ФИЗИЧЕСКИЕ И ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ ПРОЦЕССЫ В МИГРАЦИИ РАДИОНУКЛИДОВ (модельные эксперименты)

Одна из важнейших задач почвенной химии радионуклидов состоит в получении обобщенных характеристик миграции радионуклидов в системе "почва-растение" различных биогеоценозов в зависимости от факторов внешней среды и времени. Эта информация является базовой для верификации и построения прогнозных моделей радиоактивного загрязнения компонентов природных экосистем, а также для оценки динамики радиационной обстановки на загрязненных территориях. Почва является сложной полифункциональной системой. Здесь одновременно действуют несколько механизмов переноса радионуклидов: диффузия свободных и адсорбированных ионов; конвективный перенос с инфильтрационными потоками влаги в виде ионов, коллоидов или тонкодисперсных твердых частиц; перенос по корневой системе растений; перемещение почвенной фауной; перемешивание почвы при антропогенном воздействии. Т.е. миграция радионуклидов в почвенном профиле является сложным процессом, для точного описания которого необходимо исследование как отдельных вышеперечисленных механизмов, так и их интегральных характеристик, свидетельствующих о динамике профильного распределения радионуклидов в почвах.
Миграция 137Csb системе "твердая-жидкая часть почвы". Для оценки миграционной способности радионуклидов в системе "твердая- жидкая часть почвы" используют коэффициенты селективности (Ks) и распределения (Kd) [166]. Первые характеризуют реакции ионного обмена (т.е. поведение ионных форм радионуклидов в поверхностном слое почвенных коллоидов), вторые - результирующее распределение радионуклидов между твердой и жидкой частями почв независимо от типа связи радионуклидов с твердой частью. Другими словами, Kd учитывает как обменную сорбцию, так и специфическую необменную сорбцию (или фиксацию радионуклидов твердой частью почвы). Данные коэффициенты характеризуют термодинамический аспект миграционных процессов.
Коэффициенты селективности и распределения 137Cs были определены в экспериментах с образцами дерново-подзолистых почв, отобранных на лесных участках 30-километровой зоны ЧАЭС [198]. Их резуль-

Условия эксперимента (T°CfW}%)	Ks для различных пар ионов						Kd
Условия эксперимента (T°CfW}%)	Mg/Ca	К/Са	Cs/Ca	K/Mg	Cs/Mg	Cs/К	137Cs
25/7	0,88	1,52	0,64	1,72	0,72	0,42	2,84
5/7	0,41	0,39	0,72	0,96	1,77	1,84	4,95
5/14	0,65	0,64	0,74	0,98	1,13	1,15	14,96
25/14	0,32	0,34	0,46	1,09	1,46	1,34	5,35

таты представлены в табл. 70. Величины этих коэффициентов меняются в зависимости от условий увлажнения и температуры: а) при постоянной влажности повышение температуры способствует росту селективности к наиболее интенсивно сорбируемым катионам Са и С$; б) при постоянной температуре с ростом влажности селективность к Са и Cs снижается. Из этого следует, что выход обменного Cs в почвенный раствор максимален при низких температурах и высокой влажности. Таким образом, более высокие значения Ks для пар Cs-K наблюдаются при пониженных температурах. Аналогичная тенденция отмечается и при увеличении влажности почв. Одновременно при снижении температуры и повышении влажности наблюдается возрастание Кd 137Cs, что свидетельствует об усилении специфической необменной фиксации радиоцезия на сорбционных позициях глинистых минералов. При допущении, что система "почва-раствор" при данном уровне влажности находится в неравновесном состоянии (а это подтверждается сопоставимостью результатов экспериментов по различным срокам инкубации), можно предположить, что низкая температура препятствует преодолению барьера активации радиоцезия при вытеснении им обменных катионов из ППК, а высокая влажность обусловливает "растягивание" диффузного слоя почвенных коллоидов и повышает подвижность катионов в системе "ППК-почвенный раствор". Это приводит к своеобразной перекачке радиоцезия из обменного состояния в фиксированное. Объяснение данной ситуации нужно искать в сфере кинетики сорбционных процессов, поскольку миграция радионуклидов в значительной степени определяется особенностями кинетики обменной и необменной сорбции.
Кинетика обменной и необменной сорбции 137Cs песчаными почвами. В эксперименте по изучению кинетики сорбции в статических условиях [198] образцы незагрязненной почвы со сходными ионообменными свойствами обрабатывали водными экстрактами из загрязненной подстилки при разных сочетаниях температуры и влажности. В течение различных интервалов времени (от 10 с до 1 мес.) почву термостати- ровали, после чего производили разделение фаз ультрафильтрацией под вакуумом и сравнивали удельные активности фильтрата и исходного раствора. Оставшуюся на фильтре почву немедленно промывали ОДМ

