1).
Выбор указанных градаций объясняется интенсивным расширением деградированной территории, где деградация рассматривается как высшая степень потери биологической продуктивности экосистем. В качестве основного показателя
темпов деградации почвенного покрова принят ежегодный прирост площадей луговых, типичных солончаков, а опустынивания - площадей голых, пухлых, бугристых солончаков, очагов разбитых песков и объектов техногенного покрова (Залибеков, 2000, Стасюк, 2005).
Природный радиационный у-фон определяется геологическим строением территории и радиогеохимическими особенностями почвообразующих пород. Независимо от геохимического состава и морфологической структуры поверхностный слой почвы, богатый растительным покровом, имеет более высокую у-активность. Здесь проявляется эффект суммирования мощности дозы - излучения почвы и растительного покрова, но превалирующее значение имеют почвы (Асварова, Бутаев, Давыдов, 2001).
В создании мощности дозы у-радиации природного радиационного фона в качестве
238 232 226
основных естественных источников у-излучения выступают изотопы У, Тп, Ка и 40К. Гамма-активность почвенно-растительного покрова в светлокаштановых почвах и солончаках Терско-Кумской низменности находится в пределах от 6 до 25 мкР/ч (табл.1), превышая среднюю величину, равную 10 мкР/ч. Обнаружена мозаичность у-активности почвенно-растительного покрова, где наибольшая у-активность выявлена в ареале светлокаштановой почвы - 14-25 мкР/ч, на солончаках бугристых составляет 13-19 мкР/ч.
Одной из основных причин различий у-активности на территории изученных почвенных разрезов является ветровая эрозия, которая становится потенциально-опасной на почвах легкого гранулометрического состава. Под влиянием ветровой эрозии происходит некоторое удаление радиоактивных элементов, с образованием локальных точек с низкими и более высокими градиентами у-активности. В результате создаются отдельные участки с повышенной у-активностью в процессе миграции и рассеивания радионуклидов. Солончаки бугристые являются наиболее благоприятными для образования участков с высоким градиентом изменения радиоактивности, связанные с элементами микро-мезорельефа.
Накопление У и Тп в почвах зависит от целого ряда факторов, главными из которых являются: исходный уровень радиоактивности коренных пород, генезис продуктов выветривания почвообразующих пород и типовые различия почв. Первичным процессом, ответственным за распределение радионуклидов и макроэлементов между твердой и жидкой фазами почвы, является сорбция. Существуют два подхода интерпретации поведения радионуклидов в почвах. Во-первых, в почвенной среде, достаточно сорбционных мест для полного поглощения радионуклидов. Во-вторых,
концентрация радионуклидов в растениях при усвоении из почвы пропорциональна уровню ее загрязнения этим радионуклидом (Пристер, 2007; Алексахин, 2009).
Уран обладает сильной миграционной способностью (Щербина, 1957), и характер его распределения связан с процессами почвообразования (Баранов, Морозова, 1971).
238 4 232
Содержание радионуклидов в земной коре (кларк) составляет 2
4% (Виноградов, 1957). За геохимический фон содержания радионуклида в равнинных почвах принимают величину для 238и- 1-2.4-10-4%, 232ТЬ-7-10-4%.
Установлено, что содержание урана в почвах Терско-Кумской низменности, в основном не превосходят «кларки» (п-10-4%), но в отдельных случаях характеризуются и превышением этих величин. В гумусовом горизонте лугово-болотных почв, простирающихся в прибрежной полосе Каспийского моря, концентрация урана наибольшая. Затем в порядке снижения содержания его следуют луговые, светлокаштановые, солончаки и лугово-каштановые почвы. Повышенное содержание урана и тория в лугово-болотных почвах, обусловлено тяжелым гранулометрическим составом и увеличением содержания органического вещества, способствующее сорбции на коллоидах гуминовых и фульвокислот. Заметное влияние оказывают засоление, избыточное увлажнение и содержание теригенного материала (Давыдов, Асварова, Кукулиева,1981).
