5.2. Поведение радионуклидов в почве луговых фитоценозов

Радионуклиды, поступившие в почву, не изменяют физико-химического состава почвы и с течением времени распределяются в 30-см слое. В почве радионуклиды включаются в различные процессы, среди которых наибольшее значение имеют сорбция и миграция. Радионуклиды вступают в физико-химические реакции взаимодействия с почвенно-поглощающим комплексом (ППК), усваиваются почвенными микроорганизмами, образуют нерастворимые и растворимые в почвенном растворе соли и коллоидные соединения, что сопровождается трансформацией форм их соединений, изменением миграционной подвижности и биологической доступности для корневых систем растений. Поглощение радионуклидов ППК определяется процессами распределения между двумя основными фазами почвы – твердой и жидкой и осуществляется за счет следующих основных взаимообратимых процессов:

1)сорбция – десорбция. Сорбция – поглощение радионуклидов твердыми частицами почвы из почвенного раствора и удержание их в связанном состоянии. Выделяют разновидности сорбции – адсорбцию – поглощение радионуклидов из раствора поверхностным слоем частиц. Адсорбция носит обменный характер. Сорбция в большинстве случаев носит необменный характер. Десорбция – выделение или переход радионуклидов из почвенных частиц в почвенный раствор (максимальный переход с поверхности частиц).

2)осаждение – растворение. Осаждение – образование труднорастворимых и нерастворимых соединений радионуклидов (фосфатов, гуматов). Растворение – переход радионуклидов в раствор при распаде соединений.

3)коагуляция – пептизация. Коагуляция – образование крупных коллоидов или частиц в дисперсных системах. Пептизация – распад крупных и сложных соединений на мелкие и простые.

На подвижность радионуклидов в почве оказывает влияние ряд таких факторов, как физико-химическая характеристика радионуклидов, время и формы нахождения в почве, свойства почвы, погодно-климатические условия, тип растительного покрова.

Среди физико-химических характеристик наибольшее влияние на поведение радионуклидов в почве оказывают свойства радиоактивных выпадений и равномерность распределения их в почве, степень дисперсности и растворимость выпадений, атомная масса и величина заряда иона радионуклида, способность радионуклида образовывать комплексные и нерастворимые соединения, а также способность радионуклидов к изоморфному замещению элементов в почвенных минералах. Радионуклиды, поступившие в почву в водорастворимой форме и в составе тонкодисперсных радиоактивных частиц, активно и быстро включаются в почвенные процессы. При этом одновалентные ионы радиоцезия вступают в ионно-обменные реакции с ионами глинистых частиц ППК, где прочно фиксируются, изоморфно замещая калий в кристаллических решетках. Ионы двухвалентного стронция-90 практически не участвуют в таких ионно-обменных реакциях, поэтому стронций-90 не поглощается ППК и находится в почве в подвижном состоянии.

Из свойств почвы наибольшее влияние на сорбцию оказывают агрохимические показатели (кислотность почвенного раствора, емкость поглощения и состав обменных катионов, содержание органического вещества), а также минералогический и гранулометрический состав почвы. Определяющую роль при взаимодействии радионуклидов с почвой играет поглотительная способность почвы, т. е. способность почвенных частиц поглощать ионы химических элементов из почвенного раствора и удерживать их в связанном состоянии. К.К. Гидройц выделил 5 видов поглотительной способности почв:

1)механическая – механическое поглощение радиоактивных частиц порами и капиллярами почвы;

2)биологическая – избирательное поглощение радионуклидов фауной и микроорганизмами;

3)физическая – поглощение из почвенного раствора поверхностью частиц молекул воды и ионов щелочных элементов;

4)химическая – образование в результате химических реакций труднорастворимых и нерастворимых в воде соединений;

5)физико-химическая (обменная) – способность почвенных коллоидов поглощать катионы из раствора в обмен на эквивалентное количество катионов коллоидов. Коллоиды – это сложные минеральные, органические и органоминеральные соединения. В большинстве почв преобладают минеральные коллоиды, на долю которых приходится 85-90 % их общей массы. К ним относятся глинистые минералы (монтмориллонит, каолинит, гидрослюды и др.), гидрооксиды железа, алюминия, марганца, кремния и их комплексные соли. Основное свойство коллоидов – способность к поглощению веществ из раствора в виде ионов и молекул. Поглощенные ионы и молекулы могут обмениваться на другие ионы и молекулы, находящиеся в почвенном растворе, т. е. коллоиды обеспечивают обменную поглотительную способность почв.

