Геохимия, 2021, T. 66, № 10, стр. 952-960
Формы нахождения искусственных радионуклидов в почвах района расположения Кольской АЭС
М. Б. Попова a, *, Т. А. Горяченкова a, **, А. П. Борисов a, Е. И. Казинская a, Е. А. Лавринович a, Д. В. Манахов b
a Институт геохимии и аналитической химии им. В.И. Вернадского РАН
119991 Москва, ул. Косыгина, 19, Россия
b Московский государственный университет им. М.В. Ломоносова, Факультет почвоведения,
Ленинские горы
119991 Москва, Россия
* E-mail: marbpop@gmail.com
** E-mail: goryach@geokhi.ru
Поступила в редакцию 01.11.2020
После доработки 11.01.2021
Принята к публикации 20.01.2021
Аннотация
В статье описаны результаты исследования форм нахождения 137Cs, 90Sr, 239, 240Pu и 237Np в разных генетических горизонтах иллювиально-железистых подзолов района расположения Кольской атомной электростанции (КоАЭС). Данные были получены путем искусственного внесения растворов изотопов в почвенные образцы. Сравнение полученных результатов с литературными данными о распределении этих радионуклидов в почвах других регионов России показало, что в северных иллювиально-железистых подзолах они значительно подвижнее, чем в почвах других регионов России: суммарно в водорастворимую и обменную формы переходит до 33% 137Cs, до 82% 90Sr, до 39% 239,240Pu и до 69% 237Np.
ВВЕДЕНИЕ
Для обеспечения безопасности населения и устойчивости экосистем в условиях потенциального воздействия ионизирующего излучения необходимо регулярно проводить радиоэкологический мониторинг. Атомные электростанции и прочие предприятия ядерно-топливного цикла имеют развитую сеть внешнего дозиметрического контроля, но их природоохранные службы не занимаются детальным изучением поведения радионуклидов в окружающей среде. Между тем для составления корректного прогноза радиационной обстановки в случае внештатной ситуации важно понимать особенности миграции радионуклидов в компонентах окружающей среды и оценивать возможность их попадания в живые организмы. Геохимическое поведение радионуклидов в значительной степени определяется их формами нахождения в почве.
В геохимии, почвоведении и радиоэкологии широко применяются методы изучения форм нахождения радионуклидов, основанные на селективном растворении органических и неорганических соединений почв, в составе которых могут находиться радионуклиды – методы последовательной экстракции (Филонова и др., 2014; Павлоцкая, 1997; Горяченкова и др., 2005; Goryachenkova et al., 1991). Полученные результаты по формам нахождения радионуклидов дают возможность прогнозировать их поведение в почвах в зависимости от основных почвенных свойств, типа выпадений, в составе которых радионуклиды поступают в окружающую среду; а также химических свойств самих радионуклидов.
В естественных условиях формы нахождения радионуклидов можно изучать только при условии их достаточного для эксперимента содержания в почвах. Если же содержание радионуклида в почвах мало, для изучения форм нахождения используют метод искусственного внесения радионуклидов в образцы. За прошедшие десятилетия был опубликован ряд работ, посвященных изучению поведения радионуклидов в почвах с внесением изотопов в условиях лабораторных и полевых экспериментов, который показал сопоставимость результатов, получаемых с помощью этих методов (Санжарова и др., 2005; Алексахин, 1992; Лавринович и др., 2014; Павлоцкая и др., 2005).
В научной литературе приведены данные по формам нахождения радионуклидов в разных типах почв (табл. 1). Так, для 137Cs характерно закрепление в почве по механизмам необменного поглощения, при этом ключевую роль играет его фиксация в межпакетном пространстве вторичных глинистых минералов, главным образом гидрослюд и представителей монтмориллонитовой группы (Алексахин, 1992; Семенков и др., 2015).
Таблица 1.
