Лекції 9. ГІС та дистанційний моніторинг ґрунтів

1. Радіонукліди та іонізуюче випромінювання (радіоактивність)

https://www.youtube.com/watch?v=riw0zp06pJA

Термін “радіонуклід” означає “ядро (від лат. nucleus), що здатне до випромінювання” (від лат. “radius” − промінь). Синонім слова “радіонуклід” радіоактивний ізотоп. Радіонуклід це нестійке утворення, здатне до самовільної трансформації, яке супроводжується викиданням назовні утворених або вилучених з його складу частинок (або “проміння”), що визначають радіоактивність. Радіонукліди найчастіше виділяють γ і β випромінювання, значно рідше − α-частинки.

Альфа-частинка (α-частинка) - це позитивно заряджена частинка, яка випромінюється ядрами деяких радіоактивних атомів. Потік α-частинок іноді називають α-променями. Кожна альфа-частинка складається з 2 нейтронів і 2 протонів, тобто є ядром атома гелію ⁴He²⁺. Альфа-частинки є одним з продуктів спонтанного розпаду радіоактивних ізотопів, таких як радій чи торій.

Бета-випромінювання це потік електронів, що виникає при бета- розпаді, які летять із величезною швидкістю (наближеною до швидкості світла).

Гамма-випромінювання або гамма-промені – електромагнітне випромінювання найвищої енергії з довжиною хвилі меншою за 1 ангстрем. Утворюється в реакціях за участю атомних ядр і елементарних частинок в процесах розпаду, синтезу, анігіляції, при гальмуванні заряджених частинок великої енергії. Одним із процесів утворення гамма-квантів є випромінювання радіоактивним ядром, яке було утворене в збудженому стані. Гамма-квант випромінюється за переходу ядра зі збудженого стану в основний. За цього не змінюються ні атомний номер, ні масове число ядра.

Важливою характеристикою радіонуклідів є їх період напіврозпаду - проміжок часу, протягом якого розпадається половина кількості ядр радіоактивного ізотопу (які перетворюються в інший елемент або ізотоп). Вимірюється тільки період напіврозпаду, тому що повного розпаду ніколи не відбувається. Період напіврозпаду залишається постійним при будь-якій температурі і тиску, але сильно різниться у різних ізотопів.

Групування ґрунтів за щільністю забруднення цезієм 137 Сs та стронцієм 90 Sr, Кі/км²  показано в таблиці 1.

Радіоактивність визначається через кількість ядерних розпадів за одиницю часу. В міжнародній системі СІ одиницею кількості радіоактивності є Беккерель (1 Бк=1 розп/с). Ще одною одиницею активності є кюрі (1 Кі = 3,7∙10¹⁰ Бк). Одиниця визначена за розпадом 1 грама ізотопу Радію-226.

Таблиця 1. Групування ґрунтів за щільністю забруднення цезієм 137 Сs та стронцієм 90 Sr, Кі/км².

2. Радіоактивність ґрунту

https://www.youtube.com/watch?v=6TsoQy63D9I

Залежно від характеру накопичення радіоактивних елементів в ґрунтах розрізняють природну і штучну радіоактивність (рис.1).

Рис.1. Види радіоактивності.

Природна радіоактивність ґрунтів зумовлюється природними радіоактивними елементами, які завжди є в ґрунтах і у ґрунтоутворюючих породах. Їх поділяють на дві групи: первинні і космогенні. Первинні елементи, що ті що надійшли в ґрунт з ґрунтоутворюючих порід або з геохімічним потоком з інших територій. Це або елементи, всі ізотопи яких є радіоактивними − уран (17 ізотопів, зокрема 238 U, 235 U), актиній (14 ізотопів), торій (12 ізотопів, зокрема 232 Th), радий (226 Ra) та радон (222 Rn, 220 Rn). Або ізотопи “звичайних” елементів, які здатні до радіоактивного розпаду (40 К; 87 Rb; 48 Са; 96 Zr та ін.). Найбільшу природну радіоактивність з цих елементів має калій. Космогенні радіоактивні ізотопи надходять в ґрунт з атмосфери, де вони виникають в результаті взаємодії космічного випромінювання з ядрами стабільних елементів. До цієї групи належать тритій (3 Н), берилій (7 Ве, 10 Ве) і вуглець (14 С).

Процес природної радіоактивності супроводжує Землю так давно, як давно існують на ній живі організми. З цієї причини все живе на Землі виникало, існувало та розвивалося при безперервному впливі цього геофізичного фактору. Концентрація природних радіонуклідів у ґрунтах істотно збільшується внаслідок технологічних процесів, пов'язаних з видобутком, переробкою та складуванням мінералів, які містять радіоактивні ізотопи, виробництвом і внесенням деяких мінеральних добрив; спалювання вугілля на теплових і електростанціях і т. п.

