Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Изучение миграции 60Co в природных средах

ВАК РФ 03.00.01, Радиобиология

Автореферат диссертации по теме "Изучение миграции 60Co в природных средах"

На правах рукописи

ХАРИТОНОВА Елена Викторовна

ИЗУЧЕНИЕ МИГРАЦИИ мСо В ПРИРОДНЫХ СРЕДАХ

Специальность 0.3.00.01 — Радиобиология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Обнинск - 2006

Работа выполнена в Государственном научном учреждении «Всероссийский научно-исследовательской институт сельскохозяйственной радиолога и и агроэкологии» Российской академии сельскохозяйственных, наук

Научный руководитель:

доктор биологических наук, профессор Санжарова Наталья Ивановна

Официальные оппоненты:

доктор биологических наук, профессор Круглое Станислав Валентинович (ОГТУАЭ, Обнинск) доктор химических наук Эрнестова Людмила Сергеевна (ФГУП «Атомэнергопроект», г. Москва)

Ведущая организация:

Научно-производственное объединение «Тайфун» (г. Обнинск)

Защита состоится ьХ6» декабря 2006 г. в «часоа на заседании Диссертационного совета Д 006.06S.01 при Всероссийском научно-исследовательском институте сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии.

249032, Калужская обл., г. Обнинск, Киевское шоссе, 109 км, ВНИИИСХРАЭ, диссертационный совет.

Факс: (48439) 6 80 66. Электронная почта: riar@obnfnsk.org

С диссертацией можно ознакомится в библиотеке ВНИИСХРАЭ Автореферат разослан * ноября 2006 г.

Ученый секретарь диссертационного совета /йй^ 4

кандидат биологических наук ^ Шубина ОЛ.

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность темы. Развитие атомной промышленности и энергетики приводит к поступлению радионуклидов в окружающую среду, что определяет необходимость изучения их поведения в природных и аграрных экосистемах для объективной оценки опасности радиоактивного загрязнения. Одной из актуальных экологических проблем, влияющих на развитие ядерной энергетики, является проблема радиоактивных отходов. В настоящее время в Российской Федерации накоплено около 0,55 км3 радиоактивных отходов. Значительная часть из них сохраняется на полигонах подземного захоронения жидких радиоактивных отходов. Вследствие высокой активности все радиоактивные отходы должны находится под надежной физической, биологической и экологической защитой. Далеко не всегда эти требования выполнялись, К загрязнению окружающей среды приводят нештатные ситуации, связанные с разгерметизацией емкостей в результате коррозионных процессов, переполнением емкостей и т.п. Подобные инциденты возникали на объектах атомной энергетики в США, Канаде и других странах. В России при эксплуатации хранилищ жидких радиоактивных отходов (ХЖО) Ново-Воронежской АЭС зарегистрировано 2 инцидента - в 70-е годы на ХЖО-1 и в 1985 г. на ХЖО-2

В состав жидких радиоактивных отходов входят продукты деления и коррозии, среди которых одним из основных является ®°Со. Кобальт - химический элемент VIII группы периодической системы Менделеева, периодический номер 27, относительная атомная масса 53,93. Он относится к элементам переменной валентности, соединения которых гидролизуются и склонны к образованию комплексных соединений с органическими и неорганическими веществами. Образует соединения чаще всего в степени окисления +2, реже в степени +3, очень редко в, степенях окисления +1; +4; +5. Радиологмчески значимым радионуклидом является 60Со с периодом полураспада 5,27 года, максимальной энергия р-излучения 1,33 МэВ, у-излучения 1,55 МзВ.

Миграция ®°Со в окружающей среде определяется многими факторами, основными из которых являются; химический состав жидких радиоактивных отходов, физико-химическое состояние радионуклида в отходах и загрязненных подземных водах, геологические и гидрологические условия территории размещения хранилища радиоактивных отходов, а также сорбционная способность грунтов слагающих зону аэрации и водоносный горизонт. Прогнозирование поведения Со и оценка реальной опасности его поступления в окружающую среду в результате инцидентов при хранении жидких радиоактивных отходов должны базироваться на количественных параметрах, учитывающих как физико-химическое состояние радионуклида, так и особенности среды миграции. В связи с этим исследование процессов миграции wCo и факторов их определяющих является одной из актуальных задач радиоэкологии, направленных на решение проблемы радиационной безопасности.

