Исследование биологической доступности 137 Cs в почвах лесных экосистем тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.00.01, кандидат биологических наук Коноплева, Ирина Валиевна

• Коноплева, Ирина Валиевна
• кандидат биологических наук
• 1999

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Коноплева, Ирина Валиевна

СОДЕРЖАНИЕ

ВВЕДЕНИЕ

ГЛАВА I. СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ ИССЛЕДОВАНИЙ

МЕХАНИЗМОВ, ОПРЕДЕЛЯЮЩИХ ПОСТУПЛЕНИЕ ,37С§

ИЗ ПОЧВЫ В РАСТЕНИЯ

1.1 .Описание основных процессов и факторов, определяющих

подвижность и биологическую доступность |37Сз в почвах

1.1.1. Состояние и формы нахождения ШС5 в почве

1.1.2. Селективная сорбция и фиксация шСз в почве

1.1.3. Распределение шСб между твердой и жидкой фазой почв

1.1.4. Трансформация форм нахождения 137Сз в почве со временем

1.2. Особенности поведения шСз в лесных почвах

1.3. Миграция В7Сз в системе почва-растение

1.4. Анализ статических моделей, описывающих поведение 137Сз

в системе почва-растение

ГЛАВА 2. МЕТОДОЛОГИЧЕСКИЙ ПОДХОД К ОПИСАНИЮ

ПРОЦЕССА ПОСТУПЛЕНИЯ 137Св В РАСТЕНИЕ

2.1. Общее описание модели поступления шСз из почвы в растения

2.2. Моделирование физико-химических процессов, определяющих

переход 137Сз в растения

2.2.1. Процесс транспорта 137Сз в свободном пространстве

клеточных стенок коры корня

2.2.2. Процесс транспорта 137Сз в системе

почва-почвенный раствор-апопласт корня

2.2.3. Ограничения модели

ГЛАВА 3. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

3.1. Характеристика экспериментальных площадок

3.2. Методы отбора проб

3.3. Методы анализа

3.4. Модификация методов определения характеристик селективной

сорбции 137С$ почвами

3.5. Метод определения емкости катионного обмена корней

ГЛАВА 4. ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНОЕ ОПРЕДЕЛЕНИЕ ПАРАМЕТРОВ МОДЕЛИ БИОЛОГИЧЕСКОЙ ДОСТУПНОСТИ 137Св В

ЛЕСНЫХ ПОЧВАХ

4.1. Характеристики селективной сорбции и фиксации 137Сз

4.2. Катионный состав жидкой фазы почв

ГЛАВА 5. ОЦЕНКА НАКОПЛЕНИЯ 137Св В ЛЕСНЫХ РАСТЕНИЯХ

НА ОСНОВЕ ПАРАМЕТРА ЕГО БИОЛОГИЧЕСКОЙ

ДОСТУПНОСТИ В ПОЧВЕ. ПРОВЕРКА МОДЕЛИ

5.1. Исследование зависимости коэффициента накопления шСз в лесных

растениях от параметра его биологической доступности в почве

5.2. Экспериментальная оценка зависимости коэффициента перехода

137Св в лесные растения от параметра биологической

доступности ,37Сз в почве

5.3. Оценка роли емкости катионного обмена корней в процессе

поступления шСз в растение

ГЛАВА 6. МЕТОД ПРОГНОЗИРОВАНИЯ КОЭФФИЦИЕНТА

ПЕРЕХОДА "7Ся В РАСТЕНИЯ

6.1. Основы метода

6.2. Оценка действия агромелиорантов на переход 137Св в лесные растения

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

ВЫВОДЫ

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Исследование биологической доступности 137 Cs в почвах лесных экосистем»

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность проблемы.

Широкое использование атомной энергии приводит к загрязнению биосферы радиоактивными веществами. В результате испытаний ядерного оружия, хронических выбросов предприятий ядерного топливно-энергетического цикла и аварий на атомных реакторах радионуклиды попадают в окружающую среду и включаются в биогеохимические цепи миграции. В связи с радиологической опасностью возникает необходимость прогнозирования миграции радионуклидов в природных средах и по пищевым цепочкам.

Прогноз поведения радионуклидов в природных и агроэкосистемах осуществляется на основе математических моделей. Точность прогноза зависит, с одной стороны, от полноты описания процессов, определяющих поведение радионуклида, а с другой стороны, от точности оценок параметров модели. Адекватное описание процессов возможно только на основе понимания механизмов поведения радионуклида в биогеохимических цепях миграции.

Переход 137Сз из почвы в растения является первым и наиболее значимым звеном его миграции по пищевым цепям. Интенсивность этого процесса определяется химическими свойствами и физико-химическим состоянием радионуклидов, влиянием свойств почв и биологическими особенностями растений.

В результате радиоэкологических исследований, начатых в 50-е годы в связи с проблемой глобальных выпадений в результате испытания ядерного оружия, были выявлены общие закономерности в поведении 137Сб в системе почва-растение. Было показано, что биологическая доступность ,37Сз повышается с ростом содержания органического вещества, с уменьшением доли глинистых минералов, со снижением рН почвенного раствора и снижением содержания обменного калия в почвах, а также определяется формами нахождения 137Сз в почвах (Юдинцева Е.В., Гулякин И.В., 1968; Павлоцкая Ф.И., 1974).

После аварии на ЧАЭС был достигнут значительный прогресс в исследованиях биологической доступности 137Cs в аграрных, луговых и лесных экосистемах. Были широко изучены роль форм выпадений и динамика биологической доступности (Иванов Ю.А.,1997; Круглов С.В.,1997; Санжарова Н.И., 1997; Щеглов А.И., 1997). В работах А. Кремерса впервые определены параметры, характеризующие способность почв селективно сорбировать 137Cs (Cremers et ah, 1988). Эти исследования позволили прогнозировать распределение ,37Cs между твердой фазой почвы и почвенным раствором на основе физико-химических характеристик почв. В последние годы была изучена роль корневой системы в процессе поступления 137Cs в растение (Shaw et ah, 1992; Smolders et ah, 1997a; Соколик А.И. и др., 1997). Однако, в проведенных исследованиях почвенное и растительное звенья в цепи миграции 137Cs рассматриваются, как правило, раздельно, что приводит к существенной неопределенности в прогностических оценках поведения радионуклида в трофических цепочках.

Поведение радионуклидов в лесных экосистемах имеет свою специфику и отличается от такового в луговых и агроэкосистемах (Тихомиров Ф.А., 1972; Алексахин P.M., Нарышкин М.А., 1977). Особенности поведения радионуклидов в почвах лесных ценозов слабо изучены. В связи с этим развитие теоретических представлений о механизмах биологической доступности 137Cs в лесных экосистемах, что позволит снизить неопределенность прогнозов, и определяет актуальность настоящей работы.

Цель и задачи исследования:

Целью настоящей работы является идентификация основных физико-химических свойств почв, определяющих биологическую доступность 137Cs, и на этой основе разработка метода прогнозирования коэффициентов перехода 137Cs в лесные травянистые и кустарничковые растения.

Для достижения этой цели необходимо было решить следующие задачи:

• изучить особенности поведения 137Сэ в лесных почвах, связанные с его селективной сорбцией;

• идентифицировать основные характеристики почв, определяющие биологическую доступность 137Сз;

• разработать метод расчета параметра биологической доступности 137Сз в почвах на основании физико-химических характеристик почв;

• экспериментально определить параметры биологической доступности 137Сз для различных типов лесных почв;

• получить прогностические уравнения для оценки коэффициентов перехода 137Сз в лесные растения.

Научная новизна работы.

Впервые для описания подвижности 137Сз в системе почва-растение лесных экосистем предложен параметр биологической доступности ,37С8, являющийся комбинацией свойств почв: их способностью селективно сорбировать 137Сз, их фиксирующей способностью и катионным составом почвенного раствора. В рамках предложенной равновесной модели способность почв селективно сорбировать 137Сз характеризуется обменным потенциалом селективной сорбции 137Сз, фиксирующая способность почвы - равновесной долей обменного 137Сз, а катионный состав почвенного раствора - аммонийно-калийным адсорбционным соотношением (РИАЯ).

Получены прогностические уравнения для оценки коэффициентов перехода 137Сз в лесные растения травяно-кустарничкого яруса на основе параметра его биологической доступности в почве. Экспериментально показана применимость полученных прогностических уравнений для оценки коэффициентов перехода ,37Сз в растения для лесных почв различных почвенно-климатических зон.

Впервые получены величины обменного потенциала селективной сорбции ,37Сз 111Рех(К) и ШРех(>Щ4), значения коэффициента селективности аммония по

отношению к калию на FES и параметры биологической доступности 137Cs для типичных лесных почв Восточной и Западной Европы.

Предложен метод прогнозирования перехода 137Cs в лесные растения, основанный на использовании почвенных характеристик - содержания обменных форм 137Cs, К+, Са2+, Mg2+ и органического вещества. Показана возможность его применения для оценки действия агрохимических защитных мероприятий.

Предложена группировка типичных лесных почв Восточной и Западной Европы по параметру биологической доступности 137Cs.

Теоретическое и практическое значение работы.

Теоретическая значимость работы заключается в идентификации основных физико-химических механизмов, определяющих биологическую доступность 137Cs в почвах. Результаты работы вносят существенный вклад в развитие теоретических представлений о механизмах миграции 137Cs в системе почва-растение. Разработан метод оценки перехода 137Cs из почвы в растения, который может быть использован при прогнозировании поведения 137Cs в лесных экосистемах, а также при оценке эффективности агрохимических защитных мероприятий.

Основные положения, выносимые на защиту:

1. Модификация методов экспериментального определения характеристик селективной сорбции 137Cs почвами (емкости высокоселективных обменных мест, потенциалов селективной сорбции 137Cs).

2. Количественные данные по обменному потенциалу селективной сорбции 137Cs и параметру биологической доступности основных типов лесных почв Восточной и Западной Европы.

3. Существование достоверной корреляционной связи коэффициентов накопления (и перехода) 137Cs лесными растениями травяно-кустарничкого яруса и параметра биологической доступности I37Cs в почвах.

4. Прогностические уравнения для расчета коэффициентов перехода 137Cs из лесных почв в растения травяно-кустарннчкого яруса (папоротник и чернику) на основе параметра биологической доступности 137Cs в почвах.

5. Метод прогнозирования коэффициентов перехода 137Cs в лесные растения, основанный на использовании почвенных характеристик - содержания обменных форм I37Cs, К+, Са2+, Mg2+ и содержания органического вещества.

6. Группировка типичных лесных почв Восточной и Западной Европы по параметру биологической доступности 137Cs.

Апробация работы.

Основные положения работы и результаты исследований докладывались и обсуждались на XXVI, XXVII и XXVIII объединенных съездах Европейского общества по применению новых методов в сельском хозяйстве (ESNA) и Международного союза радиоэкологов (IUR) (Румыния, 1996; Бельгия, 1997; Чехия, 1998); Международном симпозиуме по ионизирующему излучению (Стокгольм, 1996); Съезде физического общества Германии (Мюнхен, 1997); Семинаре Международного союза радиоэкологов (Бельгия, 1998); Международном семинаре «Лесная радиоэкология» (Киев, 1998) и на Съезде Европейского общества радиобиологии (Италия, 1998).

