Навігація
Головна
ПОСЛУГИ
Авторизація/Реєстрація
Реклама на сайті
 
Головна arrow Екологія arrow Самоочищення природного середовища після чорнобильської катастрофи
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >

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 kм 90Sr 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

Динаміка встановлення іонообмінної рівноваги 137Cs (а, б) і 90Sr (в, г) у ґрунтах.

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
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >
 
Дисципліни
Агропромисловість
Банківська справа
БЖД
Бухоблік та Аудит
Географія
Документознавство
Екологія
Економіка
Етика та Естетика
Журналістика
Інвестування
Інформатика
Історія
Культурологія
Література
Логіка
Логістика
Маркетинг
Медицина
Менеджмент
Нерухомість
Педагогіка
Політологія
Політекономія
Право
Природознавство
Психологія
Релігієзнавство
Риторика
РПС
Соціологія
Статистика
Страхова справа
Техніка
Товарознавство
Туризм
Філософія
Фінанси
Інші