Поделиться Поделиться

Трансформація радіонуклідів у річковій воді дніпровського басейну

Головною рисою механізму взаємодії елементів з біолігандами та геополімерами на різних етапах геохімічних циклів є процес комплексоутворення. Величезна кількість комплексотвірних речовин надходить у природні води як продукти метаболізму живих організмів, переважно як продукти біогеохімічної деструкції залишків рослинних і тваринних тканин, плазми мікроорганізмів; продукти бактеріального ресинтезу, конденсації та процесу гуміфікації у цілому [195].

Щорічно у процесі фотосинтезу в біосфері продукується величезна кількість живої речовини. Чиста первинна продукція наземної біоти оцінюється на рівні 6,3 • 1016 г Сорг за рік, і близько 80 % даної кількості щорічно відмирає [367].

У продуктах перетворення рослинних і тваринних залишків, що надходять у ґрунти і води, домінують речовини гумусової природи – ГК і ФК, які мають подібну будову, проте розрізняються за розчинністю і кількістю функціональних груп й, згідно, за здатністю до комплексоутворення. У загальній сумі органічних речовин ґрунту вміст ГК становить 10–40, а ФК – 16–35 % [168]. Саме ФК є найбільш розчинною рухомою частиною гумусових речовин. Процес їх вимивання з ґрунту атмосферними опадами визначає формування складу розчиненої органічної речовини (POP) природних вод. Дані відносно вмісту класів POP у поверхневих водах природного походження наведено нижче [51]:

Клас природних органічних речовин

Концентрація, мг • дм-3

Карбонові і оксикарбонові кисло

ти аліфатичного ряду

0,01-10

Гумінові кислоти

0,01-30

Фульвокислоти

1-100

Спирти

До 2 0,05-2,2

Альдегіди, кетони, напівфункціональні органічні сполуки

Феноли

0,001-0,060

Напівфеноли

До 10

Редукуючі сахариди

0,1-0,2

Полісахариди

0,2-0,6

Складні ефіри, ліпіди, полігліцериди аліфатичних кислот

100–200 мг-екв • дм-3

Аліфатичні аміни

15–20 мг-екв • дм-3

Амінокислоти

До 20

У POP поверхневих вод домінують природні високомолекулярні гідрофільні речовини власне гумусової природи: ФК і ГК, вміст яких становить до 60–80 % POP [51], причому вміст ФК, як правило, на порядок перевищує вміст ГК.

Дані сполуки здатні до асоціації та утворення полідисперсних систем з діапазоном молекулярних мас від 300 до 6000 і вище. Виходячи зі ступеня дисперсності POP і теорії розчинів гідрофільних високомолекулярних речовин, умовно розчиненими вважають сполуки, що лишаються у розчині після фільтрації через мембранні мікрофільтри із середнім діаметром пор 350– 400 нм.

Вивчення ІЧ- і ПМР-спектрів показало різницю структури ФК із POP і ґрунтових речовин: перші відносно других збіднені ароматичними та збагачені аліфатичними сполуками.

В ІЧ-спектрі POP прип'ятської води ми ідентифікували групи, характерні для ФК на ділянці частот, см-1: 3300 – групи ОН", пов'язані водневим зв'язком; 2900 – валентні коливання аліфатичних груп С–Н; 1730 – валентні коливання С=0 карбоксильних і кетонних груп; 1610 – ароматичні С=С зв'язки і С=0 групи, пов'язані водневим зв'язком; 1450 – валентні коливання N–Н аміногруп; 1250 – валентні коливання 0=0 і деформаційні коливання ОН" карбоксильних груп (рис. 6.6).

Г.М. Варшалл і співавт. [51] встановили лінійний характер залежності середньозважених молекулярних мас ФК від pH розчину.

Мономери ФК поводять себе як дво-, триосновні кислоти. Розраховано середні значення першої і другої констант їх дисоціації: К, = 2 • 10-3, К2 = = 5 • 10-3. Дані елементарного аналізу в перерахунку на сухий препарат, %: С: 41,9; Н: 3,6; N: 0,9; О: 53,6. Виходячи з отриманих даних, установлено, що в молекулах ФК міститься 2–3 гідроксильні групи і 1–2 фенольних гідроксила, що забезпечують міцний зв'язок ліганду з іонами металів.