Обменное поглощение оказывает основное влияние на поведение радионуклидов в почве. Процессы обменного поглощения происходят на поверхности частиц. Обменной поглотительной способностью обладает тонкодисперсная фракция или ППК. Обменное поглощение радионуклидов подчиняется основным закономерностям ионного обмена.

После поглощения катиона радионуклида почвенно-поглощающим комплексом он может снова вытесняться в почвенный раствор из ППК. Реакция обмена происходит до установления равновесия, которое может смещаться при изменении состава катионов почвенного раствора. Изменение концентрации ионов почвы может существенно влиять на распределение ионов радионуклидов в почве (напр., при внесении минеральных удобрений). Однако изменение концентрации радионуклидов практически не влияет на распределение ионов ППК.

Фракции почв различаются размерами частиц, физическими и химическими свойствами и минералогическим составом. Выделяют 3 основные фракции почвы:

1.фракция мелкого песка и крупной пыли;

2.фракция средней и мелкой пыли;

3.илистая фракция.

Во 2-й и 3-ей фракциях, куда входят слюды, гидрослюды и минералы монтмориллонитовой и каолинитовой группы, отмечается повышенное содержание кальция, калия и магния. Гранулометрический состав определяет поглотительную способность почвы, которая зависит от дисперсности почвенных частиц. С уменьшением размера частиц почвенных фракций сорбция ими Cs-137 повышается. Почвы с большим содержанием высокодисперсных частиц (размером от 0,2 до 0,001 мкм) имеют высокую емкость поглощения, высокое содержание оксидов железа, алюминия, марганца, гумуса и обменных катионов кальция, магния и калия. Сорбционная поверхность частиц увеличивается от грубых фракций к тонким, т. е. у песчаной фракции она минимальная, у илистой фракции – максимальная. Установлено, что более 90 % радионуклидов поглощается илистой фракцией, т. е. глинами, гидрослюдами и слюдами. Почвы тяжелого грансостава обладают более высоким содержанием мелкодисперсных фракций по сравнению с почвами легкого грансостава. В результате поглощенные радионуклиды в 2-5 раз сильнее закрепляются на тяжелых почвах. Cs-137 сорбируется в 10-20 раз сильнее, чем Sr-90. На данный факт указывают данные Алексахина Р.М., Анненкова Б.Н., Юдинцевой Е.В. и Гудкова И.Н. (табл.11).

Таблица 11 – Сорбция радионуклидов различными фракциями почв

Фракция почвы	Cs-137					Sr-90
	чернозем			дерново-подзолистая		чернозем		дерново-подзолистая
	поглощено, % внесенного	десорбировано, % поглощенного	поглощено, % внесенного		десорбировано, % поглощенного	поглощено, % внесенного	десорбировано, % поглощенного	поглощено, % внесенного	десорбировано, % поглощенного
Мелкий песок	97,96	38,07	98,67		34,95	93,80	98,61	77,12	97,11
Пыль: крупная	99,38	12,28	99,44		20,78	97,80	80,34	89,84	97,70
средняя	99,54	6,61	99,44		20,98	97,33	65,72	95,20	91,84
мелкая	99,69	3,99	99,69		6,65	97,79	49,77	97,10	78,89
Ил	99,84	3,12	99,69		2,81	93,27	43,06	87,48	63,93

В РБ более 50 % загрязненных земель составляют почвы легкого грансостава, где преобладают кварц и полевые шпаты, поэтому эти почвы имеют низкую емкость поглощения, низкое содержание вторичных глинистых минералов. Для этих почв характерна повышенная гидроморфность. Эти свойства обеспечивают слабую сорбцию радионуклидов, хорошую растворимость и высокое поступление их в растения.

Сорбция радионуклидов на торфяных почвах зависит от окультуренности и степени минерализации торфа. Минерализацию оценивают по зольности почвы, т. е. по содержанию в ней оксидов железа, алюминия и кремния. Чем больше в золе SiO2, тем выше зольность. Известно, что SiO2 и алюминий входят в состав монтмориллонита, каолинита и гидрослюд, содержание которых в торфяных почвах очень низкое. Торфяно-болотные почвы имеют повышенную влажность, высокую кислотность почвенного раствора, что препятствует прочной сорбции радионуклидов. При высокой минерализации (зольность 70 %) возрастает сорбция и уменьшается содержание обменных и водорастворимых форм до 5-10 раз. Сорбция радионуклидов на торфяно-болотных почвах в 10 раз меньше, чем на минеральных почвах. Известно, что чем больше мощность торфяного слоя, тем выше содержание водорастворимых и обменных форм радионуклидов.

