Геохимия, 2020, T. 65, № 12, стр. 1198-1211

ВВЕДЕНИЕ

После аварии на Чернобыльской АЭС в 1986 г. для загрязненных территорий прогноз вертикальной миграции техногенных радионуклидов, получаемый методами математического моделирования, был и остается приоритетным направлением радиоэкологических исследований (Velasco et al., 1993; Mamikhin, 1995; Mamikhin et al., 2016; Ivanov et al., 1997; Bunzl et al., 2000; Almgren, Isaksson, 2006). Пространственно-временная оценка вертикального заглубления радионуклидов в почве важна для прогноза поступления радионуклидов в системе “почва–растение” (Lukšienė et al., 2013; Beresford et al., 2016), временной динамики дозовых нагрузок внешнего облучения (Arapis et al., 1999; Ramzaev, Barkovsky, 2018), потенциального загрязнения грунтовых вод (Bugai et al., 1996), оценки эрозии почв (Owens, Walling, 1996), реконструкции радиоактивного загрязнения предприятиями ядерно-топливного цикла речных пойм (Standring et al., 2009).

Как правило, скорость вертикальной миграции искусственных радионуклидов в почве для верификации параметров математической модели оценивают на основе реального распределения изотопа в профиле почвы при отборе проб в полевых исследованиях, или лабораторных экспериментах с внесением радионуклидной метки на монолитах (Bunzl et al., 2000).

Характер вертикального распределения радионуклидов в почве менялся с течением времени. Если в начальный момент после аварии на ЧАЭС в 1986 году все поступившие на поверхность почвы радионуклиды рассматривались как “тонкая пленка”, то уже в первые месяцы после выпадения атмосферных осадков радионуклиды стали заглубляться в почву. Быстрая вертикальная миграция ¹³⁷Cs в начальный период после аварии была зафиксирована также в окрестностях АЭС Фукусима. По данным (Shiozawa, 2013) после выпадения дождей спустя два месяца после аварии в целинных почвах запас ¹³⁴Cs + ¹³⁷Cs в слое 0–3 см составлял 88%, тогда как в слое 0–5 см – 96%.

В период 1987–1989 гг. после чернобыльской аварии в загрязненных почвах наблюдалась особо быстрая миграция радионуклидов с инфильтрационным потоком влаги, которая протекала в растворенном виде или в форме коллоидов (Булгаков и др., 1990; Коноплев, 2016). Резкое падение активности ¹³⁷Cs по глубине хорошо аппроксимировалось экспоненциальной функцией, как решение уравнения диффузии без учета конвекции (Булгаков и др., 1990; Isaksson, Erlandsson, 1995).

Однако в последующие годы в результате сорбции ¹³⁷Cs на почвенных глинистых минералах (Cremers et al., 1988) количество ¹³⁷Cs, мигрирующего с почвенной влагой, значительно снизилось. Как следствие, распределение ¹³⁷Cs в верхней и нижней части наиболее загрязненного 20-см слоя стало менее контрастным, вертикальный профиль концентрации ¹³⁷Cs стал существенно отличаться от экспоненциального вида распределения.

Кроме водного переноса, свой вклад в вертикальную миграцию ¹³⁷Cs дополнительно вносил лессиваж (Щеглов, 2000), а также деятельность почвенной биоты. Совместное действие абиогенных и биогенных процессов способствовало миграции радиоактивных изотопов, что привело к их рассеиванию в пределах почвенного профиля.

Формирование поля загрязнения радионуклидами можно рассматривать как случайный процесс – пространственное распределение ¹³⁷Cs характеризуется неоднородностью уровней загрязнения, для анализа поля загрязнения используются методы стохастического моделирования (Арутюнян и др., 1994).

Наряду с почвенно-геохимическими условиями, контролирующими сорбцию ¹³⁷Cs в почве, свой вклад в пространственную неоднородность заглубления ¹³⁷Cs внесли также ландшафтные факторы, среди которых: положение в рельефе, крутизна и экспозиция склона, мощность гумусового горизонта, почвенный гидроморфизм и другие.

Наблюдаемый вид вертикального профиля распределения ¹³⁷Cs по данным послойного отбора почв связан с конкретной локальной ландшафтно-геохимической обстановкой, влияющей на миграцию радиоцезия.

Исследованиями миграции радионуклидов в почвах 30-км зоны ЧАЭС в первые годы после аварии, была выявлена более быстрая миграция ¹³⁷Cs в гидроморфных почвах по сравнению с автоморфными (Ivanov et al., 1997; Щеглов, 2000).

В 1992 г. на мониторинговой площадке РНЭЦ в долине ручья Каменка (н.п. Барки, Брянская область) исследовалась зависимость заглубления ¹³⁷Cs от микроландшафтных условий (Линник, 2018). На катене протяженностью 50 м с перепадом высот равным 2.2 м, в пяти почвенных разрезах изучался профиль вертикального заглубления ¹³⁷Cs (Korobova et al., 1998). Была выявлена закономерность изменения концентрации ¹³⁷Cs в профиле почвы при переходе от автоморфной до гидроморфной позиции. В автоморфной позиции максимум активности ¹³⁷Cs отмечен в слое 0–3 см с последующим нелинейным снижением активности по глубине почвенного профиля, в гидроморфной позиции активность ¹³⁷Cs линейно снижалась до глубины 20 см (Линник, 2018).

Исследование заглубления ¹³⁷Cs спустя восемь лет после аварии на ЧАЭС (1994 год) в целинных почвах предполесских ландшафтов на 16-ти экспериментальных площадках НПО “Тайфун” показало, что в автоморфных условиях максимум концентрации ¹³⁷Cs сместился с поверхности почвы на глубину 1–2 см (иногда 2–3 см) с последующим резким снижением активности вниз по профилю почвы. В гидроморфных условиях наблюдалось более равномерное снижение активности с “размазыванием” пика активности в слое 0–10 см (Мартыненко и др., 2003; Линник, 2018).