Взаємодія іонів металу з фульвокислотами супроводжується утворенням ряду розчинних катіонних, аніонних і нейтральних комплексних сполук,

Рис. 6.6. ІЧ-слектр POP р. Прип'ять

а також нерозчинних форм. Характер утворюваних сполук визначається насамперед природою іону металу, ступенем дисперсності фульвокислот у розчині (зниження розчинності комплексних сполук зі збільшенням молекулярної маси ФК), pH розчину й іншими чинниками.

Іони стронцію (II) не гідролізуються при pH поверхневих вод і в широкому діапазоні концентрацій утворюють з ФК розчинні сполуки.

Унаслідок комплексоутворення з ФК розчинність і, згідно, міграційна здатність рутенію (III) і (IV) зростають на два–три порядки. Доведено також домінування аніонних форм комплексних сполук рутенію.

Іони церію (III), ітрію (III) та ітербію (III) утворюють з водорозчинними ФК ряд розчинних і нерозчинних сполук залежно від pH, співвідношення метал/ліганд, середньої молекулярної маси ФК.

Константи стійкості комплексних сполук металів з ФК, розраховані на ЕОМ для складу метал/ФК = 1:1, становлять для Sr (II)– (3,7 ± 4,7) 103, Се (III) - (6,0 ± 3,8) 104, Ru (III) - (4,6 ± 1,5)105, Ru (IV) - (1,7 ± 0,7)105.

У табл. 6.7 наведено розраховані рівноважні співвідношення форм комплексних сполук ФК з металами для звичайних річкових вод колірністю 50°.

Для висококолірних вод (500°) частка мікроелементів, представлена комплексними сполуками з POP, збільшується на порядок і для Ru (IV) становить 80,2 % [52].

Досліджуючи співвідношення поміж розчиненою і завислою органічною речовиною в річках СІЛА, Дж. Реутер [412] установив, що воно змінюється від 6:1 до 10:1, де POP представлена поліпептидами, полісахаридами і гумусовими речовинами. Останні утворюють висококислотні хімічно і біологічно активні полімери, близькі за структурою і складом до ґрунтових.

Стійкість комплексних сполук POP з металами вища порівняно з відповідними неорганічними комплексами.

Надходження органічних речовин до природних вод відбувається в першу чергу шляхом їх розчинення і винесення з ґрунтів атмосферними опадами. Це провідний процес, що визначає вміст і розподіл POP у річках. Серед факторів, що впливають на інтенсивність надходження POP у поверхневі води, слід відзначити тип ґрунтів і клімат.

Таким чином, водорозчинні ФК є основним компонентом POP річкових вод України, що відрізняються від ґрунтових ФК нижчою молекулярною масою

Таблиця 6.7

Співвідношення форм мікроелементів річкових вод за даними розрахунку на ЕОМ, pH 7,0 [52]

Компонент

Форми комплексних сполук, їх вклад у баланс кожного з компонентів, %

Іонні

Гідроксокомплекси

Сульфатні та гідроксосульфатні

Хлоридні та гідроксохлоридні

Гідро карбонатні

Фульватні і гідроксофульватні

Sr (II)

95,1

0,0

0,4

0,0

2,3

2,4

Са (II)

91,2

0,0

3,2

0,0

2,3

2,7

Се (ІН)

0,2

99,9

0,1

0,0

0,1

Y (HD

0,9

97,9

0,5

0,5

Ru (IV)

0,0

22,0

0,5

0,02

77,2

та вмістом. Висока здатність ФК до комплексоутворення відіграє значну роль у водній міграції мікроелементів.