В бугристом солончаке, гумус в слое 0-10 см составляет 2.86%, накопление связано с эоловым переносом массы поверхностных слоев почв разных регионов, подверженных ветровой эрозии. Аккумуляция карбонатов кальция, калия, магния и легкорастворимых солей достигает максимальной величины на глубине 26-50 см -2.77% сухого остатка.
Различия в составе и содержании солей с глубиной можно объяснить полигенетическим происхождением слагающего материала, в котором ведущую роль играет эоловый перенос отложений из регионов, удаленных от места образования бугристых солончаков. Не исключается роль вертикальной миграции солей-хлоридов в нижележащие слои при периодическом обновлении отложений на поверхности (Залибеков, 2000).
В светлокаштановой солонцеватой почве Теско-Кумской низменности в горизонте 0-10 см содержание гумуса -2.2%, карбонатов (СаСО3) -12.7 %. Увеличение легкорастворимых солей по сравнению с глубиной 0-10 см, происходит в слое 45-55 см, Максимальная величина содержания солей -3.46 % обнаружена во второй полуметровой толще профиля. рН водного раствора в светлокаштановой солонцеватой почве равно 8.8, в солончаке бугристом 8.5, вызванной включением в миграционные
процессы продуктов выветривания (карбонатов) и высоким количеством карбонатов кальция, магния.
Уран в гумусовом горизонте в изученных типах почв колеблется от 1.34 до 3.7-10" 4%, тория от 5.43 до 8.5-10"4% (табл. 1, рис.1, 2).
Исходя из таксономических интервалов светлокаштановые солонцеватые почвы и солончаки можно отнести к категории выше средней величины содержания урана (>3 10-4%) и тория (>7-1010-4%).
Полученные данные содержания радионуклидов в почвах Терско-Кумской низменности соответствуют средним значениям урана и тория в почвах Кавказа (U-1.8 10-4%, Th-6.4 10-4%), в почвах Русской равнины (U -2.210-4%, Th - 6.010-4 %) и кларковым величинам (U-3.010-4%, Th-8.0 10-4 %) (Виноградов, 1957; Баранов, Морозова, 1971).
Повышенное содержание урана в светлокаштановых солонцеватых почвах возможно происходит за счет более низкого содержания органического вещества и глинистых частиц. Поэтому фиксация урана в поверхностном слое твердой фазой почвы не происходит ввиду образования легкорастворимых его соединений, обладающих высокой миграционной способностью характерной для аридных условий.
Образование растворимых комплексов U с органическими кислотами, увеличение его подвижности в почве, сорбции U и Th органо-минеральным комплексом, снижающий его доступность растениям, подтверждаются работами Титаевой,1983, Sheppard, Campbell, 1980, Евсеева, 1981 и др. Углеродистые соединения различных типов почв (органические вещества илов, гуматы и другие) могут содержать повышенные концентрации урана, причем большинство исследователей считает, что концентрирование урана органическим веществом происходит физико-химическим путем (Ковальский, Воротницкая, 1968; Рубцов, 1974).
Увеличение содержания радионуклидов урана в гумусовом горизонте от 3.2 до 3.7-10 % и тория от 6.7 до 8.5-10 4 % происходит за счет образования устойчивых органо-минеральных комплексов урана и тория с органическими коллоидами почв, выявлено в верхних горизонтах почв.
По мере увеличения рН почв экстрагируемость U и Th возрастает, этому способствует комплексообразование радионуклидов с гуминовыми кислотами. Минимальное поглощение урана происходит при рН 2-3, максимальное при рН 5-8 в зависимости от типов почв и условий их образования (Ковальский, Воротницкая, 1968).
В карбонатных почвах уранил-ион на поверхности карбоната кальция образует особо прочные уранилкарбонатные комплексы [UO2CO3]0, [U02(C03)2]2-, [U02(C03)3]4-,
в связи, с чем и возрастает подвижность И с увеличением рН. Для тория наиболее характерны анионные карбонатные комплексны типа [ТЬ(С03)5]6-. Уранилкарбонатные анионы могут относиться к гидрокарбонатному, сульфатному, хлоридному или смешанному гидрохимическому типу (Щербина, 1957).
