5.3 Почва

Почва — важнейшее депо искусственных радионукли­дов в наземной природной среде. Радиоактивные вещества поступают в почву из атмосферы в составе глобальных выпадений и выбросов АЭС, а также в виде твердых и жидких отходов предприятий ядерного топливного цикла. Радионуклиды со временем вовлекаются в биологический круговорот, передаются по цепям питания и могут вызывать негативные последствия (112).

Радионуклиды в зависимости от химических свойств обстановки, в которую они попадают, могут либо перерабатываться природными процессами, либо сохраняться и накапливаться.

Радионуклиды, поступившие в почву, не изменяют физико-химического состава почвы и с течением времени распределяются в 30-ти сантиметровом слое. В почве радионуклиды включаются в различные процессы, среди которых наибольшее значение имеют сорбция и миграция. Радионуклиды вступают в физико-химические реакции взаимодействия с почвенным 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 — это поглощение радионуклидов твердыми частицами почвы из почвенного раствора. Десорбция — это выделение или переход радионуклидов из частиц в почвенный раствор. Поглощение радионуклидов поверхностным слоем частиц называется адсорбцией.

2. Осаждение <—> растворение. Осаждение — это образование труднорастворимых и нерастворимых соединений радионуклидов. Растворение — это переход радионуклидов в почвенный раствор из соединений.

3. Коагуляция <—>пептизация. Коагуляция — это образование крупных коллоидных соединений в дисперсных системах. Пептизация — это распад крупных и сложных соединений на мелкие и простые.

На подвижность радионуклидов в почве оказывают влияние такие факторв 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 цезия-137 вступают в ионно-обменные реакции с ионами глинистых частиц почвенно-поглощающего комплекса, 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. Гедройц К.К. (16) выделил 5 видов поглотительной способности почв: 1) механическая поглотительная способность, т.е. механическое поглощение радиоактивных частиц порами и капиллярами почвы; 2) биологическая поглотительная способность, т.е. избирательное поглощение радионуклидов фауной и микроорганизмами; 3) физическая поглотительная способность, т.е. поглощение из почвенного раствора поверхностью частиц молекул воды и ионов щелочных элементов; 4) химическая поглотительная способность, т.е. образование в результате химических реакций труднорастворимых и нерастворимых в воде соединений; 5) физико-химическая или обменная поглотительная способность, т.е. 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, 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 поглотительную и обменную способность почв. Большая удельная поверхность и наличие двойного слоя ионов на внешней части, которые способны к эквивалентному обмену, придают коллоидам высокую реакционную активность. 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. При этом после поглощения катиона радионуклида 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 (например, 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 три основные фракции почвы: 1) фракция мелкого песка и крупной пыли; 2) фракция средней и мелкой пыли; 3) илистая фракция. Гранулометрический состав определяет поглотительную способность почвы, которая зависит от дисперсности почвенных частиц. С уменьшением размера частиц почвенных фракций сорбция ими Сs-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 Са2+, Мg2+ и К+. 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. Почвы тяжелого гранулометрического состава обладают более высоким содержанием мелкодисперсных фракций по сравнению с почвами легкого гранулометрического состава. Поэтому поглощенные радионуклиды в 2-5 раз сильнее закрепляются на тяжелых почвах. Сs-137 сорбируется в 10–20 сильнее, чем Sr-90. В Республике Беларусь более 50% загрязненных земель составляют почвы легкого гранулометрического состава, 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. Торфяно-болотные почвы имеют повышенную влажность, высокую кислотность почвенного раствора, что препятствует прочной сорбции радионуклидов, которая 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 или емкостью катионного обмена, которая зависит от минералогического и гранулометрического состава почвы, а также от содержания гумуса. Установлено, что чем больше емкость катионного обмена, тем прочнее сорбция радионуклидов, поэтому максимальная сорбция у черноземов.

Поэтому 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 Н+ и Аl3+. В почвах с кислой реакцией раствора происходит неполная адсорбция радионуклидов ППК и возрастает их подвижность..

Чем выше насыщенность почвы основаниями, тем меньше кислотность и выше буферность почвы.

Буферность – это способность почв противостоять изменению реакции почвенного раствора при появлении в нем ионов Н+ и ОН-. 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. Фульвокислоты образуют также комплексы, содержащие кальций, железо и алюминий, которые находятся в почве в растворимом и нерастворимом состоянии. Гуминовые кислоты имеют высокую емкость катионного обмена и обладают хелотирующей способностью, т.е. связывают тяжелые металлы и радионуклиды. Установлено, что 1г гуминовой кислоты при рН=5-6 сорбирует 34 мг свинца, 350 мг ртути, 29 мг цезия, 17 мг стронция и ряд других элементов. С гуминовыми кислотами цезий и стронций образуют гуматы и гуматные комплексы, которые плохо растворимы. Комплексы радионуклидов с гуминовыми кислотами в 1,5–3 раза прочнее, чем с фульвокислотами. Большой запас органического вещества содержится на торфяно-болотных почвах, где примерно 20% Сs-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. В лесных ценозах радионуклиды непрочно поглощаются лесной подстилкой, из которой быстро мигрируют в верхние слои минеральной почвы, где прочно фиксируются. На сорбцию радионуклидов в естественных ценозах влияет 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.