Общее количество катионов, которое может быть вытеснено из почвы, называется емкостью поглощения (емкостью катионного обмена), которая зависит от минералогического и гранулометрического состава почвы, а также от содержания гумуса. Органическая часть почвы обладает более высокой поглотительной способностью, чем минеральная, однако в мелкодисперсной фракции преобладают минеральные коллоиды. Общее содержание поглощенных катионов оснований (кроме водорода и алюминия) называется суммой обменных оснований, на долю которых в черноземах приходится 80-90 %. В дерново-подзолистых почвах 50 % и более приходится на ионы водорода и алюминия. Установлено, что чем больше емкость катионного обмена и сумма обменных оснований, тем прочнее сорбция радионуклидов, поэтому максимальная сорбция у черноземов. Черноземы характеризуются повышенным содержанием физической глины, ила, гумуса, обменных катионов, большой емкостью накопления, преобладанием минералов монтмориллонитовой группы, а дерново-подзолистые почвы, наоборот, отличаются невысоким содержанием питательных веществ, незначительной емкостью обмена, низким pH, малым содержанием гумуса. По этой причине более прочно радионуклиды закрепляются в черноземах и слабее всего – в дерново-подзолистых песчаных и торфяно-болотных почвах. Установлено, что во всех типах почв Cs-137 фиксируется более прочно, чем Sr-90.

Кислотность почвы зависит от концентрации в почвенном растворе ионов водорода и алюминия. Ионы водорода обладают высокой способностью к замещению поглощенных в ППК ионов радионуклидов. В почвах с кислой реакцией раствора происходит неполная адсорбция радионуклидов ППК и возрастает их подвижность. Разные ионы оказывают разное влияние на сорбцию радионуклидов. По влиянию на сорбцию Sr-90 они располагаются в следующий убывающий ряд: ион кальция>ион магния>ион калия>ион аммония>ион натрия. Двух- и трехвалентные ионы располагаются в ряд: ион алюминия> ион железа>ион бария. Таким образом, чем больше в почве двух- и трехвалентных ионов, тем больше сорбция Sr-90. На сорбцию Cs-137 значительно влияют одновалентные катионы, что указывает на необратимый характер сорбции. По влиянию на сорбцию Cs-137 катионы располагаются в убывающий ряд: ион калия>ион аммония>ион магния>ион кальция>ион натрия. Анионы фосфата, сульфата и карбоната увеличивают сорбцию Sr-90, образуя с ним нерастворимые фосфаты, карбонаты и сульфаты. Эти анионы незначительно усиливают сорбцию Cs-137.

Чем выше насыщенность почвы основаниями, тем меньше кислотность и выше буферность почвы. Буферность – способность почв противостоять изменению реакции почвенного раствора при появлении в нем ионов водорода и гидроксида. Высокой буферностью обладают тяжелые черноземные почвы.

Известно, что чем больше в почве органических веществ, тем выше сорбция. Лучшими сорбентами являются фульвокислоты и гуминовые кислоты. Фульвокислоты образуют комплексы с тяжелыми металлами и радионуклидами анионного характера, которые хорошо растворимы. Гуминовые кислоты имеют высокую емкость катионного обмена (500-700 мг-экв/100 г орг. вещества) и обладают хелотирующей способностью, т. е. связывают тяжелые металлы и радионуклиды. С гуминовыми кислотами Cs-137 и Sr-90 образуют гуматы и гуматные комплексы, которые плохо растворимы. Комплексы радионуклидов с гуминовыми кислотами в 1,5-3 раза прочнее, чем с фульвокислотами. Органическое вещество в почве образует стойкие комплексы с трансурановыми элементами, которые могут образовывать с ним мобильные соединения хелатного типа. Большой запас органического вещества содержится на торфяно-болотных почвах, где примерно 20 % Cs-137 соединяется с гуминовыми кислотами, а Sr-90 соединяется преимущественно с наиболее подвижными фульвокислотами.

