7.8. Радиоактивность почв и закономерности поведения радионуклидов в почвенном покрове

При радиологическом контроле природных объектов определяют удельную активность, которая характеризует активность радионуклида в единице массы или объёма образца (307). Концентрация радиоактивных веществ выражается в пКи/кг; мкКи/кг; кБк/кг и т. д. или пКи/м; кБк/л и т. д. (58).


До аварии на Чернобыльской АЭС распределение 137Cs и 90Sr в почвах агроландшафтов Брянской области имело следующие особенности (табл. 90).

Таблица 90

Динамика содержания 137Cs и 90Sr в слое 0-20 см почв агроландшафтов Брянской области до аварии на Чернобыльской АЭС, кБк/м2 (255)

Содержание 137Cs и 90Sr в 20-сантиметровом слое почв агроландшафтов в 1978-81 и 1982-85 годах было невысоким и варьировало соответственно по периодам лет в следующих пределах: 1,54 - 3,23 и 1,16 - 1,64; 1,0 -2,79 и 1,83 -2,88 кБк/м2 (табл. 90).


Минимальное содержание 137Cs отмечалось в почвах эрозионно-денудационных ландшафтов, что, вероятно, обусловлено хорошей дренированностью, интенсивной распаханностью, элювиальным расположением в геохимических катенах. Известно, что важную роль в пере-распределении радионуклидов в почвах играют водопроницаемость и состояние дренированности. Ухудшение этих характеристик приводит к повышению концентрации радиоактивных веществ в поверхностном слое. В связи с этим в почвах тяжелого механического состава стронций и цезий мигрируют менее интенсивно, чем в легких почвах.


Значительное варьирование содержания 137Cs наблюдали в почвах пойменных ландшафтов, что, по нашему мнению, обусловлено ежегодным привносом наилка, в различной степени загрязнённого радионуклидом, и некоторыми другими природными обстоятельствами.


Почвы остальных ландшафтов содержали относительно одинаковое количество 137Cs.


Распределение 90Sr в системе агроландшафтов происходило несколько иначе. Минимальное его содержание обнаружено в предполесьях. Полесье и предополье выделились во вторую группу по загрязнению, а в третью - все остальные ландшафты. Содержание 90Sr колебалось от 2,12 до 2,79 кБк/м2. Максимум его концентрирования обозначился в опольях (табл. 90).


Для оценки миграционных особенностей радионуклидов существенное значение имеет отношение 137Cs/90Sr, которое в момент их образования принято считать равным 1,8. В атмо-сферных выпадениях в период 1962 - 1968 гг. его значение колебалось от 1 до 2 и в среднем составляло 1,6 (304).


В 1978-81 гг. в эрозионно-денудационных, опольских и моренных ландшафтах отношение 137Cs/90Sr заметно уменьшилось в связи с увеличением доли 90Sr. В предполесьях, предопольях, полесьях и ландшафтах речных долин этот показатель остался на уровне момента выпадения, когда соотношение составляло 1,26 - 1,85. К 1985 году отношение 137Cs/90Sr резко уменьшилось, вследствие увеличения количества 90Sr, и составляло 0,41-0,80, что значительно ниже обозначенных ранее величин (табл. 90).


Н.П. Архипов и др. (65; 66), Э.И. Гапонюк, Ц.И. Бобовникова, Н.П. Кремленкова (108), З.Н. Маркина (256), В.Ф. Дричко и др. (171) отмечают, что угрозу стойкого и даже необратимого изменения физических, химических и биологических свойств почв, определяющих её естественное плодородие, создаёт применение фосфоритной муки и других фосфорных удобрений, которые являются дополнительным источником загрязнения агроландшафтов радиостронцием.


В регионе исследований, начиная с 1968 г., фосфоритную муку вносили как основное удобрение в дозах 5 - 7 ц/га, а с 1976 г. по 1,5 -2 т/га. Содержание 90Sr в фосфоритной муке производства Брянского фосфоритного завода составляло 185 Бк/кг или 10 % от её общей суммарной радиоактивности (254).


В изучаемых агроландшафтах радионуклиды характеризуются различной подвижностью. В доаварийный период наблюдалось относительно равномерное распределение 137Cs и 90Sr в подпахотных горизонтах почв большинства агроландшафтов (табл. 91). При этом проявляется влияние химических свойств радионуклидов и физико-химических свойств почв.

Таблица 91

Динамика содержания 137Cs и 90Sr в слоем 20-40 см почв агроландшафтов Брянской области
до аварии на Чернобыльской АЭС, Бк/кг (255)

Несколько выше подвижность 137Cs в агроландшафтах речных долин, а 90Sr - в эрозионно-денудационных и опольских. Доля 137Cs и 90Sr в подпахотном горизонте на протяжении периода, предшествующего чернобыльской аварии в 1,4 -2,2 раза выше, чем в слое 0 - 20 см.

Основную аккумуляцию радионуклидов наблюдали в слоем 20 - 40 см. Высокая миграционная способность 90Sr подтверждается отношением 137Cs/90Sr. Причем, более значительную под-вижность радиостронция наблюдали в 1981 - 1985 годах в эрозионно-денудационных, опольских и предопольских агроландшафтах.


Аварийные выбросы радиоактивных веществ на ЧАЭС резко изменили радиоэкологическую ситуацию в агроландшафтах. Преобладающим стало цезиевое загрязнение. Доля 90Sr в общей активности почв незначительна и составляла 1 - 3 % от активности 137Cs.

Общую картину загрязнения агроландшафтов 137Cs можно представить, используя данные Росгидромета (табл. 92).

Таблица 92

Соотношение площадей загрязнения почв по типологическим группам агроландшафтов

Увеличение 137Cs в почвах типологических групп агроландшафтов колебалось от 29 раз в полесьях и до 747 раз в предполесьях по отношению к доаварийному периоду. Максимально загрязнены предполесские ландшафты, куда входят юго-западные районы Брянской области (рис. 92).




Рис. 92. Динамика загрязнения почв агроландшафтов 137Cs (255)

В последующие после аварии годы (1987-90 гг.) наблюдали увеличение содержания радиоцезия в пяти группах агроландшафтов, что связано, в первую очередь, с вторичным перераспределением их по территории вследствие перемещения водных и воздушных потоков. Возможно и дополнительное выпадение радионуклидов из атмосферы, которая стала своеобразным резервуаром радиоактивных аэрозолей. Время пребывания радиоактивных осадков в атмосфере может достигать 5 лет и более (Гулякин, Юдинцева, 1973).


К концу 1990 года в регионе исследований сформировалось относительно равномерное цезиевое загрязнение. Содержание 137Cs колебалось от 93,6 в моренных ландшафтах до 882,8 кБк/м2 в предполесских. Превышение величин доаварийного периода составляло 52-186 раз.


