Геохимия, 2020, T. 65, № 6, стр. 599-608

ВВЕДЕНИЕ

Как в мире, так и в России с каждым годом нарастает техногенное загрязнение природных экосистем радионуклидами, что в первую очередь связано с интенсивной деятельностью ядерной и нефтедобывающей промышленностей. Многие из радиоактивных загрязнителей являются геохимически подвижными и биофильными элементами, поэтому при поступлении на дневную поверхность Земли они распределяются между абиотическими и биотическими компонентами экосистем. Одновременно их исходные формы нахождения проходят в окружающей среде разные этапы трансформации. От них зависят скорость и общая направленность миграции, под их влиянием формируются особенности поведения в техногенно измененных природных комплексах загрязнителей, обладающих свойством радиоактивности.

Традиционно считается, что радий является одним из наиболее высокорадиоактивных и миграционноспособных тяжёлых естественных радионуклидов. Его существенная биологическая доступность и геохимическая подвижность в водных и наземных экосистемах объясняются химическим сходством с типоморфными для процессов почвообразования и жизненно необходимыми для организмов щелочноземельными элементами, склонностью к миграции в водной среде в виде коллоидов и псевдоколлоидов, чувствительных к изменениям факторов окружающей среды, в том числе техногенно обусловленным. По имеющимся данным (Алексахин и др., 1990), сумма водорастворимых, обменных и кислоторастворимых форм радия в почвах составляет около 40%, прочносвязанных и связанных с полуторными оксидами – 50–60% удельной активности. Более того, согласно результатам исследований J. Al Abdullah с соавторами (2016), во фракциях соединений с высокой подвижностью, экстрагированных из почв, приуроченных к нефтяным месторождениям, может находиться от 45 до 99% радионуклида. В этом количестве наибольшая доля радия ассоциирована с оксидами железа и марганца. Превалирующий вклад названной группы соединений в поглощение радионуклида почвами отмечается и другими исследователями (Perez-Moreno et al., 2018). Для бореальных лесных почв характерно преимущественное содержание радия в обменной и кислоторастворимой фракциях по сравнению с формами нахождения, связанными с органическими веществами и полуторными оксидами (Рачкова, Шуктомова, 2009; Virtanen et al., 2013). Распределение радионуклида между этими группами соединений хорошо коррелирует с изменением содержания бария, в меньшей степени – стронция и кальция (Virtanen et al., 2013). Что касается форм нахождения радия в водных экосистемах, то, по мнению P. Giffroy с соавторами (2009), он входит в число элементов, о поведении которых имеются очень скудные данные. Основываясь на них, исследователи делают вывод, что при типичном содержании взвешенных веществ (около 10 мг/л) практически все количество радионуклида в водах представлено в растворенной форме. Данные большинства проанализированных авторами (Giffroy et al., 2009) литературных источников свидетельствуют о том, что она определяет 85–90% валовой удельной активности радия в природных водах.

Цель данной работы заключалась в оценке форм нахождения долгоживущего изотопа ²²⁶Ra в абиотических компонентах (поверхностные воды, донные отложения, радиоактивно загрязненные почвы) северотаёжных экосистем в районе расположения бывших производственных объектов промысла по добыче радия.

ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ

Пробоотбор проводили в июне – сентябре 2016 г. согласно схеме, представленной на рис. 1. Образцы воды объемом 10 л отбирали из поверхностной толщи мелких водотоков на участках радиоактивного загрязнения или с глубины 20–50 см речного потока (р. Ухта) в створе производственных объектов бывшего радиевого промысла. Сразу после этого воду последовательно пропускали через бумажный фильтр “белая лента” (крупная взвесь с частицами свыше 3.5 мкм) и делили на две равные части объемом 5 л. Одну из них для выделения взвешенного вещества отфильтровали через мембранный фильтр “Владипор” ФМАЦ (0.45 мкм). Фильтры со взвешенным веществом и крупной взвесью озолили, в образцах золы определили активность радия. Фильтрат после мембранного фильтрования подкислили азотной кислотой, выпарили до 0.3 л и также проанализировали на содержание радия. На основе полученных данных рассчитывали распределение активности ²²⁶Ra, обнаруженной в воде, между взвесью с размером частиц 0.45–3.5 мкм (фракция “взвешенное вещество”) и компонентой, включающей совокупность ионных и коллоидных форм нахождения радионуклида с размером частиц не более 0.45 мкм (фракция “водорастворенная”) (Рачкова и др., 2016). При расчете за 100% брали сумму активности радия во взвешенном веществе и фракции “водорастворенная”. Фракцию радионуклида в крупной взвеси рассматривали как дополнительную к ним, ее количество сильно зависело от условий пробоотбора.

