Закономерности поведения J37Cs в почве

Педосфера (почвенная оболочка биосферы) — один из основных компонентов природы, где происходит локализация искусственных радионуклидов, в том числе 137Cs, попадающих в окружающую среду в результате аварий или другой деятельности человека. Большей частью они поступают в почву атмосферным путем. Возможно также поступление радионуклидов в почву после их сброса в гидрографическую сеть с паводковыми водами, при орошении и т.д. Почва обладает исключительно большой емкостью поглощения радионуклидов и других техногенных поллютантов, что создает в наземной среде мощное депо различного рода загрязнителей.

Размеры поглощения почвой большинства радионуклидов определяются процессами распределения между двумя основными фазами — твердой и жидкой (почвенным раствором). Выделяют 3 группы факторов, влияющих на миграционную подвижность радионуклидов в почве: связанные со свойствами почв, зависящие от характеристик радионуклидов и определяемые климатическими условиями (Прохоров, 1981).

Цезий является химическим аналогом калия. Биофильный элемент К в почве и других компонентах экосистем является химическим носителем цезия. Этим объясняется большая подвижность Cs. Однако калий в почве является также и конкурентом 137Cs за места сорбции на корнях растений.

Механизмы поглощения l37Cs почвами. Совокупность физико-химических процессов, приводящих к снижению подвижности 137Cs (и некоторых других радионуклидов) и его накоплению растениями, носит название фиксации. Существует несколько типов фиксации l37Cs почвой:

  • • обменная сорбция на поверхности глинистых минералов и органического вещества;
  • • сорбция на внутренних поверхностях, вблизи ребер решетки; места (сорбции) на расщепленных концах кристаллической решетки минералов (гидрослюд и минералов типа монтмориллонита) и краевых клиновидных зон кристаллической решетки;
  • • высокоселективные места сорбции в межплоскостном (межслойном) пространстве кристаллической решетки.

Значительная часть попавшего в почву 137Cs первоначально закрепляется почвами по типу обменного поглощения, хотя он способен и к необменному поглощению (Кузнецов и др., 1995). Причиной фиксации является взаимодействие ионов Cs+ с кристаллической решеткой слоистых (3-слойных) глинистых минералов. Установлено, что 137Cs в макроконцентрациях поглощается почвами по обменному типу, тогда как в микроконцентрациях — по необменному. Выделяют 5 групп радионуклидов по типу поведения в системе «почва — раствор» в зависимости от концентрации стабильных изотопных носителей, pH, присутствия в растворе катионов других элементов, наличия несорбирующих коллоидов и органических лигандов. |37С8 отнесен к 3-й группе. На сорбцию 137Сз почвой значительное влияние оказывает калий: замещение всех обменных катионов почвы на К заметно увеличивает сорбцию 137Сб почвой. Сорбция радиоизотопов Сб в большой степени зависит от pH почвы (увеличение pH от 4,4 до 8,3 на дерново-подзолистых почвах снижало накопление растениями 137Сз в 2,2 раза) (Алексахин и др., 1991).

В зависимости от свойств почвы формы нахождения в ней |37С8 существенно различаются. В супесчаной и среднесуглинистой дерново-подзолистой почве в обменной форме вначале может находиться до 20% 137Сб и более, а в почвах других типов в 1,5—2 раза меньше. По истечении некоторого времени доля фиксированного цезия обычно становится намного выше доли обменного. В почвах, имеющих высокую гидролитическую кислотность, малую степень насыщенности основаниями, легких по гранулометрическому составу, содержание доступного растениям 137Сб иногда достигает 35—40%.

Основной фракцией, ответственной за сорбцию 137Сз в почве, является ил — в илистой фракции почв остается наибольшее количество 137Сз, которое не вытесняется раствором ]Ч1Н4С1 после нескольких обработок.

На сорбцию 137Сз значительное влияние оказывает минералогический состав почв. Сорбция 137Сб на минералах монтмориллонито-вой группы (асканит, гумбрин, бентонит), гидрослюдах (вермикулит, гидрофлогопит), каолините, слюдах (биотит, мусковит) происходит довольно полно, составляя 98—99%. Исключением являются минералы дамурит (гидрослюды) и гидрогетит (полуторные оксиды), которые поглощают 70—84% |37С8. По снижению прочности минералы образуют ряд: вивианит > гидрогетит > биотит > мусковит > дамурит.

Органическое вещество в зависимости от физико-химических свойств радионуклидов влияет на их сорбцию. В сорбции |37С8 роль органического вещества невелика, закрепление его в органогенных почвах, как правило, незначительно. Так, торфяным и болотным почвам (именно такие типы в изобилии представлены в регионе аварии на Чернобыльской АЭС) свойственна высокая подвижность 137С8, образующего легкорастворимые комплексы с фульвокислотами.