Цель исследования.

Изучение миграции 6°Со в природных средах (фунтовые и речные воды, фунты, почвы, донные отложения, водные и наземные растения) и выявление факторов, определяющих подвижность Со. Для прогнозирования динамики радиационной обстановки определение количественных параметров мифации радионуклида.

Задачи исследования.

- оценка физико-химического состояния в фунтовых водах, фунтах, донных отложениях

- изучение'факторов, влияющих на миграцию 60Со в природных средах

- изучение и оценка накопления 60Со в наземной и водной растительности

- изучение сорбции и динамики сорбции 60Со у песчаных Фунтов и донных отложений

- разработка математической модели процесса сорбции юСо.

А

Научная новизна работы.

Впервые проведено комплексное исследование миграции 60Со в природной среде. Изучена миграция ™Со грунтовыми водами. Определены количественные параметры миграции (содержание и физико-химические формы нахождения ^Со в фунтовых водах; содержание и физико-химические формы нахождения ®°Со в различных видах грунтов, слагающих зону аэрации; распределение и физико-химические формы нахождения ®°Со в донных отложениях). На основе лабораторных модельных экспериментов получены количественные параметры динамики сорбции Со для донных отложений и песчаных грунтов (коэффициент распределения и доля сорбированого радионуклида). Оценено влияние на сорбцию Со гранулометрического состава грунтов, содержания элементов-аналогов, присутствия ЭДТА и природных органических соединений, кислотности среды. Предложена математическая модель, описывающая процессы сорбции wCo для донных отложений и песчаных грунтов, осуществлена ее формализация. На основе модели посчитаны скорости сорбции для данных видов фунтов.

Теоретическая и практическая значимость работы.

Теоретическую значимость представляют выявленные закономерности динамики сорбции мСо песчаными фунтами и донными отложениями с учетом влияния различных факторов.

Практическая ценность имеют полученные количественные параметры миграции ®°Со в природных средах, которые могут быть использованы при прогнозировании различных радиологических ситуаций, в том числе возникающих в результате аварийных утечек радионуклидов из ХЖО. Положения, выносимые на защиту;

1. Состояние и физико-химические формы wCo в фунтовых водах.

2. Физико-химические формы нахождения и вертикальное распределение "°Со в фунтах, слагающих зону аэрации и водоносный горизонт, донных отложениях.

3. Особенности формирования участков локального зафязнения в местах раэфуэки Фунтовых вод.

4. Параметры накопления мСо в древесной и травянистой растительности.

5. Экспериментальное определение параметров сорбции и фиксации ®°Со в песчаных Фунтах и донных отложениях.

6. Математическая модель, описывающая процессы сорбции мСо, и определенные с использованием модели скорости сорбции радионуклида различными видами фунта.

Апробация работы и публикации.

Основные положения и результаты исследования докладывались и обсуэдались на: III Международной научно-практической конференции «Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы биофилы в окружающей среде», г. Семипалатинск, 2004, VIII Российской научной конференции к Радиационная защита и радиационная безопасность в ядерных технологиях», Обнинск, 2002; Х-Междувародной научной конференции студентов, аспирантов и молодых ученных «Ломоносов», МГУ, Москва, 2003, III Съезд радиационных достижений (радиобиология и радиоэкология), Киев, 2003; Труды Регионального конкурса научных проектов в области естественных наук Калуга, 2004; Вторая международная конференция «Радиоактивное загрязнение в окружающей среде» Ницца, Франция, 2005.

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 7 работ Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 132 страницах текста, включает введение, € глав, заключение, выводы, приложения, в том числе 69 таблиц, 25 рисунков и списка публикаций из 125 наименования.