Рис. 1.

Схема района расположения бывшего радиевого промысла с указанием участков исследования почв и пунктов пробоотбора в речной акватории.

Из другой части отфильтрованной через “белую ленту” пробы воды по методике (Лурье, 1970) выделили фракции радия, связанного гуминовыми и фульвокислотами. Для этого освобожденный от крупной взвеси водный образец объемом 5 л выпарили до 0.2 л, в горячую пробу при перемешивании добавили 0.6 мл концентрированного раствора H₂SO₄, осадив при этом соединения гуминовокислотной природы. После отстаивания осадок (фракция “гуминовые кислоты”) отфильтровали через фильтр “синяя лента” и промыли дистиллированной водой, подкисленной H₂SO₄ (5 капель на 0.3 л). Промывные воды объединили с фильтратом (фракция “фульвокислоты”), упарили до 0.3 л и определили во фракции активность радия по методике, приведенной ниже (Старик, 1969). Промытый и высушенный на фильтре осадок озолили при 500–600°С, сплавили со смесью Na₂CO₃ и К₂CO₃, сплав растворили в 5% водном растворе HCl, далее продолжили анализ по методике (Старик, 1969). Сумму активности радионуклида во фракциях “фульвокислоты” и “гуминовые кислоты” считали за 100%. Итоговый расчет активности радия вели на 1 л природной воды (рис. 2).

Рис. 2.

Вклад фракций с разной дисперсностью частиц (а) и фракций гумусовых кислот (б) в удельную активность ²²⁶Ra в поверхностных водах района. Условные обозначения пунктов пробоотбора: т1 – фоновая часть речного русла, т5 – река в 10 м от границы хранилища отходов, т6 – река в 10 м ниже стока дренажных вод участка с загрязненной аллювиально-дерновой почвой, т7 – дренажная система того же участка.

Отбор донного материала проводили из толщ (0–10 см) и (10–20 см) на участке русла реки, расположенном ниже по течению от объектов радиевого промысла, а также из мелких водотоков загрязненных территорий. Почвенные образцы отбирали на бывших промплощадках с двумя разными типами загрязнения, почвами и местоположением. Отбор осуществляли из слоя 0–20 см методом “конверта”. Участок 1 был расположен в смешанном лесу с подзолистой почвой вдали от водотоков и загрязнен отходами древесного угля (слой до 20 см), который использовался в годы деятельности промысла для сорбции радия из радиоактивных пластовых вод. К настоящему времени над этим слоем образовалась маломощная подстилка. Участок 2 располагался в междуречье рр. Ухта и Чуть с аллювиально-дерновой почвой под травянистой растительностью и был представлен бывшей площадкой сброса пластовых вод промысла после выделения из них радия.

Донные отложения и почву высушивали при 25°С, просеивали через сито 1 мм. Затем из образцов последовательно экстрагировали фракции геохимически подвижных групп соединений: “обменная” (1 M CH₃COONH₄, рН 7); “карбонаты” (1 M СН₃СOONH₄, рН 5); “полуторные оксиды и гидроксиды” (0.1 M NH₂OH · HCl + 25% CH₃COOH); “органическое вещество” (30% H₂O₂ + + HNO₃ до рН 2); “аморфные силикаты” (0.2 M NaOH) (Klemt et al., 2002). Твердый остаток после проведения экстракции считали фракцией “нерастворимая”. Из почв перед процедурой экстракции дополнительно выделяли фракцию “водорастворимая” (перемешивание с дистиллированной H₂O в течение 24 ч). Вклад фракций в валовую удельную активность радия в почве и донных отложениях рассчитывали как долю (%) от суммы удельных активностей радия в каждой из них.