Сорбция радионуклидов в почве зависит от плотности и ботанического состава растительного покрова. На естественных травянистых фитоценозах радионуклиды поглощены в верхнем дернинном слое. На сорбцию радионуклидов в естественных ценозах влияют интенсивность отмирания наземной массы и минерализация органического вещества, а также содержание и состав микроорганизмов, участвующих в разложении органического вещества. Микроорганизмы накапливают в своих клетках радионуклиды, которые после их гибели вновь поступают в почву и почвенный раствор.

Таким образом, чем выше плодородие почвы, тем прочнее сорбция радионуклидов.

Радионуклиды в почве находятся в очень малых концентрациях и в различных формах. При поступлении в растения имеет значение не общее содержание радионуклидов в почве, а формы их нахождения в почве, от которых зависит их подвижность и доступность для корневой системы.

Формы нахождения радионуклидов в почве непостоянны, т. е. они изменяются с течением времени. В первые годы после аварии радионуклиды Cs-137 и Sr-90 находились преимущественно в водорастворимой и обменной формах, т. е. в формах, доступных для поглощения корнями растений. Cs-137 имеет наибольший радиус среди других одновалентных катионов, поэтому он адсорбируется глинистыми минералами прочнее, чем его химический аналог калий. Установлено, что доступность радиоцезия существенно уменьшается во времени вследствие процессов фиксации его почвой. За период с 1987 по 1994 г. доля фиксированной формы Cs-137 увеличилась больше чем в 2 раза и составляла 70-84 % общего содержания. Для Sr-90, наоборот, характерно преобладание легкодоступных для растений форм, которые составляли 53-87 % от общего содержания и имели тенденцию к повышению во времени. Растворимость бикарбоната Sr-90 выше, чем бикарбоната Ca, поэтому в почве Sr-90 более подвижен, чем Ca.

Для оценки прочности связи радионуклида с почвой определяли относительное содержание различных форм нахождения Cs-137 и Sr-90 в почве методом последовательного экстрагирования водой (водорастворимая), раствором ацетата аммония (обменная), 1М HCI (подвижная) и 6М HCI (неподвижная, связанная).

Относительное распределение разных форм радионуклидов в основных типах почв республики представлено в таблице 12.

Таблица 12 –Формы нахождения радионуклидов в различных почвах, % (1995 г.)

Почва	Вытяжки Cs-137				Вытяжки Sr-90
	Водная	1М CH3COONH4	1M HCI	6M HCI	Водная	1М CH3COONH4	1M HCI	6M HCI
5Г Дерново-подзолистая, суглинистая, подстилаемая с глубины 0,5 м супесью	0,6	1,5	3,4	94,5	0,7	52,0	34,2	13,1
6Г Дерново-торфянисто-глеевая на песках	0,2	3,1	8,6	88,0	1,8	56,2	23,2	18,8
9Г Дерново-подзолистая, песчаная на мощных рыхлых песках	0,4	6,0	23,8	69,8	0,8	86,0	6,6	6,6
12Г Дерново-подзолистая, оглеенная внизу, песчаная на связном песке, подстилаемом с глубины 0,5 м рыхлым песком	0,3	10,4	18,8	70,5	1,3	52,6	41,3	4,8
15Г Пойменная, дерново-глееватая песчаная на связанном песке, сменяемом с глубины 0,6 м рыхлым песком	0,7	9,5	16,2	73,4	2,9	69,6	24,7	2,8
16Г Пойменная, дерново-глеевая суглинистая на слоистом суглинисто-супесчано-песчаном аллювии	0,3	4,2	14,0	81,5	1,5	71,2	24,0	3,3
4М Дерново-подзолистая, оглеенная внизу, супесчаная на связной песчаной супеси, подстилаемой с глубины 1 м моренным суглинком	0,3	2,1	15,6	82,0	3,0	49,7	43,2	4,1

Для всех почв характерно извлечение водой незначительной доли (0,3-0,7%) Cs-137. В обменной форме, также легкодоступной корневой системе растений, его содержание было в пределах от 1,5 до 10,4%.

