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 (рН_W 4–7) у різних природних ландшафтно-геохімічних умовах. Період на- піврозчинення паливних частинок залежно від кислотності ґрунту (рН_W 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 k_м, k_F і k_R 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 k_м 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 k_F і k_я 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 k_F 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

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 (к_Е) [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 k_Е:

(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

¹³⁷Cs у дерново-слабопідзолистому (0,35 %) та дерновому опідзоленому (3,1 %) ґрунтах, значення к_Е 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 k_Е, k_F і k_R. 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 (k_Е >> k_M, k_Е, k_R), 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

Примітка: k_м, k_F, k_К – відповідно константи швидкості мобілізації, фіксації та ремобілізації радіонуклідів у ґрунтах [34–36, 40–43]; k_Е – 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.