Реферат: Лад органического вещества илистых частиц дерново-подзолистой почвы, серозема и чернозема на поглощение и прочность закрепления цезия-137 относительно небольшая

Начало формы



АЛИПБЕКОВ О.А.

О СОРБЦИИ И ДЕСОРБЦИИ ЦЕЗИЯ-137 ИЛИСТЫМИ ФРАКЦИЯМИ ПОЧВ И НЕКОТОРЫМИ ГЛИНИСТЫМИ МИНЕРАЛАМИ

(Казахский Национальный Агроуниверситет)



   Показано, что вклад органического вещества илистых частиц дерново-подзолистой почвы, серозема и чернозема на поглощение и прочность закрепления цезия-137 относительно небольшая. Фиксация радиоцезия илистой фракцией почв, главным образом, обусловлено минеральной частью, действие которого на прочность закрепления элемента в свою очередь зависит от их качественного и количественного состава.

    Илистые фракции почв оказывают значительное влияние на процессы поглощения и закрепления цезия-137 и других радиоактивных продуктов деления [1]. Показано, что илистые частицы почв, для которых характерны высокая поглотительная способность, наиболее прочно закрепляют радиоцезий в поглощенном состоянии [2, 3]. Но, эти исследования проводились в основном с почвами России и других стран. В почвах Казахстана, которые характеризуются своеобразным генезисом и минералогическими ассоциациями, такие исследования выполнены только в отношении прометия-147 [4]. Сведения об изучении влияния илистых фракций серозема обыкновенного и чернозема горного на поведение цезия-137 в системе твердая фаза-раствор не встречаются. Поэтому, целью настоящей работы является оценка действия илистых фракций серозема обыкновенного и чернозема горного, а также отдельных почвообразующих вторичных глинистых минералов на сорбцию и десорбция цезия-137.

^ МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЙ

     Для проведения опытов были взяты илистые фракции серозема обыкновенного, чернозема горного и дерново-подзолистой почв. Выделение из этих почв и глинистых минералов илис-тых частиц осуществляли по методике Горбунова [5], содержание в них гумуса определяли по Тюрину в модификации Никитина [6], органические вещества разрушали по Журавлевой [7].
   Сорбцию и десорбцию радионуклидов илистыми частицами почв и глинистыми мине-ралами изучали в статических условиях. Отношение твердой фазы к жидкой 1 : 10, навеска илистых частиц и минералов - 0,5 г. Водные растворы цезия-137, илистые частицы почв и минералов перемешивали на роторной мешалке в течении 2 ч и центрифугировали 30 мин при 3000 об/мин. Результаты определения величины поглощения радионуклида выражали в процентах к исходной активности и определяли коэффициенты их распределения Кd [8]:

     А0 - А1       v
Кd = ------------. ------,
       А1            m


где А0 - активность исходного раствора, имп/мин*мл;
А1 - активность центрифугата, имп/мин*мл;
v - объем раствора, г;
m - вес твердой фазы, мл.

   Десорбцию цезия-137 проводили 0,1Н раствором хлористого калия. Количество вытесненного радионуклида выражали в процентах от поглощенного. Повторность опыта - шестикратная. Измерение активности радионуклида проводили радиометрически на установке УМФ-1500 М    со счетчиком СБТ-13.

   Минералогический состав илистых фракций изучали рентгендифракто-метрическим, термографическим и электронно-микроскопическим методами. Рентгено- дифрактометрический анализ проводили на установке ДРОН-2 с помощью медного фильтрованного излучения в следующем режиме: напряжение на трубе - 42 кВ, сила тока - 12 мА, скорость счетчика - 1 градус/мин, скорость ленты - 720 мм/ч с тремя щелями по 0,25 мм каждая. Съемку только ориентированных образцов, приготовленных на предметном стекле, проводи-ли в следующей последовательности: сначала получали дифрактограмму естественного образца, затем насыщали этиленгликолем, прокаливали при 300 и 5000С и получали 2-ю, 3-ю и 4-ю дифрактограммы. Исследования образцов осуществляли на электронном микроскопе ЭВМ-100 методом просвечивания с последующей фотографией на фотопластинку размером 9х12. Из образцов готовили препараты в виде водной суспензии и наносили их на коллодиевую пленку-подложку. Следует отметить, что полученные данные по количествен-ному соотношению минералов в образцах почв не претендуют на высокую точность и использованный метод расчета скорее следует считать полуколичественным [9-11].

^ РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

    Результаты    рентгендифрактометрического,    ;электронно-микроскопического и термографи-ческого анализов показали, что изученные образцы илистых фракций почв по качественному составу почти не отличались.В дерно-воподзолистой почве содержится каолинита - 15-20%, хлорита -10-15, иллита - 45-50% и очень мало - монтмориллонита. В составе минералов имеются смешанно-слоистые образования и кварц. Для серозема характерно относительно небольшое содержание (примерно 20-25%) иллита (по-видимому, гидратированного, слабоизмененного), несколько больше каолинита - 7-10%, чем хлорита - 3-5% и около 5% - монтмориллонита. Обнаруживаются сильноизмененный галлуазит, кварц и смешанно-слоистые образования типа иллит монтмориллонита. Чернозем представлен иллитом (около 45%), каолинитом и хлоритом (примерно по 8-10%) и монтмориллонитом (2-5%), присутствуют также смешанно-слоистые образования, кварц, возможно, вермикулит.
     Итак, серозем и чернозем при почти одинаковом содержании каолинита и монтмориллонита различаются по содержанию иллита, который имеет трехслойную структуру. Содержание каолинита, имеющего нерасширяющуюся структуру и относительно малую емкость поглощения, в дерново-подзолистой почве примерно в два раза выше, чем в сероземе и черноземе. В целом, в составе чернозема преобладают минералы, имеющие более высокую поглотительную способность.
    Дерново-подзолистые почвы являются одним из наиболее изученных в отношении пове-дения радионуклидов в них и, в частности, цезия-137. Поэтому, это почва из Московской области России, нами была взята для сравнения полученных результатов с сероземом обыкновенным и черноземом горным. Результаты опыта по исследованию влияния илистых частиц почв и отдельных глинистых минералов на сорбцию цезия-137 представлены в таблице 1. Как видно из этих данных, при использовании процентных значений сорбции различия не всегда выявляются. Однако, при выражении этих же результатов с помощью коэффициента распределения Кd, отмечаются заметные тенденции в значениях этой величины, т.е. использование последнего является более информативной.
     Значения коэффициентов распределения цезия-137, в зависимости от типа почв, в илистых частицах с ненарушенными органическими веществами (нативные) изменялись в 1,5 раза, а в частицах без органического вещества это разница было несколько выше, и составила 3,2 раза. Причем, в нативных частицах дерново-подзолистой и сероземной почв разницы в поглощении радиоцезия не проявлялась, и была не достоверна и в частицах без органики. Цезий-137 максимально сорбировался илистой фракцией чернозема горного. Высокая сорбция радионуклида отмечена как нативными, так и не нативными частицами чернозема горного, который от других почв отличается содержанием минералов с повышенной емкостью поглощения. В целом, безгумусные илистые частицы изученных почв, цезий-137 поглощали меньше.

^ Таблица 1. Влияние илистых частиц разных типов почв на сорбцию и десорбцию цезия-137

Почва

Поглощено цезия-137 от внесенного

Вытеснено цезия-137 от поглощенного, %

нативные

без органики

нативные

без органики

%

Кd

%

Кd

Дерново-подзолистая

99,7

3323

98,7

759

2,9

4,9

Серозем обыкновенный

99,7

3323

99,3

1419

2,4

4,2

Чернозем горный

99,8

4990,

99,6

2490

2,0

3,8

НСР05




985




851

0,2

0,3

    Радиоцезий из илистых частиц почв десорбировался в относительно небольших количес-твах. Так, в частицах с не нарушенными органическими веществами этот продукт деления закреплялся в количестве 98,0-97,1% от поглощенного, а в илистых минералах (частицы без органики) цезий-137 фиксировался несколько меньше - 94,2-95,1%. При этом наблюдается заметное снижение прочности закрепления этого радиоактивного продукта деления илисты-ми частицами почв в ряду чернозем, серозем, дерново-подзолистая почва. Как уже было показано, в этом же ряду увеличивается содержание в илистых фракциях почв минералов с более высокой поглотительной способностью. Вклад органического вещества изученных почв на прочность фиксации цезия-137 оказалось относительно небольшой. Если принять весь закрепленный илистыми фракциями исследованных почв радионуклид за сто процен-тов, то доля органического вещества в необменной фиксации составила всего 1,84-2,06%.
В естественной пробе, где находятся природная смесь минералов разного происхождения, трудно выделить значение минералов той или иной группы на процесс сорбции и десорбции радионуклидов. Поэтому, для более четкого представления о роли основных почвообразующих вторичных минералов на поведение цезия-137 в системе почва-раствор, нами проводились специальные опыты с бентонитовой глиной, вермикулитом и каолинитовой глиной, результаты которых представлены в таблице 2.

