ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ ФОРМЫ СОЕДИНЕНИЙ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОЧВАХ

При радиоактивных выпадениях формы соединений радионуклидов в почвах в значительной степени (особенно на первых этапах) определяются устойчивостью частиц к процессам выветривания в почвенной среде, выщелачивания из них радионуклидов и закрепления последних в почве. Эти показатели имеют принципиальное значение в поведении радионуклидов в природной среде. Продукты чернобыльских выпадений резко отличаются от глобальных [221]. В составе чернобыльского выброса более высока доля необменных1 форм соединений [31]. Соответственно, поведение радионуклидов в почве кардинально отличается не только от моделируемого на основании ионных форм в различного рода лабораторных экспериментах [68], но и глобальных выпадений. Наиболее резкие отличия характерны для выпадений в ближней зоне ЧАЭС, где около 90% ^Sr и 75% 137Cs выпало в составе
Принято выделять следующие фракции, получаемые в серии последовательных вытяжек: 1) воднорастворимая форма - Н20 в соотношении почва: раствор = 1:10; обменная форма - 1М CH3COONH4 (pH 7) в соотношении почва: раствор = 1:10; фракции, ассоциированные с карбонатами, оксидами и гидрооксидами металлов и частично сорбированные органическим веществом и почвенными минералами, но не захваченные кристаллической решеткой минералов - 1М НС1 при комнатной температуре в соотношении почва: раствор = 1:10; 4) необменная форма - 6М НС1 при кипячении в соотношении почва: раствор = 1:10, 5) "остаток" - фракция радионуклидов, оставшаяся после всех обработок, связанная в почве очень прочно; она не может перейти в мобильное состояние при условиях, обычно встречающихся в природной среде [31].
Таблица 66. Формы соединений радионуклидов в почвах 30-километровой
зоны ЧАЭС в 1987 г. [15, 130, 188]

Нуклид	н2о	CH3COONH4	6М НС1	Остаток
l37Cs	0,3-2,9	2,2-17,7	15,0-65,8	14,2-78,5
«Sr	0,8-3,0	6,7-24,7	27,7-68,6	31,8-54,1

топливных частиц. По мере удаления от источника выброса эти различия сглаживаются. На территории Западной Европы (Великобритания, Норвегия) выпадения содержали более 50% воднорастворимого 137Cs, т.е. по своим свойствам были максимально приближены к глобальным. В этом аспекте загрязнение территории России и стран СНГ характеризуется средними показателями [126].
На начальном этапе после аварии химическое фракционирование радионуклидов практически не зависит от свойств почв, а определяется только удаленностью территории от источника выброса, т.е. физикохимической формой выпадений [130], По некоторым данным, в первые месяцы (май-июнь 1986 г.) доля воднорастворимого 137Cs доходила почти до 10% в лесной подстилке и 22-53% в минеральных подподстилочных слоях [80]. Последнее свидетельствует, что в указанный период доступность 137Cs была выше, чем у 90Sr. Однако уже к 1987 г. содержание воднорастворимой формы у 137Cs и ^Sr выравнивается и не превышает десятых долей-единиц процента, при некотором доминировании этих форм у 90Sr (табл. 66). Максимальным количеством характеризуются необменные формы соединений и так называемый "остаток”. В радионуклидном составе выпадений в этот период содержание обменных форм нарастает в ряду 144Се = 106Ru lt; 137Cs lt; 90Sr. В целом же на долю подвижных фракций как у 90Sr, так и 137Cs приходится не более