Для урана возможными формами переноса являются: легко растворимый сульфат и02Б04, легко растворимые комплексные карбонаты состава Ка4[И02(С03)3] при рН -
10.6. Сульфатная форма переноса для тория-ТЬ (Б04)2, значительно превышает по
2+
сравнению с показателями урана, связанная с рН выпадения в осадок [С03] 4.25, а для ТЬ4+ - 3.5; (Щербина, 1957).
Повышенное содержание карбонатов кальция, магния, калия, способствует закреплению урана и тория в твердой фазе почв и приводит к некоторому снижению миграции, удерживанию и накоплению радионуклидов в почве. Одновременно, карбонатная форма переноса радионуклидов способствуют с одной стороны миграции, а с другой их накоплению в поверхностном слое почв в условиях аридизации и опустынивания. Растворимые карбонатные комплексы урана устойчивее в растворах, чем ториевые, вследствие выпадения в осадок. Различия в химических свойствах тория и урана ведут к их дифференциации в автоморфных условиях аридного климатического режима.
При иссушении почвенного профиля, органическое вещество подвергается минерализации, почвообразующий материал, образовавшейся в результате водной и ветровой эрозии приводит к прямому и косвенному выносу урана и тория. Это положение имеет приоритетный характер, так как, усиление процессов опустынивания, аридизации способствует миграции и накоплению радионуклидов в почвах Терско-Кумской низменности.
Распределение 238и по профилю коррелирует с распределением кальция, уран, находясь в растворах в виде комплексных карбонатных соединений, легко мигрирует (Архипов и др., 1985).
Существование прямой корреляционной связи между концентрациями урана и содержанием карбоната кальция (СаСО3) по почвенному профилю, происходит с поглощением урана, находящегося и в трудно-растворимой форме, в составе минералов и других устойчивых химических соединений (окислов, гидроокислов и т.д.).
В светлокаштановых почвах, содержание урана в почвенном слое 0-10 см более низкое и составляет 1.34-10-4%, что связано с более низким содержанием гумуса (1.5 %)
238
и высоким содержанием карбонатов (4.14 %) способствуя поглощению растениями И из поверхностного слоя почвы. Уменьшение накопления урана при рН 8 происходит за
счет образования отрицательно заряженных воднорастворимых карбонатных комплексов и вымыванием радионуклидов из поверхностных слоев.
На глубине 20-70 см рассматриваемых почв увеличиваются карбонаты до 8.3 %, что соответствует высокому содержанию урана -3.3-10-4% и тория -10.2-10-4%. Высокая концентрация урана и тория подтверждает образование растворимых уранилкарбонатных комплексов при повышении рН и содержания карбонат-ионов в профиле почв.
По содержанию урана исследованные почвы располагаются в следующий ряд по убыванию: светлокаштановая солонцеватая > солончак бугристый > светлокаштановая карбонатная, тория - светлокаштановая солонцеватая > светлокаштановая карбонатная > солончак бугристый > солончак типичный. При наличии высоких нагрузок выпаса скота, современное соленакопление выступает как результат разрушающей почвенного покрова: мощность поверхностного слоя уменьшается, идет накопление биогенного кальция, натрия, где содержание солей достигает величины, превышающей ПДК солеустойчивых растительных группировок (Залибеков, 2000).
Концентрация урана в солончаке бугристом и светлокаштановой солонцеватой почве коррелирует с содержанием гумуса положительно, а концентрация тория -отрицательно. Для урана и тория выполняется корреляционная связь с содержанием карбонатов кальция в почвах. Не отрицая роли гумуса и гранулометрического состава в концентрации урана и тория в почвах, следует отметить не менее важную роль растений в выносе радионуклида из глубинных слоев почв (табл.2).
Физико-химические свойства почв (гранулометрический состав, гумус, рН, засоление, высокое содержание карбонатов, сульфатов и др), ветровая эрозия, усиление растворимости, миграции и распределении солей, высокая пастбищная нагрузка в комплексе с антропогенными воздействиями, приводят к повышению растворимости и накоплению радионуклидов урана и тория в почвах Терско-Кумской низменности.