В химических фракциях ²²⁶Ra определяли эманационным методом с чувствительностью 0.07 Бк при ошибке измерений до 15% (Старик, 1969). Из поверхностных вод радий соосаждали с сульфатом бария. Труднорастворимые сульфаты радия-бария переводили в карбонатную форму путём сплавления с Na₂CO₃ и К₂CO₃. Сплав растворяли в 5%-ной HCl, полученный раствор помещали в барботер для накопления ²²²Rn, барботер запаивали. Через несколько дней радон переводили в эманационную камеру и проводили счёт альфа-частиц на радиометре “Альфа-1”.

Химический состав природных вод, донных отложений и почв анализировали в лаборатории “Экоаналит” ИБ Коми НЦ УрО РАН. Содержание органического углерода в почвах определяли газохроматографически, в природных водах – методом термокаталитического окисления. Другие физико-химические характеристики почв оценивали с применением методов, изложенных в руководстве (Аринушкина, 1962).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

Известно (Алексахин и др., 1990), что поступившие в почву радионуклиды способны включаться в разные по механизму процессы сорбции и десорбции, а также образование осадков, растворимых и коллоидных соединений. На специфику этих взаимодействий оказывает влияние химический состав почв, вод и донных отложений, приуроченных к бывшим производственным объектам радиевого промысла и зонам их влияния. Состав абиотических компонентов, в свою очередь, обусловливается генезисом и местоположением участков радиоактивного загрязнения (рис. 1 и табл. 1).

Для участка 1 с подзолистой почвой был характерен исходно больший уровень радиоактивного загрязнения (табл. 2), что подтверждается и результатами более ранних исследований (Носкова, Шуктомова, 2015). Максимальное содержание радионуклида в 14 раз превышало соответствующее значение для площадки с аллювиально-дерновой почвой. Суммарная удельная активность соединений радия, выделенных химическим фракционированием и традиционно оцениваемых как легкоподвижные (фракции “водорастворимая”, “обменная” и “карбонаты”), на участке с подзолистым типом почвообразования была также кратно больше. При этом миграция радионуклида с почвенно-грунтовыми водами площадки оказалась слабой. Его содержание в воде из дренажной системы не превысило 0.03 Бк/л, что превосходило региональный фон (0.012 ± 0.008 Бк/л), но было меньше усредненной удельной активности радия в речном створе объектов промысла (0.041 Бк/л) (Шапошникова, Рачкова, 2018). За счет крупных взвесей активность радионуклида в 1 л воды из дренажной системы участка 1 увеличивалась дополнительно на 150% и составляла в итоге около 0.045 Бк/л. При этом образец характеризовался сравнительно невысоким содержанием органических веществ (около 14 мг/л, табл. 1), хотя в самой подзолистой почве из-за неполной минерализации отходов древесного угля этот показатель достигал невероятно больших значений (на участке – 430 (Носкова, Шуктомова, 2015), среди исследованных почвенных образцов – 146 г/кг). Массовая концентрация кальция (до 24 мг/л) двукратно превосходила соответствующий показатель для вод участка 2, что было обусловлено существенным исходным содержанием обменного кальция в почве (до 109 ммоль/100 г) и, по нашим ожиданиям, должно было увеличить содержание подвижных соединений радия. Тем более что в области высоких значений кислотности водородный показатель почвы достигал 4.6 единиц при варьировании в 1-метровом профиле почвы до 7.8.

Эти результаты противоречили не только закономерностям миграции радия, выявленным нами ранее для сходных условий почвообразования, но и данным радиохимического анализа дренажных вод участка № 2. Загрязнённая аллювиально-дерновая почва, занятая преимущественно луговым разнотравьем, отличалась невысоким содержанием обменного кальция (до 47.3 ммоль на 100 г), что, по имеющимся литературным данным (Рачкова, Шуктомова, 2006; Рачкова, Зайнуллин, 2015), не могло способствовать мобилизации радионуклида в легкоподвижные водорастворимые и обменные формы нахождения.

