< Попер   ЗМІСТ   Наст >

Трансформація радіонуклідів у поверхневих водних системах

Формування радіоактивного забруднення каскаду дніпровських водосховищ

Близько 30 млн жителів України, Росії та Білорусі споживають дніпровську воду для питного та технічного водопостачання. Саме тому з перших днів після Чорнобильської катастрофи особлива увага приділяється проблемам забруднення річок Дніпровського басейну радіонуклідами.

Уже 3 травня 1986 р. піл керівництвом академіків НАН України В.І. Трефілова, В.Г. Бар'яхтара і В.П. Кухаря було створено Постійно діючу комісію НАН України з питань ліквідації наслідків Чорнобильської катастрофи. Міжвідомча комісія з проблем водопостачання і захисту водних ресурсів при Відділенні наук про Землю, очолювана академіками НАН України В.М. Шестопаловим і Е.В. Соботовичем, уже з середини травня – на початку червня 1986 р. уживала заходів щодо зниження первинного і попередження вторинного радіоактивного забруднення водних мас річок Прип'ять і Дніпро [20].

Основне надходження радіонуклідів у водозбори Дніпровського басейну відбулося внаслідок випадіння радіоактивних аерозолів у період активного викиду з аварійного енергоблока Чорнобильської АЕС, унаслідок чого вода і донні осади були забруднені всім спектром штучних радіонуклідів. Найбільш забрудненими виявилися території в зоні протікання р. Прип'ять та її заплави з численними озерами і старицями, водойма-охолоджувач Чорнобильської АЕС та верхів'я Київського водосховища (табл. 6.1) [264].

Ці водозбірні території стали джерелом тривалого формування радіоактивного забруднення вод басейнів Дніпра і Прип'яті. Приблизна оцінка сумарного вмісту радіонуклідів у басейнах основних приток верхнього Дніпра становила, Бк: 137Cs – (1,0-1,1)1016; 90Sr - (3,0-3,7)1014 [387].

Сучасними джерелами забруднення дніпровської води радіонуклідами є їхнє винесення водами малих річок із забруднених водозборів, лівобережної заплави р. Прип'ять, ґрунтовим стоком та з донних відкладів. Накопичення радіонуклідів у донних відкладах відбувається внаслідок твердого стоку річок Прип'ять і Дніпро.

Радіоактивне забруднення донних відкладів Дніпровських водосховищ

Формування забруднення донних осадів переважно завершилося до літа 1987 р. – протягом 1 року річками Дніпро і Прип'ять було винесено близько 80 % l37Cs і 60 % 90Sr від їхньої загальної кількості, винесеної за 4 післяаварійні роки (табл. 6.2) [353].

Основним джерелом забруднення Київського водосховища виявився стік р. При п'ять (табл. 6.2). Винесення радіонуклідів малими річками істотно не впливало на забруднення водосховища (табл. 6.3).

На 1990 р. запаси 137Cs у донних осадах Дніпровських водосховищ оцінювали у 1,4 • 1014 Бк, з яких близько 70 % знаходилося в Київському водосховищі (табл. 6.4). Запас 90Sr у донних осадах каскаду в 1986–1987 pp. становив менше 4 • 1013 Бк, з них 2,6 • 1013 Бк – у Київському водосховищі. У 1990 р. запас 90Sr у донних відкладах водосховищ Дніпровського каскаду оцінено близько 3 • 1013 Бк.

Таблиця 6.1

Запаси радіонуклідів у ґрунтах водозборів р. Прил ять та малих річок Зони відчуження

Водозбір

Площа, км2

Запас радіонуклідів, п • 1014 Бк

137Cs

90Sr

р. Прип'ять

108 000

92,5

21,5

30-км зона ЧАЕС*

2800

70,7

16,3

р. Нижня Брагинка

1557

34,7

3,4

р. Ілля

386

2,8

0,11

р. Сахан

222

4,4

0,33

" Сума ізотопів Pu становить 4,4 • 1013 Бк.

Таблиця 6.2

Надходження 137Cs І 90Sr з річок Прип'ять і Дніпро у Київське водосховище після Чорнобильської катастрофи, Бк (за даними праці [353])

Рік

l37Cs

90Sr

Розчин

Завись

1986*

8,14 • 1013

4,44 • 1012

3,72 • 1013

1987

1,63 • 1013

1,24 • 1013

1,57 - 1013

1988

1,30 • 1013

5,55 • 1012

2,28 • 1013

1989

9,06 • 1012

4,26 • 1012

1,11 • 1012

Усього

1,20 • 1014

2,70 • 1013

8,68 • 1013

* Оцінку винесення у 1986 р. виконано приблизно за обмеженою кількістю даних.