^ Таблица 2. Влияние бентонитовой глины, вермикулита и каолинитовой глины на сорбцию и десорбцию цезия-137

^ Минерал или глина

Поглощено цезия-137 от внесенного

Десорбированоцезия-137 в % от поглощенного

%

Кd

Бентонитовая глина

99,6

2490

5,5

Вермикулит

99,3

1419

9,2

Каолинитовая глина

98,7

759

14,0

НСР05

 

611

3,0

    В составе бентонитовой глины, главным образом, преобладает бентонит, представитель минералов монтмориллонитовой группы, которые относятся к трехслойным минералам с расширяющейся кристаллической решеткой. Емкость поглощения минералов этой группы достигает 80-150 мг*экв. на 100 г. Вермикулит относится к гидрослюдам и по структуре аналогичен с минералами монтмориллонитовой группы. Гидрослюды относятся к трехслой-ным минералам с нерасширяющейся решеткой. Избыточный заряд располагается на поверх-ности структурных слоев, которые сближены, что не дает возможность проникать воде. Величина емкости поглощения гидрослюд обычно не превышает 45-50 мг*экв на 100 г фрак-ции меньше 0,001 мм. В составе каолинитовой глины преобладает каолин, который относит-ся к двухслойным минералам, емкость поглощения которых не превышает 20 мг*экв на 100 г [12].
    Несмотря на довольно полное поглощение микроколичества цезия-137 представителями разных групп минералов и глин между ними имеются достоверные отличия в коэффициентах распределения. Как и ожидалось, полнота сорбций радиоцезия изученными глинами и минералом увеличивался в ряду каолинитовая глина, вермикулит, бентонитовая глина.
    Цезий-137, поглощенный минералом и глинами закреплялся довольно прочно. Например, количество десорбированного радиоцезия из изученных образцов глин и вермикулита не превышало 14,0%. Наименьшее количество радионуклида вытеснялось из бентонитовой глины, вермикулит занимал промежуточное положение, а каолинитовая глина фиксировала его значительно слабее предыдущих сорбентов. Таким образом, сорбция цезия-137 в значи-тельной мере обусловлена структурой почвообразующих минералов. Видимо, более высокая сорбция радиоцезия илистыми частицами чернозема горного является следствием содержа-ния в нем глинистых частиц с расширяющейся решеткой и более высокой емкостью поглощения.
    Полученные данные показывают, что для сорбции цезия-137 емкость поглощения изучен-ных частиц не являются достаточно полной, как это утверждается в отдельных исследова-ниях [2, 13]. Такая закономерность согласуется с представлениями о факторах, оказывающих влияние на сорбцию катионов почвой. Действительно, увеличение емкости обмена связано с увеличением числа обменных мест, приходящихся на единицу массы почвы. Это, при прочих равных условиях, увеличивает вероятность адсорбции катиона поверхностью почвенных частиц. Наличие зависимости сорбции катионов от емкости поглощения почвы в литературе отмечалось неоднократно [14-17], а также дана ее интерпретация [18]. По всей видимости, когда говорят о полном связывании радионуклидов, упускают динамический характер адсорбции ионов почвой. Поглощение ионов представляет собой результат двух противопо-ложных процессов: адсорбции ионов на обменных местах твердой фазы почвы и их десорб-ции. Оба эти процесса происходят одновременно, поэтому каждый отдельный ион попере-менно находится то в растворе, то в адсорбированном состоянии, причем частота перехода из одного состояние в другое составляет 103-105 в секунду [19]. Поэтому величина адсорбции определяется средней вероятностью нахождения ионов данного сорта в адсорбированном состоянии.
    Эта вероятность может быть достаточна близка к единице, но никогда ее не достигает, так как в любой, даже очень сильно сорбирующей почве, в каждый момент времени имеется некоторое количество ионов, находящихся в растворе. Главное заключается, видимо, в том, что в силу динамического характера адсорбции даже при малых концентрациях ионов в растворе существенные количества радионуклидов могут поступать в растения, подвергаться вымыванию, участвовать в других миграционных процессах, поскольку адсорбированные ионы представляют собой резерв пополнения их в растворе. По этим причинам полагают [18], что даже при очень высокой адсорбции радионуклидов не целесообразно говорить о полном поглощении его почвой, а лишь можно утверждать о сравнительно низком или высоком статусе величины их коэффициентов распределения.
    Говоря о механизме поглощения и закрепления цезия-137 почвой необходимо отметить, что эти закономерности очень похожи на поведение калия в системе почва-раствор. Цезий-137 и калий, как и другие одновалентные катионы, в твердой фазе почв занимают разнород-ные по энергии связи центры обменной и необменной сорбции, носителями которых являют-ся органическое вещество и минеральные компоненты, прежде всего тонкодисперсные мине-ралы со слоистой структурой [20]. Органическое вещество почвы удерживает ионы цезия-137 менее прочно, чем глинистые минералы. В последних выделяются несколько типов центров сорбции одновалентных ионов, расположенные по внешней плоскости, в частично расширенных (клиновидных) краевых зонах и в межслойном пространстве кристаллических решеток, с разной силой удерживающих цезия-137 и калий. Согласно современной термино-логии, места обменной сорбции на внешней поверхности частиц почвенных минералов и органических веществ принято обозначать RES (Regular Exchange Sites), а высокоселектив-ные по отношению к ионам цезия, аммония и калия места сорбции, располагающиеся в краевых клиновидных зонах и межслойном пространстве глинистых минералов - FES (Frayed Edge Sites). Центры FES составляют лишь незначительную часть от общей емкости катионного обмена почв, но играют важную роль в необменной сорбции цезия-137 и других одновалентных катионов [21].
     Таким образом, показано, что вклад органического вещества илистых частиц дерново-подзолистой почвы, серозема и чернозема на поглощение и прочность закрепления цезия-137 относительно небольшая. Фиксация радиоцезия илистой фракцией почв, в основном, обусловлено минеральной частью, действие которого на прочность закрепления элемента в свою очередь зависит от их качественного и количественного состава.