Исследования вертикального распределения ¹³⁷Cs, выполненные спустя 15–20 лет после аварии на ЧАЭС, подтвердили существенное различие вертикального распределения ¹³⁷Cs в автоморфных и гидроморфных условиях (Квасникова и др., 2005; 2006).

Исследование миграция ¹³⁷Cs в залежных и пахотных почвах агроландшафтов в Тульской области позволило восстановить многолетний режим вертикальной миграции ¹³⁷Cs. В первые годы после аварии происходило активное перемещение радиоцезия с поверхности почвы в слой 2–6 см. В последующие 5–10 лет наблюдалось замедление вертикальной миграции ¹³⁷Cs: в слое 2–13 см наблюдалось практически однородное распределение, в более глубокие слои почвы поступило до 25% суммарной активности. Спустя 10–15 лет в старопахотной почве наблюдалась стадия стабилизации вертикального заглубления со средней скоростью 1 мм/год, что в 5–10 раз ниже, чем в первые годы после аварии (Липатов и др., 2003).

Для длительных интервалов времени при анализе вертикального распределения ¹³⁷Cs в профиле почвы агроценозов следует учитывать влияние плоскостной эрозии (величина равная нескольким миллиметрам в год, Коноплев и др., 2016), что сопоставимо по порядку величин со скоростью заглубления ¹³⁷Cs, равной 1 мм/год (Липатов и др., 2003).

В результате проявления эрозионных процессов в зонах аккумуляции (в нижних частях склонов, на пойме, балках) мощность почвы нарастает на величину осажденного делювия. Загрязненный в 1986 г. слой почвы перекрывается более “молодыми” осадками. Выявление такого горизонта в профиле почвы используется для датировки отложений с последующей оценкой скорости осадконакопления (Голосов, 2006).

Использование техногенных и природных радионуклидов (¹³⁷Cs, ²¹⁰Pb), как геохимических трассеров, для оценки баланса эрозионных наносов имеет длительную историю (He, Walling, 1997; Walling et al., 2000; Mabit et al., 2014). В отличие от техногенного ¹³⁷Cs, поступление которого из атмосферы не равномерно во времени (как результат отдельных радиационных инцидентов или тяжелых аварий – Чернобыль, Фукусима), поток атмосферного ²¹⁰Pb принято считать постоянным во времени, что позволяет использовать его для датирования новейших отложений (Appleby, 2008).

В настоящей работе исследуются закономерности вертикального распределения радиоцезия в почвах агроценозов. Выбранные участки формируют катенарные сопряжения, что позволяет выявить вертикальное заглубление радиоцезия в почвах в зависимости от их положения в катене в различных ландшафтах: 1) предполесья (с дерново-подзолистыми супесчаными почвами) и 2) ландшафтах ополий (с серыми лесными среднесуглинистыми почвами) при разной плотности радиоактивного загрязнения. В аллювиальных почвах, кроме ¹³⁷Cs, дополнительно исследуется распределение ²¹⁰Pb с целью оценки скорости накопления аллювиальных и делювиальных отложений.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

В качестве модельных объектов исследования выбраны 4 склоновых участка агрокатен (рис. 1) в западной части Брянской области, различающихся ландшафтными условиями миграции ¹³⁷Cs. Два из них расположены в предполесских ландшафтах: 1) Вышков и 2) Дубровка, остальные два – в ландшафтах ополий – 3) Брахлов и 4) Костица.

Отбор проб почвы для лабораторного измерения активности радионуклидов был проведен в 2016 и 2017 гг. Почвенные образцы в агроценозах в силу однородного распределения ¹³⁷Cs в пахотном слое (мощностью 20–25 см) отбирались из почвенного разреза с постоянным шагом 5 см с фиксированием площади до глубины 30 см. Слой 30–40 см характеризовался одной пробой.

Отбор проб для целинных участков на Костице (два пойменных пикета 427 и 432, а также пикет 427 в балке) был выполнен в 2016 г. В целинных участках (пойма и днище балки) отбор проб производился с учетом литологического строения, поэтому шаг опробования варьировал от 3 до 5 см. Пробы отбирались на глубину 30–40 см (до появления верховодки). Общее количество отобранных проб из одного разреза для агропочв составляло 7, для гидроморфных почв – 7–9 образцов.

Количество пикетов и отобранных образцов по участкам работ составило: 1) Дубровка – 4 пикета (29 проб); 2) Вышков – 6 пикетов (43 пробы); 3) Брахлов – 4 пикета (28 проб); 4) Костица – 4 пикета (21 проба); 5) пойма р.Костица + балка – 3 разреза (22 пробы).

Гамма-спектрометрические измерения

Измерение радионуклидного состава в послойно отобранных пробах выполнялось в Лаборатории радиохимии окружающей среды ГЕОХИ РАН на низкофоновом гамма-спектрометрическом комплексе с многослойной пассивной защитой (свинец, старое низкофоновое железо, медь, оргстекло). В качестве регистрирующей части использовался широкополосный детектор из особо чистого германия планарного типа BEGe3825 фирмы “Canberra” (США) с тонким входным окном из “carbon composite” толщиной 0.6 мм и диаметром кристалла 70 мм, площадью 3800 мм² и толщиной 25 мм, что позволяет регистрировать гамма-кванты с энергией от 5 КэВ до 3 МэВ. Энергетическое разрешение по линии 1332 КэВ Со-60 не хуже 1.7 КэВ, по линии изотопа Co-57 122 КэВ – не хуже 0.6 КэВ. Сбор и обработка информации осуществлялась на анализаторе импульсов DSA-1000 (США). Для обработки полученных спектров использовалось программное обеспечение Genie 2000 (версия 3.2.1). Измерительный комплекс регулярно проходит поверку в ФГУП ВНИИФТРИ (Всероссийский научно-исследовательский институт физико-технических и радиотехнических измерений). Согласно последней поверке, минимально измеряемая активность за 3600 с по Cs-137 не хуже 0.1 Бк/пробу. Стандартная масса навески для измерения активности составляла примерно 100 г.