Таблиця 6.3

Джерела надходження 137Cs і 90Sr у Київське водосховище, Бк (за даними праці [353])

Річка

137Cs

90Sr

Розчин

Завись

Дніпро

4,70 • 1013

1,09 • 1013

2,66 • 1013

Прип'ять

7,27 • 1013

1,61 • 1013

6,01 • 1013

Малі річки

3,70 • 1012

2,22 • 1012

4,44 • 1012

Усього

1,23 • 1014

2,92 • 1013

9,12 • 1013

Формування радіоактивного забруднення донних відкладів умовно можна поділити на три етапи. Відмітною рисою першого етапу, що почався в момент аварії, виявилася наявність інтенсивних випадінь радіонуклідів, які поширювалися в атмосфері на великі відстані, на водозбірні площі та акваторії водосховищ і їхніх приток. На цьому етапі формування радіоактивного забруднення водного басейну визначалося переважно фізико-географічними чинниками (див. розд. 3.1), а ореоли забруднення водозборів відповідають західному, північному та південному слідам випадінь (див. рис. 2.2). На другому етапі, що почався одночасно зі значним зниженням інтенсивності викиду з 4-го енергоблока (див. рис. 2.1) та припадає на кінець травня – початок червня 1986 р., радіонукліди у водосховища надходили внаслідок змиву з водозбірних територій і просування забруднених водних мас вниз по каскаду. Для цього етапу характерні інтенсивні процеси перерозподілу радіонуклідів між компонентами та ділянками водосховищ. Шторми у вересні 1986 р. в основному завершили перерозподіл радіонуклідів і формування ореолів забруднення. Третій етап характеризується відносною сталістю характеру розподілу радіонуклідного забруднення донних осадів в межах акваторії водосховищ.

Київське водосховище є безпосереднім приймачем забруднених вод Дніпра і Прип'яті. За оцінкою фахівців Інституту гідробіології НАН України, наприкінці травня 1986 р. забруднення донних відкладів Київського водосховища становило, Бк: 8,2 • 1013 I37Cs; 2,6 • 1014 144Се; 4,6 • 1014 95Nb + 95Zr;

Таблиця 6.4

Запаси 137Cs і ^Sr у Дніпровських водосховищах на 1990 р. (за даними праці [353])

Водосховище

Площа, км2

Запас 137Cs, Бк

Щільність забруднення, Бк км'2

Київське

Канівське

Кременчуцьке

Дніпродзержинське

Запорізьке

Каховське

Усього

  • 922
  • 675
  • 2250
  • 567
  • 410
  • 2150
  • 6974
  • 9.62 • 1013
  • 1,30 • 1013
  • 1.63 • 1013
  • 2,26 • 1012
  • 1,26 • 1012
  • 6,40 • 1012
  • 1,32 • 1014
  • 1,04 • 1011
  • 1,92 • 1012
  • 7,40 • 109
  • 4,07 • 109
  • 3,07 • 109
  • 2,96 • 109

4,3 • 1014 103Ru + l06Ru, причому близько двох третин забруднювачів було зосереджено у правобережній частині водосховища, лише третина – у лівобережній (263]. Середня щільність забруднення його донних відкладів 137Cs, що сформувалася до 1990 р., становила 1,04 • 1011 Бк • км-2. Найвища щільність забруднення донних відкладів спостерігається в осадах верхньої частини водосховища (вище с. Страхолісся), особливо у так званому Прип'ятському відрозі та акваторіях, безпосередньо прилеглих до півострова Домантівського і с. Страхолісся. У формуванні забруднення донного комплексу цієї зони основну роль відіграють нанесення зависі р. Прип'ять, що мали високу питому активність (15–26 Бк • г-1 137Cs) та містили велику кількість гарячих частинок. Щільність забруднення донних відкладів 137Cs становить від 7,4 • 1010 Бк • км-2 на мілководних і проточних ділянках до 2,2 • 1012 Бк • км-2 у затоках, старому руслі Прип'яті і Дніпра, пониженнях рельєфу дна. Значно чистішими є осади верхньої частини водосховища, що сформовані водами Дніпра. Щільність їхнього забруднення 137Cs коливається від 1,1 • 1010до 1,1 • 10" Бк • км-2. Забруднення донних відкладів Тетерівського відрогу 137Cs – у середньому 3,7 • 1010 Бк • км-2.

У середній і нижній частинах водосховища поряд з процесами осадження радіонуклідів седиментами помітно зростає роль процесу сорбції продуктів поділу урану з водного розчину частинками верхнього шару донних осадів. Найбільші щільності забруднення приурочені до зон стійкого муло- нагромадження: старе русло Дніпра, пониження на затопленій заплаві, прибережні зони водосховища в місцях акумуляції тонких наносів берегів, що розмиваються ((7,4 – 37) 1010 Бк • км-2 137Cs). На поверхні затопленої заплави Дніпра щільність забруднення 137Cs коливається від 5,6 • 109 до 74 • 109 Бк • км-2. На січень 1990 р. у донних відкладах Київського водосховища містилося, Бк: близько 9,6 • 1013 137Cs; 2,6 • 1013 90Sr; 7,4 • 1011 239Pu; 1,5 • 1012 240Pu [353].