ЛИТЕРАТУРА

1. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В. Сельскохозяйственная радиобиология. М.: Колос, 1973, 272с.
2. Фоломкина З.М. Накопление стронция-90 и цезия-137 в урожае растений в зависимости от механических фракции почв и применения удобрений: Автореферат диссертаций на соискание ученой степени кандидата сельскохозяйственных наук. М., 1966, 17с.
3. Evans E.J., Dekker A.J. Fixation and Realase of Cs137 in soils and soil separates // Canad.J. Soil Sci., 1966, V.46, №3, P.212-217.
4. Алипбеков О.А. Влияние некоторых факторов на подвижность прометия-147 в почве // Вестник сельскохозяйственной науки Казахстана, 1991, №5, С.33-37.
5. Горбунов Н.И. Методика подготовки почвы, грунтов, взвесей рек и осадков морей к минералогическому анализу // Почвоведение, 1960, №11, С.79-84.
6. Никитин Б.А. Методика определения содержания гумуса в почве // Агрохимия, 1972, №3, С.123-125.
7. Журавлева Е.Г. К вопросу о содержании микроэлементов в органическом веществе почв // Почвоведение, 1965, №12, С.12-17.
8. Прохоров В.М., Москевич Л.П., Кудряшов В.А. Влияние свойств почв на сорбцию кобальта // Почвоведение, 1979, №3, С.46-53.
9. Грицаенко Г.С., Рудницкая Е.С., Горшков А.Н. Электронная микроскопия минералов. М.: АН СССР, 1961, 132с.
10. Гримм Р.Е. Минералогия и практическое использование глин. М.: Мир, 1967, 511с.
11. Куцыкович М.Б., Яконов Ю.С. Простой полуколичественный рентгенографический метод определения глинистых минералов // Литография и полезные ископаемые, 1971, №1, С.147-151.
12. Горбунов Н.И. Минералогия и коллоидная химия почв. -М. -Наука, 1974, 314с.
13. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология. М.: Наука, 1975, 184с.
14. Алексахин Р.М. Радиоактивное загрязнение почв и растений. М: Изд-во АН СССР, 1963, 132с.
15. Прохоров В.М. Диффузия ионов в почвах и ее роль в миграции радионуклидов. В кн. Современные проблемы радиобиологии. Т.2. Радиоэкология. М.: Атомиздат, 1971, С.118-144.
16. Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнении в почвах. М.: Энергоиздат, 1981, 99с.
17. Кокотов Ю.А. Некоторые вопросы термодинамического описания почв как сложных ионообменных систем // Почвоведение, 1986, №11, С.15-25.
18. Прохоров В.М., Москевич Л.П., Кудряшов В.А. Влияние свойств почв на сорбцию кобальта // Почвоведение, 1979, №3, С.46-53.
19. Фридрихсберг Д.А. Курс коллоидной химии. М.: Химия, 1984, 368с.
20. Анисимов В.С., Круглов С.В., Алексахин Р.М., Суслина Л.Г., Кузнецов В.К. Влияние калия и кислотности на состояние 137Cs в почвах и его накопление проростками ячменя в вегетационном опыте // Почвоведение, 2002, №11, С.1323-1332.
21. Фрид А.С. Механизмы и модели миграции 137Cs в почвах. // Радиационная биология. Радиоэкология, 1999, Т.39, №6, С.667-674.

***
Ма?алада к?лгiн, боз, ?ара топыра?тарды? тоза?ыны? ж?не кейбiр минералдарды? цезий 137-нi? сi?iрiлуiне ж?не бекiтiлуiне тигiзетiн ?серлерi ?арал?ан.

