МАКРОЭЛЕМЕНТЫ - НЕИЗОТОПНЫЕ АНАЛОГИ РАДИОНУКЛИДОВ ВО ВНУТРИПОЧВЕННОМ СГОКЕ

Неизотопными аналогами 137Cs, 90Sr и 106Ru принято, соответственно, считать К, Са и Fe [307]. Вместе с тем концентрация этих макроэлементов обычно превышает концентрацию радионуклидов на 10-12 порядков, в связи с чем встает вопрос о возможности оценки поведения радионуклидов в природных средах по поведению рассматриваемых аналогов.
В системе "твердая-жидкая часть почв" отмечается более активное поглощение 137Cs и 90Sr, особенно в слое 5-10 см, по сравнению с их неизотопными макроэлементами-аналогами (табл. 82). Можно предположить, что такие различия обусловлены еще не установившимся равновесием мобильных форм радионуклидов между твердой и жидкой частями почвы, тогда как для стабильных элементов такое равновесие имеет место в силу сложившегося биогеохимического круговорота.
Среди сравниваемых пар поведение ,06Ru и Fe более согласовано, однако основной поток Fe, как известно, идет не из подстилки, а из подподстилочного минерального горизонта [33]. Это не позволяет проводить аналогию между поведением Fe и 106Ru. Кроме того, несмотря на принадлежность этих элементов к одной группе периодической системы, Ru по своим химическим свойствам имеет значительные отличия от Fe, хотя может соосаждаться вместе с макроколичествами последнего [1].
Содержание стабильных элементов в лизиметрических водах также подвержено сезонным колебаниям, но динамика их концентраций от-
Таблица 82. Поглощение радионуклидов и их неизотопных макроэлементов-аналогов из внутрипочвенного стока, % от содержания в водах из слоя 0-5 см

Спой, см	«gt;Са	*gt;Sr	39к	137Cs	S6Fe	l06Ru
		Ун. Д-1
5-10	5,3	53,8	35	79	10,3	9,6
5-20	0	53,8	35	85	53,8	39,6
		Ун. К-2
5-10	10,1	75	22,8	85,8	5	20
5-20	46,4	82,8	33,6	88,6	65	43
		Ун Ш-1
5-10	30,5	58	40,9	92,6	20,1	' 50
5-30	39,4	61,5	48,4	96,4	87	93,2

личается от таковой радионуклидов (рис. 91). Для Са, К и Fe максимум содержания в лизиметрических водах из горизонта О наблюдается в зимний период, а минимум - в летний.

Неадекватность рассмотренных динамик обусловлена различным влиянием на поток макроэлементов и радионуклидов биоты, а также окислительно-восстановительного потенциала (ОВП) почв (последнее особенно важно для Fe).
Нарастание биологической активности от весны к лету сопровождается активным связыванием мобильных биогенных элементов в составе биоты. Этот процесс в равной степени характерен и для радионуклидов, однако источники поступления радионуклидов и биогенных элементов в почву различны. Можно предположить, что к лету происходит истощение запасов макроэлементов в верхнем слое лесных подстилок, что влечет уменьшение их концентрации в растворах. В то же время интенсивность поступления радионуклидов из частиц радиоактивных выпадений будет нарастать с ростом микробиологической активности, поскольку метаболиты почвенных организмов и продукты трансформации растительных остатков способствуют интенсивному выщелачиванию радионуклидов из частиц выпадений. Следовательно, динамика поступления радионуклидов в жидкую часть длительное время определяется процессами их перехода из частиц радиоактивных выпадений в подвижное состояние, а динамика макроэлементов - динамикой их биологического поглощения. Поведение радионуклидов в составе внутрипочвенного стока весьма отличается от поведения их стабильных химических аналогов из-за различий в источниках поступления, форм нахождения и характера распределения в почве. Однако с течением времени долгоживущие радионуклиды в БГЦ, видимо, придут к состоянию динамического квазиравновесия, и их поведение станет более согласованным с соответствующими макроэлементами.
Таким образом, миграция радионуклидов в составе инфильтрацион- ного стока невелика. Их относительный вынос в пересчете на единицу

Рис. 91. Сезонная динамика концентрации стабильных элементов в лизиметрических водах из различных слоев почвы (уч. Ш-1, средневзвешенные величины за 1990-1993 гг., мг/л)
Слои
1 - 0-5 см, 2 - 0-10 см; 3 - 0-20 см плотности загрязнения почв составляет от сотых до десятых долей процента из подстилки и тысячных-десятых долей % из минеральных слоев. Варьирование величины выноса зависит от химической природы нуклида, типа почв и фитоценоза, мощности и генезиса соответствующего горизонта почв. По миграционной подвижности радионуклиды располагаются в следующий ряд: 90Srgt; 106Ru gt; 137Cs gt; 238Pu gt; 239+240pu gt; gt; 144 Се. Максимальная подвижность ^Sr,106 Ru и Pu отмечается в хвойных ценозах, a 137Cs в органогенных (торфяных) почвах. Наибольший вынос всех радионуклидов наблюдается из лесной подстилки, в минеральных слоях с глубиной в большинстве случаев происходит их сорбция, в результате чего их поток за пределы профиля снижается на 2 порядка. Исключением является поток 137Cs в торфяных почвах, а также 90Sr, 106Ru и Pu в сосняках. В таких условиях отмеченные радионуклиды мигрируют без выраженной сорбции в подподстилочной толще лесных почв. Среди исследуемых радионуклидов наибольшую экологическую опасность представляют изотопы плутония. Вероятность их поступления в грунтовые воды максимальна из-за несоизмеримо больших периодов полураспада, низких коэффициентов поглощения растениями и невысокой сорбции в почвенном профиле (особенно в хвойных ценозах). 

Еще по теме МАКРОЭЛЕМЕНТЫ - НЕИЗОТОПНЫЕ АНАЛОГИ РАДИОНУКЛИДОВ ВО ВНУТРИПОЧВЕННОМ СГОКЕ:

1. ВНУТРИПОЧВЕННЫЙ ВРЕМЕННЫЙ БОКОВОЙ СТОК
2. 5.5.5. Выбор стимулов по аналогии
3. ЗОЛЬНЫЕ МАКРОЭЛЕМЕНТЫ
4. МАКРОЭЛЕМЕНТЫ АЗОТ
5. СОДЕРЖАНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В РАСТЕНИЯХНИЖНИХ ЯРУСОВ ЗАБОЛОЧЕННЫХ ЛЕСОВ
6. ГИДРОЛЕСОМЕЛИОРАЦИЯ КАК МЕТОД РЕГУЛИРОВАНИЯНАКОПЛЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ ДРЕВЕСНЫМИ РАСТЕНИЯМИ
7. Щеглов А.И.. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС., 2000
8. МИКРОЭЛЕМЕНТЫ
9. Удобрение почвы
10. ЭКСПЕРТИЗА ПОВРЕЖДЕНИЙ, ВЫЗВАННЫХ ДЕЙСТВИЕМ РАДИАЦИИ
11. ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ
12. 5-8* He отбор, а расплод
13. 3* Идея Творения в дарвинизме и в иммунологии
14. Резорбция в кишечнике. 
15. НАВОЗНАЯ ЖИЖА
16. Трансформация почв в скважинных зонахгазоносных территорий