Автор выражает благодарность научному руководителю Санжаровой Н. И., без неоценимой помощи которой работа не могла бы быть выполнена в полном объеме. Автор также благодарен сотрудникам Технического Университета прикладных наук г. Вайнгартен Германии Г. Цыбольду, Е. Клемту, Й. Дрисснеру, Р. Миллеру, а также профессору Йохансону (Сельскохозяйственный Университет г. Упсала), Р. Авиле (Шведский институт радиационной защиты, г. Стокгольм), Фесенко C.B. (ВНИИСХРАЭ) за помощь и содействие в проведении экспериментальных работ.

ГЛАВА 1. СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ ИССЛЕДОВАНИЙ МЕХАНИЗМОВ, ОПРЕДЕЛЯЮЩИХ ПЕРЕХОД "'Се ИЗ ПОЧВЫ В РАСТЕНИЯ

1.1. Описание основных процессов и факторов, определяющих подвижность шСэ в почвах

Радиоэкологические исследования показали, что к числу ведущих факторов, определяющих поведение биологически значимого радионуклида 137Сз в различных звеньях биогеохимических цепей миграции, относятся формы его нахождения в почвах, которые обусловлены физико-химическим состоянием радионуклида в атмосферных выпадениях и последующими процессами трансформации его состояния, зависящими от свойств почв, природных факторов и времени. 1.1.1. Состояние и формы нахождения шСв в почве

В результате аварии на Чернобыльской АЭС выброс 137С§ происходил в виде топливных и конденсационных частиц. В составе частиц конденсационного типа 137Сз выпал в виде подвижных форм (водорастворимом и обменносорбированном состояниях), а в составе топливных частиц - в необменном состоянии (Бобовникова Ц.И. и др., 1991). После выпадения 137Сз, находящийся в подвижной форме, вступает в различные реакции в почве и подвижность его снижается. Когда же 137Сз попадает в почву в виде нерастворимых топливных частиц, дополнительным процессом, приводящим к изменению его физико-химического состояния, является выщелачивание, в результате которого 137Сз переходит в подвижное состояние (Иванов Ю.И., Кашпаров В.А., 1992; Круглов С.В., 1997; Архипов А.Н., 1995).

Радионуклид в почве может находиться как в составе жидкой, так и твердой фазы. В растворе радионуклид может находиться в виде катиона, входить в состав комплексных соединений и коллоидных частиц. В твердой фазе радионуклид может присутствовать в обменносорбированном состоянии, т.е. находиться в адсорбционно-десорбционном равновесии с жидкой фазой; входить в состав

нерастворимых соединений или выпавших нерастворимых частиц (например, топливных) или быть необратимо сорбированным.

Щелочной металл 137Сз находится в почвенном растворе, в основном, в виде катионов и не образуют устойчивых комплексных соединений. Лабораторные и полевые экспериментальные исследования (ЕСР-3, 1994) показывают также, что коллоидная форма этого радионуклида для подавляющего большинства почв не играет существенной роли, так как составляет относительно небольшую долю от общего содержания ,37С$ в жидкой фазе.

После выпадения на подстилающую поверхность шСз из водорастворимого состояния поглощается почвой и переходит в обменную форму, которая, однако, быстро фиксируется, переходя в необратимо сорбированное состояние. Это приводит к многообразию форм нахождения шСз в почве. Для классификации форм нахождения радионуклидов в почве обычно используется метод последовательных экстракций различными химическими агентами. Для определения форм 137Сз в практике отечественных исследований (Бобовникова Ц.И. и др., 1990; ЗапгЬагоуа е1 а1., 1994; Кго1^1оу ег а/., 1996) наиболее широко применяется метод Ф.И. Павлоцкой (1974). Этим методом выделяют следующие формы: водорастворимые; обменные (вытеснямые 1н раствором АйчГШ); подвижные (по Ф.И. Павлоцкой, экстрагируемые 1н раствором НС1); необменные кислоторастворимые (экстрагируемые Зн раствором НС1). Остаток идентифицируется как прочнофиксированная форма.

При проведении последовательных экстракций в водную вытяжку переходит 137Сз, десорбирующийся по механизму ионного обмена. Концентрация 137Сз в растворе водной вытяжки устанавливается в соответствии с положением ионообменного равновесия, которое определяется величиной сорбционной емкости почвы и концентрацией обменных катионов в растворе. В ацетатную вытяжку переходит '"Сэ, сорбированный в почве по механизму ионного обмена. В кислотные вытяжки переходят необменные формы, которые включают 137Сз, соосажденный с

соединениями железа и марганца, необратимо сорбированный (включенный кристаллическую решетку минералов), связанный с нерастворимым органическим веществом почвы, входящий в состав топливных частиц, а также поглощенный клетками почвенной микробиоты.

В работах зарубежных исследователей (Riise et al., 1990; Hilton et al., 1992; Salbu et al., 1994) для выделения форм 137Cs используется метод Тессье и др. (Tessier et al., 1979), предложенный для разделения химических форм тяжелых металлов. Этим методом выделяют следующие формы: F1 - подвижная (mobile), вытесняемая 1н раствором Ac NH4; F2 - связанная с оксидами железа и марганца (экстрагируемая 0.04 М раствором гидроксиламина NH2OH HCI в 25% уксусной кислоте); F3 -связанная с органическим веществом (вытесняемая смесью 30% раствора Н2О2 и 3.2 М раствора AcNH4 в 20% HNO3); F4 - прочносвязанная (экстрагируемая 7н HNO3); F5 - неэкстрагируемый остаток.

Содержание различных форм нахождения ,37Cs в почвах зависит в значительной мере от свойств почв. Проведенные исследования в лабораторных опытах на почвах различных типов с внесением 137Cs в водорастворимой форме (Горина, 1976; Котова, 1998) показали, что в почвах всех типов через год после внесения содержание прочнофиксированной формы 137Cs варьировало в пределах 6090%, а содержание обменной фракции (5-28%) превышало кислоторастворимую (110%). Имеется достаточно данных, свидетельствующих о том, что большая доля ,37Cs как глобального, так и чернобыльского происхождения находится в почве в необменносорбированном состоянии, которое включает в себя формы 137Cs, не извлекаемые 1н ацетатом аммония. Среди многообразия форм нахождения 137Cs в почве наибольшую значимость, с точки зрения его подвижности и биологической доступности, имеют водорастворимая и обменная формы.

Таблица 1.1. Формы нахождения137Ся в почвах, загрязненных глобальными выпадениями и конденсационной компонентой аварийного выброса ЧАЭС

Тип почвы, гранулометрический состав Год отбора Сумма водорастворимой и обменной форм, % Источник

дерново-подзолистая песчаная 19681970 12 ±6 Марей и др.» 1974

дерново-подзолистая суглинистая 8 ±7

торфяно-болотная 8±5

дерново-подзолистая суглинистая 19921993 1.2±0.3 Булгаков, 1998

дерново-подзолистая супесчаная 18+3

аллювиальная дерновая легкосуглинистая 0.810.2

торфяно-болотная 2 1+ 0.7

чернозем выщелоченный 1993 3.1 Котик, 1996

1.1.2. Селективная сорбция и фиксация 137Св почвами

Соотношение форм 137Сз в почве определяется сорбционной и фиксирующей способностью почвы по отношению к радионуклиду. Согласно общепринятым представлениям, повышенное закрепление 137Сз в почве определяется присутствием глинистых минералов с кристаллической решеткой 2:1 типа иллита (гидрослюд), которые очень широко распространены в осадочных породах и почвах (Самойлова Е.М., 1992). Гидрослюды представляют собой слоистые силикаты, образованные слоями кремнекислородных тетраэдров и алюмогидроксильных октаэдров, и имеющих в кристаллической решетке изоморфные замещения катионов Б14+ и А13+ на катионы меньшего заряда. В результате чего внутри решетки формируется отрицательный заряд, компенсирующийся ионами К+ (частично КБЦ+), расположенными в гексагональных пустотах тетраэдрических слоев двух смежных пакетов. В результате между пакетами возникает весьма прочная связь. Однако,

благодаря выветриванию, решетка глинистого минерала теряет межслоевой К+ на концах слоев, процесс на который влияет непрерывное удаление К+ из почвенного раствора (корневой захват, миграция). Выход К+ из межпакетного пространства приводит к появлению отрицательного поверхностного заряда, взаимному отталкиванию и расширению 2-х соседних слоев на их концах. Расширенные клиновидные области межпакетных пространств характеризуются высокой селективностью по отношению к К+, NH4+ и, в особенности, Cs+. Эти ионы, имеющие низкие энергии гидратации, и маленький гидратированный радиус легко проникают в расширенные концы слоев минералов, легко теряют гидратационную воду и сорбируются на расположенных там селективных сорбционных местах. Согласно современной международной терминологии, селективные сорбционные места, расположенные на расширенных краевых участках межпакетных пространств слоистых глинистых минералов называются Frayed Edge Sites (FES), а неселективные сорбционные центры, расположенные на поверхности частиц обозначают RES ("Regular Exchange Sites").

Если достаточное количество ионов сорбируется на селективных местах клиновидной зоны, заряд внутренних поверхностей нейтрализуется, снижая силы отталкивания между расширенными слоями минерала. Поскольку, сорбируясь, катион теряет гидратационную воду, то раствор, находящийся между слоями, становится более разбавленным по отношению к внешнему и, в силу осмотического потенциала, вода выталкивается из межслойного пространства, индуцируя схлопывание (коллапс) соседних слоев и фиксируя катион внутри близкой по размеру гексагональной полости базальной кислородной плоскости кристаллической

о

решетки (Sawhney, 1972). Радиус этих полостей составляет около 1,4 А. Почти такой же радиус имеет ионы NH44" и К+ (табл. 1.2). Катионы несколько большего размера, Cs+ и Rb+, как полагают, "впрессовываются" в гексагональные пустоты в результате поляризации электронной оболочки (Van der Marel, 1954).

Таблица 1.2. Ионные (по Полингу) и гидратированные*радиусы и энергии гидратации ионов (Некрасов, 1973)

Катионы о Радиус иона, A Энергия гидратации, кДж/моль

Свободный Гидратированный

Cs+ 1,69 2,35 -281

Rb+ 1,48 - -314

nh4+ 1,43 2,45 -327

К+ 1,33 2,5 -339

Na+ 0,95 3,6 -423

Ca2+ 0,99 6,1 -1616

Mg2+ 0,65 6,85 -1955

Sr2+ 1,13 - -1478

*(Kielland, 1937)

Впервые в нашей стране процесс необменного поглощения 137Cs почвами наблюдали В.М. Клечковский с сотрудниками (Клечковский, Гулякин, 1958; Клечковский и др., 1958). Ранее фиксацию ионов К+ и NH4+ глинистыми минералами приписывали близости их размера размеру гексагональных полостей базальных кислородных поверхностей (Page, Baver, 1940), к настоящему же времени низкая энергия гидратации ионов рассматривается, как основной фактор их селективной сорбции и фиксации (Sawhey, 1972). Это объясняется теми фактами, что ионы Cs+ и Rb+, имеющие более низкую энергию гидратации, чем К+ ионы (табл. 1.2), сорбируются и фиксируются сильнее. Одновалентные катионы, характеризующиеся низкой энергией гидратации, К+, NH+4, Rb+, Cs+ вызывают межслойный коллапс и фиксацию. И наоборот, двухвалентные катионы, характеризующиеся высокой энергией гидратации, Са2+, Mg2+, и Sr2+, вызывают расширение слоев и не фиксируются. Схематично структура слоистого минерала группы 2:1 и клиновидных краевых областей межпакетных пространств представлена на рис. 1.1.

