Файл: Рачинский, В. В. Курс основ атомной техники в сельском хозяйстве учебное пособие.pdf

1) радионуклиды в биогеосфере находятся в микроконцент­ рациях;

2)каждый радионуклид может находиться в данной системе во множестве различных изотопных форм;

3)в системе в микро- и макроконцентрациях может нахо­

диться другой (или другие) изотоп того химического элемента, к которому принадлежит данный радионуклид.

Все эти факторы наряду с химическими свойствами радио­ нуклида предопределяют его поведение в любой системе, в том числе и в почве.

Если естественный химический элемент находится в почве в сравнимых или значительных концентрациях, то адекватный этому элементу радионуклид можно рассматривать как радио­ активный индикатор, а естественный химический элемент (его стабильные изотопы) как носитель этого индикатора. При по­ падании в почву микроколичеств радионуклида в легкорастворимой форме происходит распределение его во всех изотопно­ обменных подвижных формах адекватного химического элемента. Например, 90Sr в ионной форме будет распределяться и соответственно метить подвижные формы стронция в почве.

Отсюда следует, что при изучении поведения радионуклида в почве или живом организме необходимо исследовать хими­ ческие формы радионуклида и природного носителя. Так, при изучении поведения 90Sr и 137Cs в почвах необходимо сначала определить, в каких формах в почве находятся 90Sr и 137Cs, с одной стороны, и стабильный стронций и цезий, с другой. После этого можно приступить к изучению динамики распределения радионуклида в почвах. Иначе говоря, радиометрическое опре­ деление содержания радионуклидов должно обязательно сопро­ вождаться химическим определением элемента-носителя, кото­ рый даже будучи микроэлементом будет находиться в значи­ тельно большей концентрации, чем адекватный радионуклид. Например, при загрязнении территории 90Sr до 10 мккюри/км2

этом же слое почвы 3,5-10~2 вес. %, т.е. в 5-1011 раз больше, несмотря на то что стронций относится к числу микроэлементов.

Существует еще одна особенность поведения радионуклидов, являющихся продуктами деления тяжелых ядер — радионукли­ ды связаны друг с другом цепочками радиоактивного распада. Поэтому в почвах и живых организмах в процессе миграции радионуклидов постоянно происходит нарушение радиоактив­ ного равновесия между материнскими и дочерними радионукли­ дами. Например, происходит нарушение равновесия между 90Sr и "Y . Изотоп 90Y обладает другими химическими свойст­ вами по сравнению со 90Sr, поэтому в процессе миграции 90Sr в почве, ассимиляции его растениями происходит пространствен­ ное (подобно хроматографическому) разделение 90Sr и 90Y.

Существенное значение в поведении радионуклидов в поч­ вах и живых организмах имеет содержание в почве химических аналогов — неизотопных носителей, адекватных радионуклидам. Так, поведение 90Sr существенно зависит от содержания в почве

дится в ионной, легкодоступной для растений, подвижной фор­

ме.

Количество нео'бменного 90Sr в почвах может достигать 40% общего его содержания. Это значит, что выпадающий из ат­ мосферы 90Sr, находясь в основном в легкорастворимой ионной форме, затем в почве вступает в процессы соосаждения, пре­ вращаясь в необменную, неподвижную форму 90Sr.

В почве постоянно происходят процессы вторичного осажде­ ния силикатов, карбонатов, фосфатов и сульфатов. Вместе с этими осадками соосаждается и 90Sr. Соосаждающими катио­ нами могут быть ионы кальция, алюминия и железа, которые находятся в почвах в макроколичествах.

Таким образом, сорбция 90Sr в почвах может быть или ионообменной, или осадочной. При ионообменной сорбции поч­ венными коллоидами 90Sr находится в подвижной форме, при осадочной он переходит в менее подвижное состояние.

Ионы стронция более прочно связаны с ионами кислорода в

установлено также и прочное закрепление 137Cs почвами, кото­ рое называют необменным. Предполагается, что механизм не­ обменной сорбции 137Cs почвами сходен с необменным погло­

с органическим веществом почвы. При образовании комплекс­ ных соединений с воднорастворимыми органическими кислотами радионуклиды становятся подвижными. Они могут переме­ щаться вместе с почвенными растворами и даже ассимилиро­ ваться корнями растений.