Дослідження компонентного складу органічної речовини Дніпровських водосховищ розпочалися в 1970-х роках [161]. Установлено, що серед різних груп органічних речовин (гумусові речовини, феноли, амінокислоти, низькомолекулярні кислоти) у водах Дніпра превалюють гумусові кислоти (до 85 %). Найбільш насичені гумусовими речовинами води Київського водосховища (до 90 %), частка їх у сумі POP у Кременчуцькому водосховищі становить близько 70, у Каховському – 65 % [187]. Середній вміст ГК у воді в 1994–1997 pp. становив 0,4, ФК – 10,5 мг • дм-3. Для природних вод характерне співвідношення ГК : ФК = 1:16, що зумовлене значно вищою розчинністю ФК. Максимальні концентрації гумусових речовин спостерігаються в період весняної повені, поступово знижуються до мінімуму влітку та дещо підвищуються восени [229, 230].

Вміст гумусових речовин у воді Дніпровських водосховищ переважно зумовлений заболоченістю басейну Дніпра. На ділянці від витоку Дніпра до Києва заболоченість зростає від 3 до 20 %, нижче – зменшується: в середньому Дніпрі до 2,5, у нижньому – до 0,1 %. Заболоченість найбільшої притоки Дніпра – р. Прип'ять – сягає 60 %. Вимивання гумусових речовин із ґрунтів зумовлено рясними опадами – 560–610 мм • рік-1 [9, 88, 156, 161].

Вода р. Прип'ять у доаварійний період характеризувалась як гідрокарбонатно-кальцієво-натрієва з вмістом сухого залишку 100 мг • дм-3. З другої половини 1980-х років мінералізація води поступово зростала і в липні 1998 р. становила 250 мг • дм-3 з перманганатною окиснюваністю 20,88 г • дм-3 кисню, pH 7,15, що дає змогу зарахувати її до гідрокарбонатно-кальцієвого типу.

Збільшення мінералізації пояснюється істотними змінами, що зазнала гідрографічна мережа лівобережної заплави внаслідок проведення водоохоронних заходів. Після виведення з експлуатації діючих осушувальних систем знизилася частка менш мінералізованого підземного стоку, що привело до переважання суто поверхневої складової у загальному балансі стоку.

Починаючи з літа 1986 р., були проведені періодичні спостереження за динамікою трансформації завислих, умовно розчинених органічних і неорганічних форм міграції 90Sr і 137Cs у річковій воді водотоків Зони відчуження [96, 99, 258, 299, 302]. З цією метою було розроблено радіохімічну методику розділення цих форм, яка ґрунтується на розділенні POP і розчиненої неорганічної речовини (РНР) шляхом сорбції POP на березовому активованому вугіллі з подальшою екстракцією органічними розчинниками [258].

Забруднення річкової води в 1986–1987 pp. переважно визначалося завислими формами, за винятком 131І, котрий практично повністю входить до складу POP (рис. 6.7). У цій фракції знаходилося близько 20 % радіонуклідів Ru, 15 - 90Sr, 10 - 140La, 4 - 134Cs i 137Cs, 2 % - ,41,44Ce. У складі РНР знайдено не більше 3 % радіонуклідів [96, 99, 299].

У подальшому співвідношення поміж завислими та умовно розчиненими формами радіонуклідів істотно змінювалося. Коли в 1986–1987 pp. забруднення води більш як на 90 % визначалося завислими формами, то в 1991 р. 137Cs був рівномірно розподілений поміж зависями (ЗАВ) та розчиненими фор-

Рис. 6.7. Форми знаходження радіонуклідів у річковій воді в 1986 р.: 1 – завись; розчинна речовина: 2 – органічна, 3 – неорганічна

мами, 60–95 % 90Sr – приурочено до розчинних форм (табл. 6.8) [94, 381]. Підвищений вміст останнього характерний для води лівобережної заплави р. Прип'ять – до 450 Бк • дм-3, причому понад 90 % – у розчиненій формі.

Спостерігаються значні сезонні трансформації радіонуклідів: частка завислих форм 137Cs зростала від 40 % улітку до 70 % узимку, 90Sr – підвищувалася від зими до літа та знову знижувалася восени (табл. 6.8).

Гідрологічний режим водотоків у 1998 р. визначався надзвичайно високою водністю зимового сезону 1997–1998 pp., багатопіковою весняною повінню з водністю нижче середньої, кількома помітними дощовими повенями протягом теплого періоду року, відносно рівномірним розподілом витоку протягом року, що зумовило 2–15%-ву середньобагаторічну забезпеченість витоку для річок Зони відчуження.