Ifttttt lllllt Ф<

• • • • •

FES

HAS FES RES

Рис. 1.1. Схема структуры слоистого глинистого минерала группы 2:1 и клиновидных краевых областей межпакетных пространств (Kinniburgh, Jackson, 1981)

Заряд слоя минерала также влияет на коллапс и, следовательно, на степень катионной фиксации. Энергия взаимодействия катиона, помещенного в гексагональную полость с отрицательными зарядами решетки, зависит от местонахождения зарядов. Заряды тетраэдрического слоя, находящиеся ближе к катиону в гексагональной плоскости, чем заряды октаэдрического слоя, взаимодействуют с катионом сильнее. В соответствии с этим наибольшая фиксация наблюдается у иллитов, имеющих наибольшую степень замещения в тетраэдрическом слое. Меньшая степень фиксации наблюдается у монтмориллонитов, у которых изоморфное замещение в большей степени происходит в октаэдрическом слое. Вермикулиты занимают промежуточное положение.

В результате коллапса, создается новая клиновидная зона ближе к концу кристалла, где катионы, сорбированные на селективных местах, способны обмениваться с конкурентными катионами или десорбироваться, если концентрация внешнего раствора уменьшается. Следует отметить, что сорбционные места на FES характеризуются энергетической неоднородностью, сила сорбции возрастает в направлении внутрь решетки, и эти высокоселективные места заполняются Cs+ в первую очередь. Согласно Bolt et al (1963) сорбционные места иллита на FES могут быть разделены на 1) межпакетные пространства вблизи краев кристаллической решетки минерала (обыкновенные FES, или FESr) и 2) межпакетные пространства внутри кристаллической решетки с особо высокой селективностью. Эти места экстремально-высокой селективности называют HAS (High Affinity Sites). Вследствие того, что радиоцезий и стабильный цезий находятся в следовых концентрациях в окружающей среде, практически весь радиоцезий сорбируется на высокоселективных местах FES с последующей фиксацией внутри кристаллической решетки в результате процесса диффузии.

В то же время, большие гидратированные ионы Са2+ и Mg2+ с высокой энергией гидратации не способны проникать к FES, но стабилизируют клиновидные зоны, удерживая концы слоев в расширенном состоянии и облегчая ионам Cs+ миграцию в более глубокие места кристаллической решетки (Comans et al., 1991), что должно приводить к усилению фиксации 137Cs. Согласно литературным данным, илистая фракция, насыщенная Са2+ способна более сильно фиксировать 137Cs (ЕСР-5, 1996), а известкование кислых дерново-подзолистых почв приводит к увеличению доли фиксированной формы 137Cs (Юдинцева и др., 1983).

Количественно селективность сорбционных мест по отношению к Cs+ характеризуется константой ионообменного равновесия Cs+ с одним из конкурирующих ионов, называемой коэффициентом селективности (Кс). Поверхностные обменные места (RES) не являются селективными для Cs+. Коэффициент селективности его сорбции на RES по отношению к другим одновалентным катионам Na+, К+, NH4+ и др. близок к 1. В то же время для иллита коэффициент селективности сорбции Cs+ на FES по отношению к К+ равен 1000, а по отношению к NH4+ - 200 (De Preter, 1990). Селективные сорбционные места FES составляют относительно небольшую долю общего количества ионообменных сорбционных мест почвенного поглощающего комплекса. Brouwer et al (1983) показали, что доля HAS, обыкновенных FESr и RES в общей емкости катионного обмена составляла соответственно 0,25; 2,5 и 97.25% для иллита, насыщенного К+ и 0,55; 3,3 и 96,15% для иллита, насыщенного Са2+ (табл. 1.3).

Количественная оценка параметров, характеризующих способность почв селективно и обратимо сорбировать 137Cs, позволяет осуществлять прогноз распределения 137Cs между твердой фазой почвы и почвенным раствором на основе физико-химических характеристик почв.

Таблица 1.3. Распределение С.у+ на 3-х типах сорбционных мест для иллита, насыщенного 1С и для иллита, насыщенного Са2+, согласно данным Вгоипег е1 аЦ1983)

Показатели сорбции С8+-К+ СБ+-Са2+

ЕЕв КЕБ ЕЕБ ЯЕБ

НАБ РЕБг НАБ РЕБг

ЬпАГс 9,4 3,2 1,5 30,6 13,8 4,6

Емкость (% от ЕКО) 0,25 2,5 97,25 0,55 3,30 96,15

% от всего сорбированного Се 71,7 3,5 24,8 98,7 1,0 0,3

1.1.3. Распределение 137Св между твердой и жидкой фазой почв

Процессы селективной сорбции и фиксации 137Сз определяют соотношение форм и подвижность 137Сэ в почве. В радиоэкологии для описания миграционной способности радионуклида в почве используют величину его коэффициента распределения Ка, равного отношению равновесной суммарной концентрации радионуклида в твердой фазе к его равновесной концентрации в растворе. В последнее время введено понятие обменного коэффициента распределения Каех, который равен отношению концентрации обменной формы радионуклида к его концентрации в растворе (Копор1еу ег а1, 1992; Сошапэ ег а1., 1992/93). Необходимость использования этого параметра связана с тем, что часть радионуклида в твердой фазе находится в необменной форме (входит в состав нерастворимых топливных частиц или фиксирована) и не участвует в процессах десорбции в жидкую фазу. Доля необменного радионуклида определяется начальными формами в выпадениях и фиксирующей способностью почв, и не поддается оценке на основе свойств среды. Величина суммарного Ка существенно зависит от доли необменного радионуклида. В то же время величина обменного коэффициента распределения является функцией характеристик среды (сорбционных свойств твердой фазы и концентрации конкурентных ионов в растворе) и может прогнозироваться на их основе. Используя уравнение ионообменного равновесия для

сорбции Cs на FES в присутствии конкурентного иона М+, можно получить выражение, связывающее коэффициент распределения обменной формы радиоцезия с емкостью FES твердой фазы и концентрацией М+ в растворе:

[FES]- Cs + М+ о [FES]- М + Cs+ (1.1)

Cs(mz - же / кг) Кс (Cs /М) = Шм ~ ^

тм

Zu ■ ™Cs ZM ■ mCs

Из уравнения (1.2) получим:

_ Ke/(Cs)-mM ZAFES]

К (Cs / M)[FES]

(1.2)

----zm 0-3)

и m

'"M

где Kc(Cs/M) - коэффициент селективности ионного обмена Cs+ на FES по отношению к иону М+, Z; - доля общей емкости FES, занятая ионом i, тм -концентрация М+ в растворе, выраженная в молях. В условиях гомогенного насыщения FES ионом М+ при следовых концентрациях 137Cs Z м =1. Или

Ке*тм = К с (Cs / M)[FES] = RIP(M) (1.4)

Выражение (1.4) является определением другого широко используемого параметра -потенциала селективной сорбции 137Cs RIP(M) ("Radiocaesium Interception Potencial") (De Preter, 1990; Sweeck et al., 1990), который определяется как произведение емкости FES и коэффициента селективности Cs+ по отношению к конкурирующему катиону (К+ или NH4+) на FES. Потенциал селективной сорбции ,37Cs является постоянной величиной для данного сорбента и характеризует его способность селективно и обратимо сорбировать Cs+. Значимость потенциала селективной сорбции 137Cs определяется тем, что на его основе можно легко оценить величину обменного коэффициента распределения 137Cs:

К7(Сэ) = ШШ.гм (1.5)

т,

'м

Из уравнения (1.5) видно, что в условиях гомогенного насыщения FES ионом М+ при следовых концентрациях радиоцезия обменный коэффициент его распределения определяется 1) величиной RIP(M) и 2) концентрацией этого конкурирующего иона в жидкой фазе.

В окружающей среде К+ и NEU+ составляют основную конкуренцию радиоцезию за места на FES. Поэтому, в случае смешанного сценария, т.е. одновременного присутствия в среде этих двух катионов, обменный коэффициент распределения радиоцезия можно определить комбинацией 2-х уравнений:

ГПК тА'Н4

Объединив эти 2 уравнения, можно написать:

K7(Cs)-mK Ке/(C.v)■ тш4 _ 7

IUP(K) RIP(NH4) Принимая, что на FES (при Zcs-^0 ) Zk+Znh4=1, а

RIPiK) _ K^iCs,Ky[FES] _Kr{mJK) m

RIP(NH4) K™s (Cs / NH4)- [ж]

уравнение (1.7) можно записать:

RIP(K)

к 7 (Cs) =-—-—--(1.9)

mK+K™\NHJK)-mNHA

Уравнение (1.9) имеет, в первую очередь, прогностическое значение. Поэтому, важной задачей при прогнозировании поведения 137Cs в природных средах является определение емкости FES и потенциала селективной сорбции 137Cs почв и донных отложений. В последнее десятилетие достигнут существенный прогресс в таких количественных оценках селективной сорбции 137Cs в почвах. Кремерс с сотрудникими (Cremers et al., 1988) предложили метод количественного определения емкости FES, основанный на изучении изотермы сорбции I37Cs при маскировке поверхностных сорбционных центров RES. Для маскировки RES используется раствор тиомочевины серебра.

Потенциал селективной сорбции 137Cs RIP(M) определяется из участка насыщения зависимости Kd(Cs)mm от шм при сорбции 137Cs+ из 0.015М раствора тиомочевины серебра в присутствии конкурирующего катиона М+ (De Preter, 1990; Sweeck et al, 1990).

1.1.4. Трансформация форм нахождения 137Cs в почве со временем

Со временем соотношение форм нахождения 137Cs в почве существенно меняется. В результате селективной сорбции и фиксации наблюдается увеличение доли фиксированной формы 137Cs в почве. Интенсивность этого процесса зависит как от исходных физико-химических форм выпадений, так и от свойств почв (Суркова, Погодин, 1991; Sanzharova et al., 1994). Имеющиеся в литературе данные свидетельствуют о том, что существуют, по крайней мере, 2 фазы фиксации 137Cs в почвах: быстрая и медленная. Быстрая фиксация обусловлена схлопыванием краевых расширенных слоев глинистых минералов группы 2:1. Характерное время этого процесса - несколько дней после поступления 137Cs в подвижной форме в почву (Булгаков, 1998). Медленную фиксацию можно рассматривать как процесс диффузии t37Cs+ в межпакетное пространство слоистой решетки глинистого минерала после селективной обменной сорбции (Evans et al., 1983; Bulgakov and Konoplev, 1996).