Радионуклид | Водорастворимая Н2О |
Обменная 1 М CН3СООNH4, рН 4.8 | Подвижная 1 М HCl |
Кислоторастворимая 6 М HCl |
Остаток |
---|---|---|---|---|---|
137Cs | 0.1–0.7 | 5.7–13.3 | 1.1–7.9 | 16.3–20.9 | 14.2–76.8 |
239,240Pu | 0.5–3.0 | 2.5–19.3 | 2.0–18.2 | 16.5–68.0 | 14.2–69.2.0 |
237Np | 7–56.7 | 31.7–36.7 | 14.0–29.1 | 6.5–26.0 | 1.2–6.5 |
90Sr является одним из наиболее подвижных в окружающей среде радионуклидов, он может поглощаться растениями из почвы в 90 раз интенсивнее, чем 137Cs (Рачкова и др., 2015). Ведущим механизмом закрепления 90Sr в разных типах почв является ионный обмен, а большая часть содержащегося в почвах 90Sr найдена в обменной форме (Алексахин, 1992; Кундузбаева др., 2016). Главный фактор, влияющий на миграцию этого изотопа – наличие в растворе катионов, конкурирующих с 90Sr за обменные места в почвенно-поглощающем комплексе. Чаще всего в этой роли выступают его изотопный (стабильный стронций) и неизотопный (кальций) носители. В ряде изученных ранее типах почв коэффициент селективной сорбции радиостронция к кальцию больше единицы, что указывает на то, что 90Sr сорбируется прочнее своего неизотопного носителя (Павлоцкая, 1974).
239Pu – наименее подвижный в почве трансурановый элемент. Для 239Pu характерен необменный тип поведения в почве, большая часть его сосредоточена в труднорастворимой форме (Горяченкова и др., 2005; Павлоцкая, 1997; Goryachenkova T.A. et al., 1991). Плутоний ассоциируется с аморфными гидроксидами алюминия и железа, а также низкомолекулярными гумусовыми кислотами, входящими в состав органоминеральных пленок, покрывающих минеральные частицы почв (Павлоцкая и др., 2003; Лавринович и др., 2014; Novikov et al., 2016; Горяченкова и др., 2009).
Исследования, посвященные поведению 237Np в почве, крайне немногочисленны. Установлено, что 237Np аналогично 90Sr проявляет большую подвижность, а формы его нахождения зависят от типа почв. Как правило, большая часть этого радионуклида сосредоточена в водорастворимой и обменной формах. Отмечено активное участие глинистых минералов в закреплении нептуния и важность определения их содержания в почвах (Лавринович и др., 2014; Nilsson, Carlsen, 1989).
В почвах северных регионов материковой Арктики, в том числе подзолах Кольского полуострова, формы нахождения таких радионуклидов как 137Cs, 90Sr, 239,240Pu и 237Np не изучены. Между тем 137Cs и 90Sr присутствуют в штатных выбросах Кольской атомной электростанции (КоАЭС), а попадание 239,240Pu и 237Np в окружающую среду возможно в случае аварии на КоАЭС. Также на Кольском полуострове расположен ряд объектов потенциальной радиационной опасности (предприятия атомного морского флота и предприятия, осуществляющие обращение с радиоактивными отходами), деятельность которых может привести к загрязнению окружающей среды различными радионуклидами, в том числе трансурановыми.
Целью настоящего исследования является сравнительное экспериментальное изучение подвижности 137Cs, 90Sr, 239, 240Pu и 237Np в геохимически контрастных горизонтах типичного подзола, отобранного в 30 километрах к северо-западу от Кольской атомной электростанции.
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ
Объекты и методы исследования
КоАЭС расположена за Полярным кругом в Мурманской области рядом с озерами Имандра и Верхняя Пиренга, на расстоянии 33 км к северу от г. Кандалакша и 60 км к югу от г. Мончегорска. На Кольском полуострове выпадает в среднем около 400 мм осадков в год. Преобладающими типами почв в этом регионе являются подзолы иллювиально-железистые с промывным режимом (Фридланд и др., 1977). Доминирующий тип лесных сообществ в районе исследований – сосняки чернично-лишайниковые. Объектами исследования для сравнительного изучения форм нахождения радионуклидов служили образцы подзола иллювиально-железистого песчаного на морене, отобранные из 3-х генетических горизонтов одного почвенного разреза, заложенного на фоновой площадке в 30 км от КоАЭС. Образцы были отобраны из следующих горизонтов: 1 – элювиальный горизонт Е (5–10 см), серовато-белесый, представленный рыхлым и бесструктурным песком, являющийся горизонтом разрушения и вымывания минеральных частиц и химических элементов, залегающий непосредственно под лесной подстилкой; 2 – иллювиальный горизонт B1f (10–18 см), коричневато-ржаво-бурый, песчаный, бесструктурный. Этот горизонт образован вследствие вмывания и накопления материала из выше расположенного горизонта, обогащен коллоидно-дисперсными глинными минералами и соединениями R2O3; 3-горизонт С (40–54 см) – почвообразующая порода, светло-серая со слабым зеленоватым оттенком, по гранулометрическому составу близок к разнозернистому песку. Почвенные горизонты, образцы из которых были взяты для исследования, обладают максимальными различиями по химическим и морфологическим свойствам (Морозова и др., 2008).