Начиная с 1991 года наблюдали улучшение радиоэкологической ситуации в агроландшафтах, что связано с естественным распадом коротко-, средне- и частично долгоживущих радиоизотопов, проведением комплекса защитных мероприятий и перераспределением радионуклидов в радиальном и латеральном направлениях. В настоящее время содержание 137Cs в почвах агроландшафтов колеблется от 42,9 в полесских до 486,5 кБк/м2 в предполесских.


Неоднородность, неравномерность распределения выпадений сохраняется во всех типологических группах загрязненных территорий (рис. 92).


Дополнительное наложение 90Sr на существующие уровни в агроландшафтах составило 8,8-35,9 кБк/м2, что превышало доаварийное содержание 90Sr в 4,4 -25,6 раз (рис. 93).

Рис. 93. Динамика загрязнения почв агроландшафтов 90Sr (255)

Максимальное увеличение 90Sr прослеживалось в опольских и предполесских ландшафтах. Необходимо отметить, что в предполесских ландшафтах, расположенных в юго-западной зоне области, обнаружены микропятна с содержанием 90Sr до 74 кБк/м2.


Содержание 90Sr в почвах агроландшафтов находится на уровне доаварийных величин, кроме предполесских, где величина превышения составляет 5 раз (рис. 93).

Таблица 93

Динамика отношения содержания 137Cs к 90Sr в почвах агроландшафтов Брянской области (255)

Расчет отношения 137Cs к 90Sr показал, что в доаварийный период в регионе исследований по большинству групп ландшафтов преобладающим радионуклидом был 90Sr, кроме предполессий и речных долин (табл. 93).

Преобладание 137Cs в чернобыльских выпадениях привело к резкому сдвигу коэффициента отношения в сторону цезия (рис. 94).

Рис. 94. Динамика отношения 137Cs/90Sr в почвах агроландшафтов Брянской области (255)

Максимальное отношение 137Cs/ 90Sr в 1986 году отмечалось в предполесских агроландшафтах и составило 34,0, минимальное - в полесьях - 4,8.


По мере удаления от момента аварии происходит улучшение радиоэкологического состояния агроландшафтов, вследствие ранее перечисленных факторов, что привело к еще более резкому различию в миграционных свойствах радионуклидов. К настоящему времени выделилась группа ландшафтов, в которых отношение 137Cs к 90Sr приблизилось к 40. Это возвышенные эрозионно-денудационные, ополья и предополья. В полесьях отношение радионуклидов приблизилось к 11. В ландшафтах речных долин эта величина очень вариабельна вследствие наличия горизонтального перераспределения по элементам ландшафта.


Промежуточное положение занимают моренные ландшафты (137Cs/90Sr = 30). Максимальная величина отношения сохраняется в предполесских ландшафтах (137Cs/90Sr = 69,5).


Расчёт 137Cs/90Sr имеет существенное значение для оценки миграционных особенностей радионуклидов, особенно в системе "почва-растение".


В условиях радиоактивного загрязнения территорий одним из факторов снижения дозы облучения является внедрение системы мероприятий, ограничивающих поступление радионуклидов из почвы в растения и организм животных и человека. Применение защитных мероприятий невозможно без знания закономерностей миграции радионуклидов.


В природных условиях миграция радионуклидов происходит в горизонтальном и вертикальном направлениях. Движущими силами вертикального перемещения радионуклидов являются: конвективный перенос, обусловленный фильтрацией атмосферных осадков вглубь почвы, капиллярным подтоком влаги к поверхности в результате испарения, термопереносом влаги под действием градиента температур; диффузия свободных и адсорбированных ионов; перенос по корневым системам растений, перенос мигрирующих коллоидных частиц (лессиваж); роющая деятельность почвенных животных; хозяйственная деятельность человека.


Интенсивность вертикальной миграции определяется механическими и физико-химическими свойствами почвы, а также химической природой радионуклидов. Миграция в вертикальном направлении вглубь почвы с течением времени снижает мощность экспозиционной дозы -излучения, а соответственно и дозу внешнего облучения живых организмов, уменьшает интенсивность выдувания и вымывания радионуклидов поверхностными водами, что влияет на размеры перехода радионуклидов в сельскохозяйственную продукцию, и дозу внутреннего облучения (Батурин, 1997; Санжарова, 1997). Однако интенсивное передвижение радиоактивных веществ по почвенному профилю может создать угрозу загрязнения грунтовых вод.


Одним из основных факторов загрязнения, характеризующим подвижность радионуклидов в почве, является физико-химические свойства почв. Учитывая характер чернобыльских выпадений и многообразие представленных агроландшафтов, особый интерес представляет изучение миграционных особенностей 137Cs по почвенному профилю.


Изучение особенностей распределения 137Cs по профилю почв агроландшафтов показало, что независимо от группы ландшафтов основное количество радионуклида сосредоточено в верхнем генетическом горизонте, где он прочно связывается с органическим веществом и глинистыми минералами (рис. 95).

1 - ландшафты речных долин (улучшенные); 2 - моренные ландшафты; 3 - ополья; 4 - эрозионно-денудационные ландшафты; 5 - полесья; 6 - предополья; 7 - предполесья; 8 - ландшафты речных долин (естественные)


Рис. 95. Вертикальное распределение 137Cs по профилю почв агроландшафтов (255)

Содержание его в пахотном горизонте агроландшафтов колеблется от 33,7 % до 98 %, исключение составляет агроландшафт речных долин, где распространена дерновая слоисто-зернистая глееватая легкосуглинистая почва и содержание его составляет 18,7 %.
Подвижность и характер распределения радиоцезия в почвенном профиле обусловлено не только его физико-химическими свойствами, а, в первую очередь, совокупностью природных факторов ландшафтно-геохимической обстановки, в которую они попадают. Большое значение при этом имеют физические и химические особенности почв, их генетическое строение, гидрометеорологические условия, вид растительности и агротехника.


Сходность почвенного покрова эрозионно-денудационных и опольских ландшафтов по генетическим свойствам обуславливает относительно равномерное распределение радионуклида по почвенному профилю до почвообразующей породы. В предопольских, моренных и полесских агроландшафтах определяющим фактором распределения 137Cs по профилю является механический состав и наличие опесчаненности.


Вышеназванные агроландшафты оказались менее загрязненными чернобыльскими радионуклидами и поведение 137Cs в настоящее время определено закономерностями глобального периода. Исследованиями Павлоцкой Ф.И. (310), Просянникова Е.В. (340) подтверждается вынос радионуклидов за пределы гумусового горизонта. Несколько иначе происходит перераспределение радионуклидов в зоне активного загрязнения.


Высокий уровень загрязнения чернобыльскими выпадениями, сосредоточение и закрепление основной массы радионуклида в слое 0-20 см пахотных угодий и 0-5 см естественных кормовых угодий определили особенности миграции радионуклида по почвенному профилю. Максимум 137Cs сосредоточен в верхнем генетическом горизонте и колеблется от 84,3 % в предполесских агроландшафтах до 97,3 % в ландшафтах речных долин на естественных сенокосно-пастбищных угодьях.


