радионуклиды в почве РБ
.pdfнию. Кроме того, смектит приобретает высокий электриче- ский заряд тетраэдрических слоев и находится в возбуж- денном состоянии. На этой стадии отмечается расслоение гидрослюды на «бесконечно» тонкие листочки, вплоть до
Таблица 2.5. Формы нахождения радионуклидов в различных почвах, % (1995 г.)
|
Вытяжки 137Cs |
|
Вытяжки 90Sr |
||||||
|
|
4 |
|
|
|
|
4 |
|
|
Почва |
Водная |
COONH |
М1 HCl |
М6 HCl |
Водная |
|
COONH |
М1 HCl |
М6 HCl |
|
М1 CH |
|
М1 CH |
||||||
|
|
3 |
|
|
|
|
3 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
5Г Дерново-подзолистая, |
0,6 |
1,5 |
3,4 |
94,5 |
0,7 |
|
52,0 |
34,2 |
13,1 |
суглинистая, подстилаемая |
|
||||||||
с глубины 0,5 м супесью |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
6Г Дерново-торфянисто- |
0,2 |
3,1 |
8,6 |
88,0 |
1,8 |
|
56,2 |
23,2 |
18,8 |
глеевая на песках |
|
||||||||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
9Г Дерново-подзолистая, |
0,4 |
6,0 |
23,8 |
69,8 |
0,8 |
|
86,0 |
6,6 |
6,6 |
песчаная на мощных рых- |
|
||||||||
лых песках |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
12Г Дерново-подзолистая, |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
оглеенная внизу, песчаная |
0,3 |
10,4 |
18,8 |
70,5 |
1,3 |
|
52,6 |
41,3 |
4,8 |
на связном песке, подсти- |
|
||||||||
лаемом с глубины 0,5 м |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
рыхлым песком |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
15Г Пойменная, дерново- |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
глееватая песчаная на свя- |
0,7 |
9,5 |
16,2 |
73,4 |
2,9 |
|
69,6 |
24,7 |
2,8 |
занном песке, сменяемом с |
|
||||||||
глубины 0,6 м рыхлым пес- |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
ком |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
16Г Пойменная, дерново- |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
глеевая суглинистая на |
0,3 |
4,2 |
14,0 |
81,5 |
1,5 |
|
71,2 |
24,0 |
3,3 |
слоистом суглинисто- |
|
||||||||
супесчано-песчаном аллю- |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
вии |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
4М Дерново-подзолистая, |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
оглеенная внизу, супесча- |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
ная на связной песчаной |
0,3 |
2,1 |
15,6 |
82,0 |
3,0 |
|
49,7 |
43,2 |
4,1 |
супеси, подстилаемой с |
|
||||||||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
глубины 1 м моренным суг- |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
линком |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
47 |
|
|
|
|
|
|
|
элементарной ячейки, состоящей из трех атомных слоев. Они активно участвуют в сорбции–десорбции катионов и анионов, поскольку высвобождают (обнажают) скрытую удельную поверхность.
Анализ агрегатного уровня структурной организации генетических горизонтов реперных площадок свидетель- ствует о том, что во всех горизонтах плазма плотно упа- кована на поверхности скелетных зерен. Следовательно, удельная поверхность скрыта внутри скелета и не участ- вует в обменных реакциях. В гумусовых горизонтах воз- никает дополнительное обстоятельство, снижающее ем- кость поглощения глинистых минералов. Это обусловле- но тем, что тонкодисперсное органическое вещество, рас- полагаясь на глинистых минералах в виде пленок, экра- нирует их поверхность. Кроме того, в автоморфных поч- вах глинистые минералы во многих случаях экранируют- ся двумя видами пленок – железистой и органической. Если к этому добавить полиминеральность фракций, то
становится понятным высокий диапазон величин емкости поглощения исследуемых почв. По данным наших иссле- дований, величина емкости поглощения варьировала в пределах 13–33 мг/100 г почвы. Установлено, что основ- ным сорбентом на реперных площадках является крупно- зем. Однако, вследствие наличия органо-глинистых пле- нок, частично экранируется часть удельной поверхности минералов и исключается из ионно-обменных реакций. Следовательно, ответственными за сорбцию–десорбцию
радионуклидов в исследуемых почвах являются глинистые минералы: смектит, вермикулит и смешаннослойные ми- нералы физической глины.
Этот вывод подтверждается следующим эксперимен- том. В почвенном образце определяли содержание 137Cs, затем проводили удаление физической глины и снова про- водили измерение содержания 137Cs в оставшемся крупно-
48
земе. В результате второе определение показало в 18 раз меньшую активность. Из этого следует однозначный вы- вод, что основным сорбирующим веществом в почве явля- ется физическая глина. Какую-то долю в ионообменных реакциях составляют, несомненно, открытые участки ске- летных зерен, но вычислить эту долю не представляется возможным.