Почвенные образцы высушены и просеяны через сито с диаметром пор 1 мм. Физико-химические свойства почв были определены стандартными методами: содержание гумуса – методом Тюрина; pH водной суспензии (pH H2O) и pH солевой суспензии (pH KCl) – потенциометрически; гидролитическая кислотность – по Каппену в модификации ЦИНАО (обработка почв 1 М CH3COONa); содержание подвижных форм калия – по Кирсанову; гранулометрический состав – методом лазерной дифракции (Воробьева, 1998).
Радионуклиды 137Cs и 239Pu вносили в одну воздушно-сухую навеску почв, 90Sr и 237Np – в отдельные навески. Масса каждой навески составляла 20 г. Азотнокислые растворы, содержащие радионуклиды, внесены в минимальных объемах в следующих концентрациях (в скобках указаны активности внесенных меток): 137Cs – 0.1 мл (6000 Бк), 90Sr – 0.5 мл (2000 Бк), 239Pu – 0.03 мл (1500 Бк), 237Np – 0.3 мл (3.3 × 10–5 г/мл). В почвы с внесенными радионуклидами регулярно добавляли дистиллированную воду в количестве около 4 мл, добиваясь влажной консистенции, и тщательно перемешивали. По мере высыхания воду добавляли снова. Перемешивание длилось 4 месяца.
Последовательная экстракция форм нахождения радионуклидов проводилась с использованием схемы, приведенной в табл. 2 (Ф.И. Павлоцкая и др., 2003; Горяченкова и др., 2005). Экстракция форм радионуклидов проводили однократно из навески 2 г, соотношение твердой и жидкой фаз 1 : 10, время контакта – 1 ч при комнатной температуре.
Таблица 2.
Форма, экстрагент | Состав соединений радионуклидов |
---|---|
“Доступные” формы соединений | |
Водорастворимая (Н2О дистиллированная ) | Катионы радионуклидов, водорастворимые комплексы с органическими низкомолекулярными, фульвокислотами, и неорганическими соединениями, гидроксокомплексы и др. |
Обменная (1 М CН3СООNH4, рН 4.8) | Радионуклиды, входящие в состав обменных соединений на поверхности почвенных частиц. |
“Недоступные” формы соединений | |
Подвижная (1 М HCl) | Радионуклиды ассоциированные с аморфными и слабоокристаллизованными оксидами и гидроксидами металлов (Аl, Fe, Mn и др.), частично сорбированные органическим веществом (гумусовыми кислотами, связанными с полуторными окидами), частично сорбированные почвенными минералами, но не захваченные кристаллической решеткой. |
Кислоторастворимая (6 М HCl) | Радионуклиды, необменно сорбированные на поверхности кристаллической решетки глинистых минералов. |
Остаток после извлечения предыдущих фракций | Радионуклиды, прочносвязанные с минеральной частью почв, “захваченные” кристаллической решеткой глинистых минералов, например 137Сs, фиксированные в межпакетном пространстве, связанные с гуминами. |
Удельные активности 137Cs в почвенных вытяжках измеряли на гамма-спектрометре “Canberra” с широкополосным германиевым блоком детектирования, 90Sr и 239Pu- – на альфа-бета радиометре “УМФ-2000” из отдельных аликвот почвенных вытяжек; Активность 237Np определяли мембранно-люминесцентным методом с использованием кристаллофосфоров и последующим измерением на фотометрическом анализаторе ЛФФ-5 (Новиков и др., 2009).
ХАРАКТЕРИСТИКА ОБРАЗЦОВ И ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ ЭКСПЕРИМЕНТА
Физико-химические параметры образцов
Физико-химические характеристики исходных образцов подзола приведены в табл. 3, на рис. 1 и 2. Почвы обладают кислой средой, рН водных вытяжек составляют в горизонтах Е, B1f и С 4.1, 5.0 и 5.8 соответственно, значения рН солевых суспензий приведены на рисунке 1 (рис. 1). Гидролитическая кислотность, характеризующая общую кислотность почвы, имеет более низкие значения и составляет в горизонтах Е, B1f и С 3.1, 4.5 и 0.9 ммоль/100 г соответственно. По значениям актуальной и гидролитической кислотности изучаемые почвы относятся к сильнокислым.