Вміст урану в промислових рудах складає в середньому 0.1-0.2%, тобто більш ніж 99,9% складають радіоактивні відходи. Результатом цього є надходження і концентрування на денній поверхні величезної кількості природних радіонуклідів. Найбільшу небезпеку в цьому випадку представляють елементи 3-х радіоактивних сімейств 235 U, 238 U, 232 Th і продукти їх розпаду. Джерелами забруднення території радіоактивними елементами на етапах видобутку урану є кар'єри, шахти, хвостосховища; виділення радіоактивних газів, в першу чергу, радону з руд і відходів; застосування рудних порід як місцевих будівельних матеріалів, зокрема при будівництві доріг. Рівень випромінювання в деяких районах, зокрема у населених пунктах (Кропивницький, Жовті Води) прилеглих до копалин в 30- 100 разів перевищує фонові значення.

Неминуче радіоактивне забруднення ґрунтів відбувається природними радіонуклідами в результаті виробництва і застосування калійних добрив. Зокрема калійні добриває джерелом додаткового надходження 40 К в ґрунт. Після внесення деяких видах калійних добрив у ґрунт вміст 40 К становить 37-1100 Бк/кг, тоді як у добривах вміст 40 К становить приблизно 6000 Бк/кг.

Природні фосфорити (рис. 2), як правило, містять в 10-100 разів більше урану, ніж його середній вміст у земній корі. Іноді концентрація урану в  фосфоритах досягає промислових величин. Тривале використання фосфорних добрив призводить до значного збільшення вмісту урану та продуктів його поділу в ґрунтах. При цьому найбільше зростає кількість доступних для рослин форм радіонуклідів: водорозчинних в 10 разів, кислоторозчинні в 4 рази, порівняно з вихідною породою. Водночас з цим при видобутку фосфоритів і їх переробці утворюються величезні відвали із фосфогіпсу з вмістом радіонуклідів у них вище, ніж ГДК. Це створює проблеми, пов'язані з переробкою і захороненням таких відходів, а також рекультивацією даних територій. При постійному використанні фосфогіпсу як меліоранту солонців та солонцевих ґрунтів можливе накопичення радіонуклідів, зокрема 90 Sr.

Рис. 2. Природний фосфорит.

3. Штучна радіоактивність

https://www.youtube.com/watch?v=tUstwCalYYM

Штучна радіоактивність обумовлена надходженням у ґрунт радіоактивних ізотопів, що утворюються в результаті атомних вибухів в атмосфері, при утилізації відходів атомної промисловості, а також у результаті аварій на атомних підприємствах та випадкових попаданнях у довкілля (рис. 1). Найбільшу небезпеку з цієї точки зору викликають ізотопи 90 Sr і 137 Cs, оскільки саме вони обумовлюють штучну радіоактивність, характеризуються тривалим періодом піврозпаду (близько 30-ти років), мають високу енергію випромінювання і здатні активно включатися в біологічний кругообіг. Загальним для 90 Sr і 137 Cs є досить повне їхнє поглинання твердою фазою ґрунту, тому основна їхня кількість (80-90 %) закріплюється у верхньому горизонті (0-10см). При цьому найбільшу сорбцію мають ґрунти з високим вмістом гумусу, багаті мулистою фракцією і з монтморилонітовим та гідрослюдним складом глинистих мінералів. За своїми властивостями 90Sr близький до кальцію, а 137 Cs до калію. Тому поведінка цих радіоізотопів у ґрунті подібна до поведінки кальцію і калію. Значна частина радіонуклідів цезію і стронцію фіксується ґрунтами за типом обмінного поглинання, хоча 137 Cs здатний і до необмінного поглинання. Міграція радіонуклідів також залежить від міцності зв’язків із ґрунтом. У легких ґрунтах вона більш інтенсивна ніж у важких. Забруднення значної території України після аварії на Чорнобильській АЕС є теж джерелом штучної радіоактивності.

Рис. 1. Природна і штучна радіоактивність

4. Динаміка радіоактивних елементів у ґрунтах

https://www.youtube.com/watch?v=slgPxGFBC9Y

Вміст в ґрунтах радіоактивних елементів незначний і тому вони не впливають на зміну основних властивостей ґрунту: реакцію ґрунтового розчину, рухомість елементів живлення рослин тощо. Важливе значення для характеристики ґрунтів має гранична концентрація радіоактивних речовин, які надходять з ґрунту в рослинні організми, розподіл їх по профілю та швидкість самоочищення ґрунту від радіоактивного забруднення.