Помимо всех перечисленных факторов, на биологическую доступность 137С8 и содержание его в обменной форме влияет время контакта изотопа с почвой. Чем дольше радионуклид находится в почве, тем в меньшей степени он доступен растениям (эффект «старения»), Так, за 5—7 лет после поступления |37С8 в дерново-подзолистую почву количество обменных его форм сократилось с 50 до 24% (Анненков, Юдинцева, 1991). Однако интенсивность процесса старения зависит не только от времени контакта нуклида с почвой, но и от характеристик почвы, климатических условий (возможны вариации в 2—3 раза). Наиболее интенсивно процесс старения идет в первые 2 года, а примерно к пятому году содержание обменного |37Сз устанавливается на уровне приблизительно 3-кратного уменьшения его количества в почве по сравнению с первоначальным. По данным Архипова (1975), относительное содержание доступного 137Сз падает со 100% в первый год (имеется в виду весь изначально доступный растениям радиоцезий) до 30% во второй год и до 20% в третий.

В выбросах Чернобыльского реактора радиоизотоп 137Сз присутствовал в основном в легкорастворимой форме (парогазовая фаза, мелкодисперсные аэрозоли, образовавшиеся при конденсации испарившихся из топлива летучих радионуклидов). Большая часть труднорастворимых крупнодисперсных топливных частиц осталась в «ближней» 30-километровой зоне, и потому в момент поступления в почву радиоактивный цезий был сравнительно легко доступен растениям. В дальнейшем доля водорастворимой формы 137Сб уменьшилась в той или иной степени в зависимости от типа почвы, агрометеорологических условий и других факторов (Алексахин и др., 1991).

Помимо снижения биологической доступности |37С5 растениям, со временем протекают и другие процессы, ведущие к самоочищению почвы от радионуклидов: они распадаются (период полураспада 137Сз около 30 лет), вымываются в нижележащие слои почвы, выносятся растениями (очень малая часть), поэтому фитоочистка (фиторемедиация) почв от радионуклидов (особенно от |37С5) малоперспективна. Эффективное время полуочищения почв от |37С5 (промежуток времени, в течение которого содержание радионуклида в почве снижается в 2 раза) составляет приблизительно 10—20 лет, в зависимости от множества условий.

Вертикальная миграция А?70 по почвенному профилю. Вымывание |37Сз с поверхности в нижележащие слои почвы имеет отчасти положительное значение, так как приводит к снижению дозовой нагрузки на население за счет внешнего облучения и уменьшению интенсивности вторичного переноса этого радионуклида в результате выдувания и смыва поверхностными водами.

Высокая прочность закрепления 137Сз в почвенном поглощающем комплексе в большинстве случаев затрудняет его миграцию вниз по профилю (роль восходящих потоков почвенной влаги обычно невелика). Основной запас выпавшего на земную поверхность радиоцезия, даже спустя многие годы после поступления, оказывается в самых верхних слоях почвы — обычно в пределах 5—10 см и менее от поверхности. Исключение составляют почвы легкие по гранулометрическому составу (песчаные и супесчаные) и малоплодородные (например, подзолистые), в силу низкого содержания в них глинистых минералов (у первых) или органического вещества (у вторых) как основных факторов закрепления радионуклидов в почвах.

Способность к вымыванию 137Сз повышена на кислых почвах в условиях переувлажнения, определенную роль в вертикальной миграции нуклида играет образование растворимых комплексных соединений с фульватами. Вертикальное перемещение радиоцезия (|34С8, |37Сз) в почве осуществляется следующими основными механизмами:

  • • конвективным переносом — результатом инфильтрации воды (капиллярной и гравитационной), содержащей радионуклиды в растворенном состоянии. Это основной механизм миграции;
  • • диффузией (по градиенту концентрации). Скорость диффузионного перемещения зависит от плотности и влажности почвы. Значение диффузии возрастает в условиях, затрудняющих переход радионуклидов в почвенный раствор, например на сильногумусированных и болотных почвах, в ландшафтах с малым перемещением воды;
  • • кольматацией — механическим переносом частиц выпадений или почвенно-грунтовых частиц с адсорбированными на них радионуклидами. Такой механизм характерен для пахотных почв, но он возможен также и на целинных — по трещинам, образующимся при пересыхании, ходам дождевых червей и т.п. Наиболее значимым фактором миграции радионуклидов по вертикальному профилю является передвижение почвенной влаги: фильтрационный, капиллярный поток, термовлагоперенос.

Профильное распределение радионуклидов в типичном случае характеризуется максимумом в одном из ближайших к поверхности слоев или в подстилке, с резким снижением содержания нуклидов ниже по профилю — по закономерности, близкой к экспоненциальной или двухэкспоненциальной:

С. = С (А ? е-™ + В ? е~Ьх),

Л V/

где Со и Сх концентрации радионуклида в поверхностном слое и на глубине х).