Таблица 3.
Горизонт (глубина, см) |
Плотность сложения, г/см3 | Гумус | Ил (<0.001 мм) | Гидролитиче-ская кислотность, ммоль/100 г |
Подвижный К, мг/100г |
137Cs | 90Sr | 239,240Pu |
---|---|---|---|---|---|---|---|---|
% | Бк/кг | |||||||
E (5–10) | 1.5 | 0.4 | 1.0 | 3.1 | 0.7 | 7.2 | 3.7 | – |
B1f (10–18) | 1.36 | 1.4 | 1.4 | 4.5 | 1.0 | 2.3 | 2.9 | 10.7 |
B2f (18–30) | 1.65 | 1.3 | 1.3 | 2.1 | 0.8 | 0.9 | – | – |
ВС (30–40) | 1.69 | 0.1 | 1.2 | 1.1 | 0.8 | 0.8 | – | – |
C (40–54) | 1.78 | 0.1 | 1.5 | 0.9 | 0.6 | 0.9 | 3.0 | – |
В исследуемом типе почв четко выражена элювиально-иллювиальная дифференциация профиля по содержанию органического вещества с выносом его из элювиального подзолистого горизонта и накоплением в иллювиальном горизонте B1f (табл. 3). Почва относится к подзолам иллювиально-среднегумусовым, так как содержание гумуса в горизонте B1f находится в пределах 1–3%, при этом органическое вещество представлено в основном низкомолекулярными органическими соединениями неспецифической природы и фульвокислотами (Морозова и др., 2008) и характеризуется легким гранулометрическим составом, что является типичным признаком для подзолов. В целом, почву фоновой площадки можно охарактеризовать как обладающую кислой реакцией среды, бедную органическим веществом, обменными катионами и илом, что характерно для подзолов северных регионов Кольского полуострова (Копцик и др., 2007; Попова и др., 2020).
Исходная активность радионуклидов в изученных образцах фоновой площадки КоАЭС не превышает фоновых значений, за исключением 239, 240Pu (табл. 3). По литературным данным активность радионуклидов в почвах Северного полушария, сформированная вследствие глобальных выпадений, колеблется в следующих пределах: 90Sr – 5–12; 137Cs – 3–10; 239, 240Pu – 0.2–2 и 237Np – до 1 Бк/кг (Павлоцкая и др., 1985; Novikov, 2010, Лавринович и др., 2014).
Результаты изучения форм нахождения радионуклидов, внесенных в разные генетические горизонты подзола
В табл. 4 приведены результаты, полученные при экспериментальном изучении форм нахождения радионуклидов в трех генетических горизонтах иллювиально-железистого подзола. В водной вытяжке содержание радионуклидов изменяется в ряду: 90Sr (51–64%) > 237Np (25–44%) > 137Cs (1–9%) ≥ 239Pu (1–3%). Содержание 137Cs в водной вытяжке из разных горизонтов в целом оказалось выше, чем в почвах Европейской части России, при этом наиболее высокий результат получен для почвообразующей породы (горизонт С). Известно, что конкурентами 137Cs за связь с почвенно-поглощающем комплексе (ППК) в подзолах являются, в первую очередь, ионы K+ (рис. 2). Это подтверждается и в нашем эксперименте: вниз по профилю почвы количество подвижного калия убывает, наименьшее его количество найдено в горизонте С, в то время как содержание не только водорастворимого, но и обменного 137Cs в этом горизонте увеличивается (табл. 3).
Таблица 4.
