Ковда В.А., Розанов Б.Г. (ред.) Почвоведение. Часть 1 Почва и почвообразование

Подождите немного. Документ загружается.

Таблица 41. Концентрация основных естественных радиоизотопов

в почвообразующих породах

Породы

Концентрация, Бк/кг

Породы

232

238

Изверженные:

кислые

средние

мафические

ультраосновные

1100

900

300

180

1000

Осадочные

известняки

110

карбонаты

10 32

песчаники

450 14 23

сланцы

900 55 55

пада является газообразный радон, значительная часть которого

может улетучиваться из почвы в атмосферу.

Уран. Природный уран состоит из изотопов

234

U (0,0058%),

235

U (0,71%) и

238

U (99,28%). Уран входит в состав многих

горных пород и постоянно присутствует в почвах. Особенно

высоко его содержание в фосфатных породах (до 1,2•10

-4

г/г),

что определяет высокую концентрацию урана в фосфорных удоб-

рениях и в почвах, формирующихся на богатых фосфатами

породах.

Радий. Из промежуточных продуктов распада

238

U следует

выделить присутствующий в почвах в следовых (по массе) ко-

личествах

226

Ra (T

1/2

=1600 лет), который относится к группе

щелочно-земельных элементов, т. е. является химическим ана-

логом элементов-биофилов Са и Mg.

Торий. Содержание тория в горных породах варьирует более

чем в 10 раз (табл. 41). Сам торий химически относительно

мало подвижен в почвах и в системе почва — растения, но этот

элемент представляет интерес при изучении радиоактивности

почвы, если рассматривать его совместно с дочерними продукта-

ми распада.

Актиниды — торий и уран сходны по многим химическим

свойствам, например по размерам ионов. Поэтому они приуроче-

ны к одним и тем же родственным минералам. По меньшей

мере

/з урана и тория в литосфере содержится в виде мине-

ральных зерен с размерами в несколько десятков микрометров

в таких минералах, как циркон ZrSiO

и монацит (в основном

СеРO

). Эти минералы отличаются повышенной устойчивостью

к процессам выветривания и могут относительно накапливаться

в продуктах выветривания горных пород и почвах.

Калий-40 и рубидий-87. Существенный вклад (до 50%) в ес-

тественную радиоактивность почв вносят долгоживущий радио-

активный изотоп

К (T

1/2

=1,3•10

лет), распадающийся с ис-

218

пусканием бета-частиц и гамма-излучения, и, отчасти,

Rb (T

1/2

=5•10

лет), не являющиеся членами радиоактивных семейств.

Концентрацию

К в почвах легко определить, если известно со-

держание в них общего калия (

К составляет 0,0119% общей мас-

сы калия); кларковое содержание этого радиоизотопа в литосфере

составляет 3•10

-6

г/г. Рубидий-87 наиболее распространен в лито-

сфере из всех природных радиоактивных ядер (кларк равен

75•10

-6

г/г). Однако вследствие большого периода полураспада

и наличия только бета-излучения его вклад в суммарную радио-

активность мал.

Углерод-14 и тритий — космогенные радиоизотопы. Из сравни-

тельно короткоживущих естественных радиоизотопов, присутству-

ющих в почвах, интерес для почвоведения представляют радиоуг-

лерод

C(T

1/2

= 5760 лет) и тритий — сверхтяжелый изотоп водо-

рода (T

1/2

= 12,3 лет), образующиеся в атмосфере при взаимо-

действии нейтронов космического излучения с ядрами азота

(

N) и поступающие в почву из атмосферы, благодаря чему их

содержание поддерживается примерно на постоянном уровне.

12.2. Распределение ЕРЭ в почвах

В целом обнаруживается корреляция между содержанием дол-

гоживущих ЕРЭ в почвах (табл. 42) и почвообразующих горных

породах (табл. 41). В наиболее распространенных породах лито-

сферы— гранитах и глинах — содержится (11 — 18)•10

-6

г/г Th,

75•10

-6

г/г

Rb, 3•10

-6

г/г

K, (3—4)•10

-6

г/г U И 10

-12

г/г Ra.

Эти концентрации близки к кларковым значениям для всей доступ-

ной части литосферы, поскольку распространенность других гор-

ных пород сравнительно мала.

