Попадая на земную поверхность, радиоактивные продукты деления вступают во взаимодействие с почвенным поглощающим комплексом и включаются в биологический цикл круговорота веществ. Почва кроме источника питательных элементов становится источником загрязнения пищевых продуктов радиоактивными веществами.
Особенности поведения радионуклидов в почвах в значительной степени определяют их биологическую доступность и степень загрязнения рациона человека долгоживущими продуктами деления.
В результате взаимодействия радиоактивных изотопов с почвенным поглощающим комплексом часть радионуклидов фиксируется необратимо, что оказывает влияние на их биологическую доступность и подвижность.
Изучение в естественных условиях количества 90Sr в почве на территории радиоактивного следа показало, что содержание его обменной формы в верхнем слое почвы довольно высокое — 72— 95%. Разница в содержании обменных форм стабильного и радиоактивного стронция велика и свидетельствует о том, что процесс установления равновесия проходит очень медленно. Наименьшая разница в количестве стабильного и радиоактивного стронция наблюдается в солончаке и болотной почве (табл. 46).
Таблица 46
Отношение содержания обменных форм стронция стабильного и 90Sr в различных типах почв на 7-й год после образования следа
Одним из факторов, влияющих на миграционную способность радиоактивных изотопов в почве, является взаимодействие их с органическим веществом почвы. Количественный и качественный состав гумусовых веществ, как известно, различен в разных типах почв. Следует полагать, что свойства гумуса в какой-то мере будут определять характер и прочность связи радиоактивных изотопов с органической частью почвы и в конечном счете влиять па размеры включения нуклидов в процессы обмена между почвой и растением, что подтверждается данными табл. 47.
Из приведенных в табл. 47 данных видно, что как в дерново- подзолистой почве, так и в черноземе 90Sr преимущественно связан с минеральной частью почвы, а 144Се — с органической. Последний больше, чем 90Sr, имеет тенденцию образовывать соединения с веществами типа гуминов и гуминовых кислот. Однако большая часть этих изотопов содержится в фульвокислотах, что, вероятно, объясняется свойством последних.
Таблица 47
Полученные результаты свидетельствуют о том, что значительная часть радиоактивных стронция и церия находится в комплексе с органическим веществом почвы, в том числе с ее весьма растворимой и подвижной частью — фульвокислотами. Это, безусловно, оказывает большое влияние на миграционную способность радиоактивных изотопов.
Большую роль в процессе миграции радиоактивных веществ в почве играет форма, в которой они содержатся в почвенном растворе. Изучение форм радиоактивных изотопов, мигрирующих с почвенным раствором, показало (табл. 48), что больше 50% 90Sr находится в почве в положительно заряженной форме. Однако довольно значительная его часть находится в нейтральной и отрицательно заряженной форме. Последние являются наиболее миграционноспособными, поскольку в большинстве типов почв коллоиды имеют отрицательный заряд.
Таблица 48
Содержание (в %) радиоактивных и стабильных элементов в адсорбентах
Церий-144 встречается в почве в различной форме. Однако наибольшая его часть в большинстве типов почв находится в нейтральной форме.
Стабильные стронций и кальций находятся в почве в тех же формах, что и 90Sr.
Таким образом, в почвах радиоактивного следа изучаемые изотопы находятся в различной форме. Количественное соотношение форм зависит от свойств элемента, типа почвы и генетического горизонта. В ряде случаев при переходе от одного горизонта к другому изотопы меняют форму, тем самым изменяя свою подвижность. Это, по-видимому, обусловливает сложную форму кривой распределения их по профилю почвы (рис. 11).
Рис. 11. Распределение радиоактивности по профилю почв на 7-й год после образования радиоактивного следа:
1—дерново подзолистая; 2 — чернозем; 3— солодь; 4 — серая лесная; 5 — солончак; 6 — болотная.
На оси абсцисс — глубина залегания, см
Форма кривой распределения, как видно на рис. 11, зависит от типа почвообразовательного процесса. Так, в дерново-подзолистой почве и солоди луговой, где процесс выщелачивания и перемещения веществ наиболее интенсивен, наблюдается наименьшее содержание радиоактивных изотопов в горизонте А2 (на глубине 15—25 см.) и относительное накопление в иллювиальном горизонте В (на глубине около 30 см).
Несмотря на то что во всех типах почв основная часть радиоактивных веществ находится в слое, расположенном на глубине 5 см, происходит убывание их из поверхностных слоев почвы. Как показали исследования Опытной научно-исследовательской станции Предприятия, снижение концентрации радиоактивных изотопов в поверхностных слоях почвы описывается уравнением экспоненты с периодом полувыведения из слоя 0—1, 0—2 и 0—5 см, равным для дерновоподзолистой почвы 1,8; 2,7; 9 лет; для серой лесной почвы из слоя 0—1 и 0-2 см— 3,5 и 5 лет; для чернозема выщелоченного из слоя 0—1 и 0-2 см — 4,5 и 9 лет соответственно. Изменение распределения радиоактивных изотопов по типу почвы со временем показано в табл. 49.Таблица 49
Распределение радиоактивности в различных тинах почв со временем (в процентах от содержания в слое 0—30 см)
Данные, приведенные в табл. 49, свидетельствуют о том, что интенсивность миграции радиоактивных изотопов в изучаемых почвах различна и распределение их по профилю происходит в соответствии с характером почвообразовательного процесса. Наибольшая интенсивность миграции наблюдается в солоди: через 13 лет в слое 0—5 см осталось меньше 50% всего содержания радиоактивных изотопов в этой почве.
По содержанию радиоактивных изотопов в слое 5—30 см (через 10 лет) изучаемые почвы можно расположить следующим образом: чернозем ←серая лесная ←солончак ←торфяно-болотная ←дерново-подзолистая ←солодь луговая.
Из литературы известно, что основным процессом в миграции радиоактивных изотопов в почве является диффузия. Однако на скорость диффузии изотопов в почве в полевых условиях большое влияние оказывают и такие факторы, как инфильтрация, кольматаж, биовынос корнями растении и др.
Величину, включающую в себя как процесс диффузии, так и другие процессы, принято называть эффективным коэффициентом диффузии.
Кажущийся коэффициент диффузии на почвах радиоактивного следа был определен в лабораторных и полевых условиях. Численные значения коэффициента находили но тангенсу угла наклона прямых распределения радиоактивного стронция по профилю почвы в координатах IgA (активность) —X2 (глубина):
Эти коэффициенты для полевых и лабораторных условии приведены в табл. 50.
Таблица 50.
Коэффициенты диффузии Sr в почвах в полевых и лабораторных условиях
Из табл. 50 видно, что в верхнем слое почвы величины коэффициента диффузии в полевом и лабораторном опытах примерно совпадают. В нижних горизонтах они на 1—2 порядка выше в полевых условиях. Это можно объяснить нахождением радиоактивного изотопа в таких формах, которые снижают коэффициент распределения между почвой и почвенным раствором, и возрастающей ролью других процессов миграции.
Приведенные данные свидетельствуют о том, что наблюдается медленный переход радиоактивных изотопов в нижние слои почвы из верхнего 5-сантиметрового слоя со скоростью ≤2—5% в год. Однако основная доля радиоактивных изотопов (60—80%) во всех типах целинных почв через 12 лет после выпадения находится в верхнем корнеобитаемом слое.
Переход изотопов в необменное состояние весьма незначителен и практически не влияет на их биологическую доступность для растений.