Многие радионуклиды, особенно радионуклиды, существую­ щие в форме трехвалентных ионов, в почвенных условиях об­ разуют гидроокиси. Это относится к 90Y, 95Zr, 144Се и др. Такие радионуклиды прочно закрепляются почвой в виде радиокол­ лоидов, осадков. Некоторые радионуклиды образуют' в почвен­ ных условиях анионные формы. Предполагается, что повышен­ ная способность передвигаться вместе с почвенными растворами, наблюдаемая у 106Ru, обусловлена образованием анионной фор­ мы 106Ru.

346

Способность к полимеризации и образование радиоколлоидов проявляет 239Ри, который прочно сорбируется в почвах. Уста­ новлено, например, что Ри4+ может образовывать соединения Pun(H20 ) x(OH)!/. 239Pu легко вступает и в реакции комплексообразования с органическими веществами почв, что приводит к увеличению его подвижности.

Следует отметить, что изучение сорбционных свойств почв по отношению к радионуклидам имеет пока эмпирический ха­ рактер. Мало используется теория гетерогенных межфазных распределений, теория сорбционных процессов. Как правило, при изучении сорбционной способности почв определяют эмпи­ рические значения коэффициентов распределения Kd для произ­ вольно выбранных условий. В лучшем случае изучают зависи­ мость этого коэффициента или степень сорбции от pH, кон­ центрации растворов и т. п.

Конечно, почва — сложный сорбент. Изучение сорбции ра­ дионуклидов необходимо проводить с учетом основных законо­ мерностей сорбции (см. гл. 3). Поведение радионуклидов на различных почвах наряду с общими чертами имеет специфиче­ ские особенности, часто очень существенные.

Подробно сорбцию радионуклидов почвами изучал Ю. А. Ко­ котов. Например, определение коэффициента распределения 90Sr для многих почв показало, что этот коэффициент тем боль­ ше, чем больше ионообменная емкость поглощения почв. Но это скорее тенденция, чем закономерность.

При ионообменном типе сорбции радионуклидов их сорбируемость зависит от общей концентрации ионов-макрокомпонен­ тов и соотношения их количеств в соответствии с законом дей­ ствующих масс. Например, ионообменная сорбция 90Sr и 137Cs зависит от концентрации в почве ионов кальция и калия.

Важное практическое значение имеет установление условий десорбции радионуклидов из твердой фазы почвы. Так, по спо­ собности вытеснения S0Sr из почвы различные катионы можно расположить в следующий ряд: Al3+>Fe3+, Ва2+ ^ С а 2+>

> M g2+^H +>N H ^>K +>N a+ .

Для ионообменной сорбции I37Cs почвами установлен следую­ щий ряд десорбирующей способности ионов:

Rb+ > Н+ > NH4+, А13+ > Са2+ > К+ > Na+.

Однако приведенным рядам десорбции нельзя придавать аб­ солютного значения, так как при ионообменной сорбции разновалентных ионов десорбирующая способность зависит не только от константы ионного обмена, но и от концентрации ионамакрокомпонента.

Одним из факторов регулирования сорбции радионуклидов почвами является pH среды. Например, максимальные коэффи­ циенты распределения (наибольшая сорбция) наблюдаются в области pH =10— 11. Для некоторых почв характерно несколько

1 2* 34?

интервалов максимальной сорбции 90Sr, что свидетельствует о сложности взаимодействия 90Sr с этими почвами.

Поглощение 137Cs почвами в интервале рН = 4— 10 макси­ мально и практически не зависит от pH. Для многовалентных радионуклидов (239Pu, 95Zr, 95Nb, 91Y, 106Ru) максимум сорбции почвами, как правило, наблюдается при pH =4—8.

Как уже отмечалось, радионуклиды выпадают на поверх­ ность земли или в виде твердых частиц (аэрозолей, в «сухом» виде), или вместе с дождем в растворенном или нерастворенном коллоидном состоянии. В любом случае они попадают на растительный покров или непосредственно на поверхность поч­ вы. С растительного покрова радионуклиды частично смываются дождем и также попадают на поверхность почвы. Все это при­ водит к тому, что почва задерживает радионуклиды как бы двумя способами. Во-первых, радионуклиды, выпадающие в виде сухих аэрозолей, нерастворяющихся в дождевой или та­ лой воде, механически задерживаются в дерновом и самом верхнем (разрез А) слое почвы чисто механически. Во-вторых, растворенные в дождевой и талой воде радионуклиды в про­ цессе фильтрации через слой почвы сорбируются в верхнем слое почвы по законам динамики сорбции (см. гл. 3).