Определение удельной массовой суммарной бета-активности объектов радиометрического контроля основано на измерении потока бета-частиц, испущенных образцом и зарегистрированных детектором. Применяют два основных метода определения суммарной бета-активности - метод "тонких" и "толстых" образцов (72; 248). "Тонким" считают образец такой толщены, при которой поглощение испущенных бета-частиц незначительно. Применяя метод "толстых" образцов удельную массовую суммарную бета-активность определяют в образцах такой толщины, что её дальнейшее увеличение не приводит к увеличению выхода из объекта бета-частиц (307).


Естественная радиоактивность, измеренная по бета-излучению, дерново-подзолистой почвы на двучленных отложениях с мореной снизу до аварии на ЧАЭС варьировала в пределах 0,39-0,41 Бк/пробу, то есть была практически одинаковой во всех генетических горизонтах. Через несколько лет после аварии на ЧАЭС в 1990 году она возросла по всему профилю, но особенно значительно в гумусово-элювиальном горизонте. Отмечено некоторое увеличение этого показателя в горизонтах В и Сg.


Длительное интенсивное аграрное воздействие на дерново-подзолистые почвы до аварии на ЧАЭС практически не изменяло их радиоактивность по бета-излучению относительно естественных аналогов. В дерново-глубокоподзолистой почве на мощных флювиогляциальных отложениях (Клинцовский КПУ) прослеживалась тенденция к увеличению этого показателя в горизонте В, а в дерново-подзолистой почве на двучленных отложениях с мореной снизу (Новозыбковский КПУ) - в горизонте Сg. В 1990 г.
рассматриваемая величина возросла по сравнению с доаварийной по всему профилю названных почв, но особенно значительно (в 6 раз) она увеличилась в пахотном горизонте почвы Новозыбковского КПУ. Закономерность распределения по профилю обеих почв радионуклидов, излучающих бета-частицы, осталась без изменений, так как обусловлена свойствами генетических горизонтов.


Изучение влияния длительного аграрного воздействия различной интенсивности на радиоактивность по бета-излучению профиля дерново-сильноподзолистой почвы на мощных флювиогляциальных отложениях показало следующее. В условиях обычной полевой агроэкосистемы рассматриваемый показатель отличается самыми низкими значениями. В почве интенсивной агроэкосистемы он возрастает, приближаясь к значениям естественного аналога.


Наблюдается перераспределение радионуклидов, излучающих бета-частицы, в профилях почв по элювиально-иллювиальному типу - из элювиального горизонта (А2) в нижележащий иллювиальный горизонт (В). По снижению интенсивности этого процесса, рассматриваемые почвы располагаются в следующий ряд: естественная почва, почва интенсивной и почва обычной агроэкосистем.
Следовательно, в изучаемых почвах есть два педогеохимических барьера, на которых происходит накопление радионуклидов, излучающих бета-частицы. В естественной почве это лесная подстилка (Аo) и иллювиальный горизонт (В), а в агрогенных почвах - пахотный (Ап) и иллювиальный горизонты (В).


Изучение с помощью математического анализа степени аграрного влияния на радиоактивность по бета-излучению пахотных горизонтов почв показало, что до аварии на ЧАЭС значительного различия между ними не было (табл. 94).

Таблица 94

Радиоактивность по бета-излучению пахотных горизонтов дерново-подзолистых почв на флювиогляциальных отложениях до и после аварии на ЧАЭС (Клинцовский КПУ)

Агроэкосистема
1983 год
1990 год
Бк/пробу
Статистический
показатель
Бк/пробу
Статистические
показатели
Обычная
0,54
Fф <F05
0,40
НСР05= 0,31
LA2= 72 %
Интенсивная
0,53
0,76

После аварии на ЧАЭС произошло существенное на 5 %-ном уровне значимости увеличение рассматриваемого показателя в почве интенсивной агроэкосистемы по сравнению с обычной. Это на 72 % обусловлено факторами аграрного воздействия.

Пахотные горизонты серых лесных почв различных агроэкосистем ополья до выпадения чернобыльских осадков имели одинаковую радиоактивность по бета-излучению (табл. 95). Через 5 лет в почве на гриве этот показатель не изменился, а в западине стал существенно выше в условиях обычной агроэкосистемы и это на 76 % обусловлено различиями в их аграрном воздействии.

Таблица 95

Радиоактивность по бета-излучению пахотных горизонтов серых лесных почв ополья до и после аварии на ЧАЭС

Рельеф не оказывает влияния на радиоактивность по бета-излучению пахотных горизонтов почв ополья в интенсивной агроэкосистеме. При обычном использовании их под полевыми культурами в условиях радиоактивного загрязнения этот показатель выше в почве западины и это на 92 % обусловлено геоморфологическими особенностями местности (табл. 96).

Таблица 96

Влияние рельефа на радиоактивность по бета-излучению пахотных горизонтов почв ополья до и после аварии на ЧАЭС

Радиоактивное загрязнение почв Брянской области обусловливают в основном радиоцезий и стронций-90. В почвах длительных интенсивных агроэкосистем, кроме того, возможно присутствие калия-40, поступающего с большим количеством калийных удобрений. В конце ХХ столетия эти радионуклиды по валовому содержанию в дерново-подзолистых почвах располагаются в следующий убывающий ряд: цезий-137, цезий-134, калий-40 и стронций-90 (табл. 97 - 103).

Таблица 97

Содержание основных радионуклидов в дерново-подзолистых почвах экосистем элювиального ландшафта
(катена "Старый Вышков", Колодезский КПУ № 1), Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 98

Содержание основных радионуклидов в дерново-подзолистых почвах экосистем трансэлювиальных ландшафтов
(катена "Старый Вышков"), Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 99

Содержание основных радионуклидов в почвах экосистем трансаккумулятивного и транссупераквального ландшафтов (катена "Старый Вышков"), Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 100

Содержание основных радионуклидов в почвах экосистем транссупераквального ландшафта
(катена "Старый Вышков", Гривский КПУ № 2), Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 101

Содержание основных радионуклидов в естественной болотной верховой перегнойно-торфяной почве (Топиловский КПУ),
Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 102

Содержание основных радионуклидов в дерново-подзолистых почвах на двучлене с мореной снизу (Новозыбковский КПУ),
Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 103

Содержание радионуклидов в дерново-глубокоподзолистых почвах на мощных флювиогляциальных отложениях (Клинцовский КПУ),
Бк/кг воздушносухой почвы

В 0 - 30-сантиметровом слое почв сопряженных ландшафтов происходит увеличение общего содержания радиоцезия вниз по рельефу. Это, вероятно, является следствием его перемещения с потоками почвенной влаги. В болотных низинных перегнойно-торфяных почвах транссупераквального ландшафта их количество возрастает по сравнению с дерново-подзолистыми почвами элювиального ландшафта в 2,8 - 4,8 раза (табл. 104). В естественных дерново-подзолистых почвах этот процесс происходит активнее, чем в агрогенных аналогах.

