Материал: Курс лекций техноген рад-дов в почве

Дерново-подзолистой почвы

Установлено, что более 90% радиоцезия поглощается необменно илистой фракцией, т.е. глинами, гидрослюдами и слюдами. 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. Следует отметить, что 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. 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 оксид кремния (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.

Высокая сорбция мелкодисперсных фракций почвы связана не только с большой удельной поверхностью глинистых частиц и с их отрицательным зарядом, но и с особенностями их минералогического состава. Минеральная часть почвы составляет от 50% до 97% массы почвы. Первичные минералы представлены крупными песчаными частицами. Вторичные минералы преобладают в илистой фракции в виде глин и коллоидов. Максимальная сорбция радионуклидов происходит минералами группы монтмориллонита и группы гидрослюд. Минимальная сорбция характерна для минералов группы каолинита и группы слюд. Поглощение радионуклидов из почвенного раствора минералами группы монтмориллонита составляет 92-99%, группы гидрослюд – 80-88%, группы слюд – 71-87%, группы каолинита – 40-68%, группы кальцита, кварца и полевых шпатов – 10-50%. Вторичные минералы относятся к алюмосиликатам, различаются по химическому составу и имеют следующие химические формы: Аl₂Si₄O₁₀(ОН)₂·nН₂О – монтмориллонит, Аl₂Si₂O₅(ОН)₄ – каолинит, КАl₂[(SiАl)₄О₁₀](ОН)₂·nН₂О – гидромусковит. Они находятся в почве в виде кристаллов от нескольких микрометров до десятых и сотых долей микрометра, благодаря чему имеют большую поверхность и высокую поглотительную способность. Монтмориллонитовые глины высокодисперсны, обладают высокой набухаемостью, липкостью и вязкостью. В дерново-подзолистых почвах и черноземах, сформированных на суглинках, преобладают минералы монтмориллонитовой группы. Различие в поглощении и закреплении радионуклидов связано с различиями в строении кристаллических решеток минералов. Кристаллическая решетка минералов построена из кремнекислородных тетраэдров (атомы кремния и кислорода) и алюмогидроксильных октаэдров (атомы алюминия, кислорода и водорода), которые располагаются слоями и формируют кристаллическую решетку или пакет, состоящий из 2-х или 3-х слоев, между которыми имеются свободные межпакетные пространства. У каолинита кристаллическая решетка образована двумя слоями, расстояние между которыми составляет 0,715 нм, у монтмориллонита – трехслойная решетка, с расстоянием между слоями 0,94 и 2,14 нм. Известно, что чем больше слоев и чем больше межпакетное расстояние, тем глубже проникают обменные ионы вглубь решетки и тем сильнее они закрепляются в ней, поэтому сорбционная способность у минералов группы монтмориллонита выше, чем у минералов группы каолинита. В минералах часть 4-х валентных ионов Si⁴⁺ из тетраэдров может быть изоморфно, т.е. неэквивалентно, замещена 3-х валентными ионами Аl³⁺ почвенного раствора. Аналогично в октаэдрах часть 3-х валентных ионов Аl³⁺ может быть замещена 2-х валентными ионами Mg²⁺. Возникший положительный заряд частицы компенсируется соответствующим количеством одновалентных катионов почвенного раствора, такими как К⁺, Nа⁺, реже Ca²⁺, которые способны к диссоциации (к выходу из частиц) и эквивалентному обмену на любые одновалентные и двухвалентные катионы почвенного раствора, в том числе и на одновалентные ионы радионуклидов. При этом катионы, компенсирующие заряд, могут оставаться на поверхности коллоида или проникать в межпакетные пространства кристаллической решетки, где прочно закрепляются и не участвуют в обменных реакциях. Поэтому Сs-137 поглощается кристаллической решеткой глинистых минералов по типу изоморфного замещения калия в кристаллической решетке минералов. Участие Сs-137 в кристаллохимических реакциях с вхождением его в межпакетное пространство кристаллических решеток вторичных глинистых минералов является характерной особенностью поведения цезия-137 в почве. Большое межпакетное пространство у минералов группы монтмориллонита способствует поглощению катионов, компенсирующих заряд, не только на внешней поверхности, но и в межпакетных пространствах, поэтому у минералов этой группы высокая поглотительная способность. У минералов группы каолинита расстояние между пакетами меньше, поэтому межпакетная связь прочнее, обменное поглощение катионов происходит только на внешней поверхности, что не обеспечивает прочной сорбции. У гидрослюд обменные ионы Мg²⁺ расположены в межпакетных пространствах решеток. При набухании гидрослюд (когда почва влажная) обменные ионы почвенного раствора проникают в межпакетное пространство и вступают в обменные реакции с ионами магния. При низкой влажности почвы гидрослюды теряют воду, межпакетные пространства сокращаются, ионы почвенного раствора не включаются в обменные реакции с ионами Мg²⁺ и не закрепляются в решетке, а остаются в почвенном растворе.