Рис. 71. Доля сорбированных (7) и фиксированных (2) радионуклидов от внесенного количества в зависимости от времени взаимодействия почвы и раствора, %

раствором ацетата аммония для отделения сорбированных форм радионуклидов. В отмытой почве по удельной активности находили содержание необменно-сорбированных радионуклидов. В статических условиях при полном влагонасыщении порового пространства почвы (30 вес.%) обменная сорбция завершается в течение 6-10 мин (рис. 71). Начиная с этого момента, т.е. после завершения перехода 137Cs из раствора в твердую часть, наступает период перераспределения радионуклидов между обменными и необменными формами в сторону последних. Доля фиксированных радионуклидов на этот момент составляет 20% от общего количества 137Cs в системе, по истечении суток она возрастает до 90%. При данной влажности фиксация требует для своего завершения нескольких суток. При большей влажности сорбция радиоцезия почвой сильно замедляется. Через месяц после инкубации до 5% радионуклидов обнаруживается в свободном состоянии в растворе (рис. 72). Фиксация 137Cs также ограничена в пределах 50-60% его общего содержания. Доля обменных радионуклидов 137Cs стабилизируется на уровне 40-50% со слабой, но устойчивой тенденцией к снижению. Очевидно, как и при пониженной влажности в системе происходит непрерывное перераспределение 137Cs сначала между почвенным раствором и диффузным слоем коллоидов, образующих ППК, а затем между диффузным слоем и необменными позициями в решетке глинистых минералов. Оба эти процесса, и особенно переход радиоцезия из обменного состояния в необменное, значительно замедлены из-за большой толщины водных пленок и связанного с этим увеличения толщины диффузного слоя. Диффузионная природа замедления сорбции 137Cs при повышенной влажности подтверждается слабой выраженностью температурного эффекта в этих условиях.
Анализ состава фильтратов из колонок показывает, что после того, как почва в колонках выдерживалась в течение суток при влажности 30% и температуре 5°С, первые порции фильтрата практически не

