Лекції 9. ГІС та дистанційний моніторинг ґрунтів

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.