Оценка скорости осадконакопления с использованием изотопов ¹³⁷Cs и ²¹⁰Pb

Для получения данных по вертикальному распределению радионуклидов измерялись изотопы ¹³⁷Cs и ²¹⁰Pb. Период полураспада ²¹⁰Pb – 22.3 года, ¹³⁷Cs – 30.17 лет. Погрешность измерения изотопов ¹³⁷Cs и ²¹⁰Pb составляла соответственно 10% и 12%.

Для расчета средней скорости седиментации в почвенной колонке выполнялось определение активности ²¹⁰Pb в каждом слое. Кроме ²¹⁰Pb, обычно определяется ²²⁶Ra, чтобы учесть долю ²¹⁰Pb, который находится в равновесии с ²²⁶Ra.

Исследование скорости накопления аллювия в пойме р.Костица выполнено на основе анализа распределения ¹³⁷Cs и ²¹⁰Pbex. Определение средних скоростей седиментации осадков по методу неравновесного ²¹⁰Pb основано на методике, представленной в работе (Сапожников и др., 2006; Русаков и др., 2019).

Для расчета возраста отложений по данным измерения ²¹⁰Pb использовалась модель CRS (Constant Rate of Supply) (Appleby, Oldfield, 1978; 1983; Sikorski, Bluszcz, 2003; Bonotto, García-Tenorio, 2014). В модели CRS приняты допущения, что поток атмосферного ²¹⁰Pb остается постоянным во времени, тогда как скорость накопления отложений может меняться за моделируемый период времени. Для определения возраста слоев осадочных пород использовалась следующая формула:

где A_c(0) – это суммарная удельная активность избыточного ²¹⁰Pb для всего профиля, A_c(x) – суммарная удельная активность в слое, расположенном ниже глубины (x), λ = y^–1 – постоянная полураспада ²¹⁰Pb, равная 22.3 г.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

В 1985 г. уровень “глобальных” выпадений ¹³⁷Cs выявил примерно однородный уровень загрязнения при средней плотности загрязнения ¹³⁷Cs около 1.3 кБк/м² (Воробьев, 2013). Для четырех модельных участков уровни загрязнения ¹³⁷Cs в этот период времени варьировали в диапазоне 0.74–1.5 кБк/м². Однако в результате аварии на ЧАЭС в 1986 г. уровни “глобальных” выпадений ¹³⁷Cs были многократно превышены: для Новозыбковского района (участок “Вышков”) примерно в 1000 раз, для участка “Брахлов” в сотню раз, и для участков “Костица” и “Дубровка” в 10 раз (Линник и др., 2017).

По результатам аэрогаммасъемки (АГ), выполненной в 1993 г. (Линник, 2018), уровни загрязнения ¹³⁷Cs (с учетом распада на 2017 год – дату отбора проб) для двух агрокатен (Костица и Дубровка), расположенных от ЧАЭС на удалении 280 и 250 км, составили соответственно 5–12 кБк/м² и 1.7–9 кБк/м². Для следующих двух агрокатен (Вышков и Брахлов), расположенных на удалении от ЧАЭС соответственно 175 и 195 км, уровни загрязнения ¹³⁷Cs составили соответственно 265–907 кБк/м² и 35–120 кБк/м².

Подробный ландшафтно-биогеохимический анализ этих модельных участков представлен в работе (Линник и др., 2017). Агроландшафтные катены характеризуют радиальное распределение ¹³⁷Cs в пахотном слое до глубины 40 см (Borisov et al., 2019). Высотные уровни для исследованных профилей определялись по базе высотных уровней SRTM (Jarvis et al., 2008).

Пространственная гетерогенность ¹³⁷Cs в агропочвах существенно ниже, чем в почвах залежей и лесных ландшафтов (Липатов и др., 2007). Характер вертикального распределения в агроценозах различался в зависимости от типа использования (пашня, пастбище), а также характера проведенных ранее защитных агромероприятий. Для зоны отселения (участок “Вышков”) в 1990 г. c целью снижения загрязнения сельскохозяйственной продукции применяли глубокую перепашку с перемещением загрязненного слоя в глубокие горизонты почвы.

Заглубление радиоцезия в агропочвах в подпахотный горизонт происходит в результате диффузии, конвективного переноса с почвенной влагой. Ежегодная почвенная обработка выравнивает загрязнение в пахотном слое, как по глубине, так и в латеральном направлении. При определенных условиях, когда на границе плужной подошвы резко изменяется удельная плотность почвы, что снижает ее водопроницаемость, может наблюдаться повышение удельной концентрации ¹³⁷Cs (Липатов и др., 2007).

Профиль “Дубровка”

Профиль Дубровка (рис. 2) расположен в диапазоне высот 165–185 м и включает два автономных участка с разным направлением латерального переноса: 1) линия профиля на междуречной равнине перпендикулярна направлению линий тока латерального переноса (пикеты 136, 138, 139) и 2) линия профиля на выпуклом склоне, заложенном в направлении эрозионного смыва (пикеты 140 и 142). Почва слабоподзолистая, средне смытая, среднесуглинистая. Мощность пахотного горизонта А_пах достигает 20 см. В понижениях развиты агродерново-подзолистые глееватые намытые среднесуглинистые почвы, с увеличенной мощностью пахотного горизонта А_пах до 25 см.