Другой важный фактор, от которого зависит содержание ЕРЭ

в почвах, — степень изменения материнской горной породы в

процессе почвообразования. Например, в почвах, образованных на

элювии карбонатных пород, концентрация ЕРЭ в несколько раз

выше, чем в почвообразующих породах: выветривание карбонатов

в процессе почвообразования приводит к относительному накопле-

нию ЕРЭ в почвах. Еще более выраженное несоответствие между

содержанием ЕРЭ в почвах и породах наблюдается в тех случаях,

когда почвы по составу резко отличаются от подстилающих пород,

например торфянистые почвы.

Вертикальное распределение ЕРЭ по глубине почвенного про-

филя определяется спецификой почвообразовательного процесса.

Карбонатные почвы на остаточной коре выветривания имеют наи-

большие концентрации ЕРЭ в верхнем гумусовом горизонте с

убыванием в более глубоких слоях. Оподзоливание, лессивиро-

вание, осолонцевание, осолодение и оглеение сопровождаются

выносом ЕРЭ из элювиальных горизонтов и накоплением в иллю-

виальном и глеевом горизонтах, где концентрация ЕРЭ повышает-

ся в 1,5—3 раза. Слабо дифференцировано распределение ЕРЭ

по профилю серых лесных, черноземных, каштановых, полупустын-

219

Таблица 42. Концентрация основных естественных радиоизотопов в почвах

Почвы

Концентрация, Бк/кг

Почвы

238

232

Болотные

Подзолистые

Дерново-подзолистые

Серые лесные

Черноземы

Каштановые

Серо-коричневые

Сероземы

110

180

360

450

500

700

860

810

Среднемировое значение для почвен-

ного покрова

450

ных и пустынных почв. В целом в распределении ЕРЭ по профилю

почв проявляется тесная корреляция с распределением глинистых

частиц и полуторных оксидов.

Определенная дифференциация наблюдается и в пространст-

венном распределении ЕРЭ в системе сопряженных ландшафтов,

что обусловлено различиями в миграционной подвижности этих

элементов. По интенсивности водной миграции тяжелые ЕРЭ в

окислительных условиях образуют ряд:

238

U >

226

Ra >

232

Th.

В окислительных условиях уран находится преимущественно в

форме U(VI), которая характеризуется относительно высокой ми-

грационной способностью, выражаемой через коэффициент водной

миграции К

. В этих условиях

238

U относится к сильным мигрантам

(К

= 4—16); Ra — средний (К

= 0,5—0,1); Th — очень слабый

водный мигрант (К

= 0,02—0,002).

Вследствие разной миграционной подвижности естественных

радиоактивных элементов наблюдается перераспределение этих

элементов между сопряженными ландшафтами. Так, U (VI) выно-

сится из элювиальных ландшафтов и концентрируется на восста-

новительных геохимических барьерах (в пойменных, болотных и

заболоченных почвах), где он восстанавливается до относительно

малоподвижного U (IV). В гумидных элювиальных и трансэлюви-

альных ландшафтах почвы обеднены ураном в пользу радия по

сравнению с их равновесным соотношением. Гидроморфные почвы

аккумулятивных ландшафтов обогащены ураном. В аллювиальных

русловых наносах концентрации U и Ra низкие вследствие их

выщелачивания и выноса водами, отношение Ra/U в них высокое,

поскольку U более подвижен; в водах преобладает уран. Сдвиг

радиоизотопных отношений в почвах сопряженных ландшафтов

наблюдается и для Th/U и Th/Ra, поскольку торий характеризует-

ся гораздо меньшей миграционной подвижностью по сравнению

с U и Ra.

220

12.3. О возможной роли ЕРЭ

в почвообразовательном процессе

В научной литературе рассматривалась возможность исполь-

зования в качестве показателей почвообразовательного процес-

са отношение в почвах радия к урану и тория к урану. Они могут

служить в качестве характеристики почвообразовательного про-

цесса лишь для гидроморфных и палеогидроморфных почв. На

других почвах оба показателя не обнаруживают достоверных

изменений, обусловленных характером почвообразования, что за-

трудняет их рекомендацию в качестве индикаторов почвообразо-

вательного процесса.