За даними ДНВП “РАДЕК”, концентрація ^Sr у воді р. Прип'ять у 1998 р. відповідала такій за останні 5 років і була найнижчою у післяаварійний період (0,1-0,6 кБк • м-3).

Таблиця 6.8

Форми знаходження радіонуклідів у річковій воді в 1991 р., %

Пора року

Кількість опосередкованих проб

l37Cs

90Sr

Завись

Фільтрат

Завись

Фільтрат

Зима

13

Літо

3

Осінь

6

Примітка: над рискою – граничні значення, під рискою – середнє арифметичне.

Таблиця 6.9

Форми знаходження радіонуклідів у воді польдерної системи р. Прип'ять у 1998 р., Бк • Дм-3

Місце відбору відбору

V, дм3

Маса зависі, г

26.11.97

МК-5, с. Машсве, верхня частина застійного каналу лівобережної Прип'ятської осушувальної системи

20,41

0,78185

26.11.97

МК-5, с. Зимовище, нижня частина магістрального каналу в нижньому б'єфі фільтраційної перемички (Q до 20)

31,04

1,9223

27.11.97

МК-1, міст дороги Чорнобиль – Славутич, слабопроточна зона (0 близько 200)

20,79

0,5733

26.03.98

МК-7, с. Красне, нижня частина, гирло, проточний (Q= 1250)

20,00

1,0271

26.03.98

МК-6, Прип'ятська осушувальна система, слабопроточний (Q близько 200)

21,81

1,25115

26.03.98

МК-1, міст дороги Чорнобиль – Славутич, бистрінь (Q близько 850)

20,66

0,9913

15.05.98

МК-7, с. Красне, проточний низ (Q = 850)

16,25

0,0257

15.05.98

МК-7, с. Машеве, верхня частина з Білорусії (Q = 200)

17,44

0,8073

23.07.98

МК-5, с. Зимовище, слабопроточна та застійна зони (Q= 15)

20,55

0,7026

23.07.98

МК-7, проточна зона

20,65

0,7228

04.08.98

МК-1, слабопроточна зона

21,94

1,1758

04.08.98

МК-1, с. Ладостичі, проточна зона

19,32

1,2033

04.08.98

р. Уж, проточна зона

21,17

0,89495

02.10.98

МК-1, міст, бистрінь

17,89

0,36125

02.10.98

Краснянський старик, витік з витратами (Q = 460)

20,25

0,19975

02.10.98

МК-7, шлюз, гирло, проточний (Q = 2040)

20,96

1,0271

14.10.98

р. Брагинка, проточна зона

16,94

0,03705

Примітка: тут і в табл. 6.11 МК – меліоративний канал; V – об'єм проби; Q – витрати води у водотоку, дм3 • с-1; Σ - сумарний вміст радіонукліда у воді.

Винесення 90Sr водотоками річок Прип'ять, Брагинка, Уж у Київське водосховище в 1998 р. становило 7137 ТБк, що більш як вдвічі перевищило відповідні значення за попередній рік. Передумовою цього виявилися підвищена водність водотоків Зони відчуження у 1998 р. і збільшення внеску винесення радіонуклідів з польдерної системи. Даний внесок становив 1,5 ТБк, тобто майже четверту частину загального винесення радіонукліда Прип'яттю.

Дані дані зумовили необхідність детального вивчення механізму винесення радіонуклідів з лівобережної заплави р. Прип'ять, зокрема вивчення форм знаходження продуктів поділу урану у воді польдерної системи.

У 1998 р. маса зависі становила 0,02–0,03 г • дм-3 у сильнопроточних і 0,7-1,2 г • дм-3 у слабопроточних та застійних зонах (табл. 6.9). Питома активність зависі досягала 1,45 • 104 Бк • кг-1 137Cs і 7,0 • 105 Бк • кг-1 90Sr (табл. 6.10). Найвища активність зависі зафіксована у проточній воді каналу в районі с. Красне та у р. Брагинка.