В нижней части склона (т. 142, пашня, зона транзита) из-за плоскостного смыва в почвенном профиле вскрыта суглинистая морена с мелким щебнем. Почвенный профиль – А_пах суглинок с мелким щебнем – до 22 см, ниже по глубине до 40 см – уплотненный пылеватый суглинок. В результате интенсивного выноса наиболее загрязненной ¹³⁷Cs тонкой фракции на пикете 142 выявлены самые низкие значения удельной активности ¹³⁷Cs (до 7–8 Бк/кг), причем в верхних 5 см концентрация ¹³⁷Cs минимальна – 5 Бк/кг. Барьерный эффект границы плужной подошвы для миграции ¹³⁷Cs не выявлен, поступление ¹³⁷Cs в нижние слои происходит аналогично наблюдаемому на пикете 136 (радиальная миграция составляет 17.7%).

Пикет 136 расположен в зоне наиболее интенсивного смыва почвы с пашни. Средняя удельная активность ¹³⁷Cs в пахотном слое 0–20 см составляет 10.4 Бк/кг. Радиальный вынос за пределы пахотного слоя (0–25 см) равен 5.6%. В зоне аккумуляции (пикете 138) в нижней части склона в лесополосе (биогеохимический барьер) за пределами поля мощность почвы, загрязненной ¹³⁷Cs возрастает. Вертикальное распределение ¹³⁷Cs в слое 0–30 см (средняя удельная активность – 11.2 Бк/кг) практически равномерное. Рост средней удельной концентрации за счет накопления тонкой фракции составляет 8%. В нижнем слое (30–40 см) пикета 138 активность ¹³⁷Cs снижается примерно в 2 раза до уровня 6.5 Бк/кг, что существенно выше уровня загрязнения для подпахотного горизонта (<1 Бк/кг) на поле. Максимальная удельная концентрация ¹³⁷Cs выявлена в замкнутой западине на междуречной равнине (пикет 139), где удельная концентрация в слое 0–5 см возрастает до 29 Бк/кг за счет аккумуляции илистой фракции.

На выпуклом участке профиля (диапазон высот 177–183 м, пикеты 140 и 142) по данным АГ плотность загрязнения ¹³⁷Cs изменяется в диапазоне 1.7–2.6 кБк/м². Минимальному значению плотности загрязнения ¹³⁷Cs (1.7 кБк/м²) соответствует пикет 140 на пашне. В отличие от характера вертикального распределения ¹³⁷Cs на пикете 136, где в подпахотный горизонт поступает радиоцезий (в слое 25–30 активность¹³⁷Cs равна 1.6 ±0.3 Бк/кг), на пикете 140 выявлен геохимический барьер на границе плужной подошвы (20 см) – удельная активность ¹³⁷Cs снижается с 10.8 ± 0.7 Бк/кг в пахотном слое до 0.3 ± 0.13 Бк/кг в слое 20–25 см. Значение радиальной миграции для этой позиции катены равно 2.7%.

Профиль “Вышков”

Профиль Вышков (рис. 3) расположен на высотных уровнях 132–160 м, для ландшафтов предполесья типичен легкий гранулометрический состав почвообразующих пород. Вершины моренных холмов представлены агро-дерново-среднеподзолистыми супесчаными почвами и заняты (пикет 80) многолетними травами. Для почвы характерен мощный гумусированный пахотный горизонт (до 25 см), ниже залегают песчаные отложения, что способствует высокой фильтрационной способности влаги и потенциально высокой вертикальной миграции цезия. В транзитной части катены (пикет 81) мощность гумусового горизонта достигает 28–30 см. В нижней части склона на делювиальном шлейфе с дерновыми мощными намытыми почвами (пикет 83), мощность гумусового горизонта достигает 30 см, ниже вскрыты (до 40 см) супесчаные отложения.

На агрокатене “Вышков” исследовано 6 разрезов: три на склоновой части и три в пойме р. Булдынка. На вершине катены (пикет 80) в пахотном слое до глубины 25 см наблюдается неравномерное содержание ¹³⁷Cs (1450–1740 Бк/кг). В подпахотном слое на глубине 30–40 см активность ¹³⁷Cs снижается до 7 Бк/кг. Удельная концентрации ¹³⁷Cs на границе пахотного слоя (20–25 см, 1452 ± 81 Бк/кг) и подпахотного слоя (25–30 см, 41 ± 2.3 Бк/кг) различаются в 35 раз, что совпадает с темпом вертикальной миграции ¹³⁷Cs на профиле “Дубровка” (пикет 140), где аналогичный показатель равен 36. Вынос за пределы пахотного слоя составляет 0.74%.

В транзитной зоне катены (пикет 81) граница плужной подошвы на выявлена до глубины 40 см. Здесь наблюдается более немонотонное вертикальное распределение ¹³⁷Cs: почвенный профиль может быть разделен на две части, различающиеся по удельной активности ¹³⁷Cs. В слое 0–20 см активность ¹³⁷Cs варьирует в интервале 1595–1810 Бк/кг (среднее значение ¹³⁷Cs равно 1700 ± 96 Бк/кг), тогда как в слое 20–40 см удельная концентрация ¹³⁷Cs возрастает до значений 2160–2312 Бк/кг (среднее значение ¹³⁷Cs равно 2260 ± 126 Бк/кг).

Таким образом, концентрирование ¹³⁷Cs в нижнем слое 20–40 см равно 1.32, что нетипично для естественного распределения ¹³⁷Cs в почве в результате диффузионных и диффузионно-конвективных процессов миграции радионуклидов. Наиболее вероятная причина такого эффекта – это проведенное в 1990 г. коренное улучшение почв, заключавшееся в захоронении верхнего “грязного” слоя почвы на глубину.

