Суммарная радиационная (сорбционная) емкость почвы колеблется от одного до нескольких десятков миллиграмм-эквивалентов радия на 100 г. почвы, что в сотни тысяч раз превосходит реальные сформировавшиеся величины активности почв радиоактивных территорий, максимально загрязненных от аварий на ЧАЭС, ПО «Маяк». Сравнительная оценка сорбционной радиационной емкости почв (проводимая по соотношению содержания радионуклида в твердой фазе почв – нерастворимой фракции) к содержанию в почвенном растворе дана в таблице 1:
Таблица 1.1. Сравнение сорбционных емкостей почв по соотношению активности радионуклидов в твердой фазе почв – нерастворенной фракции и в почвенном растворе (по А.Н. Марей и др.)
| Почва | Соотношение активности твердой и жидкой фаз почв (Кр) | |
| 90Sr | 137Сs | |
| Тундры (Архангельская обл.) | 29,5 ± 2,8 | 1433 ± 199 |
| Серая лесная: Орловская обл. | 71,9 ± 5,2 | 6140 ± 993 |
| Среднеподзолистая (Московская обл.) | 50,0 ± 2,6 | 2237 ± 127 |
| Чернозем (Воронежская обл.) | 291 – 430 | В растворе не обнаруживается |
Приведенные данные указывают на большую сорбционную емкость (способность к захвату растворенных в осадках радионуклидов) почв чернозема, лесной подстилки, более выраженную по отношению к калиевому аналогу почвенного метаболизма – 137Cs. Функционально связаны с сорбционными процессами почв скорость проникновения радионуклидов в прикорневую глубину и последующее включение в экосистемные цепи миграции. Скорость процесса (после загрязнения среды) определяется прочностью связи излучателей с твердой фазой почв, скоростью диссоциации и последующего ионного перемещения радионуклида, зависящей от химических свойств излучателя и его соединений.
В миграцию существенные коррекции вносит рельеф местности (горизонтальное перемещение с талыми и дождевыми водами с последующим большим накоплением в низинах), а также механическая (глубокая вспашка) переработка почв, ведущая к ускоренному перемещению радионуклидов в подкорневую глубину и исключению фактора радиационной опасности из активной миграции в экосистемах. Долгосрочное сохранение радионуклидов в прикорневой глубине, на необрабатываемых землях (луга, лесная подстилка), включение в почвенный метаболизм ведут к их накоплению через концентрацию в травах, листве, с последующим неоднократным повторным включением (через гниение опада) в почвенные процессы.Так, при максимальном накоплении радионуклидов на глубине 5 – 10 см (до 135 Бк/кг для 90Sr и 158 Бк/кг для 137Cs в почвах Якутии) радиоактивность наземного опада составляет 149 и 244 Бк/кг соответственно. Радиоактивность верхних слоев почв при этом незначительна, порядка 20 – 30 Бк/кг (Л.Н. Михайловская и др., 1995).
Такой растягивающимся на десятилетия процесс вертикальной миграции дополняется горизонтальным перемещением и распространением радионуклидов на более обширные и менее контрастные по радиоактивности среды (в отличие от первичной загрязненности) территории. В процессе участвуют сообщества живых организмов почв (педоценозы), грызуны, травоядные. Перераспределения являются здесь следствием активной и пассивной мобильности представителей фауны, распространения продуктов их метаболизма, сложных пищевых цепей миграции радионуклидов. Скорость таких процессов зависит от химических свойств загрязнителей и соответственно функций выполняемых их нерадиоактивными аналогами в экологических цепях обмена. (Таблица 1.2)
1.2 Биогенная концентрация
Все животные и растения обладают способностью избирательно и интенсивно накапливать рассеянные в экосистемах в ничтожных концентрациях микроэлементы, к конкурентам которых (в том числе и по характеру биологических функций) относятся долгоживущие радиоактивные загрязнители среды. Коэффициенты накопления их (отношение радиоактивности радионуклида в составе среды к его радиоактивности в организме) колеблются от нескольких до десятков тысяч. Высокие коэффициенты накопления приводят к тому, что концентрация излучателей в биомассе загрязненных биоценозов становится более высокой по сравнению с радиоактивностью среды (что ведет к неадекватной оценке радиационного риска при простом санитарном анализе событий).
