< Попер   ЗМІСТ   Наст >

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.

 
< Попер   ЗМІСТ   Наст >