На пикете 81 выявлена повышенная концентрация ¹³⁷Cs (слой 0–5 см, 1810 ± 102 Бк/кг) по сравнению с нижними горизонтами (5–20 см, среднее значение ¹³⁷Cs 1660 ± 92 Бк/кг). Концентрирование удельной активности ¹³⁷Cs в слое 0–5 см по отношению к слою 5–20 см равно 9%. Наиболее вероятная причина концентрирования ¹³⁷Cs в верхнем слое 0–5 см – это поступление почвы в результате эрозии с верхней части катены (пикет 80), где в слое 0–5 см отмечено близкое значение удельной концентрация ¹³⁷Cs (1743 ± 91 Бк/кг). Таким образом, на пикете 81 эрозионный снос материала сочетается с их одновременным накоплением в верхнем слое почвы, т.е. геохимическая миграция относится к транзитно-аккумулятивному типу.

В нижней части катены, расположенной на делювиальном шлейфе (пикет 83), фиксируется существенное возрастание удельной активности ¹³⁷Cs во всех слоях почвы по сравнению с зоной выноса (пикет 80) и зоной транзита (пикет 81). Удельная активность ¹³⁷Cs в слое 0–20 см достигает 2700–2900 Бк/кг, с глубины 25 см начинается возрастание, которое достигает максимума в слое 30–40 см – 3570 ± 200 Бк/кг. По всей видимости, аномально высокие значения удельной концентрации ¹³⁷Cs в нижней части почвенного профиля – это также результат рекультивации почв в 1990 г.

В целом, на агрокатене “Вышков” за 30 лет после аварии произошли существенные изменения в плотности загрязнения в пределах склонового сопряжения. Различие в плотности загрязнения ¹³⁷Cs на пикетах 80, 81, 83 составляющее соответственно 610, 1170 и 1760 кБк/м², связано с латеральным переносом.

Согласно выполненным оценкам (Кузнецов и др., 2018) в ландшафтах предполесья Новозыбковского района наблюдается слабый смыв почвы равный примерно 2 т/га в год. Для склоновой части агрокатены “Вышков” установлено, что в результате процессов латеральной миграции в нижней части агрокатены наблюдается накопление радиоцезия, что проявляется в формировании делювиальных отложений с высокой удельной концентрацией ¹³⁷Cs. Накопление ¹³⁷Cs с максимально высокой концентрацией в делювиальных отложениях отмечалось ранее во многих регионах России: Ставропольском крае (Belyaev et al., 2005) Тульской области (Голосов, 2006; Кузнецов и др., 2018), Брянской области (Линник, 2018).

На пойменной части агрокатены “Вышков” заложены три пикета: 70, 91 и 92. Профиль вертикального распределения радионуклидов в пойменных почвах во многом зависит от гидрологического режима в период половодья, когда происходит осаждение взвешенных наносов на поверхность почвы (Линник, 2001).

Пойма р.Булдынка представлена волнистой поверхностью с перепадом высот 2–2.5 м, с многочисленными старичными понижениями. Для исследования локальных вариаций вертикального распределения радиоцезия, отбор проб почвы проводился как на возвышенной части поймы (пикет 91), так и в рядом расположенном заболоченном понижении (пикет 92). Высокие участки поймы (пикет 70 и 91) в 1990 г. подверглись коренному улучшению – для этих участков поймы характерен горизонт А_пах мощностью до 28 см. Почва на пикете 70 пойменная дерновая среднесуглинистая глееватая. На пикете 91 почва легкосуглинистая глееватая. Пойменные понижения, вероятно, не распахивались, оставаясь под лугами. В переувлажненной части поймы (пикет 92) сформировались аллювиальные дерновые зернистые глееватые среднесуглинистые почвы с погребенными гумусовыми горизонтами. Верхняя часть профиля содержит много органики.

Плотность загрязнения в пойменной части р. Булдынка существенно различается в зависимости от высотного положения. Максимальная плотность загрязнения ¹³⁷Cs зафиксирована на высокой части поймы (пикет 70, ¹³⁷Cs = 740 кБк/м²). На низкой части поймы на пикетах 91 и 92 плотность загрязнения радиоцезием равна соответственно 455 и 346 кБк/м². Таким образом, максимальная плотность загрязнения ¹³⁷Cs на пойме р. Булдынка незначительно превышает уровень загрязнения верхней части катены (пикет 80) и в 2.4 раза ниже, чем в зоне отложения делювия (пикет 83).

Поскольку почвы поймы были нарушены в процессе проведения реабилитационных мероприятий, то вертикальное распределение ¹³⁷Cs имеет сложный характер. Классические методы датировки отложений с применением ²¹⁰Pbex в данном случае неприменимы. Для пикета 70 на глубине 15–20 см выявлен погребенный горизонт с концентрацией ¹³⁷Cs 3150 ± 174 Бк/кг (результат рекультивации), тогда как в верхней части профиля наблюдается инверсионное распределение удельной концентрации¹³⁷Cs: концентрация радиоцезия монотонно возрастает от 1720 ± 96 Бк/кг в слое 0–5 см до значения 2564 ± 142 Бк/кг в слое 10–15 см.

В разрезе 91 (старопахотная почва) активность ¹³⁷Cs в разрезе на высокой пойме в верхней части профиля (до глубины 20 см) достигает 1360 Бк/кг, что существенно ниже, чем на пахотных почвах агрокатены этого профиля. На глубине 32–40 см активность ¹³⁷Cs снижается до 27 Бк/кг. Таким образом, радиальная миграция за границы старопахотного слоя луговой почвы составила 4.9%.