Мощный процесс избирательной биогенной концентрации рассеянных излучателей наиболее интенсивен в первые годы от момента выпадения радиоактивных осадков. Радионуклиды в этот период представляют собой новейшие для среды, легко диссоциирующие соединения, не вкрапленные, как это происходит в последующем, в кристаллические решетки глинистых минералов (процесс старения элементов). Комплекс почвенно-химическихреакций старения и последующее включение радионуклидов в состав труднорастворимых почвенных и минеральных структур переводит метаболизм изотопов на равные с их естественными химическими аналогами права. Скорость таких процессов зависит от физико-химических свойств радионуклидов, а также характера загрязнения почв (влажности, концентрации ионов). Максимальная скорость поглощения радионуклидов растениями происходит при рН, близком к нейтральному и слабощелочному. В кислой среде усиливается сорбция твердой фазой почв, т.е. радионуклиды «консервируются» на более долгосрочные периоды. Влажность, как следствие увеличения массы сельскохозяйственной продукции, снижает концентрацию радионуклидов в биомассе. Высокие концентрации ионов стабильных элементов препятствуют проникновению радионуклида в корневую систему.
Наиболее доступен для корневых систем растительности, особенно в первые годы после загрязнения среды, стронций. Старение радионуклида происходит медленно. Через 12 лет после внесения 90Sг в почву более 95% изотопа остается в обменной, кальцийподобной форме. Фиксация 90Sг в необменную форму может явиться следствием включения его в кристаллы CaCO3. В кислых почвах этот процесс связан с вхождением 90Sг и Ca в нерастворимые трехкальциевые фосфаты и другие нерастворимые соединения почвы как результат взаимодействия с анионами PO4, CO3 и др. Накопление 90Sг в растениях обратно пропорционально количеству обменного конкурента изотопа кальция почвы. Такая блокада метаболизма имеет предел. Избыточное (> 25 мг-экв на 100 г. почвы) внесение кальция не ведет к дальнейшему снижению скорости перехода радионуклида в растительность.
Цезий, судя по коэффициентам накопления в почвах, по разным источникам, относится либо к сильно, либо к слабо накапливаемой группе элементов. В экспериментах и наблюдениях по миграции изотопа (почва–вода-растительность) выявлено его преимущественное накопление в неорганической фазе почв (коэффициент накопления 0,25), но при высоком содержании излучателя в биомассе (8000–9000). У Юдинцевой (1981) имеются данные по влиянию емкости обмена почв и величины поглощенного калия на поступление 137Cs в урожай растений (овес). На почвах различного типа (дерново-подзолистая, серая лесная и выщелоченный чернозем) установлена закономерность – при величине емкости обмена 4,5 и менее мг-экв на 100 г. 137Cs в наибольшей степени поступает в растения. При увеличении поглотительной способности почв до 20 мг-экв и более поступление радионуклида мало зависит от этого показателя.
Наименее исследована миграция и последующее накопление в теле человека плутония и сопутствующих ему нептуния, америция, кюрия. Эти элементы относятся к сильно дискриминированным метаболитам, не включающимся в активный экосистемный обмен. Первичная загрязненность почв радионуклидами этого ряда регистрируется в виде «горячих частиц» PuO2 диаметром порядка 10 мкм, активностью от 50 до 1000 мкБк. Включение в почвенную миграцию происходит медленно, после образования Fe-Pu-Al-комплексов с низкомолекулярными фульвокислотами. Скорость последующего вертикального движения в прикорневую систему зависит от сформировавшейся в почвах скорости движения нерадиоактивных носителей. До 9% от плутониевых выпадений мигрируют на глубину 10–90 см чернозема и до 20% на аналогичную глубину – серозема торфяников спустя 10 – 15 лет после загрязнения среды. Почвенные загрязнения плутонием, их долгосрочное содержание в поверхностных слоях ведут к аэрозольному проникновению α-излучателя в организм человека и накоплению радионуклида в легких (от 4 до 83 мБк). После чернобыльской аварии лучевые нагрузки от плутония возросли в среднем в 1,5 раза и достигли 2 мкЗв/год.
Период полуочищения корнеобитаемых слоев от радионуклидов цезия и стронция (совокупность функций экспоненты радиоактивного распада, минерализации, перехода в подкорневую систему и др.) представлен в таблице 1.3. для различных видов почв. Он минимален для чернозема и торфяных почв, а для почв, пострадавших от аварий, максимален, что позволяет прогнозировать радиационную «чистоту» таких территорий только через 600 – 1000 лет.
Таблица 1.3. Периоды полуочищения корнеобитаемых слоев почв от суммарной радиоактивности (по Михалеву, 2004)