Основною формою знаходження та міграції радіонуклідів у поверхневих водах р. Прип'ять стала розчинена неорганічна речовина, приурочена до катіонної форми, причому 90Sr майже на 99, a 137Cs – на 80 % були представлені саме цією формою (табл. 6.10). Частка зависі у формуванні забруд-

Продовження таблиці 6.9

137Cs

90Sr

Σ

ЗАВ

PHP

POP

Σ

ЗАВ

PHP

POP

0,8

0,13

0,58

0,115

0,5

<0,01

0,5

<0,01

4,4

0,51

3,71

0,17

16,7

<0,01

16,7

0,012

1,2

<0,05

1,05

0,16

3,7

<0,01

3,73

<0,01

7,6

1,73

5,68

0,23

32,7

0,36

32,0

0,036

5,7

0,75

4,54

0,422

38,2

0,23

37,9

0,075

1,1

0,105

0,83

0,15

6,9

0,058

6,8

0,013

3,8

0,34

2,25

1,18

57,7

18,1

37,1

2,54

8,5

4,51

2,37

1,66

31,5

2,26

28,6

0,68

2,75

0,94

1,19

0,615

32,4

3,11

28,8

0,47

1,2

0,36

<0,05

0,812

4,2

0,15

3,98

0,094

0,7

0,034

0,25

0,45

6,9

0,41

6,28

0,24

0,7

0,16

0,28

0,238

5,2

0,22

4,82

0,14

0,8

0,064

0,75

<0,05

0,67

0,08

0,59

<0,01

0,9

0,23

0,44

0,228

2,5

0,063

2,19

0,078

3,0

1,34

1,13

0,541

52,8

1,82

48,4

2,53

4,9

1,49

2,36

1,07

35,6

1,06

33,4

1,11

1,7

0,54

0,59

0,532

2,7

0,018

2,56

0,112

нення поверхневих вод 137Cs становила 4–53, a 90Sr – 0,1–31 %. У складі POP містилося до 66 % 137Cs та 5 % 90Sr.

Питома активність l37Cs у воді становила 0,7-8,5 Бк • дм-3, найнижча – в осінній період (0,8-4,9) різко зростала навесні (1,1-8,5) і дещо знижувалася влітку (0,7-2,8 Бк • дм-3). Аналогічні закономірності виявлено відносно 90Sr – навесні 7–58, улітку – 1–32, восени – 0,5–53 за середньорічного показника близько 20 Бк • дм'3 (табл. 6.11). Такі сезонні коливання активності радіонуклідів характерні для всіх форм їх знаходження. При цьому опосередкована частка завислих форм 137Cs становила 20–23 % протягом року, катіонної форми навесні – 64, дещо знижувалася влітку – 42 та зростала восени до 58 %, аніонної, навпаки, – від 15 % навесні зростала до 38 % улітку та знижувалася до 18 % восени (рис. 6.8), що обернено пропорційно річній динаміці вмісту POP [229, 230].

Для 90Sr протягом року характерно зниження частки завислих від 8,2 до 1,7 % та підвищення частки розчинених органічних речовин від 1,4 до 2,5 % за незначного зростання частки катіонної форми – 90–96 % (рис. 6.9).

Залежно від швидкості витоку проаналізовані зразки дозволяється умовно поділити на дві групи: застійна і слабопроточна зона з витратами до 400 дм3 • с-1

Таблиця 6.10

Розподіл форм радіонуклідів у воді лівобережної заплави (польдерної системи) р. Прип'ять у 1998 р.