Puc 72 Формы соединений радионуклидов в почве при различных гидротермических режимах и сроках инкубации: А - в течение одного месяца; Б - в течение 10 месяцев
Формы соединений 1- водноэкстрагируемые; 2 - обменные; 3 - необменные, фиксированные минеральной частью; 4 - необменныеоргано-минеральные соединения, разлагаемые н2о2 содержат радионуклидов. Из статических экспериментов следует, что в данных гидротермических условиях такого времени достаточно как для завершения ионообменных процессов, так и для фиксации радионуклидов. В последующих порциях фильтрата наблюдается пик концентрации радиоцезия. Это означает, что за 10-15 мин в течение которых первая порция раствора, наиболее обогащенная вынесенным из подстилки радиоцезием, профильтровывается через колонку, вынесенный 137Cs не успевает полностью сорбироваться почвой. Замораживание влажной почвы приводит к предотвращению полной сорбции радионуклидов, в результате чего наблюдается резкий рост их концентрации в фильтратах при поливе после размораживания. Следует ожидать, что в момент интенсивного вертикального массопереноса распределение радионуклидов между твердой и жидкой частями в ограниченном объеме почвы будет регулироваться посредством катионного обмена. При этом соотношение между катионами в растворе и твердой части будет зависеть от величин соответствующих Ks. С установлением стационарного состояния, когда влагоперенос в почве замедлен или отсутствует, фиксация 137Cs не будет лимитироваться кинетическим фактором и окажет определяющее влияние на распределение катионов между частями почвы. В этом случае последнее может быть охарактеризовано величиной Kd.
Определение коэффициента диффузии 137Cs. Известно, что скорость ионообменных процессов в почвах характеризуется в основном величиной коэффициента диффузии (D). Предыдущими исследованиями было показано, что основную роль в перераспределении радионуклидов в почве играет диффузионный процесс [131, 258]. Более тонкие исследования показывают, что при концентрации сорбируемых ионов ниже 0,01 г-экв/л, что справедливо в отношении радионуклидов, содержащихся в почвенном растворе, скорость ионного обмена лимитируется внешней (или пленочной) диффузией [24]. То же было показано для различных пар ионов [334, 346]. Однако имеются сведения о внутри- диффузионном механизме сорбции катионов почвой, когда скорость сорбции сильно зависит от передвижения катионов в непосредственной близости от поверхности почвенных коллоидов и между слоями кристаллической решетки глинистых минералов [257]. Представляется, что кинетика сорбции радионуклидов (в частности 137Cs) осложнена параллельным протеканием двух процессов: собственно ионного обмена, лимитированного внешней диффузией и необменной фиксацией, скорость которой существенным образом зависит от скорости перераспределения ионов вблизи поверхности твердой части. Для радионуклидов чернобыльского выброса диффузионный перенос является определяющим: от 60 до 99% 137Cs перемещается в почве в результате диффузии [138, 172], хотя анализ величин коэффициентов диффузии 137Cs в различных почвах и субстратах свидетельствует, что его значения для 137Cs "чернобыльского выброса" несколько ниже, чем глобального (табл. 71).
Как и в случае с глобальными выпадениями этот показатель существенно варьирует в зависимости от свойств почв (режима увлаж-

Почва (субстрат)	D.cmVc	Автор
Подзолистая песчаная	1,0Е - 5	С351]
Песчаный подзол фунтового увлажнения	1,0Е - 7
Подзолистые супесчаные	(2,0-7,0)Е - 7	"
Подзолистые глинисго-опесчаненные	5,0Е- 7	"
Подзолистые суглинистые	2,0Е - 7	"
Гумусо-глеевые суглинистые	5.0Е-7
Полуболотные пылевато-суглинистые	7,0Е - 7
Подзолистые глинистые	(2,0-3,0)Е - 7	[349]
Супесчаные	1.6Е-7	[3081
Карбонатная супесь	2.0Е-7	\|\|
Карбонатный суглинок	2,0Е - 7	"
Торфянистая	2,1Е - 7	"
Залежь (30-километровая зона Ч АЭС)	(0,2-4,5)Е - 8	[28,30J
Дерново-слабоподзолисгая песчаная ближней зоны ЧАЭС	(2,0-3,3)Б - 8	(213)
Дерново-подзолистая супесчаная белорусского сектора ЧАЭС	2,0Е - 8	[83]
Дерново-подзолистая супесчаная	(1,4—4,9)Е- 8	[138]
Торфяно-болотные	(1,2-4,1)Е-7	"
Дерново-подзолистые целинные Брянской обл.	(0,6-5,9)Е - 8	[275]
Дерновые, дерново-подзолистые, торфяно-болотные Беларуси	(0,4-10,0)Е - 8	[180,183]
Автоморфные 30-километровой зоны ЧАЭС	(1,1-1,7)Е - 8	[12,13]
Гидроморфные 30-километровой зоны ЧАЭС	(1,8-2,3)Е-8

нения, гранулометрического состава и др.) и времени.