В разрезе 92 наблюдается сложное строение вертикального профиля распределения ¹³⁷Cs – низкие значения удельной концентрации до глубины 4 см характеризуют загрязнение мощного слоя подстилки, слой 4–7 также представлен полуразложившейся органикой. Максимум активности ¹³⁷Cs наблюдается на глубине 22–27 см (1180 Бк/кг), это, возможно, погребенный слой выпадений 1986 года в результате, перекрытый аллювиальными отложениями. В разрезе 70 максимум активности ¹³⁷Cs расположен на глубине 15–20 см (вероятнее всего – это также выпадения 1986 г.).

Профиль “Брахлов”

Профиль “Брахлов” (рис. 4) пересекает распахиваемую междуречную волнисто-увалистую равнину, а также террасу р. Снов, заканчиваясь на пойме. На водоразделе развиты серые лесные почвы (пикет 100), на террасе – дерново-подзолистые пылевато-песчаные почвы (пикет 123 и 125). На пойме преобладают пойменные дерновые глееватые почвы под луговой растительностью. Значительный перепад высот от 167 до 140 м служит причиной развития эрозионных процессов (Линник и др., 2017). Плотность загрязнения вниз по профилю принимает следующие значения: т. 100 – 77 кБк/м²; т. 123 – 45 кБк/м²; т. 125 – 260 кБк/м²; т. 128 – 148 кБк/м².

Распределение активности ¹³⁷Cs в пахотном горизонте практически равномерное до глубины 0–20 см (на водоразделе – до глубины 25 см, пикет 100). Барьерный эффект плужной подошвы в этой части ландшафта не выражен, до глубины 40 см наблюдается равномерное снижение активности ¹³⁷Cs от 168 до 36 Бк/кг. Радиальный вынос в слой 30–40 см достигает максимального значения на катене и составляет 9%.

Среднее значение концентрации ¹³⁷Cs в пахотном слое зоны латерального переноса на пикете 100 (180 Бк/кг) выше, чем в зоне транзита (пикет 123, ¹³⁷Cs – 146 Бк/кг). Кроме того, мощность пахотного слоя в зоне транзита снижается за счет эрозии до 20 см. Вынос радиоцезия в подпахотный слой резко снижается до 1.2 Бк/кг в слое 30–40 см. Интенсивность радиальной миграции за пределы слоя 0–30 см минимальна и составляет 0.5%.

В зоне аккумуляции (пикет 125) возрастает как мощность пахотного горизонта (до 25 см), так и средняя удельная концентрация ¹³⁷Cs пахотного горизонта до 186 Бк/кг, что сопоставимо с величиной аналогичного показателя для водораздельной части (пикет 100). Радиальная миграция ¹³⁷Cs умеренная – вынос за пределы пахотного слоя 0–25 см составляет 3%.

В долине р. Снов на заболоченной выровненной пойме наблюдается осаждение поступившего в пойму ¹³⁷Cs (пикет 128). На пойме зафиксирована максимальная удельная активность на всем профиле, равная 1300 Бк/кг в слое 0–5 см. В нижних горизонтах почвы снижение активности радиоцезия происходит практически по экспоненте (до 6 Бк/кг в слое 30–40 с м), что совсем не типично для аллювиальных почв. Вероятная причина этого эффекта – преобладающий застойный режим в период половодья, когда пойма превращается в водоем, в котором осадконакопление идет по типу формирования озерных или лагунных отложений. Плотность загрязнения ¹³⁷Cs в пойменной части равна 150 кБк/м². Основной источник¹³⁷Cs на пойме – это поступление активности с верхней части бассейна р. Снов (Линник и др., 2017).

Таким образом, для агрокатены “Брахлов” выявлен интенсивный латеральный перенос, фиксируемый по ряду признаков: росту плотности загрязнения¹³⁷Cs, увеличению мощности пахотного слоя и удельной концентрации радиоцезия вниз по склону.

Профиль Костица

Профиль “Костица” (высотные уровни 165–150 м) протяженностью около 500 м (рис. 5) заложен на распаханном склоне северной экспозиции р.Костица с серыми лесными смытыми супесчаными почвами. Мощность гумусового горизонта определяется границей плужной подошвы: на вершине катены она неровная, варьирует от 20 до 35 см, в ее транзитно-аккумулятивной части (пикет 156) мощность А_пах нарастает до 28–32 см, на границе поля (аккумулятивная часть катены), зафиксирован намытый пахотный горизонт мощностью до 25(28) см. Гранулометрический состав почв пахотного горизонта закономерно изменяется от супесчаного (пикет 157), пылеватой супеси (пикет 156) до легкого суглинка в нижней части катены (пикет 153).

Вертикальное распределение ¹³⁷Cs на всех трех точках катены практически равномерное в пределах пахотного слоя, максимум удельной концентрации равен 14–16 Бк/кг. Средняя концентрация ¹³⁷Cs в пахотном слое нарастает вниз по склону и соответственно равна: пикет 157 – 14.4 Бк/кг, пикет 156 – 15.4 Бк/кг, пикет 153 – 15.8 Бк/кг. Однако вследствие пространственного варьирования среднего объемного веса в почве (соответственно 1.72, 1.67, 1.82 г/см³) плотность загрязнения ¹³⁷Cs составляет соответственно 9.94, 8.4 и 8.55 кБк/м².

Таким образом, латеральный перенос выражен довольно слабо и носит локальный характер. Причина слабой выраженности латерального переноса связана с одновременным сочетанием таких факторов, как северная экспозиция, короткая протяженность склона, сочетание этих факторов неблагоприятно для развития эрозии (Голосов, 2006; Линник и др., 2017; Кузнецов и др., 2018).