АНАЛИЗ РАДИЦИОННОЙ ОБСТАНОВКИ НА ПРОМПЛОЩАДКЕ НОВОВОРОНЕЖСКОЙ АЭС

Ново-Воронежская АЭС является первой в стран» крупной станцией с реакторами ВВЭР. Первый реактор мощность 210 МВт (Эл.) был введен в эксплуатацию в 1964 г., затем в течение 16 лет были построены еще 4 реактора. В настоящее время на НВ АЭС действует три энергетических блока и 2 выведены из эксплуатации. Основными источниками воздействия на окружающую среду являются: работающие блоки АЭС с градирнями, хранилище жидких радиоактивных отходов и лабораторный корпус. Фактором радиационного воздействия являются выбросы и сбросы НВ АЭС. Радиоактивные выбросы газообразных отходов регламентируются весьма жесткими нормативами, они практически не влияют на природный радиационный фон и суммарное содержание радионуклидов в объектах окружающей среды. Активность выбросов примерно на три порядка ниже предельно допустимых концентраций. При эксплуатации двух хранилищ жидких радиоактивных отходов (ХЖО) зарегистрировано 2 инцидента — в 70-е годы на ХЖСМ и в 1985 г. на ХЖО-2. При переполнении одной из емкостей ХЖО-2 в водоносный горизонт поступило по расчетным оценкам 480 м ЖРО, содержащих 60Со 76 ТБк {250 Ки) и 1ЭТСз 15 ТЕк (390 Ки). Необходимо отметить, что значительная часть радиоактивных отходов поступили в хранилище в результате дезактивации оборудования при снятии 1-го и 2-го энергоблоков НВ АЭС с эксплуатации, что обусловило присутствие в отходах комплексона ЭДТА этилдиам и нтетра уксусной кислоты и ее солей.

Рис. 1. Схема расположения скважин на территории промплощадки НВ АЭС

Для контроля радиоактивного загрязнения фунтовых вод на НВ АЭС создана оеть наблюдательных скважин, которые располагаются вокруг объектов станции, из которых возможна утечка радионуклидов в подземный водоносный горизонт (такие объекты как ХЖО-1, ХЖО-2) (рис. 1). Регулярные наблюдения за радиоактивным загрязнением подземных вод ведутся, начиная с 1966 г. В первый период определялась суммарная бета-активность проб воды из скважин, позднее и объемная активность отдельных радионуклидов. Первый пик суммарной бета-активности воды (до 1850 Бк/кг)

а

отмечался в 70-х годах в наблюдательных скважинах вблизи ХЖО-1, что было обусловлено утечкой ЖРО. До 1985 г. в этих скважинах наблюдалось снижение суммарной бета-активности воды. Однако в 1985 г. в скважинах около ХЖО-2 было зарегистрировано резкое увеличение активности, обусловленное утечкой жидких радиоактивных отходов. Максимальная суммарная активность воды 3-Ю7 Бк/кг отмечена на расстоянии 1 м от ХЖО-2 е скважине N»35 в 1989 г. Гамма-спектрометрический анализ проб воды из прилегающих к ХЖО-2 скважин показал, что активность фунтовых вод в основном обусловлена ^Со. Так, в пробе воды, отобранной из скважины №34 (на расстоянии 3 м от ХЖО-2) в августе 1990 г., содержание ®°Со составляло 4.8* 104 Бк/л (1.3* Ю-6 Км/л), а ,37Сз менее 56 Бк/л (1.5-11)'® Ки/л).

Последующие наблюдения показали, что ^Со продвигается с подземными водами в сторону р. Дон. По данным о динамике суммарной активности воды из наблюдательных скважин, расположенных на разных расстояниях от ХЖО-2 в сторону р. Дон, была оценена средняя скорость продвижения радионуклида, составившая 40 м/год.

В результате разгрузки грунтовых вод в русле и по берегам сбросного канала, а также на берегу р. Дон сформировались участки локального радиоактивного загрязнения. Поступление 60Со обусловлено его выносом с грунтовыми водами -содержание радионуклида в воде родников составляло в 2000 г. до 600 Бк/кг (УВ для кобальта в соответствии с НРБ-99 составляет 41 Бк/кг).

Результаты гамма-спектрометрического обследования сбросного какала НВ АЭС, показали, что основная активность ®°Со сосредоточена в нижних слоях донных отложений. Основным механизмом формирования радиоактивного загрязнения локальных участков явилась разгрузка грунтовых вся через слой донных отложений, В устье сбросного канала содержание нуклида в донных отложениях достигало 38200 Бк/кг, еоСо регистрировался также ниже сбросного канала в донных отложениях р. Дон с 1995 г. - до 200 Бк/кг сухого веса.