Для количественной характеристики профильного распределения нуклида используется понятие центра запаса в почве, представляющего медиану распределения (среднюю глубину проникновения). Типичная скорость вертикального перемещения центра запаса составляет около 2—3 мм/год (пределы колебаний — от 1 до 10 мм/год). Скорость перемещения нуклида на разных глубинах может быть неодинаковой — вследствие изменения форм нахождения нуклида и, соответственно, их подвижности. Особенно малым выносом радионуклидов за счет фильтрации потоков отличаются лесные биогеоценозы: суммарный вынос долгоживущих радионуклидов составляет здесь десятые доли процента в год.

Диффузионное перемещение радиоцезия проявляется заметно слабее по сравнению с 905г: значения коэффициентов диффузии в одинаковых условиях различаются у них в сотни раз.

Содержание минералов и коллоидов, плотность, влажность и другие факторы влияют на величину, а также направление движения ионов.

Роль диффузии в вертикальном перемещении радиоцезия (134Сб, |37Сз) возрастает в сильногумусированных почвах, способных прочно сорбировать эти радионуклиды, почвах с малыми скоростями фильтрации и нисходящего (восходящего) токов воды, болотных (застойных).

Роль конвективного переноса радионуклидов соизмерима или существенно выше диффузионного. Скорость конвективного переноса анионов в несколько раз выше, чем катионов и резко возрастает по мере увеличения концентрации солей в растворе. Конвективный перенос позволяет в ряде случаев удалить из верхнего корнеобитаемого слоя почвы основную часть радионуклида. Особенно эффективно промывание почвы растворами КС1 и СаС12. Такой способ очищения почв (дезактивация) получил название «химическая мелиорация».

Формирование первичных градиентов распределения 137Св в почвенных агрегатах. На начальных стадиях загрязнения почвы радиоцезием в условиях агрегированности верхних горизонтов происходит концентрирование 137Сз на поверхности агрегатов разного размера, которое обусловлено перемещением почвенной влаги в межагрегатном пространстве и первичными сорбционными взаимодействиями с поверхностью агрегатов.

Кроме того, если поступление 137Сз в почву происходит в период активной вегетации растений, то последние играют существенную роль в процессе первичного поглощения поллютанта, значительная часть которого обнаруживается в составе наземных и корневых остатков (Фокин, 1999). Некоторая часть корней локализуется в межагрегатном пространстве, и это оказывает дополнительное влияние на характер первичного распределения токсиканта на агрегатном уровне.

С течением времени происходит пространственное перераспределение токсиканта в почвенном агрегате, приводящее к исчезновению первичных градиентов концентрации. Наибольшее значение в этом перераспределении могут иметь различные по своей природе процессы:

  • • диффузия токсикантов внутрь почвенных агрегатов;
  • • разрушение старых и формирование новых агрегатов под воздействием естественных и антропогенных факторов, что равноценно механическому перемешиванию почвы;
  • • переход токсиканта из состава разлагающихся растительных остатков в минеральную часть почвы.

Последний механизм особенно должен проявляться при наличии значительного сорбционного сродства токсиканта к почве.

Исчезновение первичных градиентов концентрации радионуклидов-загрязнителей на агрегатном уровне может быть одной из причин снижения интенсивности поступления их в растения, наблюдаемого в зоне загрязнения Чернобыльской АЭС (Санжарова и др. 1997).

В модельных опытах с использованием различных эффективных методов (таких как радиоавтография, последовательное размывание агрегатов на ситах, измерение концентрации 137Сз во фракциях агрегатов разного размера) было установлено, что в условиях радионуклидных загрязнений агрегированных почв формируются значительные градиенты активности 137Сз в результате первичных сорбционных взаимодействий на поверхности почвенных агрегатов (Фокин и др., 2002, 2003). Таким образом, на начальных этапах взаимодействия и вертикальной миграции сорбируемого токсиканта участвует только часть сорбционного комплекса и порового пространства почв, преимущественно межагрегатного. Это создает условия для более интенсивной начальной миграции и поступления в растения 137С5 в условиях агрегированной почвы по сравнению с дезагрегированной. Оказалось, что в условиях дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы первичная толщина слоя, сорбирующего 137С5 последовательного размывания агрегатов, составляет доли миллиметра. В исследуемой почве методом радиоавтографии обнаруживается преимущественное участие в поглощении 137Сз поверхности агрегатов размером менее 2—3 мм и, возможно, микроагрегатов. Метод дает возможность оценить участие агрегатов разного размера и различных частей агрегатов в сорбции токсиканта.

Представления о первичной локализации токсикантов на поверхности почвенных агрегатов в ряде случаев, например с тяжелыми металлами, могут помочь отличить «свежие» загрязнения от фоновых содержаний, если принять во внимание, что для элементов естественного происхождения или «старых» загрязнений отсутствует четкая дифференциация на агрегатном уровне, во всяком случае в поверхностных биологически активных слоях почвы.

 
< Пред   СОДЕРЖАНИЕ     След >