Высказывалось также предположение о том, что ядерные излу-

чения ЕРЭ в почвах могут играть важную роль в почвообразова-

тельном процессе, якобы вызывая полимеризацию органических

макромолекул и способствуя улучшению структуры почвы. Факто-

ром, обусловливающим эти процессы, считались так называемые

свободные радикалы, возникающие при взаимодействии ионизи-

рующих излучений со многими веществами и характеризующиеся

высокой реакционной способностью. Сейчас установлено, что воз-

можность улучшения структуры почвы таким способом представ-

ляется невероятной, так как доза, создаваемая излучениями

естественных радиоактивных элементов, недостаточна для образо-

вания свободных радикалов в заметных концентрациях.

12.4. Определение возраста почвообразующих пород

и почв с помощью радиоактивных изотопов

Явление естественной радиоактивности используется в геохро-

нологии для определения возраста горных пород и почв. Датиро-

вание основано на измерении отношения содержания в образцах

отдельных радиоизотопов к содержанию конечных стабильных

продуктов их распада или соответствующих радиоактивных и

стабильных изотопных аналогов. Значения этих отношений одно-

значно связаны с возрастом образцов.

Из имеющихся радиоактивных методов измерения возраста

(урано-свинцовый, калиево-аргоновый, рубидиево-стронцевый,

радиоуглеродный) лишь последний находит применение в опре-

делении возраста почв. Остальные могут быть использованы

для датирования почвообразующих горных пород, так как ниж-

нее предельное значение возраста, устанавливаемое этими мето-

дами, исчисляется десятками миллионов лет, что на много по-

рядков превышает фактический возраст любой почвы.

Урано-свинцовый метод. В результате радиоактивного распа-

да

238

235

U и

232

Th образуются конечные стабильные изотопы

206

РЬ,

207

РЬ,

208

РЬ. Отношение содержания любого из исходных

нуклидов к содержанию соответствующего стабильного конечно-

го изотопа является функцией возраста образца:

221

(49)

(51)

где t — возраст, лет; N — число атомов соответствующего изо-

топа, определяемое экспериментально; % — постоянная радиоак-

тивного распада, равная 0,693/Т

1/2

Калиево-аргоновый метод.

К распадается двумя способа-

ми — путем р-распада с образованием стабильного

Са (посто-

янная радиоактивного распада λ

=4,72•10

-10

год

-1

) и К-за-

хвата с образованием

Ar λ

=0,585•10

-10

год

-1

). Значение

возраста t рассчитывается из соотношения

t=(2,303/(λ

-λ

))•lg(1+(λ

+λ

)/λ

)•

Ar/

K (52)

Основное требование к образцам — отсутствие утечек газообраз-

ного

Аr.

Рубидиево-стронциевый метод. При распаде

Rb образуется

Sr, что позволяет использовать эту пару изотопов в качестве

геохронометра. Период полураспада

Rb составляет 47•10

лет.

Определение возраста основано на измерении в образцах содер-

жания

Rb и

Sr и расчете их соотношения аналогично другим

парам изотопов.

Радиоуглеродный метод. Радиоуглерод

С образуется в ат-

мосфере под действием нейтронов космического излучения по

реакции

N+n –>

С + протон. Радиоуглерод в воздухе относи-

тельно быстро окисляется до

СO

, который поглощается расте-

ниями и ассимилируется ими примерно в том же отношении со

стабильным

С, в котором они находятся в атмосфере. С момен-

та гибели организма концентрация

С в его останках уменьша-

ется в соответствии с периодом полураспада. На этом и основано

определение возраста веществ органического происхождения.

Отношение

С/

С в образце, определяемое по интенсивности

бета-излучения

С, в сравнении с равновесным отношением этих

изотопов в современном образце однозначно связано с возрас-

том.

Максимальное значение возраста, которое можно определить

этим методом даже при самых совершенных условиях экспери-

мента, не выше 70 000 лет; минимальное составляет около 100 лет.

222

(50)

Наилучшая точность достигается при измерении возраста в диа-

пазоне 3000—8000 лет.

Основной источник возможных ошибок метода — это загряз-

нение образца атмосферным углеродом в процессе его отбора

и предварительной подготовки к анализу. Существенную роль

может играть также изотопное фракционирование

С по отноше-

нию к

С в процессах химической обработки образцов (что дает

ошибку ±50 лет в определении возраста), а также в процессе

фотосинтеза и при разложении растительных остатков в почве

в результате жизнедеятельности животных и микроорганизмов.