137Cs міцно зв'язується мінеральними та органічними компонентами донних відкладів. Для більшості проб частка необмінно сорбованого 137Cs становила 70–80 % і більше від усієї активності, накопиченої у донних відкладах. Для ізотопів плутонію цей показник був ще вищий і сягав 95–99 %. Тож небезпека вторинного забруднення вод цими радіонуклідами низька. Процес обміну радіонуклідами між донними відкладами і водою уповільнюється внаслідок активного осадонагромадження на ділянках, куди у повеневі періоди та під час штормів виноситься більш чистий матеріал переробки дна і берегів.

На ділянках водосховища, де швидкість осадонагромадження не перевищує кількох міліметрів за рік (центральна частина, Домантівська затока), вміст радіонуклідів у донних відкладах зазвичай експоненційно зменшується від поверхневих шарів (0–2 см) до шару 5–10 см на глибину. В районах інтенсивного осадонагромадження радіоактивне забруднення мулу відносно рівномірно розподілено в шарі до 10–15 см, на деяких ділянках шар найвищого забруднення заглиблений на 10 см і більше та прикритий більш чистими піщаними наносами.

Основні запаси 90Sr зосереджені у верхній частині Київського водосховища. На 1990 р. до 60 % запасів цього нукліда знаходилося в донних відкладах у необмінних фізико-хімічних формах. Співвідношення вмісту 90Sr і ,44Се у донних осадах прип'ятського відрогу в 1989 р. і в осадах водойм ближньої зони ЧАЕС були близькими. Цим підтверджується, що забруднення верхньої частини водосховища є в основному продуктом паливних випадінь.

Істотно менш забруднені донні відклади водосховищ нижньої частини каскаду, середня щільність забруднення дна яких 137Cs поступово зменшується від 1,9 • 1010 Бк • км-2 у Канівському до 3,0 • 109 Бк • км-2 у Каховському водосховищах (табл. 6.4). Забруднення 137Cs донних осадів Канівського і верхньої частини Каховського водосховищ сформувалося переважно внаслідок аерозольних випадінь радіонуклідів на акваторію (так званий Канівсько-Білоцерківський слід), а також тонкодисперсних наносів, винесених водою з Київського водосховища. Одночасно відбувалися адсорбція радіонуклідів з води верхнім шаром донних відкладів та їхнє виведення з води седиментами. У наступні роки роль адсорбції і седиментації істотно зросла, і нині ці процеси відіграють визначальну роль у самоочищенні води від 137Cs та забрудненні донних осадів Канівського та розташованих нижче водосховищ [263].

Для цих водосховищ характерна низька щільність забруднення у верхній (проточній) частині та на мілководді, що піддається хвильовій дії. Спостерігається залежність щільності забруднення 137Cs від гранулометричного складу донних відкладів. Найбільша щільність забруднення приурочена до зон поширення тонкого мулу. Вниз по каскаду щільність забруднення донних відкладів 137Cs зменшується, діапазон її зміни звужується.

Запорізьке і Каховське водосховища вирізняються порізаністю їхніх берегів балками та ярами, що мають велику водозбірну площу. Внаслідок поверхневого змиву з водозборів відбувається накопичення 137Cs у донних осадах гирла цих балок. Щільність забруднення 137Cs тут у кілька разів вища, ніж у мулі прилеглих глибоководних зон (до (1,1-2,2) 1010 Бк • км-2).

Відзначається аномальний вміст 137Cs у донних відкладах Павло-Кичацької затоки Запорізького водосховища (до 5,6 • 1010 Бк • км-2), на берегах якої зосереджено підприємства чорної і кольорової металургії м. Запоріжжя. Після 1990 р. процес накопичення 137Cs у донних осадах унаслідок річкового стоку продовжується, проте щорічне надходження не перевищує 10 % загального запасу радіонукліда у водосховищах і має тенденцію до зниження. Відбувається також перерозподіл 137Cs та інших нуклідів як усередині водосховищ, так і між ними внаслідок процесів вторинного забруднення – штормового скаламучування верхнього шару донних осадів, переходу обмінних форм радіонуклідів у воду та подальше їх осадження з водної товщі седиментами.

90Sr у донних осадах Канівського і розташованих нижче водосховищ у 1990 р. знаходився в основному в обмінно-сорбованій формі. Надходження 90Sr у воду визначається процесами сорбції–десорбції, а подальше зростання його необмінних запасів у донних відкладах може відбуватися внаслідок накопичення у черепашках молюсків. Коефіцієнт накопичення 90Sr у черепашках водних молюсків відносно води з типовою для Дніпра мінералізацією становить не менше 2000–4000 [2]. Утім, незважаючи на те що 90Sr фіксується у кальційвмісних опорних утвореннях практично довічно, молюски нездатні вилучити з водосховища понад 1 % розчиненого 90Sr [263].

 
< Попер   ЗМІСТ   Наст >