Таким образом, в результате утечки радиоактивных отходов из ХЖО-2 НВ АЭС и последующей ми фации иСо с фунтовыми водами произошло загрязнение окружающей среды. Для прогнозирования динамики радиационной обстановки необходимо определить количественные параметры мифации радионуклида, а также оценить роль различных факторов, влияющих на подвижность ™Со.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

Для оценки параметров мифации ®°Со и факторов, определяющих его поведение в окружающей среде, были проведены натурные наблюдения на территории подвергшийся загрязнению в результате утечки из хранилища жидких радиоактивных отходов Ново-Воронежской АЭС, а также серия комплексных лабораторных экспериментов.

При изучении миграции 60Со в наземных и водных экосистемах в зоне утечки на ХЖО-2 были изучены следующие показатели:

- содержание и физико-химические формы нахождения ®°Со в фунтовых водах;

- содержание и физико-химические формы нахождения ^Со в различных видах грунтов, слагающих зону аэрации:

- распределение и фиэико-химич&ские формы нахождения ®°Со в донных отложениях;

- накопление 60Со водной и наземной растительностью.

Изучение состояния 60Со в грунтовых водах. Для оценки радиоактивного зафязнения фунтовых вод, уточнения путей мифации еоСо и выявления влияющих факторов проведены исследования на сети наблюдательных скважин. Пробы отбирались в 2001 и 2002 гг. после откачки воды из скважин. Кроме того, в зоне сбросного канала имеются выходы грунтовых вод (родники), которые также были обследованы. В фунтовых водах определялись следующие показатели: содержание

^Со гамма-спектрометрическим методом; рН потенциометрическим методом /Аринушкика, 1970/; содержание нитратов колориметрическим методом; содержание трилона Б с применением нитрата висмута /Новиков и др. 1990/

Определение форм нахождения Со в грунтовых водах. Использовался метод последовательной фильтрации. Для определения доли е0Со, сорбированного на взвеси и связанного с крупными коллоидами, использовали микрофильтры с диаметром пор 0.45 мкм. Для отделения наноколлоидов и выделения истинно-растворенной фракции кобальта проводили ультрафильтрацию с использованием фильтра с диаметром пор 1.3 нм (10 кД).

Для определения в ультрафильтрате доли кобальта в комплексе с ЭДТА, применяли ионообменную хроматографию. Использовали две колонки — через первую пропускали известный объем пробы, отбирая элюат, а через вторую - тот же раствор, но с добавлением метки 57Со (его радиохимическая чистота проверялась предварительно) и избытка ЭДТА (исследования проведены на кафедре радиохимии МГУ). Таким образом, по эпюированию "Со со второй колонки определяли объем удерживания для комплекса кобальта с ЭДТА. В первой колонке проводили отбор фракций как содержащих комплекс кобальта с ЭДТА, так и фракцию несвязанного кобальта.

Изучение вертикального распределения и миграции ®°Со е фунтах зоны аэрации и водоносного горизонта. Для оценки миграции ®°Со в фунтах слагающих зону аэрации и водоносные горизонты были проведены исследования, направленные на определение поглотительной способности фунтов. При бурении новых наблюдательных скважин были отобраны пробы фунтов через 0,5 м до глубина 30 м. Определяли следующие физико-химические характеристики фунтов: гидролитическую кислотность определяли по Каппенну, значения рНыг потенциапометрическим методом; содержание гумуса по Тюрину; содержание обменных форм кальция и магния колометрическим методом; фанулометрический состав определяли методом пипетки по В.В. Качинскому /Корчагина, 1986/.

Для оценки прочности и степени закрепления кобальта была проведена десорбция радионуклида путем последовательной экстракции следующими реагентами: НгО, СН^СООМНдИ 1н НС1.

Исследование миграции '"Со в донных отложениях. Отбор донных отложений в сбросном канале проведен в 2001 г. в двух наиболее зафязненных точках, выбранных на основании измерения мощности дозы. Донные отложения отобраны на глубину до 30 см и поделены на слои толщиной 5 см (отборы проведены сотрудниками НПО «Тайфун»). В 2002 г. пробы отобраны в 3 м от правого берега и в 5 м от левого берега сбросного канала на глубину до 45 см. Донные отложения также поделены на слои толщиной 5 см.