В частности,

С как более тяжелый изотоп по сравнению с

С включается в фотосинтез в меньшем отношении к

С по

сравнению с соотношением этих изотопов в атмосфере. Поэтому

при разложении растительных остатков гумус оказывается обед-

ненным радиоуглеродом, что вносит искажение в измеряемый

возраст. Постоянство измеренной поправки позволяет принять ее

для всех образцов гумуса равной +115 лет, не прибегая каждый

раз к дорогостоящим масс-спектрометрическим измерениям.

Возможны и другие ошибки радиоуглеродного метода дати-

рования, обусловленные поступлением в атмосферу больших

количеств так называемого радиологически мертвого углерода

при сжигании ископаемого топлива — угля, нефти, газа. Загряз-

нение атмосферы этим углеродом и включение его в процесс

фотосинтеза приводит к завышению результатов измерений воз-

раста. Другой источник ошибок связан с поступлением в ат-

мосферу С при испытании термоядерного оружия и загрязне-

нием им анализируемых образцов, что дает ошибку другого

знака, т. е. приводит к омоложению образца. Однако указанные

ошибки невелики и не приводят к существенному снижению

возраста исследуемых образцов.

Особого внимания заслуживает вопрос интерпретации данных

о возрасте гумуса и его отдельных фракций, измеряемых радио-

углеродным методом. Современные почвы — это природные обра-

зования, в которых происходит непрерывное обновление углерода

за счет разложения старого органического вещества и притока

свежего в процессе ежегодного поступления и разложения расти-

тельных остатков. В полностью сформировавшихся почвах реали-

зуется состояние динамического равновесия, при котором приток

свежего органического вещества компенсируется утечкой и рас-

падом части гумусовых веществ почвы в результате биогенных,

химических и физических процессов, протекающих в ней. Поэто-

му, когда говорят о возрасте современных почв, измеренном

радиоуглеродным методом (относительный возраст), под ним

понимают среднее время жизни молекул гумуса, которое пропор-

ционально продолжительности периода, требуемого для заверше-

ния процесса гумусонакопления. Абсолютный же возраст опреде-

ляется этим методом лишь для погребенных почв, лишенных

притока органических веществ из верхних горизонтов в нижние.

В настоящее время опубликовано значительное число работ

223

как в нашей стране, так и за рубежом по измерению абсолютного

возраста погребенных почв и относительного возраста современ-

ных почв. К ним относятся, в частности, работы И. П. Герасимо-

ва, Г. В. Добровольского, А. П. Виноградова и их сотрудников и

др. Измерения возраста погребенных почв дали результаты,

совпадающие с датировкой другими методами, что указывает на

их надежность для палеогеографических реконструкций.

Относительный возраст современных почв варьирует от не-

скольких сотен лет (для подзолов) до нескольких тысяч лет (для

черноземов). Это указывает на то, что круговорот углерода в

подзолистых почвах и, соответственно, процесс почвообразования

происходят значительно быстрее, чем в черноземах. Эти различия

связывают с тем, что в подзолах преобладает биологически

активный и менее стойкий гумус, в черноземах — биологически

инертный, который защищен от биологических агентов более

выраженной степенью конденсированности и связями с минераль-

ной частью почвы. Биологически активный гумус является пока-

зателем относительного возраста почв, биологически инерт-

ный — абсолютного, т. е. древних этапов почвообразования,

запечатленных в почвенной толще.

Обнаружено также, что измеряемый возраст почв возрастает

от верхних горизонтов к нижним, что обусловлено эффектом

постепенной изоляции нижних горизонтов от притока молодого

углерода по мере роста гумусированного слоя почвы вверх. Так,

на трех разных типах почв Венесуэлы выявлена линейная зави-

симость между измеренным радиоуглеродным методом возрастом

фракций органического вещества, остающегося в почве после ее

обработки NaOH, и глубиной отбора образца. Предполагается,

что радиоуглерод этих устойчивых к разложению фракций почвы

не загрязнен молодым органическим веществом и его содержание

в большей мере характеризует абсолютный возраст почв; радио-

углерод фракции, экстрагируемой NaOH, — современного проис-

хождения. Обработка полученных экспериментальных данных

по этой модели дала значение абсолютного возраста 15 000 лет,

что соответствует окончанию последнего ледникового периода,

т. е. отражает истинный возраст почв. Возраст фракции, извле-

каемой NaOH, в верхних горизонтах дает даже отрицательные

значения, что объясняется загрязнением гумуса радиоуглеродом,

образовавшимся в атмосфере при ядерных испытаниях.