Динаміка радіонуклідів у ґрунтах була добре вивчена на забрудненій в результаті аварії на Чорнобильській АЕС території (ЧАЕС). В ґрунти навколишніх територій потрапили різні радіоактивні елементи (134 Сs, 137 Сs; 141 Сs; 144 Сs; 90 Sг та інші). Найбільша частина від їх суми припадає на 134 Сs; 137 Сs і 90 Sr. Проведені в 1986-1989 роках геохімічні дослідження ґрунтів у 30-кілометровій зоні ЧАЕС показали, що механізми міграції даних елементів різноманітні і залежать від форми сполук, в складі яких були вони викинуті з реактора, особливостей клімату і властивостей ґрунту. В основному переміщення радіонуклідів відбувається внаслідок біологічного перемішування ґрунтової маси, вилуговування часток радіоактивного пального крізь пори ґрунту та руху ґрунтової вологи, яка містить розчинені і колоїдні форми радіоактивних елементів.

Потрапляючи в ґрунт, частки радіоактивного пального зазнають хімічних змін, в результаті чого виникають обмінні і необмінні форми сполук. Обмінні форми вбираються ГВК в кількості, яка зумовлена ємністю вбирання цього ґрунту. Наприклад, оскільки дерново-підзолисті ґрунти Київського та Житомирського Полісся мають низьку ємність вбирання, то обмінні форми 90 Sr і 137 Сs фіксуються ґрунтом лише частково. В цих ґрунтах швидкість вилуговування 90 Sr більша, ніж швидкість його закріплення. Частина цього ізотопу в розчиненому стані мігрує в нижні горизонти ґрунту. Але при випаданні таких сполук на ґрунти з високою ємністю вбирання (сірі лісові, чорноземи, каштанові) проходе майже повне їх закріплення ґрунтом.

90 Sг і 137 Сs за хімічними властивостями є аналогами Са і К. Тому поведінка їх в біологічному кругообігу речовин подібна до поведінки зазначених елементів. Кореневі системи рослин однаково засвоюють як кальцій, так і стронцій, як калій, так і цезій. Щоб зменшити засвоєння рослинами зазначених радіоактивних ізотопів, треба підвищувати концентрацію Са і К внесенням мінеральних добрив.

Розподіл радіоактивних елементів по профілю ґрунту залежить від гранулометричного складу і водного режиму (рис. 1). На глинистих і суглинкових ґрунтах з непромивним режимом основна частина радіонуклідів антропогенного походження протягом багатьох років зберігається у верхньому (до 10 см) шарі. Отже, швидкість вертикальної міграції на таких ґрунтах дуже низька. Значно швидше мігрують радіонукліди вглиб піщаних ґрунтів (рис. 2). За 10-15 років вони проникають на глибину до 40-50 см. При досягненні рівня ґрунтових вод вони починають мігрувати горизонтально і можуть потрапити в гідрологічну мережу.

Рис. 1. Горизонтальна міграція радіонуклідів за крутизною схилів.

Рис.2. Міграція 137 Сs грунтовим профілем дерново глеюватого грунту.

Отже, процес самоочищення ґрунтів від радіоактивного забруднення залежить від тривалості життя радіоактивних ізотопів та їх міграційної здатності. Прискорити цей процес можна лише вивезенням з поля біомаси рослин, яка ввібрала радіоактивні елементи з ґрунту.

Вторинний горизонтальний перерозподіл радіонуклідів пов'язаний ще і з процесами водної та вітрової ерозії. У залежності від інтенсивності розвитку ерозійних процесів уміст радіонуклідів в орному шарі в депресивних елементах рельєфу може підвищуватися на 75 % від початкових значень. Відповідно змінюються в часі і коефіцієнти переходу радіонуклідів з ґрунту в рослини. Перехід в зернові культури і сіно багаторічних трав цезію- 137 за після аварійний період у порівнянні з 1986-88 роками зменшився на порядок, але інтенсивність транслокації стронцію-90 практично не змінилася.

Уміст радіонуклідів у сільськогосподарській продукції залежить не тільки від щільності забруднення, але і від типу ґрунтів, їх гранулометричного складу і агрохімічних властивостей, а також біологічних особливостей вирощуваних культур. Доступність радіонуклідів рослинами і рівень забруднення продукції залежить від міцності фіксації як цезію-137, так і стронцію-90 у ґрунті. За період з 1987 по 2015 роки частка фіксованого цезію-137 збільшилася майже у 3 рази і становить 83-98 % від його валового вмісту. Для стронцію-90, навпаки, характерне переважання доступних для рослин форм, частка яких становить лише 57-81 % від валового вмісту і має тенденцію до підвищення в часі. Для забезпечення прогнозу забруднення сільськогосподарської продукції необхідно періодично уточнювати коефіцієнти переходу радіонуклідів з ґрунту в урожай.