АННОТАЦИЯ
Цель работы: Определить распределения радионуклидов в почвах в зависимости от их свойств. Анализ литературных данных показал, что исследование распространения радионуклидов в почвах в зависимости от их свойств проводились, в большинстве случаев, на искусственно поставленных лабораторных опытах с введением в почвы растворов радионуклидов. Практически отсутствуют сведения о закономерностях распространения и связывания радиоизотопов в различных типах почв после проведения наземных, подземных и воздушных испытаний.
Ключевые слова: радионуклиды, наземные, подземные, воздушные испытания
Введение. Проблема охраны окружающей среды имеет особую актуальность и находится в ряду наиболее важных приоритетных задач для нашей страны с большими природными ресурсами и развитой добывающей отраслью (медь, нефть и другие).
Широкое применение ядерной энергии и искусственных радионуклидов в различных областях деятельности человека обусловило поступление в окружающую среду радиоактивных элементов.
Основными источниками поступления радионуклидов являются ядерные взрывы, производство и переработка ядерного топлива, обработка и удаление радиоактивных отходов. Радионуклиды попадают в окружающую среду так же в результате аварий на атомных электростанциях и радиохимических предприятиях.
Бывший Семипалатинский испытательный ядерный полигон (СИЯП) имеет особый статус, связанный с проведением на этих территориях воздушных, наземных, подземных взрывов, а так же экспериментов с использованием делящихся и радиоактивных материалов, что, несомненно, вызвало колоссальное загрязнение территории полигона и прилегающих территорий.
Исходя из вышесказанного поставлена цель: определить распределения радионуклидов в почвах в зависимости от их свойств.
Как известно, продукты глобальных выпадений радионуклидов распределяются по поверхности почвы в пределах одной почвенной климатической зоны или района равномерно.
Однако, с течением времени в результате миграции, поверхностного смыва и других факторов распределение в почвах радионуклидов становится неравномерным. Если в каком то районе происходит локальное радиоактивное загрязнение, имеющее сложное неравномерное распределение по территории, то уровни загрязнения налагаются один на другой. В результате этого возможно появление районов с высокими уровнями радиоактивного загрязнения территории. Эта неравномерность еще более выражена в загрязненных почвах при определении содержания отдельных радионуклидов.
Распределение радионуклидов в почвах, поступление их из почвы в растения, темпы включения в экологические и пищевые цепи в значительной мере зависят от характера их взаимодействия с почвой и миграционной способности в ней. При этом миграцию радионуклидов в почве можно рассматривать как непрерывно повторяющиеся процессы поглощения (сорбции) их почвой из почвенного раствора и обратного перехода в раствор (десорбции) под влиянием различных факторов, приводящих к их рассеиванию или концентрированию радионуклидов [1].
Такую миграцию обуславливают как химические свойства нуклидов, их физикохимическое состояние, концентрация, так и свойства почвы, рН среды, наличие в растворе различных ионов и их концентрация, способных к миграции коллоидов, органических веществ и так далее.
Многими исследователями отмечалась высокая сорбционная способность почв и глинистых минералов в отношении стронция-90 и цезия-137. Именно для этих радионуклидов была установлена зависимость сорбции от емкости поглощения и минералогического состава почв. Известно, что почвы с высоким содержанием органического вещества и глинистых минералов обладают большей сорбционной способностью, чем легкие почвы с небольшим содержанием гумуса [2].
Однако литературные данные о поглощении различными почвами радионуклидов железа, кобальта, иттрия, церия сильно различаются. Имеются сведения, что полнота поглощения этих радионуклидов не зависит от свойств почв, так как емкость поглощения любой почвы достаточно велика для их фиксации [3]. В других работах, напротив, эта зависимость четко прослеживается [4].
Как правило, независимо от типа почв, большее количество радионуклидов задерживается в верхней части профиля (0-20 см), постепенно уменьшаясь по глубине. Однако в пределах этого слоя проявляется зависимость распределения радионуклидов от особенностей почв. В почвах, имеющих хорошо выраженную подстилку и дернину, радионуклиды концентрируются, главным образом, в самом верхнем слое. Уменьшение содержания радионуклидов с глубиной в этом случае происходит довольно резко, чего не наблюдается в песчаных почвах, когда изменения происходят более плавно. В торфяных почвах наблюдалось более или менее равномерное распределение радионуклидов по глубине до 20 см.