Характерное время медленной фиксации - месяцы и годы. Эксперименты по сорбции с большим временем наблюдения (годы) показывают, что процессы фиксации 137Cs, проходят более медленно в органических почвах по сравнению с минеральными (Shand et al, 1994; Absalom et al, 1996; Булгаков, 1998). Этот эффект объясняется тем, что органические молекулы, сорбируясь на поверхности глинистых частиц, закрывают доступ 137Cs, препятствуя процессу его сорбции на краевых селективных центрах и диффузии внутрь кристаллической решетки (Maguire et al., 1992; Absalom et al, 1996). Hird et al (1995) полагают, что органические молекулы могут проникать в межпакетные пространства глинистых минералов, удерживать их в расширенном состоянии, сдвигая область FES вглубь решетки и экранируя ее. Слабую фиксацию 137Cs торфяными почвами Кембрии (Hird et al., 1995; Absalom et al, 1996) объясняют также тем, что минеральные частицы этих почв не коллапсированы в связи с их низким калийным статусом. Согласно данным (Jacobs and Tamura, 1960) коллапсированное состояние минерала способствует закреплению137Сз.

Данные о долговременной трансформации форм 137Cs свидетельствуют о существовании в почвах равновесия между фиксированной и обменной формой. После внесения в почвы растворов 137Cs доля его обменной формы уменьшается со временем не до нуля, как должно было бы быть при необратимой фиксации, а до некоторого стационарного уровня, не зависящего от количества внесенного радионуклида и не меняющегося существенно, по крайней мере в течение нескольких лет (Cline, 1961; Моисеев и др., 1981). Процесс обратный процессу фиксации называют ремобилизацией. Согласно расчетам отечественных исследователей состояние равновесия между фиксированной и обменной формой 137Cs достигается за период до 10 лет практически для всех почв (Моисеев и др., 1994; Булгаков, 1998).

1.2. Особенности поведения шСэ в лесных почвах

Миграция 137С8 в почвах лесных экосистем характеризуется рядом специфических особенностей. Эти особенности определяются, прежде всего, существованием лесной подстилки, которая выполняет роль "депо" радиоактивных веществ в лесном биогеоценозе, удерживая их в течение длительного времени (Т1к±Ю1тгоу, Б11с1^1оу, 1994). Лесная подстилка - поверхностный горизонт разлагающихся органических остатков с примесью минеральных частиц. Состоит из лиственного и хвойного опада, остатков мхов и трав и характеризуется различной степенью разложения. Скорость распада подстилки определяется 3-мя факторами среды: растительностью, климатическими условиями и составом подстилающего минерального слоя. Подстилки разлагаются и гумифицируются с очень разным темпом в зависимости от их состава и, в частности, их обогащенности азотом: подстилки некоторых лиственных видов (ольха, ясень, липа) имеют очень высокую скорость биоразложения, тогда как подстилки хвойных видов (сосна, ель), бедных азотом и высвобождающих антимикробные вещества, изменяются очень медленно и образуют на поверхности почвы более-менее мощный опад (Ао типа мор или модер). Подстилки из листьев дуба и бука имеют промежуточный состав и различную степень гумификации в зависимости от минеральной среды (Дюшофур, 1998). В зависимости от степени разложения опада различаются слои АоЬ - верхний листовой, со свежим опадом; АоР - ферментативный, с частично разложившимся опадом; АоН - полностью разложившийся, гумуфицированный слой.

В подстилке радионуклид включается в процессы перераспределения и биогеохимический круговорот элементов. Процессами, ведущими к перераспределению радионуклида в почвенном профиле, являются вымывание его из подстилки атмосферными осадками, разложение лесной подстилки и опад листьев и хвои. После поступления радионуклида в корнеобитаемый слой почвы и поглощения

его корневой системой, он вступает в цикл: корни - листья (хвоя) - опад - корни. Процессы перераспределения радионуклида в системе почва - растение со временем достигают квазиравновесного состояния, когда соотношение форм и запасов радионуклида в различных компонентах лесного биогеоценоза существенно не изменяется со временем. Время достижения такого равновесия определяется формами выпадений, почвенно-геохимическими и климатическими условиями и по данным Тихомирова и Щеглова (Tikhomirov, Shcheglov, 1994) составляет 10-15 лет. По оценке других авторов (Schell et al., 1996) это время оценивается в несколько десятков лет.

Миграция 137Cs в составе инфильтрационного стока невелика. Результаты многолетних наблюдений показывают, что его относительный вынос в пересчете на единицу плотности загрязнения почв составляет от сотых до десятых долей процента - из подстилки и тысячных - десятых долей % в год - из минеральных слоев почвы. В почвах гидроморфного ряда по сравнению с автоморфными интенсивность вертикальной миграции радионуклидов выше примерно в 2-3 раза. В профиле этих почв не происходит выраженной аккумуляции 137Cs в верхнем подподстилочном слое (Щеглов, 1997).

В силу незначительной роли внутрипочвенного стока, ключевая роль в вертикальной миграции 137Cs принадлежит разложению подстилки и определяется в значительной степени ее типом. В лиственных лесах с маломощной подстилкой наблюдается наибольшая интенсивность миграции ,37Cs в минеральный слой почвы, где происходит его аккумуляция. В хвойных лесах с мощной подстилкой вымывание 137Cs в минеральную толщу 137Cs протекает медленно. По данным многих авторов (Bunzl et al., 1995; ЕСР-5, 1996; Wirth et al., 1996) через несколько лет после чернобыльской аварии значительная часть 137Cs все еще остается в органогенных горизонтах лесных почв. По данным Щеглова (1997) через 7-8 лет после аварийного выброса ЧАЭС в подстилке хвойных лесов было сосредоточено до 50 - 90% выпавшего 137Cs.

Согласно современным представлениям, низкая скорость миграции ,37Cs в лесной подстилке обусловлена 2-мя факторами: присутствием глинистых минералов и почвенной микробиоты. Поглощение 137Cs в органогенных горизонтах лесных почв описывается процессами, протекающими в "типичной" почве: обменной сорбцией на легкодоступных поверхностных местах органической и минеральной компонентов, селективной сорбцией глинистыми минералами с последующей фиксацией (включением в кристаллическую решетку минерала), а также поглощением (инкорпорацией) клетками почвенной микробиоты.

Известно, что в почвах с высоким содержанием органического вещества подвижность и биологическая доступность 137Cs выше по сравнению с минеральными почвами (Valcke, 1993; Fesenko el al., 1995). Согласно общепринятым представлениям, природное органическое вещество способно связывать Cs+ только неселективно и обратимо, так как основными компонентами почвенного органического вещества, ответственными за взаимодействие с катионами щелочных металлов, являются гуминовые кислоты. Количество отрицательно заряженных реакционных групп гуминовых кислот, взаимодействующих с Cs+ ионными связями, растет вместе со степенью гумификации органического вещества. Иллюстрацией этому может быть экспериментальное наблюдение в работе по изучению трансформации гумуса с глубиной в лесных почвах (Zech el al., 1992), в которой отмечено, что с переходом от слоя AoL к AoAi в составе гуминовых кислот возрастает доля карбоксильных (-СООН) групп. Данных, свидетельствующих о существовании Cs-органических соединений в лесных почвах, на сегодняшний день в литературе немного (Aumann et al., 1989; Andolina, Guillitte, 1990; Passeck et al, 1995), но они указывают на возможное существование специфической стереохимической фиксации 137Cs в органических молекулах типа макроциклических антибиотиков (Кларксон, 1978). В настоящее время в литературе обсуждается возможность поступления 137Cs в растения в виде комплексных радионуклид-органических соединений (Agapkina, Tikhomirov, 1994).

В исследованиях (Valcke, 1993; Shand et al., 1994; Hird et al., 1995; Rigol et al., 1998) показано, что фиксация 137Cs в почвах с высоким содержанием органического вещества (гумусированных горизонтах лесных почв, торфяниках), происходит минеральными частицами, присутствующими в почве даже в минимальных количествах, и ключевая роль в этом процессе принадлежит природе глинистого минерала.

Процессы фиксации 137Cs в органических горизонтах некоторых лесных почв имеет свои особенности. После аварии на ЧАЭС, которая привела к загрязнению лесных массивов Европы, было отмечено, что 137Cs задерживается в поверхностных органических горизонтах кислых бурых лесных почв Бельгии (Thiry, Myttenaere, 1993). Наблюдаемые в эксперименте более высокие фиксирующие свойства горизонта AoAi по сравнению с нижележащим минеральным горизонтом В авторы (Thiry et al., 1994) объясняют тем, что минеральные частицы в органогенном горизонте находятся в коллапсированном состоянии, чему способствуют высокие концентрации К+ в этом слое. Maes et al. (1998) факт повышенного связывания радиоцезия горизонтом AoAi интерпретируют по-другому. На кислых бурых лесных почвах Бельгии, для горизонтов AoAi, Ai и В было показано, что выветривание глинистых минералов с решеткой типа 2:1 происходит по-разному в зависимости от содержания органического вещества. В минеральном горизонте В выветривание глинистых частиц в условиях кислой среды приводит к выделению алюминия. Образующиеся катионы полигидроксиалюминия блокируют высокоселективные места в межпакетном пространстве минералов, препятствуя сорбции и фиксации Cs+. В переходных органоминеральных горизонтах AoAi и Ai комплексование А13+ органическим веществом препятствует образованию вермикулитов с внутренними слоями, заполненными полимерами гидроксиалюминия. В результате глинистые частицы сохраняют способность фиксировать слабогидратированные катионы, К+ или Cs+. Таким образом, оказывая влияние на поведение А13+ в условиях кислой

среды, органическое вещество косвенно определяет фиксирующие свойства глинистых минералов.

Конкуренцию глинистым минералам в процессе иммобилизации 137Cs составляют микроорганизмы (различные типы бактерий, низшие грибы, лишайники), находящиеся в лесной подстилке. Впервые активное участие живых организмов (в первую очередь микробиоты и растений) в преобразовании минеральных компонентов окружающей среды отметил еще В.И. Вернадский (1934). В экспериментальном исследовании (Witkamp, Barzansky, 1968) показано, что в лесной подстилке, сформированной из свежего листового опада, 7%, находящегося в ней 137Cs, закрепляется в тканях микроорганизмов. В работе (Guillitte et al., 1994) в образцах подстилки отобранных под ельником, подверженных сначала облучению с целью стерилизации, а затем сильному искусственному дождеванию, наблюдались потери 137Cs на 40% выше по сравнению с контролем. Количество выщелоченного 137Cs, по мнению авторов, может соответствовать количеству радионуклида, иммобилизованного микроорганизмами.

Среди многообразия представителей микробиоты кислых лесных почв наибольшей биомассой представлены грибы (Parkinson et al., 1978). В экспериментальных исследованиях на разных типах лесной подстилки (мюлль, модер, мор) (Brukmann, Wolters, 1994) обнаружили, что мицелий грибов содержит от 1 до 56% 137Cs, присутствующего в соответствующем слое. Согласно теоретическим оценкам (Olsen et al, 1990) грибной мицелий мог бы накапливать около 30% 137Cs от общего содержания в слое. Следует отметить двоякую роль мицелия в процессе перехода 137Cs в растение. С одной стороны мицелий фиксирует 137Cs, а с другой стороны посредством микоризы (симбиоза мицелия и корней) может служить источником поступления 137Cs в растение.