Радионуклид | Горизонт | Фракция | Активность, Бк | Погрешность, Бк | Доля фракции, % | Химический выход, % |
---|---|---|---|---|---|---|
137Cs | E | F1 | 8.3 | 0.3 | 3 | 92.7 |
F2 | 38.9 | 1.4 | 14 | |||
F3 | 16.7 | 0.6 | 6 | |||
F4 | 64.0 | 4.0 | 23 | |||
F5 | 150.2 | 9.0 | 54 | |||
B1f | F1 | 2.1 | 0.1 | 1 | 68.6 | |
F2 | 28.8 | 1.0 | 14 | |||
F3 | 26.8 | 0.9 | 13 | |||
F4 | 113.2 | 3.8 | 55 | |||
F5 | 35.0 | 1.4 | 17 | |||
C | F1 | 22.4 | 0.9 | 9 | 83.1 | |
F2 | 59.8 | 2.4 | 24 | |||
F3 | 54.9 | 2.2 | 22 | |||
F4 | 72.3 | 2.2 | 29 | |||
F5 | 39.9 | 1.5 | 16 | |||
239,240Pu | E | F1 | 2.0 | 0.3 | 3.0 | 88.3 |
F2 | 16.6 | 2.5 | 25.0 | |||
F3 | 13.2 | 2.0 | 20.0 | |||
F4 | 19.9 | 3.0 | 30.0 | |||
F5 | 13.9 | 2.1 | 21.0 | |||
B1f | F1 | 0.5 | 0.1 | 1.0 | 64.9 | |
F2 | 18.5 | 2.8 | 38.0 | |||
F3 | 11.7 | 1.8 | 24.0 | |||
F4 | 15.6 | 2.3 | 32.0 | |||
F5 | 2.4 | 0.4 | 5.0 | |||
C | F1 | 1.7 | 0.3 | 3.0 | 77.2 | |
F2 | 12.7 | 1.9 | 22.0 | |||
F3 | 20.9 | 3.1 | 36.0 | |||
F4 | 15.6 | 2.3 | 27.0 | |||
F5 | 7.0 | 1.0 | 12.0 | |||
90Sr | E | F1 | 58.3 | 8.7 | 64.0 | 91.1 |
F2 | 16.4 | 2.5 | 18.0 | |||
F3 | 7.3 | 1.1 | 8.0 | |||
F4 | 4.6 | 0.7 | 5.0 | |||
F5 | 4.6 | 0.7 | 5.0 | |||
B1f | F1 | 34.7 | 5.2 | 51.0 | 68.0 | |
F2 | 13.6 | 2.0 | 20.0 | |||
F3 | 10.9 | 1.6 | 16.0 | |||
F4 | 8.2 | 1.2 | 12.0 | |||
F5 | 0.7 | 0.1 | 1.0 | |||
C | F1 | 50.0 | 7.5 | 61.0 | 82.0 | |
F2 | 14.8 | 2.2 | 18.0 | |||
F3 | 7.4 | 1.1 | 9.0 | |||
F4 | 5.7 | 0.9 | 7.0 | |||
F5 | 3.3 | 0.5 | 4.0 | |||
237Np | E | F1 | 0.0000005960 | 0.000000029800 | 40 | 90.3 |
F2 | 0.0000004321 | 0.000000021605 | 29 | |||
F3 | 0.0000000745 | 0.000000003725 | 5 | |||
F4 | 0.0000000298 | 0.000000001490 | 2 | |||
F5 | 0.0000003427 | 0.000000017135 | 23 | |||
B1f | F1 | 0.0000002925 | 0.000000014625 | 25 | 70.9 | |
F2 | 0.0000003276 | 0.000000016380 | 28 | |||
F3 | 0.0000002457 | 0.000000012285 | 21 | |||
F4 | 0.0000001755 | 0.000000008775 | 15 | |||
F5 | 0.0000001170 | 0.000000005850 | 10 | |||
C | F1 | 0.0000005632 | 0.000000028160 | 44 | 77.6 | |
F2 | 0.0000002304 | 0.000000011520 | 18 | |||
F3 | 0.0000001152 | 0.000000005760 | 9 | |||
F4 | 0.0000002816 | 0.000000014080 | 22 | |||
F5 | 0.0000000896 | 0.000000004480 | 7 |
В водорастворимой форме аналогично 137Cs найдено незначительное количество 239Pu (1–3%). Основным процессом, определяющим поведение 239Pu в составе водорастворимой формы, является гидролиз, в результате которого образуются продукты, способные поглощаться в разной степени прочности органоминеральной фазой почвы по необменному механизму (Павлоцкая, 1997). Наименьшее количество плутония в водорастворимой форме отмечено в иллювиальном горизонте (B1f), что, вероятно, связано с некоторой обогащённостью этого слоя почвы компонентами, способствующими более прочному закреплению 239Pu, а именно аморфными оксидами Fe и Al, органическим веществом и глинистыми минералами. Содержание 239Pu в водной вытяжке в эксперименте превысило известные на данный момент в литературе концентрации этого элемента в водорастворимой форме других типов почв (табл. 1). Это может свидетельствовать о весьма высокой миграционной подвижности, что может привести к повышенной доступности растениям 239Pu в подзолах. В отличие от 137Cs и 239Pu, 90Sr и 237Np во всех изученных генетических горизонтах подзола обнаружены преимущественно в водорастворимом состоянии, что указывает на высокую подвижность этих радионуклидов в данном типе почв. Для всех радионуклидов характерно снижение содержания в водной вытяжке из иллювиального горизонта В1f, что указывает на удерживающую роль органического вещества и аморфных оксидов Fe и Al, характерных для этого горизонта (табл. 4). Найденный в эксперименте процент водорастворимой формы 137Cs превышает значения, известные по литературе для других почв в 2–5 раз, 2390Pu – в 3–5 раз, 90Sr – в 3–4 раза, однако по 237Np – превышает незначительно.