По литературным данным, около 70% глобально выпадаю­ щего "S r задерживается в слое почвы 0—5 см, около 90% 90Sr распределено в слое 0— 15 см.

Верхний слой почвы обладает очень большой сорбционной способностью, так как он обогащен гумусовыми веществами, обладающими высокой ионообменной емкостью поглощения. Кроме того, гумусовые вещества обладают способностью комп­ лексообразующего связывания радионуклидов в катионной и анионной форме. Например, установлено, что органическое ве­ щество почвы связывает 1311 (в форме I- ), вследствие чего этот радионуклид довольно прочно фиксируется в верхнем слое почвы. На почвах, бедных гумусовыми веществами, 1311 практи­ чески не сорбируется и фильтруется вместе с почвенной влагой.

Некоторая часть радионуклидов, вступившая в реакции комплексообразования с растворимыми органическими вещест­ вами почвы, легко мигрирует по профилю почвы вместе с поч­

в почвах: свойства поглощающего комплекса (емкость погло­ щения, состав ионов-макрокомпонентов, pH почвы), физико­ химические и структурные параметры почвы (порозность, меха­ нический состав, минералогический состав) и водный режим почв.

С физико-химической точки зрения задача исследования ми­ грации радионуклидов в почвах — общая задача динамики пе­

348

реноса веществ вообще и в почвогрунтах, в частности (см. гл. 3 и 7). Поэтому знание закономерностей динамики переноса веществ в природных средах имеет существенное значение для прогнозирования миграции и распределения радионуклидов в почвах, а также для разработки методов, уменьшающих их по­ падание в растения.

Ассимиляция радионуклидов растениями. Существует три пути поступления радионуклидов в растения: 1) флоральное ус­ воение всей надземной массой растений при попадании радио­ нуклидов на ее поверхность; 2) ассимиляция из поверхностной корневой дернины; 3) усвоение из почвы при корневом питании.

Доля выпадающих из атмосферы радионуклидов, усваиваю­ щихся через надземные органы растений, зависит от конкретных условий, и ее нельзя заранее прогнозировать. Можно отметить лишь очевидные закономерности. Например, растения, имеющие большую листовую поверхность, поглощают больше радиону­ клидов, чем растения с меньшей листовой поверхностью. Больше накапливается радионуклидов в тех органах и частях растений, которые наиболее доступны для попадания на них радиоактив­ ных осадков.

Ассимиляция радионуклидов внекорневым путем подчиняется закономерностям внекорневого минерального питания, которые изучаются агрохимией в связи с использованием вне­ корневых подкормок. Попавшие на листья радионуклиды 137Cs, 90Sr, 95Zr в результате диффузии входят в ткани листьев и на­ чинают распространяться по растению. Радионуклиды 14С и Ш1 ассимилируются в газообразной форме. Корневая дернина, образующаяся при произрастании многолетних трав, является двояким аккумулятором радионуклидов. С одной стороны, в ней накапливаются радионуклиды, усвоенные из почвы за прош­ лые годы, а с другой — значительная поверхность дернины по­ глощает непосредственно радионуклиды, выпавшие на ее поверхность в качестве осадков. Вырастающая на корневой дернине новая зеленая масса ассимилирует радионуклиды не­ посредственно из корневой дернины. Поглощение радионукли­ дов из корневой, дернины — один из основных путей ассимиля­ ции радионуклидов многолетними травами.

Выше отмечалось, что почва является основным аккумуля­ тором радионуклидов, выпадающих из атмосферы. По мере того как количество радиоактивных осадков будет уменьшаться, роль почвенного источника'радионуклидов будет увеличиваться. В настоящее время при общем спаде глобальных выпадений основным источником радиоактивного загрязнения сельскохо­ зяйственной продукции становится почва. Ассимиляция 90Sr и ,37Cs из почвы отличается от флоральной ассимиляции. В по­ следнем случае 90Sr и 137Cs попадают в растения в форме без носителя, а из почвы эти изотопы попадают в растения вместе с изотопными носителями-— стабильными стронцием и цезием.

349