Таблица 104

Суммарное средневзвешенное содержание цезия-137 и цезия-134 в 30-сантиметровом слое дерново-подзолистых почв различных экосистем

В естественных дерново-подзолистых почвах валовое содержание радиоцезия плавно снижается вниз по профилю до глубины 15-20 см. В почвах агроэкосистем оно распределено по всему пахотному горизонту и весьма неравномерно. Здесь образованы слои, в которых радионуклидов в несколько раз больше, чем в соседних слоях. При переходе к горизонту В содержание радиоцезия возрастает, но остается намного ниже, чем в верхней части почвенного профиля (табл. 97 - 99, 102, 103).


В органогенных почвах естественных низинных болотных экосистем значительное количество радиоцезия проникает на более значительную глубину - 70-90 см, хотя через 6 лет после аварии на ЧАЭС основное количество цезия-137 (89 %) все же находилось в верхнем 5-сантиметровом слое (табл. 100). Естественная почва верхового болота, подвергшаяся такому же радиоактивному загрязнению, отличается самым высоким валовым содержанием основных радионуклидов и активным проникновением их вниз по профилю (табл. 101).


Использование заглубленной вспашки при коренной агродезактивации загрязненных низинных болот приводит к перераспределению цезия-137 ниже по профилю - 79 % этого радионуклида оказывается в слоем 20-30 сантиметров.


Аграрное воздействие и его интенсификация способствуют снижению валового содержания радиоцезия в 0-30-сантиметровом слое почв подавляющего большинства геохимических ландшафтов. Это не отмечено только в элювиальном ландшафте, но, вероятно, связано с тем, что почва естественной экосистемы на Колодезском КПУ № 1 не целинная, а залежная, ранее распахиваемая (табл. 104).
Валовое количество стронция-90 распределяется по профилю дерново-подзолистых почв естественных экосистем менее закономерно, но более интенсивно, чем радиоцезия. На более высокую подвижность в биосфере стронция-90 по сравнению с цезием-137 указывают А.А. Моисеев и Н.Н. Рамзаев (277). Хотя в зависимости от ландшафтно-геохимической обстановки иногда наблюдается обратная закономерность (50).


При коренной агродезактивации низинных болот использование заглубленной вспашки приводит к распределению стронция-90 в слое почв 20-30 сантиметров. Прослеживается четкая тенденция к снижению этой величины в пахотном горизонте дерново-подзолистых почв агроэкосистем по сравнению с соответствующей по мощности верхней частью профиля их естественных аналогов (табл. 97 - 103).


Закономерных изменений в распределении калия-40 по профилю дерново-подзолистых почв различных экосистем установить не удалось (табл. 102, 103).


Экспериментальные данные, полученные В.Б. Осиповым (305), показывают, что суммарная плотность загрязнения и соотношение активности стронция-90 и цезия-137 в почвах сопряженных элементов геохимических ландшафтов Брянской области в значительной степени обусловлены поверхностным смывом и последующей аккумуляцией радионуклидов в понижениях рельефа. Радиоцезий интенсивнее переносится в горизонтальном направлении под действием поверхностных вод, чем радиостронций.


Между стабильными и радиоактивными изотопами одного элемента отмечается хорошее соответствие в характере распределения по фракциям, отличающимся прочностью связи с почвенными компонентами, что, в принципе, исключает возможность непредсказуемого поведения радионуклидов.


Суммарная скорость миграции стронция-90 выше, чем скорость переноса цезия-137, что приводит к быстрому увеличению отношения активности 90Sr/137Cs по мере заглубления в почву. Различия в скорости миграции этих радионуклидов выражены не столь заметно, как этого можно было бы ожидать исходя из особенностей их физико-химических свойств и преимущественного механизма их сорбции почвами.


Установлено (305), что физико-химические свойства и гидрологический режим почв оказывает более сильное влияние на скорость диффузии радионуклидов, чем на скорость их конвективного переноса с инфильтрационными потоками влаги. В дерново-подзолистых почвах скорость конвективного переноса выше или сопоставима со скоростью диффузного перемещения. В торфяно-болотных почвах скорость диффузионного транспорта в 2-4 раза выше скорости конвективного переноса. С учётом физического распада и экспериментально установленных количественных параметров миграции период полуочищения для цезия-137 составляет 23-27 лет в почвах автоморфного ряда и 15-20 лет в гидроморфных почвах. Для стронция-90 эти значения варьируют в интервале 18-26 лет и 15-22 года, соответственно.


Миграция радионуклида под влиянием природных факторов является медленным процессом и в 2001 году, через 15 лет после Чернобыльской аварии, основное количество цезия-137 (около 90 %) по-прежнему обнаруживали в верхнем 0-5 см слое, как и в 1992 году, что обусловлено фиксацией радиоцезия почвенным поглощающим комплексом (рис. 96).


Рис. 96. Динамика распределения цезия-137 в почвах геохимических ландшафтов (306)

Интенсивность миграции цезия-137 увеличивается в почвах транссупераквального и супераквального ландшафтов. В слое 0-5 см естественной почвы переходного болота через 15 лет после поступления радионуклида удерживалось менее 20 % общего запаса цезия-137, пик активности наблюдали на глубине 10-15 см, около 5 % радионуклида мигрировало глубже 25 см, а общая глубина его проникновения превышала 45 см.


Установлено (439), что основная масса цезия-137 сосредоточена в очёсе торфяно-болотных почв Брянской области (рис. 97, 98). По-видимому, в нём формируется внутрипочвенный геохимический барьер сорбционного типа.

Рис. 97. Валовое содержание 137Cs в болотной верховой перегнойно-торфяной почве (Брянская область, Новозыбковский район, с. Старый Вышков)

Рис. 98. Валовое содержание 137Cs в болотной верховой перегнойно-торфяной почве (Брянская область, Клинцовский район, с. Веприн)

В Стародубском ополье преобладают территории с очень низким уровнем радиоактивного загрязнения (103). Хотя по сравнению с 1983 годом содержание радиоцезия в горизонте А1 естественной почвы западины возросло примерно в 9 раз, а в агроэкосистемах - в среднем в 3 (почва грив) - 7 (почва западин) раз (табл. 105, 106).

Таблица 105

Содержание основных радионуклидов в серых лесных почвах ополья
(Стародубский КПУ № 1, на гривах), Бк/кг воздушносухой почвы

Таблица 106

Содержание основных радионуклидов в серых лесных почвах со вторым
гумусовым горизонтом (Стародубский КПУ № 2, в западинах), Бк/кг воздушносухой почвы

Среди всех генетических горизонтов естественных серых лесных почв ополья самая высокая концентрация радиоцезия в подстилке и горизонте А1. Почвы западин содержат в пахотном горизонте радиоцезия в 6-7 раз больше, чем серые лесные почвы соседних грив. Аналогичное явление происходит с К-40, но менее выражено. Вызвано это тем, что в почвах микрокатен ополья, длительно испытывающих агрогенное воздействие, происходят процессы поверхностной эрозии почвы и стаскивания её почвообрабатывающими орудиями с грив в сопредельные западины, приводящие к горизонтальному перераспределению радионуклидов.


