Трансформація радіонуклідів у ґрунтах, забруднених паливними частинками
Швидкість трансформації радіонуклідів визначається процесами: деструкції твердофазних випадінь у геохімічному середовищі, що спричинює їх мобілізацію у водорозчинний та обмінний стан; іонного обміну в ҐПК; обмінної та необмінної фіксації. Ці процеси можна охарактеризувати низкою кінетичних констант швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунті.
Константи швидкості вилуговування радіонуклідів із паливних частинок випадінь, розраховані за даними багаторічних експериментів з вилуговування ґрунтів і частинок, описано в розд. 4 цієї монографії.
За даними В.О. Кашпарова [2, 157, 158, 396–399, 404–406], трансформація паливних частинок залежить від ступеня їх окиснення і кислотності ґрунту. На основі великого обсягу статистично достовірного експериментального матеріалу у ґрунтах ближньої зони на різних слідах радіоактивних випадінь і на різній відстані від ЧАЕС (до 50 км) було досліджено залежність констант трансформації паливних частинок від кислотності ґрунту (рНW 4–7) у різних природних ландшафтно-геохімічних умовах. Період на- піврозчинення паливних частинок залежно від кислотності ґрунту (рНW 4– 7) змінюється в широких межах – від 1 до 14 років.
В Інституті геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України під керівництвом д-ра геол.-мінерал, наук Г.М. Бондаренка було розроблено концепцію формоутворення в геохімії техногенних радіонуклідів, в основу якої покладено розрахунки кінетичних параметрів трансформації радіонуклідів у ґрунтах на базі сотень аналізів форм їх знаходження [34, 36, 38– 43]. Для математичного розв'язання моделі трансформації, виходячи з припущення, що швидкість іонного обміну значно вища за швидкість мобілізації, фіксації та ремобілізації радіонуклідів, суму водорозчинних і обмінних форм (див. схему 5.1) об'єднали у мобільну (М):
(5.2)
Взаємозв'язок між kм, kF і kR визначається за рівнянням
(5.3)
де Μ(t) – частка радіонукліда у мобільній формі на час t, що минув після катастрофи; λ – константа швидкості радіоактивного розпаду; а – частка паливної компоненти у складі випадінь.
Величини kм90Sr і 137Cs у дерново-підзолистих фунтах ЗБіЗБ(О)В становлять 0,1-0,3 рік-1, у торф'яно-болотних – 0,15–0,4 [39], у фунтах ПЗРО “Янів” – 0,012 рік-1. Швидкість мобілізації радіонуклідів насамперед визначається формою випадінь і фізико-хімічними властивостями частинок, значно менше залежить від властивостей фунту.
Величини kF і kя змінюються в широких межах залежно від ландшафтно-геохімічних умов. Завдяки властивості 137Cs замішувати К у структурі мінералів [139, 185] міфаційна здатність 137Cs у мінеральних фунтах значно нижча, ніж 90Sr. Величина kF збільшується в ряду ландшафтів (табл. 5.1): вододільні та моренно-водно-льодовикові рівнини (1,5 рік-1) < надзаплавні тераси (1,8) < заплави (5,0 рік"1) [39].
Швидкість фіксації 137Cs у мінеральних фунтах у 7–20 разів вища за швидкість його мобілізації та в 13–35 разів вища за швидкість ремобілізації. В органічних фунтах швидкість фіксації 137Cs у 12–13 разів вища за швидкість його мобілізації та у 24–27 разів – за швидкість ремобілізації. Отже, домінуючим процесом для 137Cs є його практично необмінна фіксація у ГПК.
Швидкість фіксації 90Sr у мінеральних фунтах у 4-5 разів нижча і за швидкість його мобілізації з твердофазних випадінь, і за швидкість ремобілізації, що визначає високу міфаційну здатність цього нукліда та небезпеку
Таблиця 5.1
Константи швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунтах типових ландшафтів ЗВіЗБ(О)В (за розрахунками Л.В. Кононенко, Г.М. Бондаренка [64]), рік-1
Тип ландшафту
Дерново-підзолисті та дернові ґрунти
Водно-льодовикові та моренно-водно-льодовикові рівнини
Надзаплавні тераси
Заплави
Торф 'яні ґрунти
Надзаплавні тераси
Заплави
Примітка: над рискою – граничні значення, під рискою – середнє арифметичне.
забруднення трофічних ланцюгів. В органічних ґрунтах процеси мобілізації, фіксації та ремобілізації 90Sr знаходяться у динамічній рівновазі та характеризуються рівнозначними константами швидкості.
Експериментальне вивчення динаміки вилуговування радіонуклідів із ґрунтів, забруднених паливними частинками, дало змогу визначити константи швидкості іонного обміну (встановлення іонообмінної рівноваги) у ҐПК (кЕ) [95, 275].
За умов промивання колонки з ґрунтом дистильованою водою протягом 3–3,5 міс у рідку фазу перейшло до 3 % 137Cs та 27 % 90Sr, що відповідає запасу обмінних форм у досліджених ґрунтах. Упродовж цього часу частка 137Cs і 90Sr, що надійшли у ҐПК унаслідок розчинення твердофазних носіїв активності, становила близько 0,1 і 4 % відповідно. Отже, в процесі експериментального вилуговування встановилася іонообмінна рівновага між водорозчинними та обмінними формами. Заданий в експериментальних умовах напрям вилуговування визначає правомірність застосування рівняння формальної кінетики для незворотного процесу з метою апроксимації результатів вилуговування та знаходження kЕ:
(5.4)
де N – кількість радіонукліда, вилуженого протягом часу г, Е – запас його обмінних форм, визначений шляхом вилуговування ґрунту 1 М розчином ацетату амонію в статичних умовах (рис. 5.2) [96, 275].