В условиях интенсивности процессов аридизации и опустынивания происходит возрастание миграционной способности и высокой степени сорбции почвами естественных радионуклидов урана и тория. Процесс радионуклидного накопления в почвах, как результат воздействия антропогенного фактора и процессов опустынивания рекомендуется использовать в качестве индикатора, оценки интенсивности миграции радионуклидов в почвах Терско-Кумской низменности.
Выводы
1. Природный у-фон на территории Терско-Кумской низменности варьирует в пределах от 6 до 25 мкР/ч.
2. Концентрация урана и тория в светло-каштановых солонцеватых почвах и солончаках Терско-Кумской низменности выше кларковых величин 1.5 раза.
3. Пространственное и профильное распределение урана и тория в почвах определяется физико-химическими свойствами почв.
4. В светло-каштановых почвах и солончаках происходит увеличение содержания
урана и тория за счет образования и миграции легкорастворимых соединений и их
сорбции в условиях аридизации и опустынивания.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ Алексахин Р.М. 2009. Радиоактивное загрязнение почв как тип их деградации //
Почвоведение. № 12. С. 1487-1498. Аринушкина Е.В. 1961. Руководство по химическому анализу. М.: Издательство
Московского университета. 488 с Баранов В.И., Морозова Н.Г. 1971. Поведение естественных радионуклидов в почвах
// Радиоэкология. Т.2. М.: Атомиздат. С.13-39. Архипов Н.П., Медведев В.П., Гришина Л.А., Федорова Т.А.1985.Изменение подвижности урана в зависимости от рН почв// Радиохимия. Т.27. Вып.6. С.812-817. Виноградов А.П. Геохимия редких и рассеянных элементов в почвах. 1957. М.:
Издательство АН СССР. 238 с. Давыдов А.И., Асварова Т.А., Кукулиева Э.И. 1981. Содержание и миграция валового тория в почвенном покрове Ногайской степи // Микроэлементы в ландшафтах Терско-Кумской низменности Дагестана. Махачкала. С.202-205. Евсеева Л.С. 1981. Восстановление урана природными органическими веществами //
Химия урана. М.: Наука. С. 52-57. Залибеков З.Г. 2000. Процессы опустынивания и их влияние на почвенный покров. Москва. 219 с.
Ковальский В.В., Воротницкая И.Е. 1968. Урановые биогеохимические пищевые цепи в условиях Иссык-Кульской котловины // Труды биогеохимической лаборатории ГЕОХИ. Т.12. С. 5-122. Лакин Г.Ф. Биометрия. 1980. М.: Высшая школа. 293 с.
Мирошниченко Т.А. (Асварова Т.А.), Бутаев А.М., Давыдов А.И. 2001. Закономерности распределения урана-238 и тория-232 в породах, почвах растениях Большого Кавказа // Известия высших учебных заведений Северо-Кавказского региона. Ростов-на Дону. №3. С. 71-76. Попов Д.К., Поникарова Т.М., Поникаров В.И. 1981. Методика определения валового
урана и тория в породах, почвах, золе растений. Л.: Минздрав. 15 с. Пристер Б.С. 2007. Реализация и развитие идей В.М. Клечковского в современной радиоэкологии // XXXV Радиоэкологические чтения, посвященные действительному члену ВАСХНИЛ В.М. Клечковскому. М.: РАСХН-ВНИИСХРАЭ. С.62-88. Рубцов Д.М. 1974. Гумус и естественные радиоактивные элементы в горных почвах Коми АССР. Л.: Наука. 73 с.
Стасюк Н.В. 2005. Динамика почвенного покрова дельты Терека. Махачкала. 193 с. Титаева Н.А. 1983. Метод изотопных неравновесий при излучении тяжелых
естественных радионуклидов в почвах // Радиобиология. №28. С. 30-33. Щербина В.В. 1957. Поведение урана и тория в условиях сульфатно-карбонатной среды
гипергенеза // Геохимия. № 6. С. 493-508. Sheppard J.C., Campbell M.J. 1980. Retention of radionuclides by mobile humic compounds and soil particles // Sciеnce. V. 14. №.11. P.1349-1353.