Рерих Л.А. и Моисеев И.Т. установили, что ближний резерв Cs-137, потенциально доступного для растений при определенных условиях, извлекается 1М HCI. В данных исследованиях этот резерв составил 3,4-23,8% валового содержания Cs-137 в почве. Основная доля радионуклида (69,8-94,5%) находится в прочносвязанной форме, что обусловлено фиксацией Cs-137 глинистыми минералами, имеющими кристаллическую решетку монтмориллонитового типа.

Начиная с 1993 г. относительное количество Cs-137 в почве, извлекаемого ацетатом аммония (обменная форма), практически не изменилось. Это говорит о том, что в настоящий момент в почвах наступило некоторое динамическое равновесие по содержанию различных форм Cs-137. Незначительное уменьшение содержания доступных форм Cs-137 возможно лишь засчет миграции по профилям почв. В дерново-подзолистых суглинистых почвах с высоким содержанием глинистых минералов концентрация Cs-137 в доступных формах в 1997 г. уменьшилась в 15-20 раз по сравнению с 1986 г. и не превышает 5% его валового количества в почве. В то же время в дерново-подзолистых супесчаных и песчаных почвах содержание доступных форм Cs-137 колебалось от 10 до 20% и за послеаварийный период уменьшилось в 3-7 раз.

Для Sr-90 характерно преобладание в почвенном поглощающем комплексе легкодоступных для растений форм. До настоящего времени до 80-90% Sr-90 находится в легкодоступной для растений форме, что складывается из 0,7-3% водорастворимой, 49-86% обменной и 6-43% подвижной форм.

Следует отметить, что со временем происходит разрушение (деструкция) "горячих" частиц, содержащих Cs-137, Sr-90, Pu. После выхода из частиц Cs-137 быстро связывается глинистыми минералами верхних слоев почвы и переходит в фиксированную форму. Sr-90 не фиксируется глинистыми минералами и входит в состав почвенного раствора в подвижном состоянии, увеличивая процентное содержание водорастворимой и обменной форм.

Радионуклиды, осевшие на поверхность почвы, включаются в миграционные процессы – вертикальная и горизонтальная миграция радионуклидов. Вертикальная миграция – совокупность процессов, вызывающих перераспределение радионуклидов вглубь по профилю почвы. Перемещение радионуклидов по профилю почвы изменяет их распределение в корнеобитаемом слое, приводит к снижению уровня радиации над поверхностью почвы, а также к уменьшению интенсивности выдувания и вымывания радионуклидов, создает возможность загрязнения грунтовых вод радионуклидами. Интенсивность вертикальной миграции зависит от свойств почвы, свойств радионуклидов, вида биоценоза и др. факторов.

Основные механизмы миграции: конвекция, диффузия, на коллоидных частицах. Конвекция – перенос радионуклидов с восходящим и нисходящим потоком пара или жидкости. Конвекция приводит к перемещению и увеличению максимальной концентрации радионуклидов вниз по профилю почвы. Диффузия – самопроизвольное выравнивание концентрации радионуклидов при соприкосновении их с частицами почвы. Она приводит к расширению зоны нахождения радионуклидов при одновременном снижении максимальной концентрации в местах скопления радионуклидов. Иванов Ю.А. и Кашпаров В.А. установили, что минимальные значения коэффициентов диффузии Cs-137 обнаруживаются на автоморфных минеральных почвах. На органогенных почвах значения коэффициентов диффузии Cs-137 существенно более высокие. Обнаружен более интенсивный перенос Sr-90 по сравнению с Cs-137 по профилям почв, что объясняется меньшей сорбционной способностью почв к Sr-90. Иванов Ю.А. и Кашпаров В.А. выделили ряды почв по степени уменьшения подвижности радионуклидов:

-для Sr-90 – дерново-подзолистая песчаная>дерново-подзолистая супесчаная>торфяно-болотная;

-для Cs-137 – торфяно-болотная>дерново-подзолистая песчаная>дерново-подзолистая супесчаная>чернозем деградированный суглинистый>дерново-подзолистая суглинистая[20].

Конвекция и диффузия тесно связаны с сорбцией (чем прочнее сорбция, тем слабее эти процессы). Конвекция и диффузия характерны для водорастворимой и частично для обменной форм. В одной и той же почве разные радионуклиды имеют разную скорость миграции, которая оценивается по величине коэффициента миграции Kd. Kd Cs-137 на 1-2 порядка ниже, чем Kd Sr-90.

По величине Kd Sr-90 почвы образуют ряд:

Дерново-подзолистые песчаные> дерново-подзолистые суглинистые> торфяно-болотные почвы (минимальный Kd).