Рис. 65 Содержание различных форм соединений 90Sr (/) и 137Cs (2) в почвах автоморфных ландшафтов 30-километровой зоны ЧАЭС (Украина) (/) и Брянской обл. РФ (//) [15, 43, 168]
25% [22, 94, 129, 182]. Доля нерастворимого остатка заметно увеличивается по мере приближения к источнику выброса и, соответственно, снижается процент подвижных форм соединений радионуклидов. В последующем физико-химическое состояние радионуклидов в почвах изменяется. Интенсивное выщелачивание частиц радиоактивных выпадений приводит к увеличению подвижных соединений радионуклидов, особенно 90Sr (рис. 65). При этом наиболее быстро содержание обменного 90Sr возрастает в первые 5 лет после выпадений, затем оно стабилизируется на уровне 50-60% от его суммарной активности [129, 130]. В отличие от ^Sr, в динамике содержания фракций 137Cs в этот период отмечается снижение его подвижных соединений: в ближней зоне в 2 раза, в дальней - в 6 раз [11]. Однако при этом увеличивается доля кислоторастворимой фракции 137Cs [11,130].
По истечении 5 лет распределение 137Cs и 90Sr по фракциям в лесных почвах различных ценозов свидетельствует о более высокой подвижности 90Sr (табл. 67), Количество обменно-сорбируемого 90Sr в почве составляет 50-70%, что в 10-15 раз больше соответствующей фракции l37Cs. Вместе с тем больший процент нерастворимого остатка у 137С$ по сравнению со 90Sr свидетельствует о том, что значительная часть радиоцезия прочно фиксируется глинистыми минералами, а также, видимо, еще находится в составе частиц радиоактивных выпадений. Последнее подтверждается приуроченностью максимума содержания данной фракции к слоям 02 и 03 лесной подстилки (табл. 68), где в настоящее время сосредоточено основное количество радиоактивных частиц, и где практически отсутствуют глинистые минералы.
Таблица 67. Формы соединений 137Cs и 90Sr в лесных почвах, средние данные для слоя 0-20 см (1992 г.), % от запаса

Радионуклид	н2о+ +CH3COONH4	6М НС1	Остаток
Хвойно-широколиственный лес (уч. Д-1)
l37Cs	15,8	35,5	48,7
*°Sr	45,4	29,2	25,4
	Сосняк (уч. К-2)
,37Cs	3,9	54,6	42,5
*gt;Sr	64,8	25,3	9,9

В профиле почв с глубиной абсолютное содержание различных форм соединений радионуклидов падает, однако доля подвижных фракций относительно суммарной плотности загрязнения в отдельном слое возрастает. Так, если в слое 0-1 см доля подвижных форм 137С$ составляет 3-14%, то в толще 5-10 см она достигает 17-27% от общего содержания нуклида в этом слое [73]. В целом содержание подвижного 137Cs с глубиной увеличивается в 2-6 раз, в то время как 90Sr меняется в меньшей степени [153].

Глубина,	h2o + ch3coonh4		6М НС1		"Остаток"
см	1	2	1	2	1	2

Хвойно-широколиственный лес (уч Д-1)

01+02	0,2	3,0	0,4	50,0	0,4	47,0
03	11,0	7,4	22,0	47,9	26,6	44,7
0-1	1,2	8,6	5,1	31,3	10,0	60,1
1-2	0,3	18,4	1,1	31,4	2,1	50,2
2-20	3,1	16,3	6,9	35,2	9,7	49,2
			Сосняк (уч. К-2)
01+02	0,4	2,8	2,9	52,7	1,8	44,5
03	2,4	5,6	43,7	61,1	36,8	33,3
0-1	0,4	12,5	14,4	62,5	2,4	25,0
1-2	2,2	15,6	1,0	50,0	0,4	34,4
2-20	0,5	13,9	1,6	50,6	11,0	36,5
Примечание. 1		- % от суммарного содержания в		почвенном профиле; 2		- % от

суммарного содержания в отдельном слое.