***
In the article the influence of silt parts of three soils and some minerals are shown on sorption and desorption of ceasium-137.

 

 

 

 



 

 

 

 




 




Конец формы

Начало формы



^ АЛИПБЕКОВ О.А.

О СОРБЦИИ И ДЕСОРБЦИИ ЦЕЗИЯ-137 ИЛИСТЫМИ ФРАКЦИЯМИ ПОЧВ И НЕКОТОРЫМИ ГЛИНИСТЫМИ МИНЕРАЛАМИ

(Казахский Национальный Агроуниверситет)



   Показано, что вклад органического вещества илистых частиц дерново-подзолистой почвы, серозема и чернозема на поглощение и прочность закрепления цезия-137 относительно небольшая. Фиксация радиоцезия илистой фракцией почв, главным образом, обусловлено минеральной частью, действие которого на прочность закрепления элемента в свою очередь зависит от их качественного и количественного состава.

    Илистые фракции почв оказывают значительное влияние на процессы поглощения и закрепления цезия-137 и других радиоактивных продуктов деления [1]. Показано, что илистые частицы почв, для которых характерны высокая поглотительная способность, наиболее прочно закрепляют радиоцезий в поглощенном состоянии [2, 3]. Но, эти исследования проводились в основном с почвами России и других стран. В почвах Казахстана, которые характеризуются своеобразным генезисом и минералогическими ассоциациями, такие исследования выполнены только в отношении прометия-147 [4]. Сведения об изучении влияния илистых фракций серозема обыкновенного и чернозема горного на поведение цезия-137 в системе твердая фаза-раствор не встречаются. Поэтому, целью настоящей работы является оценка действия илистых фракций серозема обыкновенного и чернозема горного, а также отдельных почвообразующих вторичных глинистых минералов на сорбцию и десорбция цезия-137.

^ МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЙ

     Для проведения опытов были взяты илистые фракции серозема обыкновенного, чернозема горного и дерново-подзолистой почв. Выделение из этих почв и глинистых минералов илис-тых частиц осуществляли по методике Горбунова [5], содержание в них гумуса определяли по Тюрину в модификации Никитина [6], органические вещества разрушали по Журавлевой [7].
   Сорбцию и десорбцию радионуклидов илистыми частицами почв и глинистыми мине-ралами изучали в статических условиях. Отношение твердой фазы к жидкой 1 : 10, навеска илистых частиц и минералов - 0,5 г. Водные растворы цезия-137, илистые частицы почв и минералов перемешивали на роторной мешалке в течении 2 ч и центрифугировали 30 мин при 3000 об/мин. Результаты определения величины поглощения радионуклида выражали в процентах к исходной активности и определяли коэффициенты их распределения Кd [8]:

     А0 - А1       v
Кd = ------------. ------,
       А1            m


где А0 - активность исходного раствора, имп/мин*мл;
А1 - активность центрифугата, имп/мин*мл;
v - объем раствора, г;
m - вес твердой фазы, мл.

   Десорбцию цезия-137 проводили 0,1Н раствором хлористого калия. Количество вытесненного радионуклида выражали в процентах от поглощенного. Повторность опыта - шестикратная. Измерение активности радионуклида проводили радиометрически на установке УМФ-1500 М    со счетчиком СБТ-13.

   Минералогический состав илистых фракций изучали рентгендифракто-метрическим, термографическим и электронно-микроскопическим методами. Рентгено- дифрактометрический анализ проводили на установке ДРОН-2 с помощью медного фильтрованного излучения в следующем режиме: напряжение на трубе - 42 кВ, сила тока - 12 мА, скорость счетчика - 1 градус/мин, скорость ленты - 720 мм/ч с тремя щелями по 0,25 мм каждая. Съемку только ориентированных образцов, приготовленных на предметном стекле, проводи-ли в следующей последовательности: сначала получали дифрактограмму естественного образца, затем насыщали этиленгликолем, прокаливали при 300 и 5000С и получали 2-ю, 3-ю и 4-ю дифрактограммы. Исследования образцов осуществляли на электронном микроскопе ЭВМ-100 методом просвечивания с последующей фотографией на фотопластинку размером 9х12. Из образцов готовили препараты в виде водной суспензии и наносили их на коллодиевую пленку-подложку. Следует отметить, что полученные данные по количествен-ному соотношению минералов в образцах почв не претендуют на высокую точность и использованный метод расчета скорее следует считать полуколичественным [9-11].

^ РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

    Результаты    рентгендифрактометрического,    ;электронно-микроскопического и термографи-ческого анализов показали, что изученные образцы илистых фракций почв по качественному составу почти не отличались.В дерно-воподзолистой почве содержится каолинита - 15-20%, хлорита -10-15, иллита - 45-50% и очень мало - монтмориллонита. В составе минералов имеются смешанно-слоистые образования и кварц. Для серозема характерно относительно небольшое содержание (примерно 20-25%) иллита (по-видимому, гидратированного, слабоизмененного), несколько больше каолинита - 7-10%, чем хлорита - 3-5% и около 5% - монтмориллонита. Обнаруживаются сильноизмененный галлуазит, кварц и смешанно-слоистые образования типа иллит монтмориллонита. Чернозем представлен иллитом (около 45%), каолинитом и хлоритом (примерно по 8-10%) и монтмориллонитом (2-5%), присутствуют также смешанно-слоистые образования, кварц, возможно, вермикулит.
     Итак, серозем и чернозем при почти одинаковом содержании каолинита и монтмориллонита различаются по содержанию иллита, который имеет трехслойную структуру. Содержание каолинита, имеющего нерасширяющуюся структуру и относительно малую емкость поглощения, в дерново-подзолистой почве примерно в два раза выше, чем в сероземе и черноземе. В целом, в составе чернозема преобладают минералы, имеющие более высокую поглотительную способность.
    Дерново-подзолистые почвы являются одним из наиболее изученных в отношении пове-дения радионуклидов в них и, в частности, цезия-137. Поэтому, это почва из Московской области России, нами была взята для сравнения полученных результатов с сероземом обыкновенным и черноземом горным. Результаты опыта по исследованию влияния илистых частиц почв и отдельных глинистых минералов на сорбцию цезия-137 представлены в таблице 1. Как видно из этих данных, при использовании процентных значений сорбции различия не всегда выявляются. Однако, при выражении этих же результатов с помощью коэффициента распределения Кd, отмечаются заметные тенденции в значениях этой величины, т.е. использование последнего является более информативной.
     Значения коэффициентов распределения цезия-137, в зависимости от типа почв, в илистых частицах с ненарушенными органическими веществами (нативные) изменялись в 1,5 раза, а в частицах без органического вещества это разница было несколько выше, и составила 3,2 раза. Причем, в нативных частицах дерново-подзолистой и сероземной почв разницы в поглощении радиоцезия не проявлялась, и была не достоверна и в частицах без органики. Цезий-137 максимально сорбировался илистой фракцией чернозема горного. Высокая сорбция радионуклида отмечена как нативными, так и не нативными частицами чернозема горного, который от других почв отличается содержанием минералов с повышенной емкостью поглощения. В целом, безгумусные илистые частицы изученных почв, цезий-137 поглощали меньше.

^ Таблица 1. Влияние илистых частиц разных типов почв на сорбцию и десорбцию цезия-137

Почва

Поглощено цезия-137 от внесенного

Вытеснено цезия-137 от поглощенного, %

нативные

без органики

нативные

без органики

%

Кd

%

Кd

Дерново-подзолистая

99,7

3323

98,7

759

2,9

4,9

Серозем обыкновенный

99,7

3323

99,3

1419

2,4

4,2

Чернозем горный

99,8

4990,

99,6

2490

2,0

3,8

НСР05




985




851

0,2

0,3

    Радиоцезий из илистых частиц почв десорбировался в относительно небольших количес-твах. Так, в частицах с не нарушенными органическими веществами этот продукт деления закреплялся в количестве 98,0-97,1% от поглощенного, а в илистых минералах (частицы без органики) цезий-137 фиксировался несколько меньше - 94,2-95,1%. При этом наблюдается заметное снижение прочности закрепления этого радиоактивного продукта деления илисты-ми частицами почв в ряду чернозем, серозем, дерново-подзолистая почва. Как уже было показано, в этом же ряду увеличивается содержание в илистых фракциях почв минералов с более высокой поглотительной способностью. Вклад органического вещества изученных почв на прочность фиксации цезия-137 оказалось относительно небольшой. Если принять весь закрепленный илистыми фракциями исследованных почв радионуклид за сто процен-тов, то доля органического вещества в необменной фиксации составила всего 1,84-2,06%.
В естественной пробе, где находятся природная смесь минералов разного происхождения, трудно выделить значение минералов той или иной группы на процесс сорбции и десорбции радионуклидов. Поэтому, для более четкого представления о роли основных почвообразующих вторичных минералов на поведение цезия-137 в системе почва-раствор, нами проводились специальные опыты с бентонитовой глиной, вермикулитом и каолинитовой глиной, результаты которых представлены в таблице 2.