Между тем почвенно-грунтовые воды из дренажной системы участка 2 характеризовались максимальной для района исследования удельной активностью ²²⁶Ra (до 0.55 Бк/л). Сравнительно более интенсивную гидрогенную миграцию поллютанта из загрязнённой аллювиально-дерновой почвы мы связываем с низким содержанием фосфора (в максимуме 23 ммоль/100 г против 210 ммоль/100 г в подзолистой почве), способного связывать радионуклид в труднорастворимые соединения, а также с меньшим количеством почвенных глинистых минералов группы смектита, склонных сорбировать соединения радия на своей поверхности и внутри межпакетного пространства. На долю таких кристаллитов в аллювиально-дерновой почве приходится не более 15% общей массы, но, по имеющимся данным (Носкова, Шуктомова, 2015), именно они играют важную роль в депонировании радия. В то же время вклад взвесей радионуклида с размером частиц 0.45–3.5 мкм в удельную активность почвенно-грунтовых вод участка имел максимальный уровень в акватории. По данным летних сборов, радий во взвешенной форме нахождения (рис. 2) доминировал в дренажных водах над водорастворенной компонентой, доля которой составляла лишь 2% количества радионуклида (рис. 2а). Дополнительно 62% к удельной активности радия в этом образце добавляли крупные взвеси водного потока. Таким образом, невысокое содержание в аллювиально-дерновой почве глинистых минералов, способных к сорбции взвешенных форм радия, в сочетании с преобладанием последних в почвенно-грунтовых водах может ограничивать поглощение радионуклида почвенными сорбентами. Вторым важным условием для геохимической подвижности радиоактивного элемента в аллювиально-дерновой почве является широкое варьирование водородного показателя в ее профиле. Согласно имеющимся данным (Носкова, Шуктомова, 2015), он изменялся от слабокислого до слабощелочного значений (рН 5.6–7.7), обусловливая в целом нейтральный рН почвенно-грунтовых вод. Этот факт, а также расположение участка в междуречье, служащем депозитарием речных илов в периоды половодья, предопределили высокое содержание в водной среде растворенных соединений железа (от 3.7 до 6.5 мг/л, табл. 1) и органических веществ (от 29 до 87 мг/л). Медно-красный цвет дренажных вод свидетельствовал о преобладании в составе гумусовых веществ группы гуминовых кислот, что подтвердили результаты их химического фракционирования. Так, согласно полученным данным, с гуминовокислотной фракцией было связано около 97% радия, обнаруживаемого в дренажных водах (рис. 2б). Массовая концентрация в водной среде ионов бария, как правило, сопутствующих гидрогенной миграции радиоактивного элемента (Virtanen et al., 2013), на математический порядок превышала ее фоновую величину (до 170 мкг/л при фоне не более 16 мкг/л).

Невзирая на то, что подавляющее количество радионуклида в дренажных водах участка с аллювиально-дерновой почвой было представлено во взвешенных и связанных с гуминовыми кислотами формах нахождения, склонных терять подвижность при изменении геохимических условий миграции, в створе реки вблизи от стока из дренажной системы удельная активность радия оказалась все же выше (0.06 ± 0.02 Бк/л) по сравнению с ее фоновым значением, характерным для речного русла вне зоны влияния производственных объектов промысла. Во взвешенном веществе речных вод обнаруживалось около 70% количества загрязнителя, что было меньше соответствующего показателя для дренажной системы площадки и для других частей речной акватории. Согласно исследованиям (Рачкова и др., 2016; Шапошникова, Рачкова, 2017), на взвесях этого размера в речном потоке в створе, подверженном влиянию бывших производственных объектов промысла, было сорбировано 86% радия. Из совокупности гидрохимических характеристик для миграции радионуклида в составе взвешенного вещества наиболее значимы были высокие концентрации железа (n = 8, r = 0.79–0.94) и органических веществ (r = 0.79–0.96) в речной акватории (Рачкова и др., 2016). В воде из реки вблизи от стока из дренажной системы участка 2 с аллювиально-дерновой почвой соотношение фракций радия, связанного с почвенными гумусовыми кислотами, было смещено в сторону преобладания фульвокислотной группы соединений. Это подтверждало закономерности, характерные для поверхностных вод зоны тайги.