Как уже отмечалось, в начальный период после выпадений формы соединений радионуклидов в почвах в значительной степени зависят только от удаленности территории от источника выброса. На дальнем следе радиоактивного загрязнения (в частности в Брянской обл. РФ) относительное содержание в почве доступных форм I37Cs и 90Sr в первые 1-2 года в 5-10 раз выше, чем в зоне, прилегающей к реактору (см. рис. 65). Однако со временем эти различия сглаживаются за счет слабовыраженного изменения соотношения форм соединений радионуклидов в почвах удаленных территорий и значительного роста содержания обменного 90Sr в почвах 30-километровой зоны ЧАЭС [43, 130, 168]. В последующем на химическое фракционирование радионуклидов более существенное влияние начинает оказывать тип почвы и БГЦ. Отмечается тенденция увеличения доли обменно-сорбируемой фракции в смешанных насаждениях [135] и интенсивное снижение подвижных и обменных фракций радионуклидов, в частности 137Cs, в гидроморфных почвах [11]. Это в определенной степени противоречит основным закономерностям изменений КП радионуклидов в растительность в многолетнем ряду. Причина, видимо, заключается в неадекватности показателей подвижности радионуклидов, полученных методами почвенной химии, и их биологической доступности растениям, особенно в случае загрязнения радиоактивными частицами топливной компоненты, служащей пролонгированным источником мобильных форм радиоактивных элементов в почве [92].

Рис. 66. Линии экспоненциальной аппроксимации тренда профильного распределения различных форм соединений радиоактивных (а) и стабильных (6) изотопов цезия и стронция в торфяных почвах Брянской обл. РФ [168]
Вытяжки: 1 - Н20; 2 - 1М CH3COONH4; 3 - 1М НС1; 4 - 6М НС1

Сравнительный анализ форм соединений радиоактивных и стабильных изотопов в лесных почвах показывает, что соотношение фракций стабильных элементов отличается от такового радионуклидов (рис. 66). Так, доля обменного ^Sr заметно ниже, а кислоторастворимого (в 1М НС1) выше, чем аналогичных фракций стабильного стронция.

Если в целом последний распределяется по фракциям следующим образом: обменные gt; воднорастворимые gt; кислоторастворимые в 1М НС1 gt; кислоторастворимые в 6М НС1, то распределение 90Sr имеет другой вид: обменные gt; кислоторастворимые в 6М НС1 gt; кислоторастворимые в 1М НС1 gt; воднорастворимые. В то же время у i37Cs, напротив, доля обменных фракций выше, а кислоторастворимых и фиксированных ниже, чем у его стабильного изотопа. Отсюда очевидно, что по истечении 6 лет состояние техногенных радионуклидов в почвах не достигает соответствующего стабильным изотопам квазиравновесного состояния с условиями среды. Об этом свидетельствует и разно направленность линий экспоненциальной аппроксимации тренда профильного распределения стабильных и радиоактивных изотопов (см. рис. 66). Наблюдаемые отличия в соотношениях форм соединений радионуклидов и их стабильных изотопов предопределяют возможность: для 90Sr дополнительной мобилизации его в почвах и, соответственно, нарастания количества доступных для растений форм соединений; для 137Cs, напротив, потенциальной фиксации его в почвах [130].
Как правило, относительное содержание подвижных форм радионуклидов в верхнем органогенном слое почв (гор. О или Ad) значительно меньше, чем в нижележащем органо-минеральном слое 0-5 см (табл. 69). Пониженное относительное содержание подвижных соединений радионуклидов в верхнем слое почвы, несомненно, обусловлено исходно большей долей малорастворимых частиц радиоактивных выпадений в этой части почвенного профиля [141]. Активность же нижележащего 0-5 см слоя в основном определяется мигрировавшими сюда из верхних горизонтов подвижными формами соединений радионуклидов [21]. Вместе с тем на подвижные фракции 134Cs и 137Cs здесь приходится от 1,3 до 14% их общих запасов в данном слое, следовательно, 86-99% Cs, поступившего в горизонт АЕ из вышележащих слоев, либо необменно фиксируется в этой толще, либо изначально поступает в немобильных формах путем лессиважа или кольматажа частиц радиоактивных выпадений.
Содержание обменных радионуклидов в слоях О и 5-10 см значительно превосходит долю их воднорастворимой фракции, причем радионуклидный состав водной и ацетатной вытяжек кардинально различаются. Воднорастворимая фракция обычно представлена практически всеми выпавшими радионуклидами. Ацетатно-аммонийная вытяжка содержит почти исключительно 134137Cs. Аналогичная картина наблюдается для образцов как с низким абсолютным содержанием радионуклидов в вытяжках (уч. Д-1), так и с высоким (уч. Ш-1, Ш-2). Отсутствие других радионуклидов среди обменных форм соединений очевидно обусловлено тем, что в верхнем органогенном слое такие "матричные" радионуклиды, как 144Се и 106Ru, поступают в водную вытяжку не из ППК, а непосредственно из частиц радиоактивных выпадений, а затем либо необменно фиксируются в гумусо-аккумулятивном горизонте, либо покидают слой 5—10 см с потоком внутрипочвенной влаги. Последнее весьма вероятно в свете химических свойств радионуклидов Се и Ru: существование их подвижных форм в естественных условиях возможно лишь в качестве анионов или(и) радионуклид-органических растворимых комплексов. Обменная сорбция таких соединений в данном слое должна быть незначительна [1, 132, 133]. Лизиметрические исследования для тех же объектов указывают на преимущественную сорбцию воднорастворимых фракций радионуклидов, особенно 144Се, в горизонте АЕ [236]. Эти же данные говорят о преимущественной миграции 106Ru с водным потоком по сравнению с другими радионуклидами.
Анализ зависимостей между относительным содержанием обменных форм радиоцезия с некоторыми почвенными характеристиками (суммой
Таблица 69 Радионуклиды в составе ацетатной и водной вытяжек, % от общего содержания в образце