Вследствие непродолжительности жизни микроорганизмов, иммобилизацию ими 137Cs следует рассматривать как временную. Часть радионуклида,

инкорпорированного микробиотой, при наступлении неблагоприятных для нее условий (например, при сильном высыхании почвы, зимнем понижении температуры), снова поступает в окружающую среду и вступает в процессы перераспределения радионуклида.

Значение длительного удержания |37С$ в подстилке с точки зрения его транспорта из почвы в растения заключается в том, что, находясь в лесной подстилке, радионуклид остается долгое время недоступным для корневых систем древесной растительности и, напротив, доступен в течение длительного периода времени растениям травяно-кустарничкого яруса, тонкие сосущие корни которых расположены преимущественно в органогенных слоях почв, где содержится наибольшее количество элементов питания

1.3. Миграция 137Св в системе почва-растение

Для оценки поступления радионуклидов из почвы в растения используют различные показатели. Одним из наиболее широко применяемых является коэффициент накопления (Кн), определяемый как отношение содержания радионуклида в единице массы растений и к его содержанию в единице массы почвы:

^ ) - Удельная активность Д в растении (Бк / кг сух. или влаж.) ^ ^ ^

Удельная активность Кг в почве (Бк / кг сух. или влаж)

Лесной почвенный профиль характеризуется различной толщиной и плотностью подстилки, и глубина расположения корней отличается широкой вариабельностью. Вертикальное распределение радионуклида также неоднородно и зависит от сорбционных свойств горизонтов. Исходя из этого, в лесных экосистемах наиболее широко используется так называемый коэффициент перехода (КП), который соотносит концентрацию радионуклида в растении к плотности загрязнения почвы (запасу радионуклида в почве):

KTI(R ) Цельная активность^ в растении (Бк / кг) (111)

Плотность загрязнения R, в почве (Бк / м2)

В международной терминологии этот параметр предлагается называть TFag (Transfer Factor aggregated).

Несмотря на то, что эти показатели широко используются в моделировании накопления радионуклидов растениями, их трудно интерпретировать и экстраполировать для других географических зон по причине высокой вариабельности от места к месту. Так, например, кратность различий КП 137Cs в травянистых растениях достигает 2-3-х порядков.

Высокая вариабельность КП обусловлена различиями в физико-химических свойствах почв, формах нахождения радионуклида и неравновесными условиями системы.

Способность различных растений накапливать 137Cs сильно дифференцирована. В структуре напочвенного растительного покрова наиболее высокими уровнями накопления l37Cs характеризуются мхи. Они более, чем на порядок превосходят величину максимального накопления 137Cs травянистыми видами и в 2-3 раза больше по сравнению с лишайниками (Щеглов, 1997). Среди высших растений наибольшее содержание 137Cs находится у плауновых и папоротников, а наименьшее накопление радионуклида характерно для высших цветковых растений (Wirth et al., 1994; Fawaris, Johanson, 1994; Lindner et al., 1994; Zibold et al, 1997). Так, по данным Щеглова (1997), содержание 137Cs в видах: ландыш майский (Convaliaría majalis L.) и орляк обыкновенный (Pteridium aquilinum (L.) Kuhrí) в 2-10 раз превышает его содержание в других растениях в пределах одного экатопа. Их относят к видам концентраторам. Минимальным накоплением характеризуются горичник горный (Рейсеdanum orioselinum (L.) Moench) и купена лекарственная (Polygonatum officinale.). Эти растения условно могут быть отнесены к категории

дискриминаторов (Елиашевич и др., 1989). В целом, у представителей травяного яруса межвидовое варьирование содержания 137Сз не превышает одного порядка.

Существенным фактором в накоплении радионуклидов растениями являются условия их произрастания. В многочисленных исследованиях прослеживается закономерность увеличения содержания радионуклидов в растениях, произрастающих в гидроморфных условиях. Одни и те же виды, развивающиеся на торфяно-болотных почвах гидроморфных ландшафтов, при одной плотности загрязнения с автоморфными участками характеризуются значительно большим накоплением 137Сз. Также отмечена закономерность, что уровни загрязнения травяной растительности несколько выше в сосняках, чем в лиственных ценозах.

Описанные в литературе КП (м2/кг) 137Сз в лесные растения травяно-кустарничкого яруса варьирую в пределах 0.5-10"3.

1.4. Анализ статических моделей, описывающих поведение 137Св в системе почва-растение

Для описания поведения радионуклидов используются статические (равновесные) и динамические модели. Статическая модель предполагает равновесие в системе и может быть описана в виде простых математических уравнений. Преимущества этого вида моделей в том, что они, как правило, не требуют большого количества данных и могут быть легко параметризованы (параметрами с ясным физико-химическим смыслом). Равновесные модели, безусловно, не могут быть использованы в неравновесных условиях, например, непосредственно после аварийного выброса и т.п. однако, они с успехом могут быть применены для квазистационарных поставарийных условий.

Динамические модели основаны на численном решении систем дифференциальных уравнений, описывающих процессы миграции радионуклида между различными компонентами биогеоценоза во времени. Поскольку в настоящем

исследовании была использована статическая модель перехода 137Cs в растение, остановимся подробно на обзоре только такого рода моделей перехода радионуклида в растение, описанных в литературе.

Простейшим примером статической модели перехода радионуклидов из почвы в растения является использование коэффициента накопления Кн или коэффициента перехода КП. При этом предполагается, что система состоит всего лишь из двух компартментов (почва и растение), которые находятся в равновесии. Величины Кн и КП по сути являются константами этого равновесия. Однако столь упрощенная модель не объясняет высокую вариабельность коэффициентов накопления.

К настоящему времени выявлены общие закономерности, состоящие в том, что коэффициенты накопления 137Cs в растениях повышаются с ростом содержания органического вещества, с уменьшением доли глинистых минералов, со снижением pH почвенного раствора и снижением содержания обменного калия.

Известно, что поведение I37Cs и 90Sr в следовых количествах в системе почва-растение во многом определяется присутствием неизотопных носителей (макроэлементов - аналогов) этих радионуклидов. Рядом исследователей было показано, что накопление I37Cs и 90Sr растениями обратно пропорционально количеству калия и кальция, находящихся в доступной для растений форме (Menzel, 1954; Архипов и др., 1975).

Для объяснения этой зависимости в работе В. Ф. Дричко и В. В. Цветковой (1990) предложена сорбционная модель поступления радионуклидов из почвы в растение, в которой корневая система растения и почва рассматриваются в качестве сорбентов, одновременно конкурирующих за ионы почвенного раствора. Между почвенным раствором и твердой фазой почвы, с одной стороны, и между почвенным раствором и корнями растений - с другой, в любой момент времени выполняется условие динамического равновесия. В этом случае для описания перехода радионуклида из почвы в растение могут быть использованы уравнения аналогичные

изотермам Лэнгмюра и Фрейндлиха, объясняющие обратно пропорциональную зависимость Кн радионуклида от содержания в почве обменной формы конкурентного иона (Са2+ для 908г, К+ для 137Сз). Авторами модели показано, что использование изотермы Лэнгмюра в этом случае предпочтительнее. Несомненным достоинством этой модели является рассмотрение корневой поверхности растения в системе обмена ионов. Однако эта модель не учитывает влияние формы нахождения радионуклида в почве на его переход в растения.

Между тем в исследованиях (Бакунов, 1967; Юдинцева и Гулякин, 1968) установлена положительная корреляционная связь между количеством десорбированных из почв радионуклидов и поступлением их в растения. На основании вышеизложенных закономерностей в работе Н. А. Бакунова (1989) была предложена корреляционная модель, в рамках которой, накопление 137Сб в растениях представлялось как "усвоение из почвы обменных форм 137Сз, зависящее от содержания в почве обменного калия ". В рамках этой модели зависимость Кн 137Сз в растениях от свойств почв имела следующий вид:

Кн-а-• Дс (112)

к2и

где 1/КгО - величина обратная содержанию в почве обменного калия; Д - количество десорбированного |37Сз из почвы, %; а, в, с - эмпирические коэффициенты. Следует отметить, что в предложенной модели связь "Кн - содержание обменного калия" носит нелинейный характер.

Существенным вкладом в моделирование перехода 137Сз из почвы в растение было развитие А. Кремерсом с сотрудниками теории селективной сорбции 137Сз почвами. Использование этих представлений позволило предложить модель с учетом селективной сорбции 137Сз почвой. В рамках этой модели предполагается, что

концентрация 137Cs в растении прямо пропорциональна его концентрации в почвенном растворе (ЕСР-2, 1996; Roca et al., 1997; Smolders et al, 1997b):

к»- B - fav' *' * тк +Кс(ш*/K>m™<) (113)

Kd RIP(K)-(mK+mm4)

где В - биологический фактор растения; fav - доля доступной (обменной) формы радионуклида; тк, тШ4 - концентрации катионов в почвенном растворе. Недостатком этой модели, как и вышеописанной, является то, что при описании процессов миграции ионов в системе почва-растение пренебрегают самим растением, в частности сорбционными свойствами его корневой поверхности.

Таким образом, анализ современного состояния исследований механизмов перехода 137Cs из почвы в растения показывает, что в настоящее время количественно описаны только почвенно-геохимические процессы, определяющие биологическую доступность 137Cs. Отсутствие количественного описания биологических (физиологических) процессов, связанных с механизмами переноса радионуклида в растение, затрудняет прогнозирование поведения 137Cs в системе почва-растение.

Заключение диссертации по теме «Радиобиология», Коноплева, Ирина Валиевна

выводы

1. Закрепление 137Cs в почве обусловлено двумя процессами: обменной селективной сорбцией и фиксацией. Селективная сорбция 137Cs происходит на сорбционных центрах, расположенных в краевых областях межпакетных пространств глинистых минералов с решеткой 2:1 типа иллита. Фиксация 137Cs происходит при спонтанном схлопывании краевых областей межпакетных пространств глинистых минералов и в результате диффузии ионов 137Cs вглубь кристаллической решетки минералов.

2. Переход ,37Cs из почвы в растение может быть представлен концептуальной моделью, отличительной особенностью которой является учет форм нахождения радионуклида в почве, его распределение между твердой и жидкой фазами почвы и переход из почвенного раствора в растение. Поступлению 137Cs в растение из почвенного раствора предшествует его ионообменная сорбция на корневом обменном комплексе. Содержание радионуклида в растении линейно связано с его долей в корневом обменном комплексе.

3. Коэффициент накопления (перехода) ,37Cs линейно связан с параметром биологической доступности 137Cs в почве, являющимся комбинацией свойств почв, определяющих его подвижность в системе почва-растение: равновесной доли обменного 137Cs, обменного потенциала селективной сорбции RIP* и характеристики катионного состава почвенного раствора PNAR. Существование достоверной линейной связи доказано экспериментально для бурых и подзолистых лесных почв различных почвенно-климатических зон Европы. Предложены уравнения для прогнозирования величин КП 137Cs в лесные растения травяно-кустарничкового яруса на основе параметра биологической доступности 137Cs в почвах.