По величине Kd Cs-137 почвы образуют ряд:

Торфяно-болотные> дерново-подзолистые песчаные> дерново-подзолистые суглинистые (мин. Kd).

Максимальная миграция радионуклидов (Cs-137 и Sr-90) на дерново-глеевых, дерново-торфянисто-глеевых и торфяно-болотных почвах, которые имеют высокую влажность. Sr-90 мигрирует интенсивнее, чем Cs-137. Миграция этих радионуклидов (особенно Cs-137) идет очень медленно. Поэтому в ближайшее время самоочищение корнеобитаемого слоя почвы не произойдет. Основная масса радионуклидов (до 90 %) на целинных землях находится в верхнем 0-10 см слое (глинистые и суглинистые почвы) и слое 0-15 см на торфяно-болотных почвах. Скорость миграции зависит от типа и режима увлажнения луга, свойств почвы и метеоусловий. Миграция в почве суходольных лугов происходит медленнее, чем в почвах влажных и заливных лугов. Более быстрая миграция наблюдается в торфяных почвах, где Cs-137 распределен в слое 0-20 см и 40-70 % его находится в слое 0-5 см.

Миграция на автоморфных почвах составляет до 15-25 см, на увлажненных почвах до 30-40 см. На пашне радионуклиды равномерно перемешены в пахотном слое – 0-25 см на глубину вспашки. В подпахотном горизонте содержание радионуклидов около 1 % от общего содержания в 0-40 см слое. Для прогноза миграций используется период полуочищения корневой системы (Tec). Tec – это время, за которое первоначальное содержание радионуклидов снижается в 2 раза. Для Sr-90 Tec на автоморфных почвах составляет около 30 лет, на гидроморфных – 10-15 лет. Для Cs-137 Tec в 1,5-3 раза больше.

По расчетам экологический период полувыведения Cs-137 из корнеобитаемого слоя для песчаных и супесчаных почв составляет от 55 до 73 лет, для легко- и тяжелосуглинистых – от 99 до 143 лет, для торфяных - 15-20 лет. В порядке убывания предложен ряд почв для луговых экосистем по величине периода полувыведения: суходольные луга (суглинистые и тяжелосуглинистые почвы)>суходольные луга (песчаные почвы)>пойменные луга (суглинистые почвы)>низинные луга (торфяные почвы)>болотные луга (торфяные почвы). Вклад процессов миграции в снижение радионуклидов в корнеобитаемом слое на большинстве почв по сравнению с радиоактивным распадом Cs-137 незначительный, за исключением болотных лугов, сформированных на торфяных почвах. За счет радиоактивного распада содержание Cs-137 в окружающей среде снижается на 2,3 % за год, а Sr-90 – на 2,5 %. Это учитывается при определении эффективного периода полувыведения, т. е. времени, за которое содержание Cs-137 уменьшается в 2 раза за счет всех процессов, включая радиоактивный распад. В большинстве случаев эффективные периоды превышают 25 лет и близки к периоду полураспада Cs-137, равному 30 лет, кроме торфяных почв пойменного луга (20 лет) и болотных лугов (11-14 лет). Во всех типах лугов количественные параметры миграции Sr-90 выше, чем Cs-137. Процессы очищения корнеобитаемой зоны протекают быстрее и экологический период для Sr-90 в среднем в 2 раза короче, чем для Cs-137, и в среднем составляет 10-20 лет.

Основные механизмы миграции плутония – диффузия и перенос на частичках. На дерново-подзолистых почвах плутоний мигрирует очень медленно. Максимальная миграция на карбонатных почвах, так как плутоний образует растворимые карбонатные комплексы.

С коллоидными частицами переносятся все формы радионуклидов, включая необменную и прочносвязанную. Органическое вещество и глины образуют с радионуклидами отрицательно заряженные и нейтральные комплексные соединения и коллоиды, в составе которых они мигрируют.

Легкий грансостав, повышенная кислотность почвенного раствора, избыточная увлажненность почвы и отсутствие глинистых минералов в почве способствуют интенсивности вертикальной миграции по профилю почвы.

По интенсивности миграции радионуклидов луга образуют ряд:

луга на торфяниках (максимал.)> заливные пойменные луга> влажные низинные луга> суходольные луга на минеральных почвах.