На рисунке 2.2 представлены формы нахождения 137Cs и 90Sr в дерново-подзолистой, оглеенной внизу, песчаной, развивающейся на связном песке почве (репер 12 Г). Наи- большая доля 137Cs содержится в фиксированном состоя- нии – 70,5%, а минимальная – в водорастворимой форме – 0,3%. Для 90Sr характерно несколько другое распределение по формам нахождения в почвах.
C s - 1 3 7
Sr-90
Водорастворимая
Обменная
Подвижная
Фиксированная
Рис. 2.2. Формы нахождения радионуклидов в дерново-подзолистой, оглеенной внизу, песчаной почве, развивающейся на связном песке, подстилаемом с глубины 0,5 м рыхлым песком
49
Наибольшее количество 90Sr находится в обменной фор- ме – 52,6%, несколько меньше в подвижной – 41,3%. Минимальное содержание радионуклида выявлено в водо- растворимой (1,3%) и фиксированной (4,8%) формах.
Результаты наших исследований согласуются с опубли- кованными данными ряда исследователей [185, 208, 211, 212, 263, 271, 273]. Многие авторы указывают, что доступ- ность растениям 137Cs существенно уменьшается по мере его «старения» и фиксации в почве, которые практически заканчиваются в течение 5–10 лет [24, 76, 146, 215, 276]. В наших исследованиях также отмечается снижение количе-
ства доступных растениям форм радиоцезия практически на всех минеральных почвенных разновидностях
(табл. 2.4).
Начиная с 1993 г. относительное количество 137Cs в почве, извлекаемого ацетатом аммония (обменная форма), практически не изменилось. Это говорит о том, что в на- стоящий момент в почвах наступило некоторое динамиче- ское равновесие по содержанию различных форм 137Cs.
Незначительное уменьшение содержания доступных форм 137Cs возможно лишь за счет миграции по профилям почв.
Результаты исследований показали, что в дерново-
подзолистых суглинистых почвах с высоким содержанием глинистых минералов концентрация 137Cs в доступных формах в 1997 г. уменьшилась в 15–20 раз по сравнению с 1986 г. и не превышает 5% его валового количества в поч- ве. В то же время в дерново-подзолистых супесчаных и песчаных почвах содержание доступных форм 137Cs коле- балось от 10 до 20% и за послеаварийный период умень- шилось в 3–7 раз.
Для 90Sr характерно преобладание в почвенном погло- щающем комплексе легкодоступных для растений форм. По нашим данным, до настоящего времени до 80–90% 90Sr находится в легкодоступной для растений форме, что
50
складывается из 0,7–3% водорастворимой, 49–86% обмен- ной и 6–43% подвижной форм (табл. 2.5).
Торфяно-болотные почвы занимают значительную часть территории республики. Так, по данным БелНИИ почвоведения и агрохимии [221] на долю тофяно-болотных низинных почв приходится 13% общей площади респуб- лики, переходных – 0,9% и верховых – 0,4%. Кроме того, 8,2% занимают пойменные дерново-болотные и торфяно- болотные почвы. Основное количество торфяно-болотных почв расположено в Брестской (207,7 тыс. га), Гомельской (206,1 тыс. га) и Минской областях (263,6 тыс. га). Значи- тельно меньше их в Витебской (55,5 тыс. га), Гродненской (43,4 тыс. га) и Могилевской (74,7 тыс. га) областях. При- мерно 80% этих земель представлено торфяниками с ма- ломощной остаточной залежью. В настоящее время около 280 тыс. га торфяных почв используется в качестве пашни, остальные – под сенокосы и пастбища. Около 1,1 млн га
мелиорированы и используются под сельскохозяйственные угодья [21, 158, 159, 170]. Поэтому изучение миграцион- ных процессов на этих типах почв весьма актуально.
Поглощение 137Cs растениями из торфяных почв в зна-
чительной степени зависит от степени минерализации торфов. При высокой минерализации (зольность 70%) уро- вень накопления радионуклида снижается в 10 раз по
сравнению с целинными и слабо окультуренными торфами [219]. Нашими исследованиями установлено, что минера-
лизация торфяной массы приводит не только к снижению накопления радионуклидов в травах, но и к различиям в формах нахождения 137Cs и 90Sr в почвах (табл. 2.6 и 2.7). Приведенные данные подтверждают высокую потенциаль- ную биологическую доступность 137Cs на торфяно- болотных почвах. Содержание 137Cs в водной вытяжке на порядок выше, чем его содержание в этой вытяжке на ми- неральных почвах. Нами установлено, что на торфяных
51
почвах, характеризующихся более мощным торфяным сло- ем, доступность растениям 137Cs выше. Наблюдаются так- же различия, связанные со степенью минерализации тор- фяной массы.