4. Предложен метод прогнозирования КП ,37Cs в лесные растения на основе почвенных характеристик, определяемых стандартными агрохимическими методами. Метод может быть использован для оценки эффективности агрохимических защитных мероприятий.

5. Исследованные почвы лесных экосистем различных почвенно-климатических зон Европы сгруппированы по величине параметра биологической доступности 137Cs. Значение параметра биологической доступности для бурых лесных суглинистых почв не превышает значения 0.02. Для почв характеризующихся процессами подзолообразования (кислых бурых лесных, подзолистых иллювиально-железистых и торфянисто-дерново-подзолистых) значение параметра варьирует от 0.8 до 1.6. Такая группировка почв может быть использована при прогнозировании последствий аварийного загрязнения лесных экосистем.

6. Введена поправка в полуэмпирическое уравнение Ричардса, учитывающая конкурентное влияние ионов аммония при расчете величины PAR почвенного раствора лесных почв.

7. Почвы тяжелого гранулометрического состава (чернозем выщелоченный, чернозем типичный), по сравнению с почвой легкого мехсостава (дерново-подзолистой), характеризуются более высокими значениями обменного потенциала селективной сорбции 137Cs; различия составляют величину более одного порядка. Отмечена закономерность увеличения обменного потенциала селективной сорбции 137Cs с увеличением содержания иллита в почвах.

8. Модифицированы методы определения характеристик равновесной селективной сорбции 137Cs: а) использование линейной формы уравнения Лэнгмюра позволяет определить емкость селективных сорбционных мест FES в органических почвах, для которых наблюдается максимум на изотерме сорбции Cs+. б) введение дополнительной стадии экстракции обменного 137Cs 1н ацетатом аммония при определении потенциала селективной сорбции 137Сз позволяет избавиться от влияния фиксации 137Сз. Обнаружено, что фиксация 137Сз в ходе установления сорбционного равновесия в течение 24 час приводит к существенному (в 2-3 раза) завышению результата.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Процесс поступления ,37С8 в растения определяется свойствами почвы и растения, поэтому необходимо одновременно контролировать и те и другие, чтобы адекватно описать поглощение 137Сз в конкретной системе почва-растение. Поглощение 137Св растением, как и других минеральных элементов, происходит из почвенного раствора. Переход 137Сз из почвенного раствора в растение можно разбить на несколько стадий: сорбция из почвенного раствора на корневом обменном комплексе клеточной стенки, перенос через мембрану и перенос в ксилему, а также перенос по ксилеме.

Первая стадия поглощения 137Сз растением определяется процессом ионного обмена в системе почвенный раствор-корневой обменный комплекс. Процесс поступления 137Сз из почвы происходит в результате ионного обмена в системе почва-почвенный раствор, причем фиксированная форма радионуклида не участвует в обмене с почвенным раствором. Процессы ионного обмена 137Сз в почве и на корневой поверхности зависят от концентрации других ионов в почвенном растворе. В почвенном поглощающем комплексе, где 137Сз сорбируется селективно на сорбционных центрах, расположенных в краевых областях межпакетных пространств глинистых минералов, основными конкурирующими катионами выступают К+ и КН4+. В корневом обменном комплексе конкурирующими катионами являются К+, >Ш4+, Са2+, На второй стадии поглощения, при трансмембранном переносе, основным конкурирующим катионом 137Сз выступает К+.

Анализ механизмов поступления 137Сз из почвы и его поглощения растениями позволяет считать, что основными процессами, определяющими биологическую доступность 137Св являются: почвенно-геохимический, определяемый сорбционной и фиксирующей способностью почвы по отношению к радионуклиду и концентрациями основных конкурирующих катионов;

- биологический (физиологический), связанный с переходом радионуклида из почвенного раствора в корневую систему растения, который также, в свою очередь, в значительной степени определяется концентрацией других ионов в почвенном растворе.

Спецификой лесных почв является наличие подстилки, которая выполняет роль "депо" питательных веществ (и радионуклидов) и содержит относительно высокие концентрации минеральных элементов, в частности калия, в корнеобитаемом слое растений травяно-кустарничкого яруса. Высокие концентрации калия обусловливают условия, когда трансмембранный перенос ,37Сз слабо зависит от концентрации калия в почвенном растворе и процесс поглощения 137Сз определяется, главным образом, первой стадией - ионным обменом на корневом обменном комплексе.

В условиях равновесия форм нахождения 137Сз его подвижность в системе почва-растение характеризуется параметром биологической доступности, который пропорционален доле радионуклида на корневом обменном комплексе и представляет собой комбинацию свойств почв: их фиксирующую способность, способность селективно сорбировать 137С$ и катионный состав почвенного раствора. В рамках предложенной равновесной модели способность почв селективно сорбировать 137Сз характеризуется обменным потенциалом селективной сорбции 137Сз, фиксирующая способность почвы - равновесной долей обменного 137Сз, а катионный состав почвенного раствора - аммонийно-калийным адсорбционным соотношением (РКАЯ).

Проведенные комплексные экспериментальные исследования поведения 137Сз в системе почва-растение для различных почвенно-климатических зон Европы показали, что накопление шСз в лесных растениях травяно-кустарничкого яруса линейно связано с параметром биологической доступности.

Введенный в настоящей работе параметр позволяет прогнозировать коэффициент накопления и перехода 137Сз на основе свойств почв. Широкой вариабельностью характеристик почвы, входящих в выражение для параметра биологической доступности, объясняется высокая изменчивость наблюдаемых коэффициентов накопления и перехода 137Сз в растения.

Параметр дает возможность группировать типичные почвы лесных экосистем Европы по биологической доступности, что может быть использовано при картировании коэффициентов перехода 137Сз в растения лесных экосистем в географических информационных системах (ГИС), активно разрабатываемых в настоящее время.

Параметр биологической доступности, являясь интегральной характеристикой почв, может быть использован как инструмент анализа для интерпретации наблюдаемых закономерностей в поведении 137Сз в цепи миграции почва-растение.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Коноплева, Ирина Валиевна, 1999 год

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Алексахин P.M. и Нарышкин М.А. Миграция радионуклидов в лесных биогеоценозах. М.: Наука, 1977. - 144 с.

Архипов Н.П., Федоров Е.А., Алексахин P.M., Бондарь П.Ф., Кожевникова

Т.Л.,Суслова В.В. Почвенная химия и корневое накопление искусственных радионуклидов в урожае с/х растений // Почвоведение, 1975. №11. С. 40-52.

Архипов H.A. Поведение 90Sr и 137Cs в агроэкосистемах зоны отчуждения

Чернобыльской АЭС: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. Обнинск, ВНИИСХРАЭ, 1995. - 26 с.

Бакунов H.A. Влияние свойств почв и почвообразующих минералов на поступление цезия-137 в растения: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. М.: ТСХА, 1967. -20 с.

Бакунов H.A. К вопросу о накоплении 137Cs в растениях и специфике его поведения в почвах // Агрохимия, 1989. №5. С. 94-99.

Бобовникова Ц.И., Вирченко Е.П., Коноплев A.B., Сиверина A.A., Шкуратова И.Г. Химические формы нахождения долгоживущих радионуклидов и их трансформация в почвах зоны аварии на ЧАЭС // Почвоведение, 1990. № 10. С. 20-25.

Бобовникова Ц.И., Махонько К.П., Сиверина A.A., Работнова Ф.А., Гутарева В.П., Волокитин A.A. Физико-химические формы радионуклидов в атмосферных выпадениях после аварии на Чернобыльской АЭС и их трансформация в почвах // Атомная Энергия, 1991. Вып. 5. С. 449-454.

Боровиков В.П. Популярное введение в программу STATISTICA. М.: Компьютер Пресс, 1998. - 267с.

Булгаков A.A. Разработка методов прогнозирования распределения 90Sr и 137Cs в

природных системах почва-вода: Дис. ... канд. хим. наук. М: ГЕОХИ, 1998. -192с.

Вернадский В.И. Очерки геохимии. Изд. 4-е. M.-JL: ОНТИ, 1934.

Горина Н. И. Накопление радиоцезия сельскохозяйственными культурами в

зависимости от свойств почв и биологических особенностей: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. М.: Почвенный институт, 1976. - 16 с.

Дмитриев Е.А. Математическая статистика в почвоведении. М.: Изд-во МГУ, 1972.-290с.

Донцов М.Б. Ионообменные свойства корней и их связь с минеральным питанием растений /¡Агрохимия, 1976. №9. С. 142-150.

Дричко В.Ф., Цветкова В.В. Сорбционная модель поступления радионуклидов из почвы в растения // Почвоведение, 1990. №10. С. 35-40.

Дюшофур Ф. Новые данные по гумификации в лесных почвах умеренного климата // Почвоведение, 1998. №7. С. 883-889.

Елиашевич Н.В., Иванова Т.Г., Морозова Т.К., Сурмач Н.Г. и др. Накопление

радионуклидов хозяйственно-полезными растениями // Тез. докл. I Всес. радиобиол. съезда. М.,1989. Т. 2. С.441-442.

Иванов Ю.А., Кашпаров В.А. Поведение в почве радионуклидов, представленных топливной компонентой выпадений аварийного выброса ЧАЭС Ii Радиохимия, 1992. Т. 5. С. 112-124.

Иванов Ю.А. Радиоэкологическое обоснование долгосрочного прогнозирования

радиационной обстановки на сельскохозяйственных угодьях в случае крупных ядерных аварий (на примере аварии на Чернобыльской АЭС): Автореф. дис. ... докт. биол. наук.. Обнинск, ВНИИСХРАЭ, 1997. - 50 с.

Кларксон Д. Транспорт ионов и структура растительной клетки. М.: Мир, 1978.-368с.

Клечковский В.М и Гулякин И.В. Поведение в почвах и растениях микроколичеств стронция, цезия, рутения и циркония // Почвоведение, 1958. №3. С. 1-12.

Клечковский В.М., Соколова Л.И., Целищева Г.Н. Сорбция микроколичеств

стронция и цезия в почвах // 2-ая Межд. конф. по мирн. исп. am. энерг., Женева, 1958. М.: Атомиздат, 1958. Т. 5. С. 28.

Ковда В.А. Основы учения о почвах. Книга 2. М.: Наука, 1973. - 468 с.

Ковда В.А., Розанов Б.Г. (ред.) Почвоведение. 4.2. Типы почв, их география и использование. М.: Высшая школа, 1988. - 368 с.

Котик Ж.А. Комплексная оценка влияния технологии возделывания на накопление

137Cs в сельскохозяйственных культурах из выщелоченного и оподзоленного черноземов: Дисс.... канд. биол. наук. Обнинск, ВНИИСХРАЭ, 1996. - 119 с.

Котова А.Ю. Исследование механизмов сорбции и биологической доступности 90Sr, l06Ru, 137Cs и 144Се в почвах различных типов: Дисс. ... канд. биол. наук. Обнинск, ВНИИСХРАЭ, 1998. - 209 с.