Интенсивность радиальной миграции (вынос за пределы пахотного слоя) в пределах катены существенно различаются. Вынос ¹³⁷Cs за пределы пахотного слоя (ниже 30 см) на данном профиле закономерно снижается вниз по склону: принимая значения 26.3% в автономной позиции, 8.5% в транзитной части и 1.4% в зоне аккумуляции.

Оценка скорости и динамики осадконакопления

Овражно-балочная сеть и поймы рек служат завершающим звеном в миграции эрозионного материала, поступающего с водораздела и склонов речных бассейнов. Существенная часть эрозионного материала осаждается в верхних звеньях гидрографической сети (Walling, 1983; Голосов, 2006). Исследование радиального распределения ¹³⁷Cs в пойменных почвах и почвах овражно-балочной сети служит эффективным способом определения скорости осадконакопления.

Из всех четырех проанализированных модельных участков только пойма р. Костица не распахивалась. Точки опробования выбраны на ландшафтно-радиационном профиле Почепского ополья “Костица” (Линник и др., 2017). Два участка расположены на пойме р. Костица (пикет 422 и 427) и один в днище балки (пикет 432). Влажнотравная луговая растительность образует мощный биогеохимический барьер, на котором накопление ¹³⁷Cs составляет 24% (Линник и др., 2019).

Описание почвенных профилей представлено в работе (Линник и др., 2019). Пикет 422 (рис. 6) характеризует правобережную пойму, тогда как пикет 427 – центральную часть левобережной поймы с принципиально разными гидрологическими условиями в период паводка. Правобережная пойма относится к зоне транзита взвешенных речных наносов, тогда как левобережная пойма – это зона осаждения взвешенных наносов, поступающих как из верховьев реки, овражно-балочной сети так и примыкающих склонов.

На пикете 422 (рис. 6) вскрыта пойменная дерновая среднесуглинистая почва с погребенным оглеенным тяжелосуглинистым горизонтом. Явного максимума активности ¹³⁷Cs, соответствующих периоду загрязнения (1986 г.) в разрезе выявить не удается. До глубины 15 см наблюдается практически равномерное распределение удельной активности ¹³⁷Cs (44 Бк/кг). В слое 15–20 см наблюдается снижение удельной активности¹³⁷Cs (32 Бк/кг) и уровня 19 Бк/кг в слое 25–30 см. На глубине 24 см в разрезе фиксируется погребенный гумусовый горизонт, сложенный средним суглинком. С глубины 25–30 см отмечается незначительный рост концентрации ¹³⁷Cs (25 Бк/кг), причиной которого, вероятно, можно считать наличие геохимического барьера (глеевый горизонт).

Вертикальное распределение ²¹⁰Pbex (рис. 6) в зоне транзита речных вод в условиях турбулентного потока (разрез 422) отличается от теоретического распределения для стационарных условий осаждения взвешенных наносов (экспоненциальное убывание удельной активности с глубиной), которое с глубины 25–30 см сменяется ростом активности. Зависимость снижения ²¹⁰Pbex с глубиной низкая (R² = 0.64), что затрудняет корректное использование ²¹⁰Pbex для датировки отложений. Исключив нижний слой (30–35 см) из расчетов для оставшейся части почвенного профиля получаем скорость седиментации равную 0.7 ± 0.18 см/год.

Для верхней части профиля почвы оценку накопления осадка выполним, используя трассер ¹³⁷Cs. Предположив, что “чернобыльский” слой соответствует глубине 15–20 см (верхний слой 0–15 см перемешан), получаем, что за 30 лет скорость накопления аллювия на данном участке поймы могла составлять до 0.58 ± 0.11 см/год.

Благодаря поступлению эрозионного материала с распаханного бассейна реки Костица на пикете 427 (центральная часть левобережной поймы) формируются необычные условия накопления аллювия (рис. 6). В отличие от разреза 422, где выделение “чернобыльского” горизонта было проблематичным, в разрезе 427 на глубине 12–14 см четко выделяется слой с максимальным уровнем содержания ¹³⁷Cs (75 Бк/кг), который можно датировать как 1986 год.

Верхние горизонты почвы (до 8 см), четко выделяются в разрезе по цвету и гранулометрическому составу (наилок с аномально низкой удельной концентрацией ¹³⁷Cs – 6.5 Бк/кг). Это могут быть продукты осаждения эрозионного материала, поступающего с распаханных склонов. В пользу такого предположения свидетельствует тот факт, что в верхнем 8-см слое разреза 427 концентрация ²¹⁰Pb (77 Бк/кг) примерно соответствует уровню содержанию ²¹⁰Pb в пахотных почвах (Линник и др., 2019), где в результате постоянного перемешивания концентрация ²¹⁰Pb (60–100 Бк/кг) всегда ниже, чем на целинных участках (77 Бк/кг).

Исключив из расчетов верхние перемешанные слои до 12 см, используя ²¹⁰Pbex, для оставшейся части керна получаем оценку осадконакопления, равную 0.7 ± 17 см/год.

По данным распределения ¹³⁷Cs полученная оценка дает следующий результат. Поскольку “чернобыльский” слой соответствует глубине 12–14 см, получаем, что за 30 лет скорость накопления аллювия для верхних горизонтов почвенного профиля пикета 427 могла составлять до 0.42 ± 0.08 см/год.

Днище балки (пикет 432, рис. 7) характеризует целинные условия накопления эрозионного материала. Это достоверно маркируется характером распределения изотопов ¹³⁷Cs и ²¹⁰Pbex в профиле почвы (удовлетворительно аппроксимируется экспоненциальной моделью распределения), а также визуальным контролем литологического строения почвы при отборе образцов. Поскольку глубина вскрытия автохтонного ²¹⁰Pb не достигнута (в слое 35–40 см наблюдается трудно интерпретируемый рост удельной активности ²¹⁰Pbex), то полученные ниже результаты следует оценивать, как ориентировочные.