Таблица 2.6. Формы нахождения 137Cs в торфяно-болотных почвах, % (1995 г.)
Почвы |
Водная |
1М |
1M HCl |
6M HCl |
Остаток |
СН3СООNH4 |
|||||
Торфяные маломощ- |
|
|
|
|
|
ные почвы, разви- |
24,0±2, |
28,4±2,6 |
2,2±0,7 |
16,1±7, |
29,3±3,3 |
вающиеся на |
|||||
тростниковых торфах |
4 |
|
|
2 |
|
(Т=60 см) |
|
|
|
|
|
Торфянисто-глеевые, |
|
|
|
|
|
развивающиеся на |
19,3±1, |
19,1±1,9 |
0,9±0,4 |
37,0±6, |
23,7±3,1 |
тростниковых торфах |
7 |
|
|
9 |
|
(Т=30 см) |
|
|
|
|
|
Торфяные маломощ- |
|
|
|
|
|
ные почвы, разви- |
23,2±2, |
26,7±2,8 |
1,7±0,6 |
27,4±8, |
21,0±2,8 |
вающиеся на осоко- |
1 |
|
|
4 |
|
вых торфах (Т=60 см) |
|
|
|
|
|
Торфянисто-глеевые, |
|
|
|
|
|
развивающиеся на |
23,0±2, |
22,6±2,9 |
1,6±0,4 |
31,8±5, |
21,0±3,3 |
осоковых торфах |
2 |
|
|
1 |
|
(Т=30 см) |
|
|
|
|
|
Таблица 2.7. Формы нахождения 90Sr в торфяно-болотных почвах, % (1995 г.)
Почвы |
Водная |
1М |
1M |
6M |
СН3СООNH4 |
HCl |
HCl |
||
Торфяные маломощные |
|
|
|
|
почвы, развивающиеся на |
7,0±1,4 |
53,6±5,1 |
27,3±5, |
12,1±1,8 |
тростниковых торфах |
|
|
6 |
|
(Т=60 см) |
|
|
|
|
Торфянисто-глеевые, раз- |
2,7±0,4 |
47,0±4,8 |
36,6±4, |
13,7±2,4 |
вивающиеся на тростнико- |
||||
вых торфах (Т=30 см) |
|
|
9 |
|
|
|
|
|
|
Торфяные маломощные |
8,2±1,2 |
73,6±12,4 |
9,1±2,8 |
9,1±0,9 |
почвы, развивающиеся на |
||||
осоковых торфах (Т=60 см) |
|
|
|
|
Торфянисто-глеевые, раз- |
5,0±0,8 |
47,5±5,1 |
36,8±7, |
10,7±2,0 |
вивающиеся на осоковых |
||||
торфах (Т=30 см) |
|
|
5 |
|
|
|
|
|
|
|
52 |
|
|
|
Доступный растениям 90Sr сосредоточен в основном во фракциях, извлекаемых водой, 1М ацетатом аммония и 1М
соляной кислотой (табл. 2.7). В целом для 90Sr сохраняются те же закономерности, что и для 137Сs: чем больше мощ-
ность торфяной массы, тем выше содержание доступного 90Sr. В почвах с более высокой зольностью содержание во- дорастворимых и обменных форм 90Sr ниже и, следова- тельно, доступность его на этих почвах для растений меньше.
При сравнительном анализе перераспределения 90Sr ме- жду формами в разных почвах также заметно влияние сте- пени увлажнения. Так, в автоморфных почвах, а также в
почвах со слабой степенью оглеения нижнего горизонта величина содержания доступных форм 90Sr колебалась в пределах 88–92%. При повышении степени гидроморфиз- ма почв (глееватая или глеевая) содержание 90Sr в водорас- творимой, обменной и подвижной формах возрастало и достигало 93–98%.
Вместе с тем следует отметить тот факт, что если по со- держанию доступных форм 137Cs в различных почвах рес-
публики установлено первоначально резкое снижение и по прошествии 8–10 лет некоторая стабилизация, то для дос- тупных форм 90Sr характерна высокая вариабельность по- казателей.
Таким образом, изучение трансформации форм радио- нуклидов, в значительной степени определяющей биоло- гическую доступность радионуклидов, представляет науч- ную и практическую значимость при составлении долго- срочных прогнозов накопления 90Sr и 137Cs в растениях. В
последние годы не отмечается значительных изменений в перераспределении форм нахождения радионуклидов в почвах. Это указывает на установление динамического равновесия форм 137Cs и 90Sr. В настоящее время домини-
53
рующей для 137Cs является фиксированная форма нахож- дения в почве (до 90%), а для 90Sr – обменная (до 80%).