Такой закономерности не отмечено в поведении стронция-90, так как его содержание в почвах ополья мало отличается от доаварийного (табл. 105, 106).

В пахотном горизонте серых лесных почв агроэкосистем, так же как в агрогенных дерново-подзолистых почвах сопредельных зандровых равнин, содержится значительно меньше радиоцезия, чем в аналогичном по мощности верхнем слое почв естественных экосистем.

Радионуклиды присутствуют в почвах в различных формах. Среди многообразия их форм, с точки зрения прогнозирования их распространения и поведения, выделяют водорастворимую (десорбент дистиллированная вода), обменную (десорбент 1 н раствор СН3СООNН4), необменную (десорбент 6 н раствор НСl) и прочносвязанную необменную (десорбент смесь плавиковой и азотной кислот).


В водную вытяжку переходят катионы радионуклидов, десорбирующиеся из почвы по механизму ионного обмена, а также растворимые комплексные соединения радионуклидов с компонентами почвы (в нейтральной или анионной форме). В ацетатную вытяжку переходят радионуклиды, сорбированные в почве по механизму ионного обмена. В кислотные вытяжки переходят радионуклиды, находящиеся в почве в необменном состоянии, т. е. те формы, которые не переходят в воду в природной среде в обычных условиях. Прочносвязанная необменная форма в свою очередь включает радионуклиды, входящие в состав топливных частиц, необратимо сорбированные кристаллической решеткой минералов, связанные с нерастворимым органическим веществом почвы (76).


Основатель отечественной школы радиоэкологии, академик В.М. Клечковский (203) отмечал, что в отличие от процессов, рассматриваемых классическим учением о поглотительной способности почв, поглощение почвами радионуклидов протекает специфически - в условиях предельно низких концентраций сорбируемых веществ. Он доказал, что каждая отдельная, произвольно взятая част ионов или молекул растворенного и подвергающегося сорбции вещества, присутствующего в почве в микроколичествах, в процессе поглощения не конкурирует за места на поверхности адсорбента - почвенного поглощающего комплекса - с любой другой частью таких же ионов и молекул. Им было предложено рассматривать процесс поглощения почвой отдельных ионов или молекул одного из микрокомпонентов как акт, не зависящий от присутствия в системе других микрокомпонентов или ионов и молекул того же самого компонента.


Для большинства почв, грунтов и радионуклидов установлено, что чем выше степень сорбционного поглощения ионов радионуклидов из растворов, тем ниже десорбция другими ионами. При этом, чем выше рН жидкой фазы, тем выше сорбция и ниже десорбция. Энергия поглощения одного и того же иона, а также прочность удержания его в поглощенном состоянии различаются в зависимости от состава почвенного раствора и свойств почвы (307).


При взаимодействии ионов радионуклидов с почвами соблюдаются все основные закономерности обмена, а наблюдаемые различия носят количественный характер (203). Однако именно эти различия играют решающую роль в поведении радионуклидов в почвах и включении их в биологические цепи в природных условиях (307).


Стронций-90 достаточно полно (98 %) десорбируется из почвы растворами нейтральных солей, что указывает на обменный характер сорбции. Цезий-137 десорбируется менее полно, что обусловлено более сложной природой связи его с почвой (153).
С течением времени обменнопоглощенные радионуклиды могут превращаться в слаборастворимые соединения - фосфаты и карбонаты стронция и пр. Вследствие чего их мигра-ционная способность может снизиться.


Р.М. Алексахин и М.А.Нарышкин (56) исследовали подвижность глобальных выпадений стронция-90 в почвах разных типов под лесом. В отличие от других продуктов деления элемент находился в почвах в обменном состоянии. "Старения" - перехода в необменные формы - практически не наблюдали. Спустя 12 лет после попадания этого радионуклида в серые лесные почвы, 92-96 % всего его количества находилось в обменном состоянии. В этих же условиях цезий-137 находился в необменном состоянии.


Влажность почвы значительно влияет на подвижность радионуклидов. В.М. Прохоров (357) установил, что по значимости влияния на коэффициент их распределения свойства почвы образуют убывающий ряд: влажность > содержание поглощенного кальция и магния > емкость поглощения > содержание органического вещества > рН. Однако, по данным Ф. И. Павлоцкой (310), подвижность цезия-137 мало зависит от влажности почвы. В почвах разных типов до глобальной аварии на ЧАЭС в обменном состоянии этого радионуклида со-держалось 0,5-28 % общего количества.


На поведение цезия-137 в системе почва-раствор особенно сильно влияют одновалентные катионы, что свидетельствует о необратимом характере сорбции (50).


Р.М. Алексахин с соавторами (55) указывают, что формы нахождения цезия-137 в зави-симости от свойств почв существенно различаются. Содержание обменной формы этого радионуклида "практически на почвах всех типов больше" кислоторастворимой (необменной) формы. В дерново-подзолистых почвах находится в обменной форме более 20 % цезия-137, а в почвах других типов в 1,5-3 раза меньше. В почвах, имеющих высокую гидролитическую кислотность, малую степень насыщенности основаниями, легких по гранулометрическому составу, содержание доступного растениям цезия-137 достигает 35 - 40 % .


Роль органического вещества в сорбции радиоцезия твердой фазой почв невелика, закрепление его в органогенных почвах, как правило, незначительно. Эти ученые отмечают, что исключение представляют почвы торфяного и болотного рядов, в которых высокая подвижность цезия-137 в системе почва-растение связана с наличием в почвах большого количества органических соединений, содержащих названный радионуклид.


Основной механизм поглощения твердой фазой почв стронция-90 - ионный обмен. Этот процесс сильно зависит от присутствия макроконцентраций катионов в растворе. Ю.А. Кокотов с соавторами (214), Ф.И. Павлоцкая (310), Б.С. Пристер с соавторами (335), Р.М. Алексахин с соавторами (53) указывают, что существуют следующие ряды уменьшения влияния конкурирующих ионов на сорбцию стронция-90 твердой фазой почв:
A13+> Fe3+> Ba2+> Ca2+ и Sr2+ - Ca2+ > Mg2+> K+> NH4> Na+.