Несмотря на высокую интенсивность гидрогенной миграции радионуклида из аллювиально-дерновой почвы, а также преимущественно взвешенную форму его транспорта поверхностными водами, сравнение удельной активности речных осадков района свидетельствовало о слабой седиментации радиоактивного элемента. Тем не менее, образцы из слоя (10–20 см) были обогащены радием на 10% больше поверхностного ила (0–10 см), что указывало на более интенсивное депонирование радионуклида в прошлом. Градиент его удельной активности в воздушно-сухих осадках из створа реки в зоне влияния бывших производственных объектов промысла составлял (0.3–1.8) мБк/г, что достоверно выше соответствующего среднефонового показателя (0.19 мБк/г). Наибольшие содержания радионуклида в донных отложениях были приурочены к стокам дренажных систем или мелких водотоков (ручьев), берущих начало на радиоактивно загрязненных территориях. Так, донный материал из дренажной системы участка с аллювиально-дерновой почвой содержал радия около 0.4 Бк/г, что сравнимо с уровнями загрязнения почвы (табл. 2). В речном осадке, отобранном в 10 м от стока дренажных вод, содержание радионуклида было троекратно выше (0.54 мБк/г), чем в фоновом створе, но уступало соответствующему показателю, характерному для донного ила с радиоактивно загрязненной территории. В основном, материал речного дна слагался песками разной зернистости, а русловые процессы имели полугорный характер (высокая скорость и низкая температура воды). Из-за этого сорбционная способность донных отложений по отношению к радию в исследованном районе, как правило, была низкой. Седиментация радионуклида становилась заметной лишь в створах реки, расположенных в непосредственной близости от загрязненных участков, вследствие резкой смены геохимических условий миграции радиоактивного элемента.

Сменяемость периодов избыточной и низкой влажности в пойме интенсифицировала неустойчивость окислительно-восстановительных процессов и состояния основных природных сорбентов радионуклида в почвах и донных отложениях района, что подтверждалось при сравнении доли геохимически подвижных фракций в образцах почв одного участка, в почвах двух участков разного местоположения, а также при анализе форм нахождения радия в различных донных отложениях. Так, результаты химического фракционирования осадков фоновой и загрязненной частей русла реки (рис. 3), образцов речного ила, отобранного в реке на расстоянии 10 м от территорий радиоактивного загрязнения (образцы 5 и 6), в том числе от участка с аллювиально-дерновой почвой (образец 6), а также из его дренажной системы (образец 7) указывали на разную прочность связывания радия отложениями. В случае образца 7 радионуклид преимущественно депонировался в формах нахождения, необратимо поглощенных твердой фазой, по-видимому, в составе коллоидных гуматов щелочноземельных элементов. Небольшое количество его водорастворенной фракции выносилось в реку и закреплялось в осадках этого створа в группе легкоподвижных соединений “обменные”, вследствие чего значительного накопления радия в донных отложениях не происходило. На других частях речного русла в зоне влияния бывшего радиевого промысла распределение радионуклида в илах между фракциями малоподвижных соединений, сосредоточенных в “нерастворимом остатке” и “аморфных силикатах”, и легкоподвижных форм нахождения было более равномерно, чем обнаруживало сходство с дифференциацией радиоактивного элемента в фоновых донных отложениях. Относительное содержание соединений радия с малой геохимической подвижностью в случае осадков из зоны влияния стоков бывших производственных объектов промысла варьировало от 15 до 50% удельной активности. При этом для фонового участка речного русла суммарная доля малоподвижных форм нахождения радионуклида в осадках достигала 64%. В целом, широкая вариабельность результатов химического экстрагирования радиоактивного элемента из донных отложений речной акватории подтверждала множественность очагов радиоактивного загрязнения на водосборной территории.

Рис. 3.

Доля разных форм нахождения ²²⁶Ra в его удельной активности в донных отложениях. Условные обозначения пунктов пробоотбора: т1, т5, т6, т7 – см. рис. 2; т 2, т3, т4 – на удалении 50, 500 и 300 м от ближайших производственных объектов бывшего радиевого промысла, соответственно; в скобках – удельная активность, мБк/г.