Как показали результаты многочисленных исследований, распределение и накопление радиоцезия и радиостронция в почвах зависело от типов почв. В порядке снижения и поступления радионуклидов в растения почвы можно расположить в определенной последовательности: дерново-подзолистые супесчаные, краснозем, дерново-подзолистые суглинистые, серая лесная, черноземы, сероземы, каштановая, аллювиально карбонатная [5]. Накопление радионуклидов в различных типах почв определяется свойствами почв и может существенно различаться в зависимости от содержания калия и механического состава почв.
Распределение радионуклидов в почвенном покрове 30-ти километровой зоны Чернобыльской атомной электростанции зависело, главным образом, от физико-химических свойств самих элементов и типа биогеоценоза [6].
Установлено, что цезий-137 не фиксируется в больших количествах в тропических латеритных почвах, и в почвах, содержащих большое количество гумуса [7].
Известно, что в почвах более легкого механического состава наблюдается более глубокое проникновение радионуклидов [8].
В результате аварии на Южном Урале было выброшено в атмосферу 2 млн. Ки радиоактивных веществ, в составе которых преобладали Се-144, Zr-95, Sr-90. Однако через 8-10 лет на долю стронция-90 приходилось уже почти 100% от общего содержания радионуклидов в смеси осколков деления [9].
Стронций-90 распределяется и поглощается почвой неравномерно. Самое высокое его содержание встречается в более богатом гумусом верхнем слое [9].
В поглощении стронция-90 участвует как минеральная, так и органическая части, особенно крупных фракций почв. Прочность закрепления стронция-90 механическими фракциями почв обусловлена в большей мере их минеральной частью. Этими же авторами было показано, что илистая фракция имеет очень высокую поглотительную способность и наиболее прочно закрепляет цезий-137 и стронций-90 в поглощенном состоянии, что в свою очередь уменьшает поступление радионуклидов и их накопление в растениях [5].
Некоторые авторы говорят о влиянии рН раствора радионуклидов на поглощение и распределение некоторых радионуклидов в почвах. Поглощение стронция-90 возрастало с увеличением рН среды. Из щелочных растворов стронция-90 сорбируется почвами на 60-100% от его количества. Поглощение радиоактивного церия, наоборот, снижается в щелочной области рН и при наличии в растворе солей железа и алюминия. В интервале рН от 3 до 6 церий-144 находится в катионной форме, которая очень легко поглощается почвами. Из водного раствора при рН-6 различными почвами поглощается до 95% иттрия-91. Поглощение радиоактивных Zr+Nb почвами при рН раствора радионуклидов меньше 2 составляет 90% [10].
Некоторыми авторами было отмечено, что на поглощение почвой плутония-239 значительно влияют глубина, содержание в почве гумуса и глинистых минералов. Аналогично радиоактивным цезию и стронцию миграция плутония-239 возрастает с глубиной и уменьшением в почвах гумуса и глины [11].
Петряевым и другими показано, что распределение и формы нахождения радионуклидов зависят от содержания и структуры глинистых минералов, а радиоактивного стронция - от ионообменной емкости поглощения, а так же от содержания и состава гумусовых веществ почвы [12].
Авторами выявлены закономерности распределения химических форм радиоактивного цезия и стронция в почвах Брянского полесья. На дерново-подзолистых почвах в настоящее время определяются, в основном, трудноизвлекаемые (50-70%) и необменные формы цезия-137. Установленные закономерности распределения форм цезия-137 в дерново-подзолистых почвах Полесья значительно отличаются от распределения форм стронция-90. В этом случае преобладает обменная форма стронция-90 (53-57%) и возрастает доля водорастворимой формы до 0,5-2% [13].
Некоторые исследователи отмечают высокую роль физических свойств глины в поглощении радионуклидов почвой. Так, авторами [14] отмечена высокая поглотительная способность почв по отношению к радиоцезию, которая определяется наличием в них глинистых минералов.