Используя CRS модель (Sikorski, Bluszcz, 2003; Bonotto, García-Tenorio, 2014), рассчитаем интенсивность отложения седиментов. Результаты моделирования фиксируют существование различных этапов аккумуляции взвешенных наносов. Дерновый горизонт и гумусовый горизонт почвы (0–15 см) формировались, начиная с 1992 г. Данный слой почвы отчетливо выделяется по морфологическим признакам, а также по объемному весу (0.7–0.87 г/см³). Максимальный эрозионный смыв почвы с полей происходил в период 2000–2007 года – ежегодная интенсивность осадконакопления составляла 0.7 см/год. Период 2007–2016 гг. характеризуется более низкой динамикой поступления почвы с полей – скорость нарастания осадка в балке снизилась до уровня 0.55 см/год, что практически сопоставимо с показателями периода экономического спада (1992–2000 гг., темп осадконакопления равен 0.62 см/год). Такой темп эрозии сопоставим с периодом ведения сельского хозяйства в период социализма (1982–1992 гг.), когда ежегодная аккумуляция делювия в балке составляла 0.5 см/год. Особо выделяется период 1961–1982 гг. с минимальными темпами накопления эрозионного материала в балке – 0.24 см/год.

Низкие темпы эрозии могут быть связаны с принципиально другой, маломощной агротехникой. Однако следует также принимать во внимание уплотнение нижних горизонтов почвы в процессе седиментации отложившегося материала в глеевых условиях, что подтверждается более высоким объемным весом (1.6–1.8 г/см³) по сравнению с гумусовым горизонтом почвы.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Представленные данные по вертикальному распределению ¹³⁷Cs “чернобыльского” происхождения в 4-х агроландшафтах Брянской области, полученные в период 2016–2017 гг., характеризуют миграцию ¹³⁷Cs спустя 30 лет после аварии на Чернобыльской АЭС. Экспериментальные данные по распределению ¹³⁷Cs подтверждают стабилизацию радиационной обстановки на загрязненной радионуклидами территории. Основной запас ¹³⁷Cs содержится в гумусовом пахотном горизонте, вынос в подпахотный слой почвы зависит от ландшафтных условий: в предполесских ландшафтах его значение варьирует в диапазоне 2.7–17.7% (профиль Дубровка), в ландшафтах ополья (профиль Брахлов) – от 0.5 до 9%.

Помимо природного процесса миграции радиоцезия в подпахотный слой, в ряде случаев в результате неоднородности залегания плужной подошвы наблюдалось запахивание ¹³⁷Cs на глубину 40 см, т.е. за пределы пахотного горизонта. Такая ситуация отмечена в ландшафте ополья (профиль Костица) в автоморфной позиции катены, где механическое перемещение ¹³⁷Cs за пределы 25 сантиметрового пахотного слоя составило 26.3%. В транзитной позиции этой же катены радиальный вынос из пахотного горизонта составил 8.5 и 1.4% в зоне аккумуляции.

В целом, радиальная миграция в пределах катенарных сопряжений характеризуется существенным варьированием интенсивности выноса ¹³⁷Cs за пределы пахотного горизонта, связанной с локальной гетерогенностью почвенно-физических условий водной миграции в подпахотном горизонте, что и было выявлено по результатам анализа вертикального распределения радиоцезия на модельных участках.

В ландшафтах с высокой плотностью загрязнения ¹³⁷Cs (профиль “Вышков”) в 1990 г. были проведены мероприятия по реабилитации почв, когда загрязненный радионуклидами слой почвы переворачивался и закапывался на глубину. Тем самым радионуклиды выводились из корнеобитаемого слоя, чтобы снизить загрязнение продуктов растениеводства. Процессы латеральной миграции способствуют природному захоронению ¹³⁷Cs в нижних частях склонов (профиль “Вышков”), тогда как в автоморфной позиции на этом же профиле в результате эрозии мощность пахотного горизонта снижалась, как результат, плотность загрязнения ¹³⁷Cs в автоморфной позиции имеет тенденцию к дальнейшему снижению за счет латерального выноса.

Спустя 30 лет после аварии на ЧАЭС аллювиальные почвы представляют наиболее сложный объект для изучения радиального распределения ¹³⁷Cs. Это связано как с проведением рекультивации (участок Вышков), так и с пространственно-временной неоднородностью формирования пойменных почв. Для оценки баланса эрозионных наносов на поймах и балках используют геохимические трассеры (¹³⁷Cs, ²¹⁰Pbex). Однако их практическое использование сталкивается с массой методических ограничений. Главное из них – это нарушение условия стационарности формирования наносов, а также перемешивание осадка. С такими ситуациями мы столкнулись, анализируя распределение ²¹⁰Pb в пойме р. Костица при применении модели CRS. Поэтому полученные результаты по скорости накопления осадка достаточно грубы. Однако, даже грубые оценки имеют важное значение, поскольку позволяют оценить скорости осадконакопления в поймах малых рек как важного фактора стабилизации экологической обстановки.

По результатам анализа распределения ¹³⁷Cs в почве скорость осадконакопления за последние 30 лет в разных частях поймы составила от 0.42 ± ± 0.08 см/год до 0.58 ± 0.11 см/год. Средняя расчетная скорость осадконакопления в пойме за последние 50 лет по данным распределения ²¹⁰Pbex составила 0.7 ± 0.18 см/год.

Для дерновой почвы в днище балки по данным распределения ²¹⁰Pbex по модели CRS выполнена реконструкция скорости осадконакопления за период 1961–2016 гг., минимальное осадконакопление (0.24 см/год) наблюдалось в период 1961–1988 гг., максимальное (0.7 см/год) – с 2000 по 2007 год.