Прочность сорбции радионуклидов возрастает в ряду почв: дерново-подзолистые супесчаные > дерново-подзолистые суглинистые > и черноземные.

Наибольшее влияние на этот показатель среди погодно-климатических условий оказывают сумма положительных температур и продолжительность сезона положительных температур, годовое количество осадков и их распределение по сезонам года. Чем выше температура и чем больше выпадает осадков в весенне-летний период, тем ниже сорбция радионуклидов.

Большинство катионов, в том числе и радионуклидов, прочнее поглощаются слабощелочными почвами аридной зоны и слабее поглощаются кислыми почвами гумидной зоны, т.е. сорбция зависит от природно-климатической зональности. Таким образом, чем выше плодородие почвы, тем прочнее сорбция радионуклидов.

Радионуклиды в почве находятся в очень малых концентрациях и в различных формах. Например, при плотности загрязнения почвы 1 Ки/км2 массовая концентрация цезия-137 составляет 3,9 • 10-12 %, а стронция-90 – 2,4 • 10-12 %. Поэтому они, попадая в почву, не изменяют ее основные агрохимические свойства. 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. По подвижности в почвах радионуклиды разделяются на 4 группы: 1) сильноподвижные (иод, сера и др.); 2) подвижные (натрий, рубидий, стронций, рутений и др.); 3) малоподвижные (церий, железо, цирконий, цезий и др.); 4) практически неподвижные (цинк, кобальт и др.).

Формы нахождения радионуклидов в почве непостоянны, т.е. они изменяются с течением времени. При длительном пребывании радионуклидов в почве на перераспределение их форм оказывают влияние сорбционные процессы радионуклидов в почве. В первые годы после аварии на Чернобыльской АЭС радионуклиды Сs-137 и Sr-90 находились преимущественно в водорастворимой и обменной формах, т.е. в формах доступных для поглощения корнями растений. За период 1987 по 1994 год доля фиксированной формы Cs-137 увеличилась более, 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. В последние годы нет значительных изменений в перераспределении форм нахождения радионуклидов в почве, т.е установилось динамическое равновесие форм. Таким образом, более 90% Сs-137 находится в фиксированной форме, а 80% Sr-90 находится в водорастворимой и обменной формах.

Церий и рутений мало подвижны в почве. Поведение плутония в почве подобно поведению естественного радиоактивного тория. Около 80% плутония находится в аморфной форме, т.е. плутоний входит в состав аморфных соединений, покрывающих в виде пленок минеральные частицы. Остальные 20% плутония находится в обменной (около 14%), подвижной (4,5%) и водорастворимой (1%) формах.

Радионуклиды, осевшие на поверхность почвы, включаются в миграционные процессы, такие как вертикальная и горизонтальная миграция радионуклидов. Вертикальная миграция – это совокупность процессов, вызывающих перераспределение радионуклидов вглубь по профилю почвы. Перемещение радионуклидов по профилю почвы, во-первых, изменяет их распределение в корнеобитаемом слое; во-вторых, приводит к снижению уровня радиации над поверхностью почвы; в-третьих, приводит к уменьшению интенсивности выдувания и вымывания радионуклидов; в-четвертых, создает возможность загрязнения грунтовых вод радионуклидами. Интенсивность вертикальной миграции зависит от свойств почвы, от свойств радионуклидов, от вида биоценоза и других факторов. Вертикальная миграция осуществляется при следующих процессах: 1) перенос с током воды (конвекция); 2) диффузия свободных и адсорбированных ионов; 3) механический перенос на частицах почвы; 4) перенос на коллоидных частицах; 5) перенос по корневым системам растений.

Эти процессы неравнозначны при вертикальной миграции, наиболее значимы конвекция и диффузия. Конвекция приводит к перемещению и увеличению максимальной концентрации радионуклидов в нижележащих профильных слоях. Диффузия вызывает расширение зоны нахождения радионуклидов с одновременным уменьшением максимальной концентрации. Чем прочнее сорбция радионуклидов в почве, тем слабее эти два процесса. Механический перенос происходит в результате роющей деятельности почвенной фауны, деятельности человека при вспашке и рыхлении почвы, а также с током воды и пыли по трещинам и разломам почвы. Механический перенос характерен для всех форм радионуклидов.

В одной и той же почве разные радионуклиды имеют разную скорость миграции и разные коэффициенты миграции. Коэффициенты миграции Сs-137 на 1–2 порядка ниже, чем коэффициент миграции Sr-90. По величине коэффициента миграции Sr-90 почвы располагаются в следующий убывающий ряд: дерново-подзолистая песчаная > дерново-подзолистая суглинистая > торфяно-болотная > чернозем. Убывающий ряд почв по величине коэффициента миграции Сs-137: торфяно-болотные > дерново-подзолистая песчаная > дерново-подзолистая суглинистая > чернозем.