Дата

відбору

Місце відбору

Питома активність зависі, Бк • кг-1

137Cs

90Sr

26.11.97

МК-5, с. Машеве, верхня частина застійного каналу лівобережної Прип'ятської осушувальної системи

166

<12,8

26.11.97

МК-5, с. Зимовище, нижня частина магістрального каналу в нижньому б'єфі фільтраційної перемички (Q до 20)

265

<5,2

27.11.97

МК-1, міст дороги Чорнобиль – Славутич, слабопроточна зона (Q близько 200)

<87,2

<17,4

26.03.98

МК-7, с. Красне, нижня частина, гирло, проточний (Q= 1250)

1684

350,5

26.03.98

МК-6, Прип'ятська осушувальна система, слабопроточний (<2 близько 200)

599

183,8

26.03.98

МК-1, міст дороги Чорнобиль – Славутич, бистрінь (Q близько 850)

106

58,5

15.05.98

МК-7, с. Красне, проточний низ (Q = 850)

13230

704280

15.05.98

МК-7, с. Машеве, верхня частина з Білорусії (Q = 200)

5587

2799,4

23.07.98

МК-5, с. Зимовище, слабопроточна та застійна зони (Q= 15)

1338

4426,4

23.07.98

МК-7, проточна зона

498

207,5

04.08.98

МК-1, слабопроточна зона

28,9

348,7

04.08.98

МК-1, с. Ладостичі, проточна зона

133

182,8

04.08.98

р. Уж, проточна зона

71,5

89,4

02.10.98

МК-1, міст, бистрінь

637

174,4

02.10.98

Краснянський старик, витік з витратами (Q = 460)

6717

9111,4

02.10.98

МК-7, шлюз, гирло, проточний (Q=2040)

1451

1032

14.10.98

р. Брагинка, проточна зона

14575

48,6

Рис. 6.8. Сезонні трансформації 137Cs у воді протягом 1998 р.

Умовні позначення ті самі, що для рис. 6.7

Продовження таблиці 6.10

137Cs

90Sr

ЗАВ

РНР

POP

ЗАВ

РНР

POP

15,8

70,2

14,0

<1,9

96,2

<1,9

11,6

84,5

3,9

<0,1

99,8

0,1

<4,0

83,3

12,7

<0,3

99,4

<0,3

22,6

74,4

3,0

1,1

98,8

0,1

13,0

79,5

7,5

0,6

99,2

0,2

9,7

76,5

13,8

0,8

99,0

0,2

9,0

59,6

31,4

31,3

64,3

4,4

52,8

27,8

19,4

7,2

90,7

2,1

34,3

43,3

22,4

9,6

89,0

1,4

29,45

<4,1

66,45

3,6

94,2

2,2

4,7

33,7

61,6

5,9

90,6

3,5

24,0

41,0

35,0

4,3

93,0

2,7

7,4

86,8

<5,8

11,8

86,7

<1,5

25,3

49,1

25,6

2,7

94,0

3,3

44,5

37,5

18,0

3,5

91,7

4,8

30,3

48,0

21,7

3,0

94,0

3,0

32,4

35,6

32,0

ο,ι

95,7

4,2

Рис. 6.9. Сезонні трансформації 90Sr у воді протягом 1998 р. Умовні позначення ті самі, що для рис. 6.7

Таблиця 6.11

Сезонні трансформації радіонуклідів у воді польдерної системи р. Прип'ять у 1997–1998 pp.

Форма

Од. виміру

Весна (5 проб)

Літо (5 проб)

Осінь (7 проб)

Середньорічні значення (17 проб)

137Cs

Усього у воді

Бк • дм-3

ЗАВ

Б к • дм-3

РНР

Бк • дм-3

POP

Б к • дм-3

ЗАВ

%

РНР

%

POP

%

90Sr

Усього у воді

Бк • дм-3

ЗАВ

Бк • дм-3

РНР

Бк • дм-3

POP

Бк • дм-3

ЗАВ

%

РНР

%

POP

%

Примітка: над рискою – граничні значення, під рискою – середнє арифметичне.

та бистрінь з витратами до 2000 дм3 • с-1 і більше (табл. 6.12). Слід зазначити, що застійні та проточні зони часто пов'язані поміж собою. Формування хімічного складу води відбувається переважно у застійних режимах.

Трансформація радіонуклідів у воді залежно від витрат водотоку, %

Q, дм3 • с-1

Форма

Весна

Літо

Осінь

Середньорічні значення

137Cs

15-400

ЗАВ

РНР

POP

400–2000

ЗАВ

РНР

POP

90Sr

15-400

ЗАВ

РНР

POP

400–2000

ЗАВ

РНР

POP

Примітка: над рискою – граничні значення, під рискою – середнє арифметичне в дужках – кількість узагальнених результатів.