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. 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.

Каждая почва в естественном состоянии содержит определенное количество обменно-поглощенных катионов среди которых могут преобладать К⁺, Са²⁺, Мg²⁺ или Аl³⁺ и Н⁺, поэтому почвы могут быть щелочными или кислыми. Различные почвы имеют закономерное сочетание основных почвенных показателей. Например, черноземы характеризуются повышенным содержанием физической глины, ила, гумуса, обменных катионов, большой емкостью поглощения, преобладанием минералов монтмориллонитовой группы, а дерново-подзоли­стые, наоборот, отличаются невысоким содержанием питательных веществ, незначительной емкостью обмена, низкой рН, малым содержанием гумуса. 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⁺. Ионы Н⁺ обладают высокой способностью к замещению поглощенных в ППК ионов химических элементов, в том числе и ионов радионуклидов. В почвах с кислой реакцией раствора происходит неполная адсорбция радионуклидов ППК и возрастает их подвижность. Разные ионы оказывают неодинаковое влияние на сорбцию радионуклидов. По влиянию на сорбцию Sr-90 они располагаются в следующий убывающий ряд: Са²⁺ > Мg²⁺ > К⁺ > NН₄⁺ > Nа⁺. Двух – и трехвалентные ионы располагаются в ряд: Аl³⁺ > Fе³⁺ > Ва²⁺, таким образом, чем больше в почве двух – и трехвалентных ионов, тем прочнее сорбция Sr-90. На сорбцию цезия-137 значительно влияют одновалентные катионы, это указывает на необратимый характер сорбции. По влиянию на сорбцию цезия-137 катионы располагаются в убывающий ряд: К⁺ > NН₄⁺ > Мg²⁺ > Са²⁺ > Nа⁺. Анионы РО₄^3-, SO₄^2- и СО₃^2- увеличивают сорбцию Sr-90, образуя с ним нерастворимые фосфаты, карбонаты и сульфаты. Эти анионы незначительно усиливают сорбцию цезия-137.

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 анионные комплексы с тяжелыми металлами и радионуклидами, 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 (500-700 мг-экв./100г органического вещества) и образуют хелаты, т.е. соединения с тяжелыми металлами и радионуклидами. Установлено, что 1 г 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. Органическое вещество в почве образует стойкие комплексы с трансурановыми элементами, кроме этого трансурановые элементы могут образовывать с органическим веществом мобильные соединения хелатного типа. Большим запасом органического вещества обладают торфяно-болотные почвы, в них примерно 20% Сs-137 соединяется с гуминовыми кислотами, а Sr-90 – преимущественно с 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. В этом ряду почв возрастает дисперсность частиц, содержание глинистых минералов, органического вещества и катионов кальция и калия. Таким образом, чем выше плодородие почвы, тем прочнее сорбция радионуклидов

Наибольшее влияние 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.

Подвижность радионуклидов в почве зависит и от режима увлажнения почв. Например, на переувлажненных песчаных и торфяных почвах в Наровлянском и Лельчицком районах Гомельской области высокая степень загрязнения травяных кормов наблюдается даже при относительно низких плотностях загрязнения почв радионуклидами.

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.