12.5. Радиоактивное загрязнение почвенного

покрова

Опасность радиоактивного загрязнения почвенного покрова

была осознана в 50-х годах нашего столетия, когда повсеместно

наблюдались радиоактивные выпадения из атмосферы от испыта-

ний ядерного оружия. На современном этапе число потенциаль-

ных источников радиоактивных загрязнений существенно попол-

224

пилось и, прежде всего, с расширением сферы использования

ядерной энергии не только в военных, но и в мирных целях.

К ним относятся атомные электростанции и другие предприятия,

обеспечивающие полный ядерно-энергетический цикл, урановые

шахты и обогатительные фабрики, рудники, заводы по разделе-

нию изотопов и переработке облученного ядерного топлива,

хранилища радиоактивных отходов; Важную роль в повышении

радиационного фона почвенного покрова могут играть также

тепловые электростанции, работающие на угле и горючих слан-

цах. Их зольные выбросы содержат такие радиоактивные эле-

менты, как полоний, радий, торий, уран в концентрациях, иногда

многократно превышающих их естественный фоновый уровень.

Следует отметить, что, несмотря на большое разнообразие

антропогенных источников загрязнения почвенного покрова, их

вклад в общую дозовую нагрузку мал по сравнению с естест-

венным радиационным фоном, что видно на примере средних

доз облучения населения СССР от разных источников (табл. 43).

Таблица 43. Средние индивидуальные дозы облучения населения СССР

в 1980—1981 гг. от различных источников. (Ядерная энергетика,

человек и окружающая среда, 1984)

Источник облучения

Эффективная

эквивалентная

доза, мкЗв/год

Источник облучения

Эффективная

эквивалентная

доза, мкЗв/год

Природные источники

1000

Угольные электростан-

ции

Стройматериалы (здания) 1050

Угольные электростан-

ции

Рентгендиагностика 1400 Атомные электростанции 0,17

Глобальные выпадения

от ядерных испытаний

Удобрения 0,14

Глобальные выпадения

от ядерных испытаний

Остальные 1,6

Сумма воздействий

3500

Однако проявляется четко выраженная тенденция локального

увеличения роли антропогенного радиационного фактора с тече-

нием времени, которую следует учитывать при разработке мер

охраны почв от радиоактивного загрязнения.

Характерная особенность радиоактивного загрязнения поч-

венного покрова состоит в том, что в среднем по массе количест-

во радиоактивных примесей чрезвычайно мало и они не вызы-

вают изменений основных свойств почвы — ее рН, соотношения

элементов минерального питания, уровня плодородия. Лимити-

рующими факторами в этом случае являются, как правило,

рекомендуемые пределы концентраций радиоактивных веществ,

поступающих из почвы в продукцию растениеводства.

С этих позиций наиболее важными характеристиками являют-

ся концентрация радиоактивных веществ в почве, их биологи-

ческая доступность растениям, распределение в почвенном про-

филе и скорость самоочищения корнеобитаемого слоя почвы.

В условиях непрерывного поступления загрязняющих веществ

8-817 225

при постоянной его интенсивности динамика их содержания в

почвенном профиле может быть описана уравнением баланса

dσ

/dt=V

+rC

-(wC

+gC

+Ψ

+λσ

), (53)

где σ

— плотность загрязнения (количество вещества на едини

цу площади, г/м

, или Бк/м

), С

, С

, C

— концентрация

загрязняющего вещества в воздухе (в 1 м

), в атмосферных

осадках (в 1 л), в водах поверхностного и грунтового стока

(в 1 л) и в надземной отчуждаемой фитомассе (в 1 кг) соответ-

ственно, г -- интенсивность атмосферных осадков (л/м

в сут

ки), w — поверхностный водный сток (л/м

в сутки), g — грун-

товый сток (л/м

в сутки), V

— скорость сухого осаждения

загрязняющего вещества на поверхность почвы (м/сут), т

—

отчуждаемая надземная фитомасса (кг/м

в сутки), Ψ

— ин-

тенсивность обратного переноса вещества из почвы в атмосферу

(г/м

или Бк/м

в сутки), λ — постоянная радиоактивного рас-

пада (сут

-1

)