Частка завислих форм 137Cs у слабопроточній зоні навесні 1998 р. майже вдвічі перевищувала таку на бистрині. В основному перерозподіл відбувався за рахунок розчиненої неорганічної форми; частка 137Cs, пов'язана з розчиненими ФК, майже не змінювалася.

Улітку різко зросла кількість розчинених органічних форм і знизилася частка, пов'язана з РНР. Розподіл l37Cs майже не залежав від швидкості витоку.

Восени у слабопроточних зонах істотно зростала кількість неорганічних форм радіонукліда (80 %), кількість як завислих, так і розчинених органіч-

Рис. 6.10. Трансформація 137Cs у водотоках різної проточності. Умовні позначення ті самі, що для рис. 6.7

них форм знижувалася до 10 %. У зонах високих витрат, навпаки, частка завислих форм зростала до 33 %, а пов'язаних з POP – удвічі перевищувала згадану частку у слабопроточній зоні. При цьому середньорічні показники майже не залежали від швидкості течії (рис. 6.10).

Рис. 6.11. Трансформація 90Sr у водотоках різної проточності.

Умовні позначення ті самі, що для рис. 6.7

На відміну від форм 137Cs, навесні частка завислих форм 90Sr у слабопроточній зоні була майже в 4 рази нижча, ніж на бистрині, влітку – показники більш-менш вирівнювалися, восени у застійній зоні значно зростала кількість катіонних форм (до 99 %) та знижувалася частка, пов'язана із завислою і розчиненою органічною речовиною. Середньорічні значення розподілу форм знаходження 90Sr у поверхневій воді свідчать про вдвічі вищу кількість органічних форм на проточних ділянках порівняно із застійними (рис. 6.11).

Улітку 1986 р. забруднення річкової води водотоків ЗВіЗБ(О)В продуктами поділу урану було представлено переважно завислими формами, у 1991 р. їх частка знизилася: 137Cs – 50, 90Sr – 20 %. У 1998 р. основною формою знаходження радіонуклідів стає катіонна; умовно розчинені форми 137Cs становили 80, 90Sr – 95 %. У 10 разів збільшилася частка l37Cs, пов'язаного з розчиненою органічною речовиною. Для 90Sr, навпаки, ця частка зменшилася у 5 разів (122]. Трансформація радіонуклідів у наступні роки відбувалася у бік підвищення частки розчинених форм за рахунок зниження завислих (табл. 6.13). До 1999– 2000 pp. відбулася кардинальна трансформація радіонуклідів у річковій воді: до 99 % 137Cs і 90Sr нині знаходиться в умовно розчиненій формі.

Часові залежності формоутворення радіонуклідів у річковій воді було проаналізовано шляхом апроксимації результатів двопараметричною залежністю , параметри якої визначають за системою рівнянь

(6.5)

де – константа швидкості трансформації радіонукліда із завислої форми у водорозчинну; N – кількість узагальнених даних.

Трансформація 137Cs із завислої у розчинну форму підлягає залежності у = e-0,126t, 90Sr – залежності (рис. 6.12). Визначено, що коефіцієнт а перед експонентою дорівнює одиниці (100 %). Це вірогідно свідчить про первинне

Таблиця 6.13

Динаміка форм знаходження радіонуклідів у річковій воді

Форма

1986

1987

1991

1998

1999

2000

137Cs

ЗАВ

РОЦІН

90Sr

ЗАВ

Не визн.

РОЦІН

“ ”

Примітка: над рискою – граничні значення, під рискою – середнє арифметичне; ЗАВ – завислі форми, РОЦІН – умовно розчинені форми.

Рис. 6.12. Динаміка трансформації радіонуклідів у річковій воді

надходження радіонуклідів у поверхневі води у вигляді частинок і знаходження їх у завислому стані. Коефіцієнт під експонентою kSPM характеризує швидкість трансформації радіонуклідів із завислої у розчинену форму, яка для l37Cs майже удвічі нижча, ніж для 90Sr [121].

