Локализация искусственных радионуклидов в почве

Органическое вещество в зависимости от физико-химических свойств радионуклидов влияет на их сорбцию. В сорбции 137Cs роль органического вещества невелика, закрепление его в органогенных почвах, как правило, незначительно. Исключение составляют почвы торфяного и болотного рядов (именно такие почвы в изобилии представлены в регионе аварии Чернобыльской АЭС), где со свойствами почвы связана высокая подвижность 137Cs, образующего легкорастворимые комплексы с фульвокислотами.

Помимо всех перечисленных факторов на биологическую доступность 137Cs 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”). Совокупность физико-химических процессов, ведущих к снижению подвижности 137Cs  (и некоторых других радионуклидов) и ослаблению его накопления носит название фиксация. Процессы, ведущие к необменному закреплению 137Cs в почвах, различны. В первую очередь, 137Cs участвует в кристаллохимических реакциях с вхождением радионуклида в межпакетные пространства некоторых вторичных глинистых минералов. Фиксированные ионы 137Cs в существенно меньшей степени переходят в почвенный раствор, т.е. гораздо менее доступны растениям (Evans, Dekker, 1969). По данным Анненкова и Юдинцевой (1991) за 5-7 лет после внесения количество обменного 137Cs в дерново-подзолистой почве сократилось с 50 до 24%. 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 137Cs устанавливается на уровне примерно 3-кратного уменьшения его количества в почве по сравнению с первоначальным (Алексахин и др., 1977; Рерих, 1982). По данным Архипова (1975) относительное содержание доступного 137Cs 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 137Cs присутствовал в основном в легкорастворимой форме (парогазовая фаза, мелкодисперсные аэрозоли, образовавшиеся при конденсации испарившихся из топлива летучих радионуклидов (Круглов и др., 1995). 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 137Cs уменьшилась в той или иной степени в зависимости от типа почвы, агрометеорологических условий и других факторов (Алексахин и др., 1991).

Помимо снижения биологической доступности 137Cs растениям со временем протекают и другие процессы, ведущие к самоочищению почвы от радионуклидов: они распадаются (период полураспада 137Cs около 30 лет), вымываются в нижележащие слои почвы, выносятся растениями (очень малая часть, поэтому фитоочистка (фиторемедиация) почв от радионуклидов (особенно от 137Cs) малоперспективна (Воробьев и др., 2002). Эффективное время полуочищения почв от 137Cs – примерно 10-20 лет, в зависимости от множества условий.

1.4. Вертикальная миграция 137Cs  по почвенному профилю

Вымывание  радионуклидов с поверхности вглубь почвы имеет отчасти  положительное значение, так как приводит к снижению мощности экспозиционной дозы излучения над поверхностью земли и уменьшению интенсивности вторичного переноса радиоактивности в результате выдувания и смыва поверхностными водами (Клечковский, 1956).

Высокая прочность закрепления радионуклидов в почвенном поглощающем комплексе в большинстве случаев затрудняет их миграцию в нижележащие слои (роль восходящих потоков почвенной влаги обычно невелика). Основной запас выпавших на земную поверхность радионуклидов, даже спустя многие годы после поступления, оказывается в самых верхних слоях почвы – обычно в пределах  5-10 см от поверхности. Исключение составляют почвы легкие по механическому 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 (Гулякин, 1973).

Способность к вымыванию радионуклидов повышена на кислых почвах в условиях переувлажнения, определенную роль в вертикальной миграции нуклидов играет образование растворимых комплексных соединений с фульватами (хотя обычно миграция радионуклидов в неорганических формах бывает более выражена, чем в органических).

Вертикальное перемещение радионуклидов в почве осуществляется следующими основными механизмами (Лурье, 2007):

1. конвективным переносом – результатом инфильтрации воды (капиллярной и гравитационной), содержащей  радионуклиды в растворенном состоянии. Это основной механизм миграции;
2. диффузией  (по градиенту концентрации). Скорость диффузионного перемещения зависит от плотности и влажности почвы. Значение диффузии 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;
3. 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.

В модельных экспериментах с глинистыми минералами (бентонитом и вермикулитом), мечеными 133Ba и 59Fe, установили, что частицы размером 0,5-20 мкм способны перемещаться в почве с током воды по типу механического переноса через поры, а  частицы меньшего размера – даже с движением пленочной воды. Наиболее значимым фактором миграции радионуклидов по вертикальному профилю является передвижение почвенной влаги: фильтрационный, капиллярный поток, термовлагоперенос (Фокин идр., 2011).

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 – либо вследствие изменения форм нахождения нуклида и, соответственно, их подвижности. Особенно малым выносом радионуклидов за счет фильтрации потоков отличаются лесные биогеоценозы: суммарные вынос долгоживущих радионуклидов составляет здесь десятые доли процента в год (Прохоров, 1981).

Диффузионное перемещение радиоцезия (134Cs, 137Cs) проявляется заметно слабее, чем у  90Sr: 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. Например, при одной и той же влажности почвы D (коэффициент диффузии, см2/с)  90Sr возрастает в 3-6 раз при изменении плотности с 1,2 до 1,7 г/см3 (Табл. 1.1).