^ Таблица 2. Влияние бентонитовой глины, вермикулита и каолинитовой глины на сорбцию и десорбцию цезия-137

^ Минерал или глина

Поглощено цезия-137 от внесенного

Десорбированоцезия-137 в % от поглощенного

%

Кd

Бентонитовая глина

99,6

2490

5,5

Вермикулит

99,3

1419

9,2

Каолинитовая глина

98,7

759

14,0

НСР05

 

611

3,0

    В составе бентонитовой глины, главным образом, преобладает бентонит, представитель минералов монтмориллонитовой группы, которые относятся к трехслойным минералам с расширяющейся кристаллической решеткой. Емкость поглощения минералов этой группы достигает 80-150 мг*экв. на 100 г. Вермикулит относится к гидрослюдам и по структуре аналогичен с минералами монтмориллонитовой группы. Гидрослюды относятся к трехслой-ным минералам с нерасширяющейся решеткой. Избыточный заряд располагается на поверх-ности структурных слоев, которые сближены, что не дает возможность проникать воде. Величина емкости поглощения гидрослюд обычно не превышает 45-50 мг*экв на 100 г фрак-ции меньше 0,001 мм. В составе каолинитовой глины преобладает каолин, который относит-ся к двухслойным минералам, емкость поглощения которых не превышает 20 мг*экв на 100 г [12].
    Несмотря на довольно полное поглощение микроколичества цезия-137 представителями разных групп минералов и глин между ними имеются достоверные отличия в коэффициентах распределения. Как и ожидалось, полнота сорбций радиоцезия изученными глинами и минералом увеличивался в ряду каолинитовая глина, вермикулит, бентонитовая глина.
    Цезий-137, поглощенный минералом и глинами закреплялся довольно прочно. Например, количество десорбированного радиоцезия из изученных образцов глин и вермикулита не превышало 14,0%. Наименьшее количество радионуклида вытеснялось из бентонитовой глины, вермикулит занимал промежуточное положение, а каолинитовая глина фиксировала его значительно слабее предыдущих сорбентов. Таким образом, сорбция цезия-137 в значи-тельной мере обусловлена структурой почвообразующих минералов. Видимо, более высокая сорбция радиоцезия илистыми частицами чернозема горного является следствием содержа-ния в нем глинистых частиц с расширяющейся решеткой и более высокой емкостью поглощения.
    Полученные данные показывают, что для сорбции цезия-137 емкость поглощения изучен-ных частиц не являются достаточно полной, как это утверждается в отдельных исследова-ниях [2, 13]. Такая закономерность согласуется с представлениями о факторах, оказывающих влияние на сорбцию катионов почвой. Действительно, увеличение емкости обмена связано с увеличением числа обменных мест, приходящихся на единицу массы почвы. Это, при прочих равных условиях, увеличивает вероятность адсорбции катиона поверхностью почвенных частиц. Наличие зависимости сорбции катионов от емкости поглощения почвы в литературе отмечалось неоднократно [14-17], а также дана ее интерпретация [18]. По всей видимости, когда говорят о полном связывании радионуклидов, упускают динамический характер адсорбции ионов почвой. Поглощение ионов представляет собой результат двух противопо-ложных процессов: адсорбции ионов на обменных местах твердой фазы почвы и их десорб-ции. Оба эти процесса происходят одновременно, поэтому каждый отдельный ион попере-менно находится то в растворе, то в адсорбированном состоянии, причем частота перехода из одного состояние в другое составляет 103-105 в секунду [19]. Поэтому величина адсорбции определяется средней вероятностью нахождения ионов данного сорта в адсорбированном состоянии.
    Эта вероятность может быть достаточна близка к единице, но никогда ее не достигает, так как в любой, даже очень сильно сорбирующей почве, в каждый момент времени имеется некоторое количество ионов, находящихся в растворе. Главное заключается, видимо, в том, что в силу динамического характера адсорбции даже при малых концентрациях ионов в растворе существенные количества радионуклидов могут поступать в растения, подвергаться вымыванию, участвовать в других миграционных процессах, поскольку адсорбированные ионы представляют собой резерв пополнения их в растворе. По этим причинам полагают [18], что даже при очень высокой адсорбции радионуклидов не целесообразно говорить о полном поглощении его почвой, а лишь можно утверждать о сравнительно низком или высоком статусе величины их коэффициентов распределения.
    Говоря о механизме поглощения и закрепления цезия-137 почвой необходимо отметить, что эти закономерности очень похожи на поведение калия в системе почва-раствор. Цезий-137 и калий, как и другие одновалентные катионы, в твердой фазе почв занимают разнород-ные по энергии связи центры обменной и необменной сорбции, носителями которых являют-ся органическое вещество и минеральные компоненты, прежде всего тонкодисперсные мине-ралы со слоистой структурой [20]. Органическое вещество почвы удерживает ионы цезия-137 менее прочно, чем глинистые минералы. В последних выделяются несколько типов центров сорбции одновалентных ионов, расположенные по внешней плоскости, в частично расширенных (клиновидных) краевых зонах и в межслойном пространстве кристаллических решеток, с разной силой удерживающих цезия-137 и калий. Согласно современной термино-логии, места обменной сорбции на внешней поверхности частиц почвенных минералов и органических веществ принято обозначать RES (Regular Exchange Sites), а высокоселектив-ные по отношению к ионам цезия, аммония и калия места сорбции, располагающиеся в краевых клиновидных зонах и межслойном пространстве глинистых минералов - FES (Frayed Edge Sites). Центры FES составляют лишь незначительную часть от общей емкости катионного обмена почв, но играют важную роль в необменной сорбции цезия-137 и других одновалентных катионов [21].
     Таким образом, показано, что вклад органического вещества илистых частиц дерново-подзолистой почвы, серозема и чернозема на поглощение и прочность закрепления цезия-137 относительно небольшая. Фиксация радиоцезия илистой фракцией почв, в основном, обусловлено минеральной частью, действие которого на прочность закрепления элемента в свою очередь зависит от их качественного и количественного состава.