При увеличении в почве концентрации анионов РО43-, SO42- и СО32- сорбция стронция-90 возрастает в первую очередь за счёт соосаждения с труднорастворимыми соединениями Са, Мg, Fe. Глинистыми минералами почв может быть сорбировано до 99 % стронция-90. На поведение этого радионуклида в почве оказывают значительное влияние количество и качество органического вещества почвы. (53). "Предпочтительнее" стронций-90 связывается с фульвокислотами и гумином (310). Стронций-90 присутствует в почвах в основном не в виде "индивидуальных соединений" с органическими веществами, а в форме сложных комплексов, в состав которые входят также Са, Fe, Аl. В зависимости от того, в каком состоянии они находятся в почве, возрастает или уменьшается доля стронция-90 в подвижной форме (53).


В наших исследованиях использовали следующую схему определения содержания химических форм цезия-137 и стронция-90 в почвенных образцах, принятую во ВНИИ сельхозрадиологии и агроэкологии:
- деионизированная вода при комнатной температуре (извлекает водорастворимые формы);
- 1 н водный раствор ацетата аммония при комнатной температуре (извлекает легкообменные формы);
- 1 н раствор соляной кислоты при комнатной температуре (извлекает труднообменные формы);
- 6 н раствор соляной кислоты при кипячении, постоянном полуторачасовом перемешивании и соотношении почва : десорбент как 1 : 2 (извлекает необменные формы)


Та часть радионуклидов, которая остается в почве после последовательной десорбции их из нее вышеперечисленными веществами, отнесена к прочносвязанным необменным (фиксированным) формам.


Установлено, что в дерново-подзолистых почвах естественных экосистем зандровых равнин, загрязненных выбросами ЧАЭС, преобладают прочносвязанные формы радиоцезия. Доля его водорастворимых соединений самая низкая, а обменных и необменных - занимает срединное положение (табл. 107 - 114).

Таблица 107

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в дерново-подзолистых почвах
на глубоких флювиогляциальных отложениях элювиального ландшафта катены
"Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 1)

Таблица 108

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в дерново-подзолистых почвах
на двучленных отложениях с мореной снизу трансэлювиального ландшафта катены
"Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 2)

Таблица 109

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в дерново-подзолистых почвах
на двучленных отложениях с мореной снизу трансэлювиального ландшафта катены
"Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 3)

Таблица 110

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в болотно-дерново-глубокоподзолистой грунтово-оглеенной иллювально-желёзистой торфяной почве на флювиогляциальном песке естественной экосистемы
трансаккумулятивного ландшафта катены "Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 4)

Таблица 111

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель)
в горизонте Апg (5-10 см) болотной низинной перегнойно-глеевой почвы агроэкосистемы
транссупераквального ландшафта катены "Старый Вышков" (Гривский КПУ № 1)

Таблица 112

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в болотных низинных почвы
транссупераквального ландшафта катены "Старый Вышков" (Гривский КПУ № 2)

Таблица 113

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в дерново-подзолистых почвах на двучленных отложениях с мореной снизу (Новозыбковский КПУ)

Таблица 114

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в дерново-подзолистых почвах на глубоких флювиогляциальных отложениях (Клинцовский КПУ)

Самое высокое содержание прочносвязанных форм радиоцезия характерно для естествен-ных почв транссупераквального (табл. 111, 112) и трансаккумулятивного (табл. 110) ландшафтов. В дерново-подзолистых почвах элювиальных (табл. 107) и трансэлювиальных (табл. 108, 109, 113, 114) ландшафтов оно ниже за счёт увеличения доли необменных и обменных соединений радиоизотопов цезия. При этом содержание водорастворимых соединений практически не изменяется.


По генетическим горизонтам природных дерново-подзолистых почв зандровых равнин химические формы радиоцезия распределяются неодинаково. Максимум прочносвязанных и необменных форм цезия-137 отмечен в иллювиальном горизонте названных почв на двучленных отложениях с мореной снизу (табл. 113). Этот педохимический барьер настолько активно связывает цезий-137, что подвижные формы последнего здесь отсутствуют. В дерново-подзолистых почвах на мощных флювиогляциальных отложениях основным педохимическим барьером при вертикальной миграции радиоцезия является лесная подстилка и верхняя часть гумусово-элювиального горизонта (табл. 114).


Для самого верхнего горизонта лесной подстилки характерно увеличение содержания прочносвязанных соединений этих радиоизотопов, что обусловлено, вероятно, влиянием почвенных органических веществ. В гумусово-элювиальном горизонте доля прочносвязанного радиоцезия снижается, а водорастворимого и обменного - возрастает (табл. 108, 113, 114). Причем увеличение доли последнего происходит в основном за счёт труднообменных соединений. По слоям верхних генетических горизонтов почв формы радиоцезия распределяются незакономерно.


В слоях верхней части профиля естественной болотной верховой перегнойно-торфяной почвы (табл. 115) содержание химических форм радиоцезия очень варьирует. Закономерно-сти этого явления установить не удалось. Возможно, оно обусловлено неприспособленностью методов десорбции форм радионуклидов для органогенных почв.

Таблица 115

Формы цезия-137 (числитель) и цезия-134 (знаменатель) в естественной болотной верховой перегнойно-торфяной почве
(Топиловский КПУ)

Закономерности ландшафтного распределения химических форм радионуклидов, установленные для дерново-подзолистых почв естественных экосистем, присущи и для почв агроэкосистем (табл. 107 - 109, 112 - 114).


В дерново-подзолистых почвах зандровых равнин, длительно используемых в полевых и овощных агроэкосистемах, подвижность цезия-137 возрастает. Об этом свидетельствует не только увеличение содержания его подвижных соединений в верхней части почвенного профиля, но и появление в нижележащих горизонтах, где их раньше не было (табл. 113, 114). В дерново-подзолистых почвах кормовой и болотной низинной перегнойно-торфяной почве луговой агроэкосистем подобное явление не отмечено (табл. 107 - 109, 112).


В почвах естественных экосистем ополья, которое отличается от зандровых равнин значительно меньшим радиоактивным загрязнением, тоже преобладают прочносвязанные формы радиоцезия. Доля его водорастворимых соединений самая низкая, а обменных и необменных - занимает срединное положение (табл. 116, 117).

Таблица 116

Формы цезия-137 в серых лесных почвах ополья (Стародубский КПУ № 1, на гривах)

Таблица 117

Формы цезия-137 в серых лесных почвах со вторым гумусовым горизонтом западин ополья (Стародубский КПУ № 2)

В природных серых лесных почвах межзападинных грив прочносвязанных и легкообменных форм радиоцезия больше, чем в естественных почвах сопредельных западин. В последних резко возрастает доля труднообменных соединений этих изотопов, а водорастворимых - практически не изменяется.


По генетическим горизонтам природных почв ополья химические формы радиоцезия рас-пределяются неодинаково. Максимум его прочносвязанных форм отмечен в самом верхнем генетическом горизонте (табл. 116, 117). Этот педохимический барьер активно связывает цезий-137, что снижает содержание его обменных соединений. Количество водорастворимых форм в этом горизонте изменяется незначительно. В серых лесных почвах грив ополья вторым педогеохимическим барьером при нисходящем перемещении цезия-137 является иллювиальный горизонт, а в почвах западин - второй гумусовый горизонт.