Роль диффузии в вертикальном перемещении радионуклидов будет особенно велика в следующих почва: с малой скоростью фильтрации, сильногумусированных, способных прочно сорбировать многие  радионуклиды, с малой скоростью нисходящего и восходящего токов воды, болотных (застойных).

Таблица 1.1

Коэффициенты диффузии радионуклидов в почве (Поляков, 1970)

Роль конвективного переноса радионуклидов соизмерима или существенно выше диффузионного. Практически полное извлечение радиойода из слоя почвы  толщиной 20 см может быть достигнуть при прохождении 50 мм осадков для чернозема выщелоченного и 25 мм для аллювиольно-слоистой песчаной почвы. 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 KCl и CaCl2. Такой способ очищения почв (дезактивация) получил название химической мелиорации (Маркина, 1996).

1.5. Формирование первичных градиентов  распределения  137Cs  в почвенных агрегатах

Одной из традиционных задач изучения поведения токсикантов в почвах является исследование их распределения на профильном уровне. Это относится как к экспериментальным, так и к теоретическим исследованиям, в частности к разработке моделей миграции вещества в почвах.

Однако в условиях агрегированности верхних горизонтов на начальных стадиях загрязнения почвы должно иметь место концентрирование токсиканта на поверхности агрегатов разного размера, которое обусловлено перемещением почвенной влаги в межагрегатном пространстве и первичными сорбционными взаимодействиями с поверхностью агрегатов (Фокин и др.,2002).

Кроме того, если поступление токсикантов, в частности, радионуклидов, в почву происходит в период активной вегетации растений, то последние играют существенную роль в процессе первичного поглощения полютанта, 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:

а)     диффузия токсикантов внутрь почвенных агрегатов;

б) разрушение старых и формирование новых агрегатов под воздействием естественных и антропогенных факторов, что равноценно механическому перемешиванию почвы;

в)   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).

Подводя итог полученным результатам, можно попытаться в сопоставимых единицах оценить эффекты концентрирования и уровни формирующихся градиентов концентрации радионуклида в различных частях и компонентах почвы. Для этой цели предлагается относительная величина, называемая коэффициентом концентрирования (КК), которая представляет собой отношение  концентрации токсиканта или удельной активности радионуклида в любой выделяемой компоненте почвы (поверхностный слой агрегата, фракция агрегатов определенного размера, корневые остатки и пр.) к средневзвешенной концентрации или удельной активности почвенного слоя или горизонта, из которого выделена данная компонента (Фокин и др., 2003). Эффект концентрирования по отношению к средневзвешенному содержанию вещества наблюдается, когда величина КК более 1.

Полученные в модельных опытах значения КК (Фокин и др., 2003) свидетельствуют о том, что в поверхностном слое почвы 0-2 см приблизительно равные эффекты концентрирования наблюдаются в корнях, в поверхностном слое агрегатов и, соответственно, во фракции, содержащей агрегаты размером <1 мм и микроагрегаты. С возрастанием глубины до  2-4 и 4-6  см   эффект концентрирования радионуклида на поверхности агрегатов (фракция <1 мм) снижается, хотя и сохраняется (КК > 1), но при этом резко возрастает относительная концентрация 137Cs в корнях. Это не означает, что основная масса 137Cs на глубине 2-6 см находится в составе корней, поскольку масса минеральной части почвы на этой глубине в несколько сотен раз превышает массу корневых остатков. Однако возрастание эффектов концентрирования 137Cs в корневых остатках с глубиной свидетельствует о роли корней в вертикальной миграции 137Cs. Если допустить, что значительная часть корневой массы концентрируется в межагрегатном пространстве, то естественно предположить и участие корней в формировании градиентов концентрации на поверхности агрегатов за счет корневых выделений и перераспределения 137Cs при отмирании и разложении корневых остатков.

Для исследования аккумуляции 137Cs, как и других радионуклидов на поверхности агрегатов образцов почв естественного сложения (Фокин и др., 2002, 2003) применили различные эффективные методы: радиоавтография, последовательное размывание агрегатов на ситах, измерение концентрации поллютанта во фракциях агрегатов разного размера.

Этими авторами в модельных опытах было установлено, что в условиях радионуклидных загрязнений агрегированных почв формируются значительные градиенты активности 137Cs в результате первичных сорбционных взаимодействий на поверхности почвенных агрегатов. 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 137Cs в условиях агрегированной почвы по сравнению с дезагрегированной. Оказалось, что в условиях дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы первичная толщина слоя, сорбирующего 137Cs последовательного размывания агрегатов, составляет доли миллиметра. Метод радиоавтографии дает завышенные представления о толщине поглощающего слоя за счет проникающей способности и действия излучения на фоточувствительный слой не только в зоне прямого контакта с радиоактивным веществом, но и на некотором расстоянии, которое составляет для излучения 137Cs десятые доли миллиметра (Фокин и др., 2003).

В исследуемой почве методом радиоавтографии обнаруживается преимущественное участие в поглощении 137Cs 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.