Исследование участков локального зафязнения. Пробы насыпного фунта были отобраны в апреле 2001 г. в б разрезах на обоих берегах устья сбросного канала, где были зарегистрированы наиболее высокие мощности дозы. При измерении мощности дозы было установлено увеличение ее с глубиной и по мере приближения к уровню воды в канапе. Разрезы располагались ступенчато по берегу канала и суммарно охватывали всю глубину от верхней кромки канала до уреза воды. Пробы отбирались послойно глубины 0-2,2-4 см и далее через 10 см. Глубина отбора проб составляла 4070 см. Определяли следующие характеристики насыпного фунта: гидролитическую кислотность определяли по Каппенну, значения рН|,сг потенциапометрическим методом; содержание гумуса по Тюрину; содержание обменных форм кальция и магния - колометрическим методом; фанулометрический состав определяли методом пипетки по Качинскому/Корчагина, 1986/.

В местах выхода родников по берегам сбросного канала был проведен отбор проб через каждые 5 см для изучения вертикального распределения ^Со.

в

Около каждого разреза были отобраны пробы растений. Травостой представлен следующими видами растений: частуха подорожниковая (Alisma plantago-aguatica t), дву «источник тростниковый (Phalaroktes arund inacea L), ежеголовник маленький (Sparganium minimum Wallr.), травосмесь, овсяница луговая (Festuca pratensis). Индикаторным видом (общим для всех разрезов) была крапива двудомная (Urtica dioica !_). Параллельно с отбором проб грунта были отобраны пробы древесной растительности (ива шершавая - Salix asyclados) с целью оценки возможности использования ее для оконтуривания зоны загрязнения. Деревья были отобраны а 4 точках на левом берегу сбросного канала. В различных частях деревьев (ствол, ветки, листья) было определено содержание ^Со.

В процессе обследования территории был выявлен участок локального загрязнения на берегу р. Дон в небольшом блюдцео&разном понижении. Максимальная мощность дозы составила SO мР/ч. В данной точке был проведен отбор листовой подстилки и различных слоев почвы 0-2, 2-4 см и далее через 10 см до глубины 1 м. Проведено определение стандартных физико-химических характеристик почв. Отобраны пробы 6 видов растений. Индикаторным видом (общим для всех точек отбора) был лолух большой (Arctium Lappa L) Были отобраны пробы древесной растительности (листья, мелкие, средние и крупные ветки) - ива (Salix dasyclados) и ольха серая (Alnus incana (L) Moench).

. Для количественной оценки накопления радионуклида в растениях рассчитывали коэффициент накопления (КН), который представляет собой отношение содержания радионуклида в единице массы растений и почвы соответственно.

Измерение удельной активности проб проводили с использованием многоканального анализатора IN- 1200 фирмы «Интертехника» в сочетании с полупроводниковым детектором из сверх чистого Ge (High PG) с энергетическим разрешением 1.8 КзВ, по гамма-линии 1332 КэВ радионуклида юСо. Эффективность регистрации составляет 38%. Ошибка измерений не более 10%.

Для оценки прочности и степени закрепления кобальта в донных отложениях проведена десорбция радионуклида методом последовательной экстракции; НгО (Т:Ж 1:5), СН3СОСЖН,и 1н HCl (Т:Ж 1:10) /Павлоцкая, 1974/,

МИГРАЦИЯ "Со В ЗОНЕ РАЗМЕЩЕНИЯ ХЖО НОВО-ВОРОНЕЖСКОЙ АЭС Физико-химические формы мСо в грунтовых водах

Исследования показали, что максимальные концентрации мСо в 2001 г. наблюдалось в фунтовых водах, отобранных из скважин, расположенных возле источника загрязнения - ХЖО-2 (скважина №34 - 2285 Б к/кг, скважина Na115K - 557 Б к/кг, №80 • 779 Б к/кг, №45 - 372 Бк/кг). По мере удаления от источника загрязнения активность в воде скважин резко падает - до Q.58 Бк/кг (скважина №109 Г) (рис. 1). Различия в содержание радионуклида в фунтовых водах в различных скважинах обусловлены геологическими и гидрологическими особенностями участка, определяющими как пути миграции, так и процессы закрепления при прохождении через грунты с высокой сорбционной емкостью.