ЛИТЕРАТУРА

1. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В. Сельскохозяйственная радиобиология. М.: Колос, 1973, 272с.
2. Фоломкина З.М. Накопление стронция-90 и цезия-137 в урожае растений в зависимости от механических фракции почв и применения удобрений: Автореферат диссертаций на соискание ученой степени кандидата сельскохозяйственных наук. М., 1966, 17с.
3. Evans E.J., Dekker A.J. Fixation and Realase of Cs137 in soils and soil separates // Canad.J. Soil Sci., 1966, V.46, №3, P.212-217.
4. Алипбеков О.А. Влияние некоторых факторов на подвижность прометия-147 в почве // Вестник сельскохозяйственной науки Казахстана, 1991, №5, С.33-37.
5. Горбунов Н.И. Методика подготовки почвы, грунтов, взвесей рек и осадков морей к минералогическому анализу // Почвоведение, 1960, №11, С.79-84.
6. Никитин Б.А. Методика определения содержания гумуса в почве // Агрохимия, 1972, №3, С.123-125.
7. Журавлева Е.Г. К вопросу о содержании микроэлементов в органическом веществе почв // Почвоведение, 1965, №12, С.12-17.
8. Прохоров В.М., Москевич Л.П., Кудряшов В.А. Влияние свойств почв на сорбцию кобальта // Почвоведение, 1979, №3, С.46-53.
9. Грицаенко Г.С., Рудницкая Е.С., Горшков А.Н. Электронная микроскопия минералов. М.: АН СССР, 1961, 132с.
10. Гримм Р.Е. Минералогия и практическое использование глин. М.: Мир, 1967, 511с.
11. Куцыкович М.Б., Яконов Ю.С. Простой полуколичественный рентгенографический метод определения глинистых минералов // Литография и полезные ископаемые, 1971, №1, С.147-151.
12. Горбунов Н.И. Минералогия и коллоидная химия почв. -М. -Наука, 1974, 314с.
13. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология. М.: Наука, 1975, 184с.
14. Алексахин Р.М. Радиоактивное загрязнение почв и растений. М: Изд-во АН СССР, 1963, 132с.
15. Прохоров В.М. Диффузия ионов в почвах и ее роль в миграции радионуклидов. В кн. Современные проблемы радиобиологии. Т.2. Радиоэкология. М.: Атомиздат, 1971, С.118-144.
16. Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнении в почвах. М.: Энергоиздат, 1981, 99с.
17. Кокотов Ю.А. Некоторые вопросы термодинамического описания почв как сложных ионообменных систем // Почвоведение, 1986, №11, С.15-25.
18. Прохоров В.М., Москевич Л.П., Кудряшов В.А. Влияние свойств почв на сорбцию кобальта // Почвоведение, 1979, №3, С.46-53.
19. Фридрихсберг Д.А. Курс коллоидной химии. М.: Химия, 1984, 368с.
20. Анисимов В.С., Круглов С.В., Алексахин Р.М., Суслина Л.Г., Кузнецов В.К. Влияние калия и кислотности на состояние 137Cs в почвах и его накопление проростками ячменя в вегетационном опыте // Почвоведение, 2002, №11, С.1323-1332.
21. Фрид А.С. Механизмы и модели миграции 137Cs в почвах. // Радиационная биология. Радиоэкология, 1999, Т.39, №6, С.667-674.

***