По доле 239Pu, 90Sr и 237Np в водной вытяжках изученные генетические горизонты подзола располагаются в следующем порядке: Е ≊ C > В1f, а содержание 137Cs выше в горизонте С по сравнению с горизонтами Е и В1f, что указывает на увеличение относительной подвижности этого радионуклида в нижней части почвенного профиля (табл. 4).
В обменной форме доля радионуклидов в генетических горизонтах подзола существенно выше, чем в других типах почв. В этой форме значительное количество 239Pu найдено в горизонте B1f (38%), что вероятно обусловлено вхождением радионуклида в состав легкорастворимых органических низкомолекулярных соединений и фульвокислот, которые способствуют его миграции вниз по почвенному профилю. В результате в составе более прочносвязанных форм (кислоторастворимой и остатке) найдено всего 37–51% 239Pu, что существенно ниже, чем по литературным данным фиксировано в дерново-подзолистых, черноземах и серых лесных почвах. Таким образом, в эксперименте показано, что в подзолах 239Pu гораздо более подвижен, чем других типах почв России. В обменной форме подзолов найдено также более высокое содержание 90Sr, 237Np (18–29%) и 137Cs (14–24%) по сравнению с активностью этих радионуклидов в составе обменной формы других типов почв.
Водорастворимую и обменную формы радионуклидов можно объединить в группу “доступные”. Радионуклиды, входящие в состав этих форм, могут поглощаться растениями, а также они достаточно мобильны и при определенных условиях переходят из одной формы в другую: обменная форма представляет собой главное депо для пополнения водорастворимой (Filgueiras et al., 2002; Федотов, Спиваков, 2011). Учитывать количество радионуклидов, находящихся в состав этих двух форм, особенно важно с экологической точки зрения, так как они могут накапливаться растительностью, мигрировать по пищевым цепочкам либо вниз по почвенному профилю, достигая грунтовых вод и в конечном случае попадать в организм человека. На рис. 3 представлены усредненные значения концентраций радионуклидов в доступной растениям форме. Порядок расположения радионуклидов по проценту присутствия в доступных формах, уменьшается в эксперименте аналогично их водорастворимой форме: 90Sr > 237Np > 239Pu > 137Cs. Полученная закономерность не противоречит литературным данным как для дерново-подзолистых почв, так и для почв других типов.
Для всех радионуклидов наблюдается более высокое содержание подвижной формы в иллювиальном горизонте B1f по сравнению с вышезалегающим горизонтом, а для 239Pu и 137Cs отмечена тенденция увеличения их содержания и в горизонте С (табл. 4). В эту форму переходят радионуклиды, преимущественно связанные с аморфными оксидами и гидроксидами металлов (Аl, Fe, Mn и др.), органическим веществом и другими соединениями (табл. 2). Таким образом, экспериментально установлено, что содержание радионуклидов в водорастворимой, обменной и подвижной формах в иллювиально-железистом подзоле выше, чем в других типах почв.
В составе малоподвижных и неподвижных (кислоторастворимая и остаток) форм доля радионуклидов в подзолах изменяется в следующем порядке: 137Cs (45–77%) > 239Pu (37–51%) > 237Np (25–29%) > > 90Sr (10–13%), что ниже, чем в других типах почв и указывает на потенциально повышенную подвижность радионуклидов в подзолах (табл. 1). По генетическим горизонтам в труднорастворимой форме высокое содержание 137Cs (54%) найдено в горизонте Е, что, по всей вероятности, связано с обедненностью подзолистого горизонта полуторными оксидами и органическим веществом, из-за отмытости минеральных частиц почвы от пленок этих соединений. Это обстоятельство приводит к тому, что 137Cs имеет доступ к глинистым минералам и входит в межпакетное пространство кристаллической решетки минералов почвы, в большей степени, чем в горизонтах B1f и С.
Таблица 5.