Распределение радия по химическим фракциям почв (рис. 4), вне зависимости от того, рассматривались последние в сравнительном аспекте или по отдельности, зависело от валового содержания радиоактивного элемента. Его доля в нерастворимом остатке составила 7.8–69.4% для аллювиально-дерновой почвы и 23.5–95.5% – для подзолистой. Она была максимальна в образцах с высокой удельной активностью радия, что свидетельствует о накоплении в них труднорастворимых соединений радионуклида. Несмотря на сходство оценочных показателей, механизм депонирования радия для двух исследуемых почв может отличаться. В отношении подзолистой почвы, скорее всего, он связан со значительной примесью в ее составе твердых радиоактивных отходов, представленных радийсодержащим древесным углем, о чем свидетельствуют результаты химического анализа почвенных образцов. В случае аллювиально-дерновой почвы причина необратимого поглощения радия может скрываться во включении радионуклида в гели и осадки органо-минеральной природы, образованные гидроксидами железа и марганца и гуматами щелочноземельных элементов. Как те, так и другие в избытке представлены в пойменных почвах, что также доказано результатами исследования химического состава почвенных и водных образцов с загрязненного участка в междуречье. В условиях существенного уменьшения почвенной влажности гели гидроксидов железа/марганца и органических соединений способны к необратимому изменению и коллапсу структуры. Поэтому чем выше удельная активность радия в почвах и значительнее его содержание в почвенно-грунтовых растворах, тем большее абсолютное количество радионуклида оказывается депонировано в этих структурах.

Рис. 4.

Доля разных форм нахождения в удельной активности ²²⁶Ra в загрязненных подзолистой и аллювиально-дерновой почвах. На оси абсцисс: условные обозначения образцов; в скобках ниже – их удельная активность, Бк/г.

В то же время в образцах с относительно низким содержанием радия преобладали его геохимически подвижные формы нахождения. Суммарная доля радиоактивного элемента в составе химических фракций обратно коррелировала с его удельной активностью в почве (n = 9, r = –0.81), что подтверждало известную закономерность (Алексахин и др., 1990; Рачкова, Шуктомова, 2009; Рачкова, Зайнуллин, 2015). Регрессионный анализ данных показал, что связь между этими параметрами с высокой вероятностью (R² = 0.9028) описывается логарифмической функцией (рис. 5). В случае донных отложений она выражалась только в виде тренда, поскольку коэффициент корреляции между вышеуказанными вариационными рядами был недостоверен (n = 7, r = –0.62).

Рис. 5.

Зависимость между долей удельной активности ²²⁶Ra радия в геохимически подвижных формах нахождения и его валовой удельной активностью в почвах.

В то же время относительное содержание радия в геохимически подвижных формах нахождения (фракции “водорастворимая”, “обменные”, “карбонаты”, “полуторные оксиды и гидроксиды”, “органическое вещество”, “аморфные силикаты”) в почвах обоих типов было схоже (рис. 6). Минимальную долю и содержание радионуклида имели группы соединений “водорастворимая”, а также “органическое вещество” и “аморфные силикаты”. Суммарно на них приходилось в подзолистой почве 0.4–3.7, в аллювиально-дерновой – 1.6–7.4% удельной активности радия с преобладанием в этом количестве доли органически связанной компоненты.

Рис. 6.

Статистические параметры, характеризующие долю удельной активности ²²⁶Ra в разных формах его нахождения в почвах (n = 9). Обозначения: границы прямоугольника соответствуют диапазону 25–75%, границы планок выше и ниже от него (І) – максимальному и минимальному значениям, (⚪) – среднему, (∆) – медиане.