Наиболее высокие значения D отмечаются в гидроморфных и полугидроморфных почвах, в то же время во всех случаях величина D уменьшается со временем. Серия экспериментов по определению скорости диффузии 137Cs в профиле лесных почв показывает, что величина D, рассчитанная по уравнению, приведенному в работе [340], в различных горизонтах лесных почв неодинакова [198]:
Вариант.              D, см2/с;
а)              подстилка-подстилка 0,2Е - 10;
б)              подстилка-почва              0,1? - 10;
в)              почва-почва              4,5Е - 8.
Сопоставление полученных данных с результатами исследований, проведенных различными авторами (см. табл. 71) для аналогичных объектов, затруднено и может быть проведено только для варианта "почва-почва". Значения/), полученные в варианте в), укладываются в интервал колебаний данного показателя для дерново-подзолистых почв

других зон. Что касается вариантов а) и б), то аналогичных литературных данных не найдено. Однако из частного сообщения D.W. Oscarson (Канада) следует, что в органогенных горизонтах почв фиксируются более низкие значения D для 137Cs. Можно согласиться с ним, что причина заключается в более разветвленной сети порового пространства гумусированных горизонтов.
Поступление 137Cs в почвенный раствор из "горячих частиц", содержащихся в подстилке. Рассматривая биогеохимию радионуклидов чернобыльского происхождения, нельзя не учитывать множественность физико-химических форм выпадений и, в первую очередь, наличие так называемых топливных "горячих" частиц. Мобильность депонированных в них радионуклидов зависит от дисперсности частиц, физикохимической устойчивости матрицы в реальных почвенно-экологических условиях, химической природы нуклида [91, 129, 130]. Это является еще одним дополнительным фактором, оказывающим влияние на неоднородность процессов миграции радионуклидов в ландшафтах.
Для оценки масштаба поступления 137Cs из "горячих" частиц в почвенный раствор нами был проведен следующий эксперимент. Образцы подстилки, содержащие "горячие" частицы, были отмыты от подвижных форм радиоцезия путем нескольких последовательных обработок ацетатом аммония и дистиллированной водой до стабилизации концентрации нуклида в фильтрате. Результаты опыта свидетельствуют, что уже после трех обработок NH4COOH содержание 137Cs в фильтрате стабилизируется на определенном уровне, примерно соответствующем уровню концентрации водной вытяжки из данных образцов. При этом из подстилки вытесняется 2,5-4,4% радиоцезия, очевидно, представленного подвижными формами. После месячной инкубации при определенной температуре (25°С) и влажности (30%) и аналогичной обработке указанными реагентами вытесняется еще 0,8% общего запаса 137С$. Наиболее вероятно, что этот цезий поступил из топливных частиц, поскольку известно, что органическое вещество подстилки сорбирует данный радионуклид исключительно по обменному типу, а обменный цезий был нами заранее удален. То ничтожное количество минеральных примесей, которое могло присутствовать в модельных образцах, вряд ли могло стать причиной поступления дополнительного количества 137Cs в раствор, так как основная его часть оказывается фиксированной в кристаллической решетке минералов и не вытесняется стандартными реагентами. Следовательно, наиболее реальным источником поступления ,37Cs в сферу обменных реакций в подстилке являются "горячие" частицы.
В первом приближении можно считать, что масштаб высвобождения радиоцезия из радиоактивных частиц в результате биохимических процессов, протекающих в подстилке, составляет 0,8% в месяц при температуре 25°С и влажности 30%. Принимая продолжительность периода активного биохимического выветривания равной 4-5 месяцев, получим оценочную величину годового поступления 137С$ из "горячих" частиц равную 3,2-4,0%. При этом вышедший из топлива
7 А.И. Щеглов