Горизонт, (глубина, см) | 137Cs | 90Sr | 239,240Pu |
---|---|---|---|
E (5–10) | 7.2 | 3.7 | – |
B1f (10–18) | 2.3 | 2.9 | 10.7 |
C (40–54) | 0.9 | 3.0 | – |
Установленные экспериментальным путем особенности показали, что поведение радионуклидов в иллювиально-железистых подзолах определяется физико-химическими особенностями почв: кислой реакцией среды, повышающей подвижность радионуклидов, низким содержанием органического вещества и преобладанием подвижных фульвокислот в его составе, низким содержанием илистых частиц, в составе которых в основном сосредоточены глинистые минералы, обладающие высокой поглотительной способностью. Наиболее прочно сорбируются подзолами 137Cs и 239Pu, 237Np и 90Sr более подвижны и легкорастворимы, поэтому последние два радионуклида представляют наибольшую опасность при загрязнении ими природной среды.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Впервые было проведено экспериментальное исследование форм нахождения техногенных радионуклидов в подзолах района расположения КоАЭС посредством искусственного внесения радиоизотопов в почвенные образцы. Оно показало, что в доступных формах их содержание уменьшается в ряду 90Sr > 237Np > 239Pu > 137Cs. Для всех радионуклидов найдены их более высокие доли содержания в водорастворимой и обменной формах по сравнению с другими почвами Европейской части России. В кислоторастворимой и прочносвязанной формах в иллювиально-железистых подзолах фиксируется меньшая доля радионуклидов, чем в других типах почв.
Метод искусственного внесения радионуклидов в лабораторных условиях имеет некоторую условность: после внесения добавок в почвенные образцы прошло 4 мес., и не исключено, что в будущем подвижность радионуклидов в них может снизиться. Тем не менее, полученные результаты позволяют судить о сравнительном поведении радионуклидов в разных типах почв и оценить влияние природных факторов на особенности их миграции в объектах природной среды.
В условиях бедности иллювиально-железистых подзолов органическим веществом, обменными катионами и глинистыми минералами техногенные радионуклиды могут проявить в них значительно большую подвижность, чем в ранее изученных почвах России. Соответственно, возникает повышенный риск накопления радионуклидов растительностью, а также на возможность их поступления в грунтовые воды и миграции по пищевым цепям в северных экосистемах.
Эксперимент показал, что физико-химические свойства почв (гранулометрический и химический состав генетических горизонтов почв, содержание и свойства органического вещества, определяющие тип почв), а также химические свойства самих радионуклидов определяют их поведение в почвах. Таким образом, при долгосрочном прогнозировании геохимического поведения изученных в работе радионуклидов в подзолах северных Арктических регионов следует учитывать потенциальную опасность поступления их в биогеоценозы, связанную с высокой подвижностью радионуклидов в этих типах почв, особенно в первые месяцы после загрязнения.
Исследование выполнено при финансовой поддержке РФФИ в рамках научного проекта № 20-34-90103.
Список литературы
Алексахин Р.М. (1992) Сельскохозяйственная радиоэкология. М.: Экология, 400 с.
Бобовникова Ц.И., Вирченко Е.П., Коноплев A.B. (1990) Химические формы нахождения долгоживущих радионуклидов и их трансформация в почвах зоны аварии на ЧАЭС. Почвоведение. (10), 20-25.
Васильева А.Н., Круглов С.В., Козьмин Г.В. (2008) Содержание в почве и подвижность техногенных радионуклидов в районе размещения регионального хранилища радиоактивных отходов. Радиационная биология. Радиоэкология. 48(1), 102-109.
Воробьева Л.А. (1998) Химический анализ почв. Изд. Московского университета, 272 с.
Горяченкова Т.А., Казинская И.Е.,Кларк С.Б., Новиков А.П., Мясоедов Б.Ф. (2005) Методы изучения форм нахождения плутония в объектах окружающей среды. Радиохимия. 47(6), 550-555.
Горяченкова Т.А., Казинская И.Е., Кузовкина Е.В., Новиков А.П., Мясоедов Б.Ф. (2009) Изучение связи радионуклидов с коллоидным веществом почвенных растворов. Радиохимия. 51(2), 178-186.
Горяченкова Т.А., Казинская И.Е., Рылеева В.С. (2013) Миграционная подвижность плутония и америция в почвах в зависимости от добавок природных и модифицированных органических соединений. Радиохимия. 55(6), 553-560.