Важное значение для сельскохозяйственных угодий имеет степень влияния форм нахождения радионуклидов на их доступность для усвоения корневыми системами растений. Рерих Л.А. и Моисеев И.Т. [255] установили ко- эффициенты корреляции, свидетельствующие о прямой зависимости количества различных форм 137Cs, находя- щихся в почвах, с коэффициентами накопления. Исследо- вания Анисимова В.С. и др. [30] позволяют оценивать влияние физико-химических свойств почв на поведение 137Cs. Между показателями, характеризующими физико- химические свойства почв, и относительным содержанием в них суммы обменной и подвижной форм 137Cs отмечена обратная корреляция. Коэффициент корреляции между суммой обменной и подвижной форм 137Cs и содержанием органического углерода в почве равен -0,93, между суммой обменных оснований, гидролитической кислотностью и К2О составлял -0,90; -0,93 и -0,91 соответственно.
Гребенщикова Н.В. и др. [90] установили, что между со- держанием К2О и формами 137Cs зависимость была при- мерно одинаковой по величине, но противоположна по на- правлению: положительная для обменных форм и отрица- тельная для кислоторастворимых.
Таким образом, для всех почв характерно извлечение водой незначительной доли 137Cs: 0,3–0,7%. В обменной форме содержание 137Cs находится в пределах 2,1–10,4%, а ближний при определенных условиях резерв, потенциаль- но доступный для растений, составляет 14,0–23,8% валово- го содержания 137Cs. Основная доля радионуклида (69,8– 82,0%) находится в прочносвязанной форме, в том числе и внедренной в кристаллическую решетку глинистых мине- ралов. Доступность его растениям со временем существен- но уменьшается по мере развития процессов «старения» и
54
фиксации в почве. За период с 1987 по 1993 г. доля под- вижного радиоцезия уменьшилась с 29–74% до 5–29% ва- лового, т.е. в среднем более чем в 3 раза. В последующие
годы скорость фиксации радиоцезия уменьшилась. Установлено, что в отличие от 137Cs для 90Sr характер-
но преобладание легкодоступных для растений обменной и водорастворимой форм, которые в сумме составляют 53–87% валового содержания. Доля прочносвязанной фракции, извлекаемой 6М HCl, невелика и колеблется от 3 до 19%. Количество десорбируемого 90Sr при многократ-
ной обработке нейтральным солевым раствором находится в пределах 87–97%, в зависимости от свойств почв, и име- ет тенденцию к повышению во времени. Это связано с по-
степенным разрушением труднорастворимых активных частиц 90Sr.
Результаты наших исследований подтверждают высо- кую биологическую доступность 137Cs на торфяно-болот- ных почвах. Содержание 137Cs в водной вытяжке на поря- док выше, чем его содержание в этой вытяжке на мине- ральных почвах. Что касается 90Sr, то он в основном сосре- доточен в доступных для растений фракциях. Установлено,
что размеры перехода радионуклидов в растительность на торфяно-болотных почвах и в доаварийный период были значительно выше, чем на аналогичных почвенных разно- видностях других регионов [51, 176, 190].
2.1.3. Динамика миграции 137Cs и 90Sr по профилям почв
Под миграцией радионуклидов в почве понимается со- вокупность процессов, приводящих к перемещению или перераспределению их между различными фазами и со- стояниями в вертикальном и горизонтальном направлени- ях. Движущими силами, приводящими к миграции радио- нуклидов в почвах, являются: конвективный перенос
55
(фильтрация атмосферных осадков в глубь почвы, капил- лярный поток влаги в результате испарения, термоиспаре- ние влаги под воздействием градиента температуры); диф- фузия свободных и адсорбированных ионов; перенос по корневым системам растений; перенос на мигрирующих коллоидных частицах (лессиваж); а также деятельность почвенных животных и хозяйственная деятельность чело- века.
Определенное влияние на подвижность радионуклидов оказывают основные почвенные свойства, среди которых наиболее важными являются кислотность, гранулометри- ческий состав (содержание илистой фракции), емкость ка-
тионного обмена и содержание органического вещества [135, 209, 238, 258]. Исследования миграционной способ- ности радионуклидов в почвенном профиле различных ти- пов ландшафтов важны, поскольку позволяют оценить:
∙время нахождения радионуклидов в корнеобитаемом слое почвы;
∙скорость перемещения радионуклидов в водоносные горизонты, т.е. возможность загрязнения подземных вод;
∙изменение мощности экспозиционной дозы гамма- излучения, связанной с заглублением радионуклидов в почве.
Воснову отбора почвенных проб по изучению мигра-
ции радионуклидов в различных почвах республики была положена «Методика радиологического обследования почв сельскохозяйственных угодий БССР». При этом почвен- ные пробы отбирались в кольца через каждые 5 см в гуму- совом горизонте до глубины 20–25 см. Данные изучения распределения радионуклидов по профилям почв на ре-
перных площадках БелНИИ почвоведения и агрохимии в 1996 г. представлены в таблице 2.8.
56