Прогноз миграции Cs-137 приведен в таблице 13.

Таблица 13- Прогноз миграции Cs-137

Время	Гидроморфная почва		Автоморфная почва
	глубина, см	смещение, см/год	глубина миграции, см	смещение, см/год
Через 7 лет	6	0,86	2,2	0,32
Через 15 лет	8.8	-	3,2	-
Через 30 лет	12,6	-	4,6	-
Через 60 лет	17,7	0,17	6,6	0,11

На автоморфных почвах интенсивность миграции меньше в 2 раза. Горизонтальная миграция осуществляется со стоком вод, во время паводков, с осадками, при розливе рек и при таянии снега. Радионуклиды мигрируют в растворенном виде преимущественно Sr-90 и частично Cs-137 и на почвенных коллоидах. Большую роль в миграции играет тип и влажность почвы водоразделов. На водоразделах, сложенных песчаными почвами, подвижность радионуклидов очень высока. Поэтому в стоке с таких водоразделов много радионуклидов, которые с водой выносятся в пойму, где содержание увеличивается в 2-10 раз. Водоразделы, сложенные глинистыми почвами и черноземами, прочно фиксируют радионуклиды, особенно Cs-137. Поэтому в стоках содержание радионуклидов невысокое и в пойме концентрация радионуклидов всегда ниже, чем в водоразделе. Это учитывается при заготовке кормов. Горизонтальная миграция с пылью в естественных ценозах практически не происходит, так как очень густой естественный травостой.

В настоящее время до 80 % плутония находится в аморфной форме, 14 % - в обменной и около 5 % - в подвижной и водорастворимой форме. Вертикальная миграция плутония практически не происходит.

Америций-241 – 1-й дочерний радионуклид, который хорошо растворим в воде, и может мигрировать по профилю почвы. Глубина миграции плутония и америция не превышает 3-х см. Максимальная концентрация этих радионуклидов в слое 1-2 см. Через 16 лет после катастрофы содержание америция в почве превышало содержание плутония-238 в 2,2 раза, плутония-239, плутония-240 в 1,1 раз.

Миграционная способность Sr-90 в 10 и более раз выше, чем Cs-137. Это связано с тем, что Sr-90 находится в почве преимущественно в водорастворимой форме и в виде комплексов с органическим веществом. С поверхностными и грунтовыми водами радионуклиды выносятся в реки и мигрируют по течению рек до впадения в моря. В результате этого происходят очистка почвы водосбора и вторичное загрязнение водных систем радионуклидами.

Поведение радионуклидов в цепи почва-растение в луговых ценозах зависит в основном от типа почв, их механического и гранулометрического состава, водно-физических свойств и агрохимических характеристик. На подвижность радионуклидов в почве влияют влажность, содержание обменных катионов (K,Ca,Mg), емкость катионного обмена, содержание органического вещества и pH почвенного раствора.

Выделяют 3 основных типа пойменных лугов:

1.Дерновые песчаные почвы на водно-ледниковых отложениях (низкоплодородные, кислые (pH менее 4), низкое содержание гумуса (0.5-1,2%), обменного калия и фосфора менее 5 мг/100г почвы). На этих лугах невозможно коренное улучшение.

2.Аллювиальные дерновые глееватые и глеевые почвы (высокий потенциал плодородия, слабокислые (pH=5,5-6,5), содержание органического вещества 3-5 % с преобладанием гуминовых кислот, содержание обменного калия и фосфора 10-18 мг/100г почвы). На этих лугах возможно коренное улучшение.

3.Торфяно-болотные луга (высокое содержание орг. вещества – 10 % с преобладанием гуминовых кислот, pH=4,8-6, низкое содержание обменного калия и фосфора, сильная заболоченность и высокая влажность). Коренное улучшение невозможно.

Основные луга, на которых производится продукция для откорма животных, относятся ко 2-му типу и частично корма производят на естественных суходольных лугах.

Анализ динамики почвенных процессов и форм Cs-137 в почве показал, что в первые 3-5 лет после радиоактивных выпадений снижение концентрации цезия в растительности определяется перераспределением его между почвенными компонентами и переходом в фиксированную форму. В последующий период поступление цезия в растительность определяется его миграцией за пределы корнеобитаемого слоя. Процессы миграции со временем замедляются, что связано с необменной сорбцией цезия в почве.