радиоцезий на 90-95% поглощается обменным комплексом самой подстилки. Если скорость выхода радиоактивных элементов из "горячих" частиц сопоставима со скоростью диссоциации элементов в системе "твердая-жидкая часть почвы", тогда количество подвижных радионуклидов в почве будет сильно зависеть от содержания этих частиц. Чем выше их вклад в состав загрязнения почв, тем большим потенциалом выделения радионуклидов в почвенный раствор обладает данный объект.
Совместное влияние диффузии, массопереноса и лессиважа на миграцию 137Cs. В еще одной серии модельных экспериментов на почвенных колонках показано совместное влияние диффузии, массопереноса и лессиважа на миграцию 137С$ для сравнения полученных результатов с показателями реального перераспределения радиоцезия в нативных условиях. В первой серии опытов моделирование миграции радионуклидов осуществлялось путем пропускания через колонки растворов, состав и количество которых соответствовали природным условиям данного региона. Моделировали 3 сезона, отличающихся по гидротермическим условиям: а) летне-осенний период с высокими температурами и суммой осадков 370 мм; б) зимний период с отрицательными температурами и отсутствием влагопереноса (замораживание); в) весенний период с низкими температурами и суммой осадков с учетом снеготаяния 230 мм. Полученные данные для 3-х модельных сроков (1, 3 и 10 лет) показали, что за годовой период из подстилки в минеральную часть почвы перемещается 0,83% 137Cs от его общего запаса, причем большая его часть поглощается почвой. В почве распределяется 0,80% 137Cs и только 0,03% уходит за пределы профиля (колонки) (табл. 72).
За 3-летний период в почву из подстилки переходит 2,33% от общего запаса радионуклидов, из них 0,06% выходит за пределы колонки. За этот срок рост удельной активности происходит только в пределах верхней 2-сантиметровой минеральной толщи почвы, отличия в нижележащих слоях недостоверны. За 10-летний период наблюдается рост удельной активности этих слоев, однако верхний подподстилочный слой почвы сдерживает миграцию радионуклидов. Если количество радионуклидов, перемещенных из подстилки в почву, принять за 100%, то их доля возрастает с 4,05% в 1 год до 6,93% через 10 лет. Это означает, что в почвенном растворе увеличивается относительное содержание тех форм радионуклидов, которые обладают повышенной миграционной способностью.
В течение первого года верхний полусантиметровый слой почвы поглощает около 65% всех вышедших из подстилки радионуклидов, за 3 года суммарное поглощение составляет 85%. Вероятнее всего это связано с усилением переноса твердых частиц топлива из подстилки без их разрушения по типу лессиважа, а также с диффузионным переносом радионуклидов, поскольку в эксперименте наблюдается неадекватный преобладающий рост удельной активности данного слоя по отношению к суммарному количеству радионуклидов, вынесенных из подстилки с током влаги.

Слой, см	Диффузия, 3 мсс.		Фильтрация, 3 года		Диффузия + + фильтрация, 3 года		Фильтрация, 10 лет
Слой, см	г	2	1	2	1	2	1	2
Подстилка	99,14		98,94		99,12		98,9
0-0,5	0,76	88,32	0,67	63,4	0,64	74,74	0,82	72,85
0,5-1	0,07	8,27	0,12	11,11	0,08	8,44	0,09	8,81
1,0-2	0,02	1,79	0,08	8,04	0,05	4,08	0,04	5,54
2,0-3	0,00	0,08	0,07	6,59	0,01	1,55	0,02	1,60
3,0-5	0,01	1,35	0,03	2,76	0,01	0,98	0,01	1,12
5,0-7	0,00	0,00	0,01	0,98	0,01	0,4	0,00	0,89
7,0-12,0	0,00	0,22	0,04	3,45	0,02	4,42	0,05	2,02
Фильтрат	0,00	0,00	0,04	3,66	0,06	5,39	0,06	7,17
Вынесено из	0,86		1,06		0,88		U
подстилки
* 1 - % от общего запаса; 2 - % от выноса из подстилки