Содержание радиоактивного элемента во фракциях “обменные”, “карбонаты” и “полуторные оксиды и гидроксиды” в обоих типах почв было выше. При этом “обменные” фракции характеризовались наибольшим содержанием радионуклида, что говорит о его значительной миграционной способности в окружающей среде и влиянии ионного состава водной фазы на сорбционно-десорбционные характеристики почв по отношению к радиоактивному элементу. Совокупная доля фракций радия “карбонаты” и “обменная” в аллювиально-дерновой почве составила 23.7–67.1, в подзолистой – 1.7–55.0% его удельной активности. Диапазон варьирования суммарной удельной активности радионуклида в легкоподвижных формах (фракции “водорастворимая”, “обменные”, “карбонаты”) был меньше в сравнении с размахом изменения валового содержания радионуклида (табл. 2). Среднее совокупное содержание радия в этих группах соединений составило 2.39 и 0.82 Бк/г для подзолистой и аллювиально-дерновой почв соответственно. Практически это была та часть радионуклида, которая при обычных условиях из почв легко десорбируется и переходит в водную фазу. В этой форме нахождения радий является биологически доступным и, следовательно, активнее включается в биогеохимические циклы миграции. Существенная часть его удельной активности – 1.1–21.7% в подзолистой и 5.3–20.5% – аллювиально-дерновой почвах представлена во фракции “полуторные оксиды и гидроксиды”, которая традиционно считается ассоциированной с оксидами и гидроксидами железа и марганца. В целом, подобное распределение радия в загрязненных почвах не противоречит имеющимся данным литературы (Алексахин, 1990; Virtanen et al., 2013; Abdullah et al., 2016; Guillen et al., 2018).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В статье рассмотрены данные о содержании и геохимической подвижности ²²⁶Ra в абиотических компонентах (поверхностные воды, донные отложения, почвы) экосистем северной тайги в районе расположения бывшего промысла по добыче радия. Установлено, что в подзолистой почве при уровне загрязнения радием 2.0–112 Бк/г суммарная удельная активность его геохимически подвижных форм нахождения выше, а миграция с почвенно-грунтовыми водами более слабая (0.03 Бк/л), чем в пойменной аллювиально-дерновой почве с содержанием радионуклида 0.6–8.3 Бк/г. В дренажных водах последней удельная активность радиоактивного элемента была максимальной для района (0.55 Бк/л). Эти воды характеризовались наибольшим количеством радия во фракциях взвешенного вещества (98%) и гуминовых кислот (97%). В речной акватории также доминировали его взвешенные формы нахождения, но, в отличие от вод территории с дерновым типом почвообразования, в составе гумусовых фракций радионуклида преобладали соединения фульвокислотной группы, что закономерно для поверхностных вод таежной зоны.

Сменяемость периодов избыточной и низкой влажности интенсифицировала неустойчивость окислительно-восстановительных процессов и состояния основных природных сорбентов радионуклида в донных отложениях и почвах района исследования, что подтвердилось при сравнении доли геохимически подвижных фракций радия в отдельных образцах почв, в почвах двух участков разного местоположения, а также при рассмотрении его форм нахождения в различных донных отложениях. В речных илах радионуклид находился в легкоподвижных, малоподвижных и нерастворимой формах нахождения. В отсутствие благоприятных условий для седиментации (низкая температура воды и сорбционная способность донного материала, высокая скорость течения) удельная активность радия в речных осадках зоны влияния бывшего радиохимического предприятия (0.3–1.8 мБк/г) была выше среднефонового показателя (0.2 мБк/г). Она заметно увеличивалась в створах реки в непосредственной близости от радиоактивно загрязненных территорий. В случае почв исследованных типов содержание радионуклида во фракциях “обменные”, “карбонаты” и “полуторные оксиды и гидроксиды” было больше, чем в других экстрактах. По относительному содержанию радия доминировала фракция “обменные”. Суммарная доля удельной активности радиоактивного элемента в формах нахождения “водорастворимая”, “аморфные силикаты” и “органическое вещество” характеризовалась преобладанием последней и занимала в подзолистой почве 0.4–3.7%, в аллювиально-дерновой – 1.6–7.4% содержания радионуклида. Вклад нерастворимого остатка в удельную активность радия был значительным и варьировал в градиенте значений 7.8–69.4% для аллювиально-дерновой и 34.1–95.5% – для подзолистой почвы. При этом доля геохимически подвижного радионуклида отрицательно коррелировала с его валовой удельной активностью в почве (r = –0.81), что в качестве тренда отмечалось и для донных отложений.

Исследования выполнены в рамках темы Госзадания “Механизмы биогенной миграции радионуклидов и закономерности возникновения отдаленных последствий индуцированных у растений и животных в условиях хронического радиационного и химического воздействия” № 0414-2018-0002.