Швидкість трансформації l37Cs у 5 разів, a 90Sr – більше ніж на порядок перевищує швидкість їхнього фізичного розпаду. Порівняно зі швидкістю розчинення неокиснених паливних частинок аварійного викиду ЧАЕС швидкість трансформації 137Cs у річковій воді у 4, а 90Sr – у 2 рази вища та відповідає швидкості мобілізації радіонуклідів у ґрунтах Чорнобильської зони відчуження (близько 0,2 рік-1 як для l37Cs, так і для 90Sr).

У післяаварійний період багаторічний тренд активності 90Sr і 137Cs у верхів'ях Київського водосховища знижувався. Залежність активності водорозчинного ,37Cs апроксимовано експоненційною залежністю. Константа швидкості трансформації 137Cs, яка відображає багаторічний тренд активності його розчинної форми, нормованої за 90Sr у річковій воді, незалежно розрахована у статті [36] і становить 0,25 рік-1, що відповідає періоду напівперетворення форм 2,8 року та добре узгоджується з вищенаведеними розрахунками.

Збіг констант, розрахованих за різними даними різними авторами, свідчить про їх високу вірогідність. Константи швидкості трансформації 90Sr і 137Cs із завислої форми у водорозчинну відповідають константам швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунтах водозбірних територій, що свідчить про єдиний геохімічний механізм водної міграції радіонуклідів у навколишньому середовищі. За результатами досліджень установлена провідна роль процесів “вивільнення” радіонуклідів унаслідок розчинення, деструкції, радіолізу та інших механізмів мобілізації із часток і ґрунтів забруднених водозборів у вторинному забрудненні поверхневих вод Дніпровського басейну.

Таким чином, за 16 років, що минули після Чорнобильської катастрофи, в річковій воді поступово відбувся кардинальний перерозподіл радіонуклідів поміж формами знаходження й міграції у бік зниження частки завислих форм і збільшення умовно розчинних. Це значною мірою ускладнює очистку води від радіаційного забруднення, що потрібно враховувати для розробки схеми реагування у надзвичайних ситуаціях.

Трансформація радіонуклідів із завислої в умовно розчинену форму підлягає експоненційній залежності. Швидкість даної трансформації порівнянна зі швидкістю мобілізації радіонуклідів у ґрунті, що свідчить про єдиний геохімічний механізм водної міграції забруднювачів у навколишньому середовищі.

Питома активність зависі у річковій воді сягає 15 000 Бк • кг-1 137Cs та 700 000 Бк • кг-1 90Sr та на кілька порядків перевищує ступінь забруднення ґрунтів і донних відкладів, що підтверджує значну роль гідробіонтів у формуванні радіаційного забруднення поверхневих вод.

Основною формою сучасного знаходження та міграції радіонуклідів у річковій воді є катіонна (умовно розчинена неорганічна речовина). Міграція 137Cs на 60 %, 90Sr – на 92 % визначається цією формою. Решта радіонуклідів майже порівну поділена поміж розчиненою і завислою органічною речовиною.

Найвищий вміст радіонуклідів у воді Дніпровського басейну навесні, влітку він знижується у 3–4 рази, восени зростає майже в 2 рази порівняно з літнім періодом.

Частка завислих форм 137Cs не змінюється протягом року, розчинених неорганічних – знижується влітку та знову зростає восени, розчинених органічних – досягає максимуму влітку. Частка умовно розчинених форм 90Sr збільшується, а завислих – знижується у період від весни до осені.

Сезонні коливання форм знаходження радіонуклідів у річковій воді значною мірою залежать від витрат води водотоку, водночас середньорічні показники збігаються на слабопроточних і бистринних ділянках.

Нині ми знаходимося в середині найнебезпечнішого періоду з погляду забруднення водного середовища розчиненими формами продуктів поділу урану та надходження їх до трофічних ланцюгів. Даний період триватиме також близько 10 років, по через те радіоактивний розпад та іммобілізація радіонуклідів стануть визначальними процесами їх водної міграції.

← Предыдущая страница | Следующая страница →