Замораживание влажной почвы в колонках приводит к снижению сорбции радионуклидов. Это обусловливает резкий рост их концентрации в фильтратах при поливе после замораживания. Кроме того, то обстоятельство, что при пониженной температуре с меньшим объемом фильтра из колонок выходит такое же количество радионуклидов, как и с двукратным объемом при комнатной температуре, подтверждает сделанный нами ранее вывод о том, что в холодное время года цезий способен активнее десорбироваться из почвы, чем при повышенных температурах.
В целом из данных эксперимента следует, что наибольшая подвижность l37Cs в дерново-подзолистых песчаных почвах должна наблюдаться в условиях повышенного гидроморфизма, а также при единовременном выпадении большого количества атмосферных осадков и активном снеготаянии. В этих случаях возможен быстрый перенос радионуклидов из подстилки в почву, причем, чем выше скорость фильтрации и глубже фронт промачивания, тем большая доля радиоактивных веществ проникает в подпочвенные горизонты. Сопоставление модельных экспериментов с данными натурных наблюдений свидетельствует о качественно адекватном воспроизведении в модели почвенных процессов, обусловливающих поведение радионуклидов в песчаных почвах.
В еще одной серии экспериментов на почвенных колонках была поставлена задача предотвратить возможный перенос твердых частиц между отдельными слоями. Это было достигнуто путем отделения каждого слоя, включая подстилку, с помощью бумажного фильтра. В данной серии опытов воспроизводились следующие режимы: а) диффузия в стационарном режиме (25°С, 3 месяца); б) фильтрация

Рис. 73. Влияние различных процессов на перераспределение 137 Cs в почве (модельный эксперимент, за 100% принято количество 137Cs, поступившее из подстилки)
Провесы:
I - диффузия, 3 месяца; 2 - диффузия + фильтрация, 3 года; 3 - фильтрация, 3 года; 4 - фильтрация, 10 лет

в объеме 3-летней нормы осадков (25°С, 1 неделя); в) чередование фильтрационных и диффузионных периодов (3-летняя норма осадков, периоды стационарной диффузии - 1 месяц, 25°С); г) фильтрация в объеме 10-летней нормы осадков (25°С, 1 месяц). Главный вывод из этой серии экспериментов, результаты которых представлены в табл. 70 и на рис. 73, состоит в том, что основным фактором, обусловливающим перенос 137Cs в пределах подподстилочного слоя почвы (0-1 см) является диффузия. Все различия в содержании нуклида в нижележащих слоях вызваны его передвижением с нисходящим током влаги и отражают слабовыраженную тенденцию к его внутрипрофиль- ному перераспределению. Предотвращение возможного переноса твердых частиц оказывает заметное влияние на интенсивность перемещения 137Cs из подстилки в почву. Так, по сравнению с вариантами опыта из первой серии экспериментов, моделирующего 3-летнюю фильтрацию + диффузию, когда вынос радионуклидов составил 2,3% от их общего запасов, в опыте с предотвращением переноса он составил всего 1%. Очевидно, что перенос радионуклидов по типу лессиважа в реальных условиях будет еще более заметным.

<< | >>

Источник: Щеглов А.И.. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС.. 2000

Еще по теме ФИЗИЧЕСКИЕ И ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ ПРОЦЕССЫ В МИГРАЦИИ РАДИОНУКЛИДОВ (модельные эксперименты):

- Геохимия -

- Биология - Ветеринария - Взаимоотношения животных - Все животные - Геология - Зоопсихология - Коровы - Кошки - Лечение животных - Лошади - Насекомые - Науки о Земле - Опасные растения и животные - Растительный мир - Редкие животные - Сельское хозяйство - Собаки - Экология -