В серых лесных почвах грив ополья, длительно используемых в полевых агроэкосистемах, уменьшается доля прочносвязанных форм цезия-137 и возрастает - необменных (табл. 116).

Количество остальных форм почти не изменяется. В аналогичных условиях в серых лесных почвах со вторым гумусовым горизонтом в западинах значительно увеличивается доля прочносвязанных форм этого радионуклида и уменьшается - труднообменных и необменных (табл. 117). Интенсификация агроэкосистемы способствует этому процессу и создает условия для возникновения тенденции к снижению водорастворимых соединений цезия- 137.


Закономерности распределения форм стронция-90 в естественных дерново-подзолистых почвах зандровых равнин значительно отличаются от установленных для цезия-137. В минеральных почвах, в подавляющем большинстве случаев, преобладает обменная форма стронция-90 и возрастает доля водорастворимой (табл. 118 - 121, 123, 124). В верхних слоях органогенных болотных почв доминируют необменные соединения этого радионуклида (табл. 122).

Таблица 118

Формы стронция-90 в дерново-подзолистых почвах на глубоких флювиогляциальных отложениях элювиального ландшафта катены "Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 1)

Таблица 119

Формы стронция-90 в дерново-подзолистых почвах на двучленных отложениях с мореной снизу трансэлювиального ландшафта катены "Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 2)

Таблица 120

Формы стронция-90 в дерново-подзолистых почвах на двучленных отложениях с мореной снизу трансэлювиального ландшафта катены "Старый Вышков" (Колодезский КПУ № 3)

Таблица 121

Формы стронция-90 в болотной-дерново-глубокоподзолистой грунтово-оглеенной иллювиально-желёзистой торфяной почве трансаккумулятивного ландшафта и болотной низинной перегнойно-глеевой почвы транссупераквального ландшафта катены "Старый Вышков"

Таблица 122

Формы стронция-90 в болотных низинных почвах транссупераквального ландшафта катены "Старый Вышков" (Гривский КПУ № 2)

Таблица 123

Формы стронция-90 в дерново-подзолистых почвах на двучленных отложениях
с мореной снизу (Новозыбковский КПУ)

Таблица 124

Формы стронция-90 в дерново-подзолистых почвах на глубоких флювиогляциальных отложениях (Клинцовский КПУ)

Закономерного распределения форм стронция-90 в сопряженных ландшафтах естественных экосистем зандровых равнин не установлено. По слоям верхних генетических горизонтов природных почв формы рассматриваемого радионуклида распределяются незакономерно.


В верхней части профиля дерново-подзолистых почвах зандровых равнин, длительно используемых в кормовых, луговых, полевых и овощных агроэкосистемах, наблюдается тенденция к увеличению подвижности стронция-90 (табл. 118 - 124).


В серых лесных почвах естественных экосистем ополья, которое отличается от полесья значительно меньшим радиоактивным загрязнением, стронций-90 преобладает в легко- и труднообменной формах (табл. 125, 126). Доля его водорастворимых соединений самая низкая, а необменных - занимает срединное положение.

Таблица 125

Формы стронция-90 в серых лесных почвах ополья (Стародубский КПУ № 1, на гривах)

Таблица 126

Формы стронция-90 в серых лесных почвах ополья со вторым гумусовым горизонтом
(Стародубский КПУ № 2, в западинах)

В природных серых лесных почвах межзападинных грив легкообменных и водорастворимых форм радиоцезия больше, чем в естественных почвах сопредельных западин. В последних возрастает доля необменных и труднообменных соединений этого радионуклида.


По генетическим горизонтам природных почв ополья химические формы стронция-90 распределяются неодинаково. Максимум его обменных и необменных форм отмечен в иллювиальном горизонте серых лесных почв. Количество водорастворимых форм здесь изменяется незначительно. В серых лесных почвах западин ополья педогеохимическим барьером при нисходящем перемещении стронция-90 является второй гумусовый горизонт.

В серых лесных почвах грив ополья, длительно используемых в полевых агроэкосистемах, значительно увеличивается доля необменных форм стронция-90 и уменьшается - всех остальных (табл. 125). В аналогичных условиях в серых лесных почвах со вторым гумусовым горизонтом в западинах значительно увеличивается доля труднообменных, необменных и водорастворимых форм этого радионуклида и уменьшается - легкообменных (табл. 126). Интенсификация агроэкосистемы меняет направленность этого процесса - уменьшается количество труднообменных, необменных и водорастворимых соединений стронция-90 и увеличивается - легкообменных.


В агрогенных серых лесных почвах западин имеется два педохимических барьера, удерживающих стронций-90. Это второй гумусовый горизонт и особенно его нижняя часть, а также пахотный горизонт.


Ф.И. Павлоцкая (310), Э.Б. Тюрюканова (420), А.И. Перельман (317) указывают, что поведение и распределение искусственных радионуклидов в почвах различных ландшафтов коррелирует с поведением и распределением типоморфных элементов. По определению Б.Б. Полынова (326) и А.И. Перельмана (317), к типоморфным относят элементы, содержащиеся в заметных количествах, характеризующиеся максимальной подвижностью в данных геохимических условиях и обладающие способностью накапливаться в подчиненном ландшафте.


В торфяно-болотных почвах основная часть 137Cs находится в необменной форме. Вод-растворимых соединений немного. Они редко превышают несколько процентов. Количество обменных форм значительное, составляет нескольких десятков процентов (рис. 99, 100). Значительное увеличение содержания водорастворимой и обменной форм радиоцезия в болотной верховой перегнойно-торфяной почве около с. Веприн обусловлено, по-видимому, её большей обводнённостью. Можно предположить, что при снижении обводнённости изменится и соотношение форм 137Cs. Однако это предположение требует дальнейшей экспериментальной проверки (439).

Рис. 99. Соотношение форм 137Cs в болотной верховой перегнойно-торфяной почве (Брянская область, Новозыбковский район, с. Старый Вышков)

Рис. 100. Соотношение форм 137Cs в болотной верховой перегнойно-торфяной почве (Брянская область, Клинцовский район, с. Веприн)

Для более глубокого понимания процессов миграции 137Cs по профилю болотных почв, необходимо знать не только его распределение, но и распределение форм типоморфных элементов, а также физико-химические показатели рассматриваемых почв (438).


Результаты корреляционного анализа представлены в таблицах 127 и 128. Очёс был рас-смотрен отдельно от нижележащих горизонтов, так как его, в силу специфичности состава и свойств некорректно анализировать совместно с горизонтами Т1 и Т2.
Коэффициенты корреляции активности радиоактивного цезия с физико-химическими свойствами торфяных почв в очёсе и горизонтах Т1 + Т2 часто существенно отличаются, что свидетельствует о разных механизмах его поведения.