Первый и второй члены правой части уравнения характери-

зуют ежесуточный приток радионуклида в почву в единицу вре-

мени, третий и четвертый члены — его суточный вынос за преде-

лы почвенного профиля с поверхностными и грунтовыми водами,

пятый — отчуждение с урожаем, шестой и седьмой — суточную

убыль, обусловленную процессами обратного переноса (в ат-

мосферу) и радиоактивного распада

Для приближенного решения уравнения (53) можно пред-

положить, что концентрация радионуклида в поверхностных и

грунтовых водах и в урожае, а также интенсивность его обрат-

ного перехода из почвы в атмосферу прямо пропорциональны

его содержанию в почве, т. е. C=K

, C

= K

, C

=К

, где K

, К

— соответствующие коэффициенты

пропорциональности

В первом приближении концентрации радионуклида в воздухе

(С

) и в атмосферных осадках (С

) также можно принять по-

стоянными, приравняв их среднегодовым значениям Тогда реше-

ние уравнения (53) имеет вид

=((V

+rCr)/(wK

+gK

+λ))•[1–e

–(wKw+gKg+mvKv+Ka+λ)t

] (54)

В обобщенном виде соотношение (54) можно выразить в

более простой форме

где Р — количество радиоактивных веществ, поступающих в

почву на единицу площади в единицу времени, λ

эфф

— доля

226

(55)

радиоактивных веществ, удаляемая с единицы площади в едини-

цу времени. Соотношение (55) справедливо при любом способе

поступления радиоактивных веществ в почву. При t—>оо выраже-

ние в скобках стремится к 1 и σ

достигает равновесного значе-

ния, численно равного сомножителю перед скобками. В случае,

если по истечении периода t

источник загрязнения ликвидирует-

ся, плотность загрязнения почвы как функция времени в последу-

ющий период, т. е. при t>t

, будет убывать в соответствии с

соотношением

=P/λ

эфф

(1–е

–λэффt1

–λэфф(t-t1)

. (56)

Таким образом, максимальное (равновесное) значение равно

отношению интенсивности прихода и расхода загрязняющего

вещества в корнеобитаемом слое почвы, т.е.P/λ

эфф

, а время, в

течение которого σ

практически достигает этого значения, и

скорость очищения почвы после прекращения действия источника

загрязнения определяются лишь λ

эфф

. В ряде случаев сведения о

эфф

оказываются достаточными для оценки опасности загрязне-

ния почв тем или иным токсикантом. Например, в условиях

выпадения из атмосферы короткоживущих (в почве) загрязня-

ющих веществ лимитирующим фактором оказывается не содер-

жание их в почве, а непосредственное осаждение на надземную

часть растений.

В отношении загрязнения почвенного покрова опасность мо-

гут представлять лишь долгоживущие антропогенные радиону-

клиды, которые характеризуются достаточно продолжитель-

ным временем их пребывания в почве, такие, как

Sr,

106

Ru,

129

137

Cs,

144

Ce,

226

Ra,

232

Th,

238

239

Pu.

По степени подвижности в почвах долгоживущие антропо-

генные радионуклиды образуют ряд

Sr>

106

Ru>

137

Cs>

144

Ce,

129

239

Pu. Скорость самоочищения почв от радио-

нуклидов определяется скоростями их радиоактивного распада,

вертикальной и горизонтальной миграции.

Поскольку антропогенные радионуклиды поступают, как пра-

вило, на поверхность почвенного покрова, их распределение в

целинных почвах характеризуется резко выраженной неоднород-

ностью по профилю. В районах с умеренным количеством атмос-

ферных осадков на почвах, относительно тяжелых по механиче-

скому составу, основная часть наиболее значимых антропогенных

радионуклидов в течение многих лет остается в верхнем 10-сан-

тиметровом слое целинных почв, а в пахотных — в пахотном

слое. Скорость вертикальной миграции в таких почвах описыва-

ется уравнением диффузии с обобщенным (кажущимся) коэф-

фициентом диффузии D, численные значения которого, например,

для

Sr в зависимости от почвенных свойств варьируют в

диапазоне 10

–7

—10

–8

см

/с, при этом среднеквадратичное

8* 227