Наибольшее поглощение радионуклидов отмечено в торфяных почвах, в то время как в минеральных поглощение уменьшается с увеличением содержания в них илистой фракции. Поглощение зависит от свойств почв и убывает в следующем порядке: торфяные > песчаные, супесчаные > легко и среднесуглинистые > тяжелосуглинистые и глинистые [15].
Выводы. Анализ литературных данных показал, что исследование распространения радионуклидов в почвах в зависимости от их свойств проводились, в большинстве случаев, на искусственно поставленных лабораторных опытах с введением в почвы растворов радионуклидов. Практически отсутствуют сведения о закономерностях распространения и связывания радиоизотопов в различных типах почв после проведения наземных, подземных и воздушных испытаний.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
- Алексахин P.M., Васильев А.В., Дикарев В.Г. и др. В кн.: Сельскохозяйственная радиоэкология. - М.: Экология, 1992. - 400 с.
- Юдинцева Е.В., Гулякин И.В. Агрохимия радиоактивных изотопов стронция и цезия. - М.: Атомиздат. - 1968, с.124.
- Молчанова И.В., Куликов Н.В. В кн: «Радиоактивные изотопы в системе почва - растения». - М.: Атомиздат, 1972. - С.124-125.
- Кудрявцев В.Н., Васильев А.В., Краснова Е.Г., Фадеев М.Ю. Распределение и накопление цезия-137 в органах и тканях овец при хроническом поступлении с кормом в зоне аварии Чернобыльской АЭС // Радиационная биология и радиоэкология. - 2006. - Т.46. - №1. - С.45-50.
- Юдинцева Е.В., Павленко Л.И., Зюликова А.Г. Свойства почв и накопление Cs-137 в урожае растений // Агрохимия. - 1981. - №8. - С. 86-93.
- Молчанова И.В., Караваева Е.Н., Куликов Н.В. Радиоэкологическое изучение почвеннорастительного покрова сопряженных участков ландшафта в зоне Чернобыльской АЭС // Экология. - 1990. - №3. - С. 30-35.
- Nishita H. et al. Radiation ecology// Soil SCI, 82. - P.307. - 1956.
- Павлоцкая Ф.И. и др. Глобальное распределение радиоактивного стронция по земной поверхности. - М.: Наука. - 1970. - 215 с.
- Ааркрог А., Дальгаардт Г., Караваева Е.Н., Куликова Н.В., Мейтинар К., Молчанова И.В., Нильсен С.П., Позолотина В.Н., Боликарпов Г.Г., Фриссел М., Фульс Л., Югиков П.И. О содержании долгоживущих радионуклидов в почвах и древесных растениях зоны ядерной аварии на Южном Урале. - М.: Наука, Экология, РАН, 1992. - №4, с. 105.
- Алексахин P.M., Буфатин О.Н., Маликов В.Г. и др. Радиоэкология орошаемого земледелия. - М.: Энергоатомиздат. - 1985. - 224 с.
- Павлоцкая Ф.И., Горяченкова Г.А., Мисоедов Б.Ф. миграция плутония в почвах // Атомная энергия. 1986. - Т.61. - Вып. 3. - С. 195-198.
- Петряев Е.П., Овсянникова СВ., Соколик Г.А., Рубинчик С.Я., Неокладнова Л.Н. Резервы доступных растениям форм радионуклидов в Белорусских почвах // Радиобиологический съезд: тезисы докладов, Киев, 20-25 сентября 1993 г. - Ч. 3. - 794. - Пущино, 1993.
- Просянников Е.В., Круглов СВ., Осипов В.Б. Химические формы цезия-137 и стронция- 90 в почвах Брянского полесья и стародубского полесья // Радиобиологический съезд: тезисы докладов, Киев, 20-25 сентября 1993 г. - Ч. 3. - С.83-88.
- Sawhney B.L. Interaction of iron with rainfall leachates//Clay miner.-1972.-Vol. 20.-Р.93- 100.
- Frissel M. Report of IUR Working Group soil to plant Transfer Factors. Beethoven (Netherlands): RIVM, 1989.