Круглов C.B. Физико-химические аспекты загрязнения сельскохозяйственных угодий в результате радиационной аварии и миграция радионуклидов в системе почва-растение (на примере аварии на ЧАЭС): Автореф. дис. ... докт. биол. наук. Обнинск, ВНИИСХРАЭ, 1997.-49 с.

Люттге У., Хигинботан Н. Передвижение веществ в растениях. М.: Колос, 1984.- 408с.

Марей А.Н., Бархударов P.M., Новикова Н.Я. Глобальные выпадения цезия-137 и человек. М.: Атомиздат, 1974. - 168с.

Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Рерих A.A., Чижикова Н.П. Формы соединений

радионуклидов в почвах и их трансформация // Агрохимия, 1981. № 1. С. 110-113.

Моисеев И.Т., Агапкина Г.И., Рерих Л.А. Изучение поведения 137Cs в почвах и его

поступления в сельскохозяйственные культуры в зависимости от различных факторов // Агрохимия, 1994. №2. С. 103-118.F

Най П.Х., Тинкер П.Б. Движение растворов в системе почва - растение. М.: Колос, 1980.- 368 с.

Некрасов Б.В. Основы общей химиии. T.I. М: Химия, 1973.- С. 210

Павлоцкая Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. М.:Атомиздат, 1974.- 215 с.

Самойлова Е.М. Почвообразующие породы. М.: Изд-во МГУ, 1992. - 176 с.

Санжарова Н.И. Радиоэкологический мониторинг агроэкосистем и ведение

сельского хозяйства в зоне воздействия атомных электростанций: Автореф. дис. ... докт. биол. наук. Обнинск, ВНИИСХРАЭ, 1997. - 52 с.

Соколик А.И., Демко Г.Г., Горобченко Н.Е., Юрин В.М. Основные механизмы

поступления 137Cs в корневую систему растений // Радиационная Биология. Радиоэкология, 1997. № 37. вып. 5. С. 787-795.

Суркова JI.B., Погодин Р.И. Состояние и формы нахождения цезия-137 в почвах различных зон аварийного выброса ЧАЭСII Агрохимия. 1991. №4. С. 84-86

Тейт Р. Органическое вещество почвы: Биологические и экологические аспекты. М.: Мир, 1991. -400 с.

Тихомиров Ф.А. Действие ионизирующих излучений на экологические системы. М.: Атомиздат, 1972.

Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах

центральных районов Восточно-Европейской равнины: Автореф. дис. ... докт. биол. наук. М., 1997. - 45 с.

Юдинцева Е.В. и Гулякин И.В. Агрохимия радиоактивных изотопов стронция и цезия. М.: Атомиздат, 1968. - 472 с.

Юдинцева Е.В., Жигарева Т.Д., Павленко Л.И. Формы 90Sr и 137Cs в дерново-

подзолистой почве при известковании и применении удобрений // Почвоведение, 1983. №9. С. 41-46.

Absalom, J.P., Crout, N.M.J., Young, S.D. Modeling radiocaesium fixation in upland

organic soils of northwest England // Environ.Sei. Techno!., 1996. Y.30. P. 27352741.

Agapkina G.I., Tikhomirov F.A. Radionuclides in the liquid phase of the forest soils at the

Chernobyl accident zone // Sci. Tot. Environ., 1994. V.157. P.267-273. Andolina, J., Guillitte, O. Radiocaesium availability and retention sites in forest humus

// Transfer of Radionuclides in Natural and Semi-natural Environments (Eds G. Desmet, P. Nassimbeni & M. Belli). London-NY: Elsevier Applied Science, 1990. P. 135-142.

Aumann D.C., Clooth G., Steffan B., Steglich W. Komplexierung von Caesium-137 durch die Hutfarbstoffe des Maronenrohrlings (Xerocomus badius)!! Angew. Chem., 1989. V. 101. P. 495-496.

Beckett P.H.T. Measurement of potassium potential // J. Soil Sci., 1964. V. 15. P. 1-8. Blarney F.P.C., Edmeades D.C., Wheeler D.M. Role of root cation- exchange capacity in

differential aluminium tolerance of Lotus species II J. Plant Nutrition, 1990. V.13. P.729-744.

Bolt, G.H., Sumner, M.E., Kamphorst, A. A study of equilibria between three categories of

potassium in an illitic soil // Soil Sci. Soc. Am. Proc., 1963. V. 27. P. 294-299. Brouwer E., Baeyens B., Maes A., Cremers A. Cesium and rubidium ion equilibria in illite

clay// J.Phys. Chem. 1983. V. 87. P. 1213-1219. Briggs, G.E. Some aspects of free space in plant tissues I I New Phytol., 1957. V.56. P.305-324.

Briikmann A., Wolters V. Microbial immobilization and recycling of 137Cs in the organic

layers of forest ecosystems: relationship to environmental conditions, humification and invertebrate activity // Sci. Tot. Environ., 1994. Y.157. P.249-256. Bulgakov, A.A., and Konoplev, A.Y. Diffusional modelling of radiocaesium fixation by

soils H Radiation Protection Dosimetry, 1996. V. 64. N1/2. P. 11-13. Bunzl K., Kracke W., Schimmack W. Migration of fallout 239+240Pu,241 Am and 137Cs in the various horizons of a forest soils under pine // J. Environ. Radioact., 1995. V. 28. P.17-34.

Buysse, J., Van Den Brande, K., Merckh, R. Genotypic differences in the uptake and

distribution of radiocaesium in plants II Plant and Soil, 1996. V.178. P. 265-271.

Chhabra R., Pleysier J., Cremers A. The measurement of the cation exchange capacity and exchangeable cations in soils: a new method // Proc. the International Clay Conference. (Ed. S.W. Bailey) Applied Publishing Ltd, Witmettel, Illinois, USA, 1975. P. 439-449.

Cline, J.F. and Hungate, F.P. Accumulation of potassium, caesium-137 and rubidium-87 in bean plants grown in nutrients solutions // Plant Physiol., 1960. V. 35. P. 826-829.

Cline J.F. Ageing effects of the availability of strontium and caesium to plants I I Health Physics, 1961. V.4. No.2. P. 293-296.

Clint G.M., Dighton J. Uptake and accumulation of radiocaesium by micorrhizal and non-micorrhizal heather plants // New Phytol., 1992. V. 121. P. 555-561.

Comans R.N.J., Haller M., De Preter P. Sorption of caesium on illite: non-equilibrium behaviour and reversibility// Geochim. Cosmochim Acta, 1991.V. 55. P. 433-440.

Comans R.N.J., Voitsekhovich O.V., Hilton J., Laptev G., Popov V., Madruga M.J.,

Bulgakov A., Smith J., Movchan N., Konoplev A. A comparative study of radiocaesium mobility measurements in soils and sediments from the catchment of a small, upland oligotrophic lake (Devoke Water, UK)// Modelling and Study of Mechanisms of the Transfer of Radioactive Material from the Terrestrial Ecosystem to and in Water Bodies around Chernobyl. EC-Coordinated ECP-3 Project (COSU-CT93-0041). Final Report 1992/93

Cremers A., Elsen A., De Preter P., Maes A. Quantitative analysis of radiocaesium retention in soils // Nature, 1988. V. 335. № 6187. P. 247-249.

Cremers A., Elsen A., Valcke E., Wauters J.,Sandalls F.J., Gaudern S.L. The sensitivity of upland soils to radiocaesium contamination // Transfer of Radionuclides in Natural and Semi-natural Enviroments. (Eds. G. Desmet, P. Nassimbeni, M. Belli) London-N.Y.: Elsevier Applied Science. 1990. P. 238-248.

Crooke W.M. The measurement of the cation-exchange capacity of plant roots // Plant

Soil, 1964. V. 21. P. 43-49. De Preter, P. Radiocaesium retention in the aquatic, terrestrial and urban environment: a

quantitative and unifying analysis. PhDThesis, K.U. Leuven, Belgium, 1990. 93 pp. ECP-2. The transfer of radionuclides through the terrestrial environment to agricultural

products, including the evaluation of agrochemical practices (Eds. Rauret G., Firsakova S.) EUR 16528 EN. Luxembourg, 1996. 182 pp. ECP-3. Modelling and study of the mechanisms of the transfer of radioactive material from the terrestrial ecosystem to and in water bodies around Chernobyl. Final Report for EC-coordinated ECP-3 Project. COSU-CT93-0041, 1994. 90pp. ECP-5. Behaviour of radionuclides in natural and semi-natural environments (Eds.Belli M.,

Tikhomirov F.) EUR 16531 EN. Luxembourg, 1996. 181 pp. Evans D.W., Alberts J.J., Clark R.A. Reversible ion-exchange fixation of cesium-137

leading to mobilisation from reservoir sediments // Geochim. Cosmochim.Acta, 1983. V.47. P. 1041-1049.

Fawaris B.H. and Johanson K J. Radiocesium in soil and plants in a forest in central

Sweden II Sci, Tot. Environ., 1994. V. 157. P. 133-138. Fesenko S.V., Alexakhin R.M., Spiridonov S.I., Sanzharova N.I. Dynamics of 137Cs

concentration in agricultural products in areas of Russia contaminated as a result of the accident at the Chernobyl Nuclear Power Plant // Radiat. Protec. Dosimetry, 1995. V. 60. P. 155-166. FORECO. Forest Ecosystems: Classification of Restoration Options, Considering Dose

Reduction, Long-Term Ecological Quality and Economic Factors (FORECO). Annual report. Contract №ERBIC15CT960202. ANPA. Rome, 1999. Guillitte O., Melin J., Wallberg L. Biological pathways of radionuclides originating from

the Chernobyl fallout in a boreal forest ecosystem // Sci. Tot.Environ., 1994. V.157. P.207-215.

Haynes, R.J. Ion exchange properties of roots and ionic interactions within the root

apoplasm: their role in ion accumulation by plants // Bot.Rev., 1980. V. 46. P. 75-99. Herbauts J. Chemical and mineralogical properties of sandy and loamy-sandy ochreous

brown earth in relation to incipient podzolization in a brown earth-podzol evolutive sequence// J. Soil Science, 1982. V. 33. P.743-762. Hilton. J., Cambray R.S., Green. N. Chemical fractionating of radioactive caesium in

airborne particles containing bomb fallout, Chernobyl fallout and atmospheric material from the Sellafield site // /. Environ. Radio act., 1992. V. 15. P. 103-111. Hird, A.B., Rimmer, D.L., Livens, F.R. Total caesium-fixing potentials of acid organic

soils // J. Environ.Radioact., 1995. V. 26. P. 103-118. IUR (International Union of Radioecologists). Date sheet description // Proc. XXVIIIth

Annual ESNA/IUR Meeting, Soil-plant relationships /Ed. Gerzabek, M.H., Seibersdorf: FZS. 1998. P. 136-138. Jacobs D.C., Tamura T. The mechanism of ion fixation using radio-isotope techniques

// Trans. Th Int. Congr. Soil Sci. (Madison, WI), II. 1960. P.206-214. Kielland J. Individual activity coefficients of ions in aqueous solution // J.Amer. Chem. Soc.,

1937. Y.59. P. 1675-1678. Kinniburgh D.G., Jackson M.L. Cation adsorption by hydrous metal oxides and clay

// Adsorption of inorganics at solid-liquid interfaces (Eds. M.A. Anderson, A.J. Rubin). Ann Arbor Science, 1981. Knight, A.H., Crooke, W.M., Inkson, R.H.E. Cation-exchange capacities of tissues of

higher and lower plants and their related uronic acid contents // Nature, 1961.V. 192. P. 142-143.