Основная масса радионуклидов (до 90%) на необрабатываемых почвах находится в верхнем 0–5 сантиметровом слое (суглинистые почвы) или в 0–10 сантиметровом слое (супесчаные почвы). Миграция по профилю почвы происходит очень медленно.

На пахотных почвах радионуклиды равномерно перемешаны в пахотном слое (0–25 см). В подпахотном горизонте концентрация радионуклидов менее 1% от общего содержания радионуклидов в слое 0–30 см.

На легких песчаных почвах, особенно с промывным типом водного режима, важную роль в переносе наряду с диффузией играет водный перенос. В таких почвах значительная часть радионуклидов за 10-15 лет может достигать уровня грунтовых вод, (с которыми возможен и горизонтальный перенос) и поступать в речную сеть (24,112).

Для оценки перспективы ведения сельскохозяйственного производства необходимо знать динамику самоочищения почв за счет миграции радионуклидов за пределы корнеобитаемого слоя. При прогнозе радиационной обстановки используется период полуочищения корнеобитаемого слоя почвы, т.е. время, за которое первоначальное содержание радионуклидов в корнеобитаемом слое уменьшится в два раза. Период полуочищения почв в ближней зоне (до 30 км от ЧАЭС) и дальней (250 км и более от ЧАЭС) для цезия-137 составляет соответственно 24-27 и 10-17 лет. Для стронция-90 период полуочищения для ближней и дальней зон меньше в 1,5–3 раза и составляет 7–12 лет.

Таким образом, легкий гранулометрический состав, повышенная кислотность почвенного раствора, избыточная увлажненность почвы и отсутствие глинистых минералов в почве способствуют интенсивности вертикальной миграции по профилю почвы (131).

Горизонтальная миграция — это перераспределение радионуклидов по поверхности почвы в горизонтальном направлении. Она обусловлена действием двух природных процессов — ветровой и водной эрозией почвы. Величина ветровой миграции зависит от ряда факторов, таких как скорость ветра, погодно-климатическиие условия, свойства радиоактивных выпадений, дисперсность частиц и прочность фиксации их на растительном покрове, свойства почвы, характер подстилающей поверхности, особенности рельефа и ландшафта, структура посевов, система обработки почвы и др. Основное количество радионуклидов (до 85%) перемещается в приземном слое с мелкой фракцией почвы. Максимальная миграция радионуклидов с ветром наблюдается в весенне-летний период. На минеральных почвах миграция начинается при скорости ветра 3–6 м/с, на осушенных торфяниках — 8–9 м/с. Мерой ветрового переноса радионуклидов служит коэффициент ветрового подъема, который определяется как отношение концентрации радионуклида в воздухе на высоте 1м к плотности поверхностного загрязнения почвы. Ветровой перенос имеет значение при вторичном загрязнении растительности, где его размеры могут составлять более 10% от общего содержания радионуклидов в растительности. Перенос радионуклидов с пылью зависит от ландшафта, т.е. от наклона земной поверхности. Максимальное накопление радионуклидов происходит в местах, где резко уменьшается скорость ветра. Эти места находятся в низинах, впадинах, на подветренных сторонах склонов, около лесов и строений, где содержание цезия-137 в почве в два и более раз больше. На эрозированных полях различия в загрязнении пахотного горизонта цезием-137 составляют 1,5–3 раза.

Водная эрозия почвы осуществляется в результате стока поверхностных вод в водные системы и бессточное понижение. Водная миграция радионуклидов осуществляется со стоком вод во время осадков, паводков, разливов рек, сезонного таяния снега, а также с грунтовыми водами. Миграция растворенных радионуклидов называется жидким стоком. Миграция взвесей илистых и глинистых частиц, содержащих радионуклиды в поглощенном состоянии, называется твердым стоком. Стоки радионуклидов в речные системы составляют несколько процентов в год от общего запаса их на площади водосбора. Твердый сток наиболее значим на легких пахотных землях и в местах с высокой скоростью потоков поверхностных вод, т.е. на склонах. Большую роль в миграции радионуклидов играет тип и увлажненность почвы водораздела. Дерново-подзолистые супесчаные и песчаные почвы водоразделов имеют высокую подвижность радионуклидов, поэтому в стоке с этих почв повышенная концентрация радионуклидов, которые выносятся в пойму, где их содержание в почве может быть в 2-3 раза выше, чем в почве водораздела. Водоразделы, сложенные черноземом, прочнее поглощают радионуклиды, поэтому стоки с них содержат мало радионуклидов, в результате чего в почвах поймы концентрация радионуклидов ниже, чем в почвах водораздела. Миграционная способность стронция-90 в 10 и более раз выше, чем цезия-137. Это связано с тем, что стронций 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 происходит очистка почвы водосбора и вторичное загрязнение водных систем радионуклидами.

Анализ дождевого и талого стока показал, что смыв радионуклидов с талым стоком на порядок меньше, чем смыв с дождевым, что связано с температурным режимом (131).