Степень и прочность сорбции '"Со определяется не только характеристиками грунтов, но и физико-химическими формами нахождения радионуклида в фунтовых водах и их химическим составом. Были изучены следующие факторы, которые могут повлиять на подвижность "'Со: содержание в воде нитратов и ЭДТА (которые могут являться индикаторами миграции Со) /Белицкий, 1975; Корсаков 1994/. Наибольшая концентрация нитратов была обнаружена в воде, отобранной непосредственно под хранилищем жидких радиоактивных отходов. По мере удаления до скважины №85 (расположенной на расстоянии 135 м от ХЖО-2) концентрация уменьшается с 28.1 до 0.2 мг/п, возле сбросного канала концентрация увеличивалась до 10 мг/л. Содержание нитратов не является стабильным показателем и существенно изменяется в разные

сезоны и годы. Так, в 2002 г. по сравнению с 2001 г. концентрация нитратов в грунтовых водах снизилась на порядок величин (табл. 1).

Специфические условия загрязнения фунтовых вод жидкими радиоактивными отходами обусловили поступление радионуклидов в виде солей ЭДТА. Это связано с использованием больших объемов комплекоона 3900 кг для дезактивации оборудования при снятии 1-го и 2-го энергоблоков НВ АЭС с эксплуатации. Определение содержания ЭДТА в воде наблюдательных скважин выявило высокое содержание комплексона непосредственно под хранилищем жидких радиоактивных отходов до 37 мг/п (скважина №115К). По мере удаления от источника зафязнения концентрация ЭДТА снижается. Характер мифации аналогичен миграции нитратов. Наблюдалось также снижение концентрации комплексона в 2002 г. по сравнению с 2001 г. Концентрация ЭДГА в воде скважин и родников достаточна для снижения сорбции радионуклида фунтами и увеличения миграционной подвижности №Со. этому способствуют и щелочные условия среды.

Таблица 1. Содержание **Со воде наблюдательных скважин в 2001-2002 гг., Б к/л

№№ скважин Время отбора А, Бк/кг pH NOj, мг/л Трилон Б, мг/л Содержание различных форм нахождения №Со,%

взвеси +кр.кол л Наноко лоиды Свобод н. кобальт Сеяа. ЭДТА

115* К 2001 557 8.30 23.1 37 39,5 - 30.7 29.9

2002 6.1 7.56 1.8 2.7 Не опре деляли

34 2001 2885 7.65 17,7 1.8 29.0 - 54 ' 17

2002 76 7.92 3.54 1.3 2 3 72 20

45 2002 372 7.90 11,5 3.4 ■ 15 15 30 40

80 2001 739 8.70 4.9 2.7 56.3 - 40 4

2002 740 7.32 - 6.7 12 8 60 - 20

87 2002 107 3.1 ■ 3.7 -

85 2001 49 8.2 0.2 3.4 56.3 32.2 1.4 ' 10.1

2002 79 7,22 - 0,3 4 3 72 21

105 2001 324 820 4.4 4.4 12.3 10,4 56 20,7

2002 58 7.56 0.6 0.7 4 2 82 12

113* 3 2001 2.8 8.35 0.2 0.7 25 - 53 22

2002 3.5 Не определяли

106* А 2001 177 8.30 5.3 1.0 42 - - 32 26

2002 72 7.82 - 1.7 1 2 73 26

107* Б 2001 108 8.45 44 5.0 14 - 63 23

2002 6 Не определяли

108* В 2001 30,5 8.25 10.6 1 1,7 6 - 30 64

2002 117 7.65 9.75 1.3 8 17 63 12

109* Г 2001 0,58 8.20 1 35 - 29 36 -

2002 0 Не определяли

110*Д 2001 197 8,30 12.6 0.5 13 - 50 37

2002 44 8.02 2.9 0.7

112*Ж 2001 14,5 8.30 1,7 0.1 74 - 24 2

2002 0 7.60 0.7 1.0 Не опре .делили

116 2002 25 7,55 3.54 0,3 1 5 75 19

117 2002 49 7.22 - 1.3 3 4 60 33

Р1(праа. берег) 2002 226 7.95 10.3 0 13.0 S.3 57.0 23.7

Р2 {лее. берег) 2001 529 7.84 17.1 1.7 8 73 19

2002 229 7.92 3.54 1.3 8.4 7.6 50.1 39.9

* Скважины, пробуренные в 2001 г.

Результаты анализа грунтовых вод из наблюдательных скважин показали, что они имеет щелочную или слабощелочную реакцию. Кислотно-щелочные условия среды влияют на сорбционные свойства. Образование гидроокиси кобальта наминается при рН 8-9. Присутствие кобальта в коллоидных формах было подтверждено при определении физико-химических форм радионуклида. Следует отметить, что во всех скважинах происходит некоторое увеличение кислотности воды в 2002 г. по сравнению с 2001 г., что еоэможно связано с погодными условиями года, количеством атмосферных осадков.