2.3. Вертикальная и горизонтальная миграция радионуклидов

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) конвективный перенос с током воды (конвекция); 2) диффузия свободных и адсорбированных ионов; 3) механический перенос на частицах почвы; 4) перенос на коллоидных частицах (лессиваж); 5) перенос по корневым системам растений. Эти процессы неравнозначны, среди них наиболее значимы конвекция и диффузия. Конвекция — это перенос радионуклидов восходящими и нисходящими потоками пара или жидкости. Конвекция приводит к перемещению и увеличению максимальной концентрации радионуклидов в нижележащих профильных слоях. Диффузия — это самопроизвольное выравнивание концентрации радионуклидов при соприкосновении с частицами почвы. Диффузия вызывает расширение зоны нахождения радионуклидов с одновременным уменьшением максимальной концентрации. Конвекция и диффузия тесно связаны с поглощением и прочностью закрепления радионуклидов твердой фазой почвы. Чем прочнее сорбция радионуклидов в почве, тем слабее эти два процесса. Конвекция и диффузия характерны для водорастворимой и частично для обменной форм радионуклидов в почве. 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. Установлено, что коэффициенты миграции Сs-137 на 1–2 порядка ниже, чем коэффициенты миграции Sr-90. Значения коэффициентов миграции для цезия-137 составляют от 5,4·10^-10 до 5,8·10^-8, а для стронция-90 – от 4,0 ·10^-8 до 3,1·10^-7 см²/с. По величине коэффициентов 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. Миграция зависит от гидроморфности почвы, при этом максимальная миграция радионуклидов наблюдается на дерново-глеевых, дерново-торфянисто глеевых и торфяно-болотных почвах, где стронций мигрирует интенсивнее, чем цезий. Основная масса радионуклидов (до 90%) на необрабатываемых почвах находится в верхнем 0–10 сантиметровом слое (суглинистые почвы) или в 0–15 сантиметровом слое (супесчаные почвы). Миграция на автоморфных почвах достигает 15–20 см, на гидроморфных – более 30 см. Миграция по профилю почвы происходит очень медленно, поэтому в ближайшие 30 лет самоочищения корнеобитаемого слоя почвы за счет миграции не произойдет.

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. Содержание Сs-137 и Sr-90 в почве уменьшается в результате естественного радиоактивного распада, который не зависит от внешних условий, а также за счет выноса радионуклидов растительностью. За счет радиоактивного распада почва ежегодно очищается от Sr-90 и Сs-137 соответственно на 1,7 и 1,6%.

При изучении вертикальной миграции изотопов плутония и америция-241 в дерново-подзолистых почвах зоны отчуждения установлено, что средняя глубина распределения этих радионуклидов не превышает 3 см, при этом максимальное содержание этих изотопов наблюдается не в верхнем 0-1 см слое, а в следующем слое – 1-2 см.

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.

К настоящему времени получены количественные параметры миграции цезия-137 на автоморфных и гидроморфных почвах, а также осуществлен прогноз миграции цезия-137 по почвенному профилю для ближайшего и отдаленного периода времени. На гидроморфных почвах установлены следующие значения среднего смещения цезия-137: через 7 лет после выпадения – 6 см; через 15 лет – 8,8 см; через 30 лет – 12,6 см; через 60 лет – 17,7 см. Для автоморфных почв глубина миграции этого радионуклида за эти промежутки времени составит соответственно 2,2; 3,3; 4,6 и 6,6 см. Скорость миграции ионов цезия-137 для автоморфных почв через 7 лет после катастрофы составляла 0,32 см/год, а за период 60 лет уменьшится до 0,11 см/год. Для гидроморфных почв этот показатель значительно выше и изменится соответственно от 0,86 до 0,17 см/год. Учитывая высокую подвижность цезия-137 на гидроморфных почвах при прогнозе миграции допускается, что 10–30% цезия-137, содержащегося в почве, сможет переместиться до уровня залегания грунтовых вод и попасть в пресноводные источники и водные системы.

Радионуклиды первоначально всасываются корневой системой растений и переносятся в наземные органы. Из наземных органов радионуклиды поступают в глубинные корни. Перенос радионуклидов по корневым системам растений зависит от глубины проникновения и густоты корней в почве, от физико-химических свойств радионуклидов, от биологических особенностей растений и состава фитоценоза. Благодаря выделительной функции корней радионуклиды попадают в нижележащие почвенные горизонты. Перенос по корням характерен для водорастворимой и обменной форм радионуклидов. При отмирании наземной массы и при срезе растений радионуклиды с корнями остаются в почве на глубине расположения корней, при разложении которых радионуклиды поступают в почвенный раствор.

Радионуклиды образуют с органическим веществом и глинами отрицательно заряженные и нейтральные комплексные соединения и коллоиды, в составе которых мигрируют в почве. С коллоидными частицами мигрируют все формы радионуклидов.

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

Горизонтальная миграция – это перераспределение радионуклидов по поверхности почвы в горизонтальном направлении. Она обусловлена действием двух природных процессов – ветровой и водной эрозией почвы. Под ветровой эрозией понимают ветровой перенос радионуклидов с пылью. Величина ветровой миграции зависит от ряда факторов, таких как скорость ветра, погодно-клима­тические 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 1 м к плотности поверхностного загрязнения почвы. Ветровой перенос радионуклидов с пылью 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, чем на прилегающей территории.