Шифр образца,	Водная вытяжка					Ацетатная вытяжка
слой	144Се	134Cs	l37Cs	10lt;sRu	123Sb	134Cs	137Cs	106Ru	,25Sb

(1)0		Широколиственно-сосновый лес(уч Д-1) 0,68 - - 1,84	2,12
(2) 0-5 cm	-	1,25 - - 6,33	7,00	-	-
(3)0	0,27	Сосняк разнотравно-зеленомоишый (уч. К-2) 0,07 0,09 0,49 - 1,11 1,16
(4) 0-5 cm	-	2,26 2,02 - - 6,82	7,56	-	-
(5) Ad		Пойменный заболоченный луг (уч. К-4) 0,07 0,08 - - 0,26	0,36
(6) 0-5 cm	-	0,20 0,22 - - 1,21	0,98	-	-
(7)0		Верховое травяное болото (уч К-7) 0,11 0,13 0,57 4,69 4,28	4,47	0,47
(8) 0-5 cm	-	0,53 0,61 - - 3,86	4,18	-	-
(9)0	0,16	Широколиственно-сосновый лес (уч. Ш-1) 0,04 0,05 0,12 0,81 1,70	1,85
(10) 0-5 cm	-	0,07 0,44 - - 6,49	6,64	-	-
(11)0	0,07	Культуры сосны (уч Ш-2) 0,07 0,07 0,14 0,82 2,17	2,23		0,56
(12) 0-5 cm	-	0,54 0,64 - - 13,15	14,78	-	-

Примечание. Прочерк означает содержание радионуклида ниже детектируемого уровня.

обменных оснований, органическим веществом и обменным калием) не показывает очевидных, на первый взгляд, взаимосвязей. В распределении относительного содержания обменного 137 Cs в почвах и обменных оснований выявляется обратная зависимость (рис. 67). Особенно интересно, что такая зависимость объединяет столь разнородные объекты, как лесные подстилки, пески и суглинки. Это свидетельствует о слабом влиянии емкости катионного обмена на поглощение 137Cs вследствие того, что в почвах он содержится в ультрамикроколичествах [113]. Также очевидно и то, что исходно формы соединений радионуклидов, поступившие на лесные подстилки и в песчаные минеральные и суглинистые почвенные горизонты, существенно различаются. Совокупное влияние перечисленных факторов и обусловливает такую взаимосвязь.
Более значимое влияние на подвижность цезия оказывает наличие в составе ППК компонентов, способных к необменной сорбции [129]. В соответствии с этим минимальное количество обменного 137 Cs наблю-