Копцик Г.Н., Лукина Н.В., Смирнова И.Е. (2007) Влияние атмосферного промышленного загрязнения на состав почвенных растворов подзолов. Почвоведение. (2), 223-234.
Кундузбаева А.Е., Кабдыракова А.М., Лукашенко С.Н., Ларионова Н.В. (2016) Формы нахождения 90Sr в почвах испытательной площадки боевых радиоактивных веществ на семипалатинском испытательном полигоне. Современные проблемы науки и образования (4). URL: http://www.science-education.ru/ru/article/view?id=25081 (дата обращения: 11.01.2021)
Лавринович Е.А., Горяченкова Т.А., Абрамова А.В. (2014) Формы нахождения нептуния в почвах. Радиохимия. 56(2), 184-188.
Морозова О.В., Заугольнова Л.Б., Исаева Л.Г., Костина В.А. (2008) Классификация бореальных лесов севера Европейской России. Растительность России. 1(13), 61-81.
Новиков А.П., Лавринович Е.А., Могилевский А.Н., Фабелинский Ю.И. (2009) Люмисцентный анализ подземных вод Карачаевского ореола загрязнения на содержание и формы нахождения в них нептуния. Радиохимия. 51(5), 469-472.
Павлоцкая Ф.И. (1974) Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. М.: Атомиздат, 215 с.
Павлоцкая Ф.И., Федорова З.М., Емельянов В.В. (1985) Содержание плутония в почвах Советского союза. Атомная энергия. 59(5), 382-383.
Павлоцкая Ф.И. (1997) Поведение плутония в почвах уральского региона. Экология. (4), 268-272.
Павлоцкая Ф.И., Горяченкова Т.А., Казинская И.Е., Новиков А.П., Кузнецов Ю.В., Легин В.К., Струков В.Н., Шишкунова Л.В., Мясоедов Б.Ф. (2003) Формы нахождения и миграционное поведение Pu и Am в пойменных почвах и донных отложениях реки Енисей. Радиохимия. 45(5), 471-478.
Попова М.Б., Манахов Д.В., Кизеев А.Н., Ушамова С.Ф., Липатов Д.Н., Чирков А.Ю., Орлов П.С., Мамихин С.В. (2020) Содержание и распределение 137Cs в подзолах в районе расположения Кольской атомной электростанции. Почвоведение. (7), 891-900.
Рачкова Н.Г., Шуктомова И.И. (2015) Миграция в почве и поглощение растениями продуктов мирного ядерного взрыва в Пермской области. Радиационная биология. Радиоэкология. 55(1), 71-81.
Санжарова Н.И., Сысоева А.А., Исамов Н.Н. (2005) Роль химии в реабилитации сельхозугодий, подвергшихся радиоактивному загрязнению. Российский химический журн. (3), 26-34.
Семенков И.Н., Усачева А.А., Мирошников А.Ю. (2015) Распределение цезия-137 глобальных выпадений в таежных и тундровых катенах бассейна реки Обь. Геология рудных месторождений. 57(2), 154-173.
Федотов П.С., Спиваков Б.Я. (2008) Статические и динамические методы фракционирования форм элементов в почвах, илах и донных отложениях. Успехи химии. 77(7), 690-703.
Филонова А.А., Серёгин В.А. (2014) Миграция техногенных радионуклидов в почвах и донных отложениях прибрежной полосы пункта временного хранения СевРАО и ее влияние на возможное загрязнение морской акватории. Гигиена и санитария. (2), 18-22.
Фридланд В.М., Иванова Е.Н. (1977) Классификация и диагностика почв СССР. М.: Колос, 225 с.
Filgueiras A.V., Lavilla I. and Bendicho C. (2002) Chemical sequential extraction for metal partitioning in environmental solid samples. J. Environ. Monit. (4), 823-857.
Goryachenkova T.A., Pavlotskaya F.I., Myasoedov B.F. (1991) Forms of occurrence of plutonium in soils. J. Radioanal. Nucl. Chem. 147(1), 153-157.
Novikov A.P. (2010) Migration and concentration of artificial radionuclides in environmental objects. Geochem. Int. 48(13), 1263-1388.
Novikov A.P., Goryachenkova T.A., Sobakin P.I., Kazinskaya I.E., Ryleeva V.S. (2016) Speciation of plutonium and americium in the soils affected by Kraton-3 accidental underground nuclear explosion in Yakutia (Russia). J. Radioanal. Nucl. Chem. 307(1), 691-697.
Дополнительные материалы отсутствуют.