В очёсе очень тесная положительная корреляция активности водорастворимой и обменной форм, в то время как с активностью необменной формой - либо незначительная, либо тесная отрицательная. В горизонтах Т1 + Т2 - корреляция между формами радиоцезия во всех случаях тесная положительная (табл. 127, 128).

Таблица 127

Коэффициенты корреляции форм 137Cs с физико-химическими свойствами и содержанием
типоморфных элементов в очёсе болотных верховых перегнойно-торфяных почв (438)

Таблица 128

Коэффициенты корреляции форм 137Cs с физико-химическими свойствами и содержанием
типоморфных элементов в горизонтах Т1 + Т2 болотных верховых перегнойно-торфяных почв (438)

В горизонтах Т1 + Т2 присутствует значимая положительная корреляция между активностью всех форм радиоцезия и зольностью, в то время как в очёсе для активности подвижных форм корреляция отрицательная, а для активности необменного радиоцезия - незначительная положительная.


Водосборная площадь Вепринского мониторингового участка располагается на территории естественной экосистемы, в то время как Топиловского - в агроэкосистеме. Это обуславливает различия коэффициентов корреляции активности форм радиоцезия и содержания форм марганца в горизонтах Т1 + Т2, рассматриваемых почв, где отличия рН(Kсl) наиболее существенны (табл. 127, 128).


Изучение форм радиоцезия в поймах рек Брянской области дало следующие результаты. В прирусловой пойме Суражского КЭУ, расположенного в "чистой" зоне (плотность загрязнения 137Сs < 1 Ки/км2), 137Cs содержится больше в слое 5-10 см, а в почвах остальных частей поймы - в слое 0-5 см. Сравнивая между собой содержание 137Сs в почвах Суражского КЭУ можно отметить, что больше всего содержится его в почвах центральной поймы, а меньше - в прирусловой (табл. 129).

Таблица 129

Содержание и формы 137Cs в пойменных почвах (225)


В обоих слоях почвы прирусловья Жуковского КЭУ (1 - 5 Ки/км2) содержание 137Сs примерно одинаковое. В почвах остальных частей поймы его больше сосредоточено в слое 0-5 см. По содержанию 137Cs в почве различные участки поймы располагаются в следующий ряд: центральная пойма с манниковым травостоем > центральная пойма с канареечниковым травостоем и притеррасье > прирусловье.


В почвах всех пойменных экологических подсистем Лопатнинского КЭУ (5 - 15 Ки/км2) больше 137Сs содержится в слое 0-5 см. По содержанию его в почвах различные части поймы размещаются в следующей последовательности: центральная пойма с манниковым травостоем > центральная пойма с канареечниковым травостоем и притеррасье > прирусловье.


На Перевозском КЭУ (15 - 40 Ки/км2) в почвах прирусловья и центральной поймы с канареечниковым травостоем отмечено большее накопление 137Cs в слое 5-10 см. В центральной пойме с манниковым травостоем и притеррасье радионуклид находится в большем количестве в слое почвы 0-5 см. По содержанию 137Cs в почвах различные участки поймы располагаются следующим образом: центральная пойма с манниковым травостоем > прирусло-вье и притеррасье > центральная пойма с канареечниковым травостоем.


В почвах всех участков поймы Батуровского КЭУ (> 40 Ки/км2) 137Cs больше содержится в слое 0-5 см. По содержанию его в почвах различные части поймы размещаются в следую-щей последовательности: центральная пойма > притеррасье > прирусловье (табл. 129).


Установленное распределение 137Cs между различными частями пойм не случайно и не обусловлено первоначальной неоднородностью радиоактивных выпадений, а закономерно, так как его наблюдали во всех исследуемых речных долинах и при разной плотности радио-активного загрязнения. Вероятно, рассматриваемое явление обусловлено перераспределением радионуклида согласно известным закономерностям передвижения потоков воды и химических элементов в ландшафтах и почвах, а также литологическими, геоморфологическими, почвенными и геоботаническими особенностями пойменных экологических подсистем.


Состояние и поведение 137Cs в почвах характеризуются совокупностью всех его форм. Соотношение их зависит как от свойств самого радионуклида, так и от состава и свойств природных объектов, реальных физических и химических условий.


Основная часть 137Cs в пойменных почвах находится в прочносвязанном состоянии (в среднем 67 %).


Суммируя водорастворимую и легкобменную формы получили количество радионуклида, доступное для растений. Наибольшее содержание его характерно для почв центральной поймы.


В прирусловьях всех КЭУ доступный 137Cs сосредоточен в слое почвы 0-5 см, а в притеррасьях - 5-10 см. В почвах центральной поймы с канареечниковым травостоем, кроме Перевозского КЭУ, 137Cs в доступной форме больше в слое 5-10 см. В почвах центральной поймы с манниковым травостоем подобного не отмечено.


На биологическую доступность 137Cs большое влияние оказывают физик-химические и агрохимические свойства почв (табл. 130). Так, в прирусловье достоверная положительная сильная корреляционная связь отмечена между величиной доступной формы 137Cs и содержанием под-вижного калия (r = 0,75), а достоверная сильная отрицательная - с рНKCl (r = - 0,79) и ЕКО (r = - 0,63).

Таблица 130

Коэффициенты парной корреляции между доступным 137Cs и основными физико-химическими и агрохимическими показателями пойменных почв

Участок поймы

рНKCl

ЕКО

Гумус

Р2О5

К2О

Прирусловье

-0,79

-0,63

-0,05

-0,25

0,75

Центральная пойма (канареечниковый травостой)

-0,46

-0,35

-0,47

-0,21

0,58

Центральная пойма (манниковый травостой)

-0,52

-0,41

0,18

-0,72

0,41

Притеррасье

-0,71

-0,75

-0,46

-0,31

0,67

В центральной пойме достоверная положительная корреляционная связь установлена между содержанием доступной формы 137Cs и обменного К2О (r = 0,41-0,58) и обратная - между содержанием доступной формы 137Cs и рНKCl (-0,46 _ -0,52) и ЕКО (-0,35 _ -0,75). Однако степень связи между ними ниже, чем в прирусловье.


В притеррасье подобная закономерность между подвижностью радионуклида и агрохимическими показателями сохраняется. Как и в прирусловье связь между анализируемыми величинами сильнее, чем почвах центральной поймы.


В связи с тем, что между рНKCl, ЕКО, К2О и доступным 137Cs обнаружена сильная достоверная корреляционная связь, для почвы каждой части поймы было рассчитано уравнение множественной регрессии:

где
Y - относительное содержание доступной формы 137Cs, %;
X1 - рНKCl;
X2 - ЕКО, мг . экв/100 г почвы;
X3 - К2О, мг/100 г почвы.

Вышеприведенные уравнения позволяют по имеющимся параметрам рНKCl, ЕКО, К2О спрогнозировать долю подвижного радиоцезия и тем самым определить его доступность растениям.