Рис 68. Содержание обменного 137Cs и органического вещества (Л); обменного 137Cs и обменного 39К (Б) в различных слоях почвы

1-12 - шифр образца (см. табл. 67)
дается в глинистых аллювиально-лугово-болотных почвах, а максимальное - в песчаных минеральных слоях подзолистых почв.
Содержание подвижного радиоцезия находится в обратной зависимости от содержания органического вещества, так же как и от суммы обменных оснований (рис. 68). Этот параметр прямо связан с сорбционной способностью почвы и количеством обменных оснований. Таким образом, органическое вещество тоже не оказывает выраженного прямого влияния на подвижность радиоцезия. Вместе с тем его содержание может косвенно влиять на биологическую активность почвенной микрофлоры, способной фиксировать радиоцезий в биомассе [355].
Совокупный анализ содержания обменного 137Cs и стабильного обменного калия также показывает отсутствие четкой зависимости между рассматриваемыми показателями (см. рис. 68), что свидетельствует о различиях в поглощении почвой радиоцезия и его стабильного

Рис. 69. Содержание форм соединений 137Cs в слое 0—10 см различных почв (1993 г.), %

Почвы: /- подзолистая песчаная; 2 - торфянисто-глеевая; 3 - аллювиальная лугово-болотная тяжелосуглинистая
неизотопного аналога, связанных, с одной стороны, с химической природой этих элементов, с другой - с существующим динамическим равновесием между твердой и жидкой частями почв для 39К и отсутствием такового для 137 Cs. Последнее подтверждается наличием в данных почвах практически постоянного потока 39К с лизиметрическими водами, в то время как радионуклиды почвой активно поглощаются [114].
Суммарные запасы легкодоступных для растений форм соединений (воднорастворимые + обменные) в лесных почвах варьируют от 0,3 до 5% от плотности загрязнения (рис. 69). Содержание подвижного радиоцезия минимально в аллювиальной лугово-болотной почве, что, очевидно, вызвано его фиксацией глинистыми минералами. Наибольшим процентом подвижных форм радионуклидов, особенно радиоцезия, характеризуются гидроморфные торфянистые почвы, что, по-видимому, обусловлено повышенной мобильностью низкомолекулярных радионуклид- органических соединений [2-6]. В целом аналогичная закономерность наблюдается и при анализе изменения доступных форм соединений радионуклидов (воднорастворимые + обменные + фракция, экстрагируемая 1М НС1) [170, 171].
Основные выводы, вытекающие из анализа форм соединений радионуклидов в лесных почвах, сводятся к следующему. Суммарное содержание подвижных форм радионуклидов в слое 0-5 см составляет 0,4—4% от их общего содержания в этом слое в зависимости от природы нуклида и типа почвы. Количество обменной фракции превышает содержание воднорастворимой в 3-5 раз. В воднорастворимой фракции представлен практически полный спектр выпавших радионуклидов. В обменном комплексе почв из всех радионуклидов представлен лишь радиоцезий. Относительное содержание обменного радиоцезия ниже в почвах и слоях с повышенным содержанием суммы обменных оснований и органического вещества.
В жидкой части почв количество и качественный состав соединений радионуклидов зависит от их химической природы, типа биогеоценоза и изменяется по глубине почвенного профиля. Доля радионук-

лидов в составе жидкой части почвы уменьшается в ряду: 90Sr, 137Cs, 239+240pu (238ри^ 241дт [2-6], Основная часть радионуклидов в почвенных растворах находится в составе радионуклид-органических соединений. 239+240pu (238ри) и 241 дт образуют ассоциаты преимущественно с относительно высокомолекулярной фракцией (MMw gt; 2000), 137С$ с фракциями средних и высоких молекулярных масс (MMw = 1000 и более), a ^Sr- с наиболее низкомолекулярной фракцией органического вещества (MMw = 350-500) (рис. 70, [285]).

<< | >>

↑

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 ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ ФОРМЫ СОЕДИНЕНИЙ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОЧВАХ:

- 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 -