Швидкості іонного обміну в ҐПК мінеральних і органічних ґрунтів істотно відрізняються (табл. 5.2). Незважаючи на різні запаси обмінних форм
Рис. 5.2. Динаміка встановлення іонообмінної рівноваги 137Cs (а, б) і 90Sr (в, г) у ґрунтах.
Ґрунт. 1 – дерново-підзолистий глеюватий супіщаний, 2 дерново-опідзолений супіщаний, 3 – торф'яно-болотний, 4 – дерновий глейовий; точки – експериментальні дані
Таблиця 5.2
Константи швидкості іонного обміну в ҐПК мінеральних і органічних ґрунтів
Тип ґрунту
137Cs
90Sr
Е, %
Е, %
Дсрново-слабопідзолистий глеюватий супіщаний
0,35
4,3 • 10-7
17,0
8,7 • 10-7
2,0
Дерновий опідзолений супіщаний
3,2
4,2 • 10-7
26,0
1,9 • 10-6
4,5
Торф'яно-болотний
0,45
1,8 • 10-6
27,0
1,0 • 10-6
0,55
Дерновий глейовий
0,71
1,3 • 10-6
27,0
4,5 • 10-7
0,35
137Cs у дерново-слабопідзолистому (0,35 %) та дерновому опідзоленому (3,1 %) ґрунтах, значення кЕ у них рівні ((4,2-4,3)10-7 с-1), в органічних ґрунтах – менші у 3–4 рази. Швидкість іонного обміну 90Sr у ГПК мінеральних ґрунтів у 2–4,5 раза більша, ніж l37Cs, а органічних ґрунтів – нижча у 2–3 рази.
Численні літературні та власні дані щодо підвищеного накопичення 137Cs у рослинності органічних ґрунтів [13, 15, 111, 144, 253] свідчать про визначальну роль швидкості іонного обміну в ҐПК для процесів біогенної міграції.
Значення першої константи, розраховані незалежно різними авторами з експериментальних даних (В.В. Долін [95], В.О. Кашпаров [2, 157, 158, 396– 399, 404–406], Г.М. Бондаренко, Л.В. Кононенко [34–36, 40–43]), практично збігаються. Константи швидкості фіксації та ремобілізації радіонуклідів розраховані Г.М. Бондаренком і Л.В. Кононенко (табл. 5.3) [34–36, 40–43].
Після вивільнення з твердої фази випадінь міграційна здатність радіонуклідів визначається константами kЕ, kF і kR. Іонний обмін радіонуклідів у ҐПК відбувається на декілька порядків швидше, ніж їх фіксація та ремобілізація.
Швидкість іонного обміну між мобільними формами значно перевищує швидкість решти трансформацій (kЕ >> kM, kЕ, kR), що визначає правомірність об'єднання водорозчинних і обмінних форм у єдиний блок мобільних форм.
У подальшому відбувається майже незворотна фіксація 137Cs унаслідок заміщення К у структурі глинистих мінералів ґрунту. Міграційна здатність 90Sr у мінеральних ґрунтах значно вища, в органічних – швидкості процесів мобілізації, фіксації та ремобілізації рівнозначні.
Головною трансформацією, що приводить до виведення радіонукліда з мобільної форми та, відповідно, до зниження його міграційної здатності, є фіксація (іммобілізація) в ҐПК. Швидкість іммобілізації 137Cs на порядок перевищує швидкість його мобілізації і майже на 2 порядки – швидкість ремобілізації та фізичного розпаду. Швидкості всіх трансформацій 90Sr характеризуються значеннями одного порядку та близько 10 разів перевищують швидкість фізичного розпаду.
Таблиця 5.3
Константи швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунтах, забруднених паливними частинками, с-1
Константа
Мінеральні ґрунти
Органічні ґрунти
137Cs
90Sr
137Cs
90Sr
(6,3 ±3,2)10-9
(6,3 ± 3,0)10-9
(7,9 ± 1,6)10-9
(7,9 ± 1,6)10-9
(4,25 ± 0,05)10-7
(1,4 ± 0,5) 10-6
(1,6 ± 0,25)10-6
(7,3 ± 2,8)10-7
(7,6 ±6,3)10-8
(1,4 ± 1,1)10-9
(1,1 ± 0,2)10-7
(1,0 ±0,9)10-8
(3,9 ± 3,6)10-9
(5,8 ± 3,0)10-9
(4,3 ± 2,1)10-9
(1,2 ± 1,1)10-8
λ
7,55 • 10-10
7,33 • 10-10
7,55 • 10-10
7,33 • 10-10
Примітка: kм, kF, kК – відповідно константи швидкості мобілізації, фіксації та ремобілізації радіонуклідів у ґрунтах [34–36, 40–43]; kЕ – константа швидкості іонного обміну в ГПК [95]; λ – константа радіоактивного розпаду радіонуклідів.
Отже, визначальною стадією абіогенної трансформації радіонуклідів під час експозиції неокиснених паливних частинок у зволоженому середовищі ґрунту є мобілізація радіонуклідів у геохімічному середовищі, яка відбувається у 3–5 разів швидше за фізико-хімічні та ядерно-фізичні процеси деструкції, розчинення, вилуговування частинок і залежить від властивостей ҐПК.
Якщо Ви помітили помилку в тексті позначте слово та натисніть Shift + Enter