Таблица 1. Химические свойства и у-фон (мкР/ч), U и Th (Х10-4 %) в почвах. Table 1. Chemical properties and y-phone (mkR/hour), U and Th (Х*10-4%) in soils
Район, разрез Глубин а, см гумус % СО2 карбонатов, % у-фон мкР/ч U Th Th/U
Тарумовский район Разрез 106 Светлокаштановая карбонатная, слабое опустынивание
0-10 1.5 4.14 6-12 1.34 5.43 4.05
20-30 0.53 9.0 3.3 6.72 2.03
36-46 0.47 11.7 3.2 7.8 2.44
62-72 0.21 10.44 2.28 10.2 4.47
72-82 0.19 9.0 2.56 10.4 4.06
88-98 0.08 9.0 1.5 8.6 5.73
120-130 0.03 6.48 2.6 9.2 3.54
Х±х 2.4±0.3 8.33±0.7
Ногайский район, совхоз Кара-Караева Разрез 510 Светлокаштановая солонцеватая, слабое опустынивание
0-10 2.2 12.68 14-18 3.7 8.5 2.3
22-32 1.9 8.64 3.5 9.3 2.66
45-55 1.06 7.5 3.0 10.2 3.4
72-82 0.1 7.74 2.06 8.72 4.23
120-130 0.1 8.82 3.2 11.0 3.44
Х±х 3.1±0.28 9.54±0.5
Тарумовский район, Разрез 505 Солончак бугристый, сильное оустынивание
0-10 2.86 6.88 12-19 3.5 6.7 1.9
16-25 2.15 5.4 3.47 7.5 2.16
40-50 0.65 4.5 2.86 5.5 1.92
65-75 - 3.96 1.54 5.6 3.64
90-100 - 3.78 2.51 8.2 3.27
130-140 - 3.78 2.7 8.6 3.18
Х±х 2.76±0.3 7.02±0.5
Тарумовский район Приморская полоса Разр.500 Солончак типичный, сильное опустынивание
0-10 2.28 8.15 14-25 3.2 8.2 2.56
15-25 1.7 5.76 2.6 6.7 2.57
30-40 0.85 5.94 1.65 7.5 4.54
50-60 0.51 6.48 1.2 6.7 5.58
75-85 0.39 4.86 0.85 5.3 6.23
120-130 0.1 5.4 1.78 5.63 3.16
Х±х 1.88±0.3 6.67±0.5
Таблица 2. Коэффициенты корреляции между содержанием U и Th в почвах и их физико-химическими свойствами.
Table 2. The correlation coefficients between the content of U and Th and physico-chemical properties of soils_
Тип почв Гумус, % U Th СаСОз, % U Th
Солончак бугристый +0.76 -0.13 +0.73 -0.2
Светлокаштановая солонцеватая +0.77 -0.49 +0.66 -0.45
Светлокаштановая карбонатная -0.34 -0.81 +0.57 +0.61
Солончак типичный +0.88 +0.78 +0.71 +0.86
Подписи к рисункам:
Рис.1. Содержание урана и тория в почвенном профиле солончака бугристом Fig. 1. Content of uranium and thorium in the soil profile salt marsh
Рис. 2. Содержание урана и тория в почвенном профиле светлокаштановой почвы Fig. 2. Content of uranium and thorium in the soil profile light chestnut soil
10 g 8
03
О о"
6
4
0
□ U ■ Th н гумус El СаСОЗ
0-10 16-25 40-50 65-75
глубина, см
90-100
130-140
Рис.1. Содержание урана и тория в почвенном профиле солончака бугристом Fig. 1. Content of uranium and thorium in the soil profile salt marsh
2
Рис. 2. Содержание урана и тория в почвенном профиле светлокаштановой почвы Fig. 2. Content of uranium and thorium in the soil profile light chestnut soil