Konoplev A.Y., Bulgakov A.A., Popov V.E., Bobovnikova Ts.I. Behaviour of long- lived

radionuclides in a soil-water system II Analyst, 1992. V. 117. P. 1041-1047. Konoplev A.Y., Bulgakov A.A., Popov V.E., Hilton. J., Comans R.N.J. Long-term

investigation of 137Cs fixation by soils// Radial. Protec. Dosimetry, 1996. V. 64. P. 15-18.

Konoplev A.Y., Drissner J., Klemt E., Konopleva I.V., Miller R., Zibold G.

Characterisation of soil in terms of radiocaesium availability to plants // Proceedings of the XXVII Annual ESNA/IUR Meeting /Ed. Gerzabek, M.H., Seibersdorf: FZS. 1997. P. 163-169. Krouglov S.V., Alexakhin R.M., ArkhipovN.P. Long-term study on the behaviour of

Chernobyl fallout ridionuclides in soil // The radiological consequences of the Chernobyl accident (Eds. A. Karaoglou, G. Desmet, G.N. Kelly and H.G. Menzel) EUR 16544 EN Luxembourg, 1996. P.201-204. Lindner G., Drissner J., Herrmann T., Hund M., Zech W., Zibold G., Zimmerer R.

Seasonal and regional variations in the transfer of caesium radionuclides from soil to roe deer and plants in a prealpine forest // Sei. Total Env., 1994. V.157. P. 189196.

Madruga M.J.B. Adsorption-desorption behaviour of radiocaesium and radiostrontium in

sediments. PhDThesis, K.U. Leuven, Belgium, 1993.121pp. Maes E., Delvaux B., Thiry, Y. Fixation of radiocaesium in acid brown forest soil // Eur.

J.Soil Sei., 1998. V. 49. P. 133-140. Maguire, S., Pulford, I.D., Crooke, G.T., MacKenzie, A.B. Caesium sorption-desorption in

clay-hymic acid sistem // J.Soil Sei., 1992. V.43. P. 689-696. Malhotra B., Glass A.D.M., Potassium fluxes in Chlamidomonas reinhardtii. 1. Kinetics

and electrical potentials // Plant Physiol., 1995. V. 108. P. 1527-1537. Menzel R.G. Competitive uptake by plants of potassium, rubidium, cesium and calcium,

strontium, barium from soils // Soil Sei., 1954. V.U. N. 6. P.419-423. Nikolova I., Johanson K.J., Dahlberg A. Radiocaesium in fruitbodies and micorrhizae in

ectomycorrhizal fungi H J. Environ. Radiactivity, 1997. V. 37. P. 115-125. Olsen R.A., Joner E., Bakken L.R. Soil fungi and the fate of radiocaesium in the soil

ecosystem: a discussion of possible mechanisms involved in radiocaesium accumulation in fungi, and the role of fungi as a Cs-sink in the soil // Transfer of Radionuclides in Natural and Semi-natural Enviroments. (Eds. G. Desmet, P. Nassimbeni, M. Belli) London-N.Y.: Elsevier Applied Science. 1990. P. 657-663.

Page Y.B., Baver L.D. Ionic size in relation to fixations by colloidal clay // Soil Sei. Soc. Am. Proc., 1940. V. 4. №2. P. 150-160.

Parkinson D., Domsch K.H., Anderson J.P.E. Die Entwicklung mikrobieller Biomassen im organischen Horizont eines Fichtenstandortes // Ecol.Plant, 1978. V. 13. P.355-366.

Passeck U., Lindner G., Zech W. Distribution of 137Cs in water leachates of forest humus HJ. Environ. Radioact., 1995. V. 28. P.223-238.

Pitman M.G., Mertz S.M. Jr., Graves J.S., Pierce W.S., Higinbotham N. Electrical

potential differences in cells of barley roots and their relation to ion uptake // Plant Physiol, 1970. V.47. P. 76-80.

Richards L. (Ed). Diagnosis and improvement of saline and alkali soils. US DA Handbook 60, NY: 1954.

Rigol, A., Vidal, M., Rauret, G.J., Shand, C.A., Cheshire, M.Y. Competition of organic

and mineral phases in radiocaesium partitioning in organic soils of Scotland and the area near Chernobyl // Environ. Sei. Technol., 1998. Y. 32. P. 663-669.

Riise G., Bjornstad H.E., Lien H.N., Oughton D.H., Salbu B. A study on radionuclide

association with soil components using a sequential extraction procedure // J. Radioanal Nucl Chem1990.V. 142. P. 531-538.

Roca M. C., Vallejo V.R., Roig M., Tent J., Vidal M., Rauret G. Prediction of cesium-134 and strontium-85 crop uptake based on soil properties // J. Environ.Quality, 1997. V. 26.No5. P. 1354-1362.

Salbu B., Krekling T., Oughton D.H., Ostby G., Kashparov V.A., Brand T.L., Day J.P.

Hot particles in accidental releases from Chernobyl and Windscale nuclear installations // Analyst, 1994. V.119. P.125-130.

Sanzharova N. I., Fesenko S.V., Alexakhin R.M., Anisimov V.S., Kuznetsov V.K.,

Chernyayeva L.G. Changes in the forms of 137Cs and its availability for plants as dependent on properties of fallout after the Chernobyl nuclear power plant accident II Sci. Total Environ., 1994. V. 154. P. 9-22.

Sawhney B.L. Selective sorption and fixation of cations by clay minerals: a review // Clays and Clay Miner., 1972. V. 20. P. 93-100.

Shand, C.A., Cheshire, M.Y., Smith, S., Vidal, M„ Rauret, G.J. Distribution of

radiocaesium in organic soils II J. Environ. Radioact., 1994. Y. 23. C. 285-302.

Shaw G. and Bell J.N.B. Competitive effects of potassium and ammonium on caesium uptake kinetics in wheat II J. Environ. Radioact., 1991. V. 13. C. 283-296.

Shaw G., Hewamanna R., Lillywhite J., Bell J.N.B. Radiocaesium uptake and

translocation in wheat with reference to the transfer factor concept and ion competition effects II J. Environ. Radioact., 1992. V.16. P. 167-180.

Schell W.R., Lincov I., Myttenaere C., Morel B. A dinamic model for evaluating

radionuclide distribution in forest from nucler accidents // Helth Physics, 1996. V.70. P.318-335.

Smolders E., Kiebooms L., Buysse J., Merckh R. 137Cs uptake in spring wheat (Triticum aestivum L. cv Tonic) at varying K supply // Plant Soil, 1996. V. 181. P.205-209.

Smolders E., Sweeck L., Merckh R., Cremers A. Cationic interactions in radiocaesium uptake from solution by spinach // J. Environ.Radioact., 1997a. V.34. P. 161-170.

Smolders E., Van den Brande K., Merckh R. Concentrations of 137Cs and K in soil solution predict the plant availability of 137Cs in soils // Environ.Sci. TechnoL, 1997b. V.31. P.3432-3438.

Stevenson F.J. Humus Chemistry. Genesis, Composition, Reactions. J. Wiley & Sons, N.Y. 1982.

Sweeck L., Wauters J., Valcke E., Cremers A. The specific interception potencial of soils

for radiocaesium // Transfer of Radionuclides in Natural and Semi-natural Enviroments. (Eds. G. Desmet, P. Nassimbeni, M. Belli) London-N.Y.: Elsevier Applied Science. 1990. P. 249-258.

Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals // Analytical Chemistry, 1979. V. 51. N7. P. 844-851.

Thiry, Y., Myttenaere, C. Behaviour of radiocaesium in forest multilayred soils II J. Environ. Radioact., 1993. V.18. P. 247-257.

Thiry Y., Vanhouche M., Van Der Vaeren P., de Brouwer S., Myttenaere C. Determination of the physico-chemical parameters which influence the Cs availability in forest soils II Sci. Tot. Environ1994. V. 157. P. 261-265.

Tikhomirov F.A., Shcheglov A.I. Main investigation results on the forest radioecology in

the Kyshtym and Chernobyl accident zones // Sci. Tot. Environ., 1994. V. 157. P.45-57.

Yalcke E. The behavior dynamics of radiocaesium and radiostrontium in soils rich in organic matter. PhDThesis, K.U. Leuven, Belgium, 1993. 135pp.

Van der Marel., H.W. Potassium fixation in Dutch soils: mineralogical analyses // Soil Sci., 1954. V. 78. №3. P. 163-166.

Wacquant, J. P. Physico-chemical selectivity for cations and CEC of grass roots // Plant Soil, 1977. V. 47. P. 257-261.

Wauters J., Sweeck L., Valcke E., Elsen A., Cremers A. Availability of radiocaesium in soils: a new methodology//£«'. Total Environ., 1994. V.157. P. 239-248.

Wauters J., Cremers A., Elsen A., Konoplev A.V., Bulgakov A.A., Comans R.N.J.

Prediction of solid-liquid distribution coefficient of radiocaesium in soils and sediments. II Applied Geochemistry, 1996. V. 11. P.589-604.

Wirth E., Hiershe L., Kammerer L., Krajewska G., Krestel R., Mahler S., Rommelt R.

Transfer equations for cesium-137 for coniferous forest understorey plant species // Sci. Tot. Environ., 1994. V. 157. P. 163-170.

Wirth E., Ruhm W., Kammerer L., Steiner M. Model for prediction future caesium-137

contamination in fungi // Proc. International Symposium on lionising Radiation. Stockholm, May 20-24, 1996. C. 176-187.

Witkamp M and Barzansky B. Microbial immobilization of 137Cs in forest litter // Oikos, 1968. V.19. P.392-398.

Zech W., Ziegler F., Kogel-Knabner I., Haumaier L. Humic substances distribution and transformation in forest soils // Sei. Tot. Environ., 1992. V. 117/118. P. 155-174.

Zibold G., Biirmann W., Drissner J., Enslin F., Heider R., Klemt E., Schick G.

Availability of Cesium Radionuclides for Plants on Different Spruce Stands in South-West Germany // Proc. XXVth Annual ESNA/IUR Meeting. Working Group 3, Soil-plant relationships (Ed. Gerzabek M.H.). Seibersdorf: FZS. 1995. P. 151-157.

Zibold G., Drissner J, Klemt E., Konopleva I. V. Konoplev A.V., Miller R. Biologische

Verfügbarkeit von Cäsium-Radionukliden in Waldgebieten des nördlichen und südlichen Voralpenlandes II Kurzfassungen der Fortrage. Veranstaltet von der Bundesanstalt für Fleischforschung. Kulmbach, 1997. S. 12.