Физико-химическое состояние 60Со в фунтовых водах оказывает влияние на миграционный процесс. Соотношение различных форм радионуклида было непостоянным в различные годы исследований, что, возможно, обусловлено погодными условиями, в первую очередь, количеством атмосферных осадков. Доля 60Со, сорбированного на взвеси и связанного с крупными коллоидами, составляла от 6 до 74% (табл. 1, рис. 2) в 2001 г. Через год содержание этой формы снизилось во всех скважинах до 1-15%. Доля радионуклида, связанного с наноколлоидами, составляла 10.4-32.2% (2001), и резко уменьшилась до 3% в 2002 г. В некоторых скважинах эта форма ®°Со не была обнаружена.

Наибольшее содержание в0Со приходится на форму в виде свободного кобальта от 24% до 73.5% (за исключением скважины №85 -1.4%). Через год содержание данной формы увеличивается во всех скважинах в среднем на 25-30% по сравнению с 2001 г. Наибольшее содержание свободного кобальта отмечается в воде родников 23.7-39.0%.

По мере удаления от хранилища жидких радиоактивных отходов возрастает доля, связанная с ЭДТА - от 4% (скважина Ма80) до 64% (скважина №1086). Непосредственно возле источника находится 29,9%. Доля радионуклида, связанного с ЗДТА в 2002 г. увеличилась так же, как и содержание свободного кобальта.

В целом в истинно-растворенной фракции (кобальт, связанный с ЭДТА и свободный) присутствует основная часть ""Со от 11.5 до 99.0%. Этот результат закономерен, т.к. наиболее подвижной является истинно-растворенная фракция кобальта и именно она присутствует в фунтовых водах, которые ответственны за перенос радионуклида.____

М Е^«1ГИ «гр.млл ■ Шйшши» О СюФЬДн. ОС*я». еЭДТА »(»оц н К» ДО» 4 ф

10« (ЗСКЛ) « «(ЗОСИ) 1 в»

1«* 6(2001} < 0 Ф пгЖ(пси) V__^» тяяАцнгЭТТ) © 73

Рис. 2. Формы нахождения "Со в вода наблюдательных скважин и воде родника

Физико-химические формы нахождения ^Со в фунтах, слагающих зону аэрации

и водоносный горизонт

Важную роль в перемещении ерСо в зоне аэрации и водоносных горизонтах имеют физико-химические характеристики грунтов, В задачу исследования входила оценка сорбции ®°Со фунтами в зоне аэрации. Использовались фунты, отобранные при бурении наблюдательных скважин, расположенных на различных расстояниях от ХЖО-2. Содержание кобальта в фунтах зависит от расстояния до источника зафязнения -максимальные концентрации зарегистрированы непосредственно у ХЖО-2 (скважина №115К). В верхних слоях 60Со не определяется, регистрируемые концентрации отмечены с глубины 8,5 м. Наибольшее содержание радионуклида приходится на спои песка, содержащие прослойки суглинка. С глубиной содержание Со снижается: с 29130 Бк/кг-11 м до 3172 Бк/кг - 18 м. В водо-насыщенных песчаных слоях содержание радионуклида с каждым метром уменьшается примерно на 1000 Бк/кг. В крупнозернистом песке, слои которого представлены на глубине 23.5-24.0, содержится 835 и 673 Бк/кг. В наиболее глубоких глинистых слоях, где содержание ^Со ниже, чем в песчаных - от 734 до 565 Бк/кг (табл. 2).

Таблица 2. Характеристика грунтов и вертикальное распределение мСо

Место отбора Глубина, м Описание грунта '"Со, Бк/кг • -с. веса

Скважина А (106) 6.3 Песок желтый, средний, слабовлажный глтистый, водонасыщенный с 4 м 3.6

Скважина Б (107) 5.2-8.0 Песок желтый, средний, водонасыщенный 41-76

8.2-6.3 Глина желто-серая, т/гоплэстичная 60

>8,3 Глина 226

Скважина В (106) 3.8-6 Песок серо-желтый, мелкий с прослоями до 1-2 см, водонасыщенны й 576-2310

7,0-9,6 Песок серо-желтый, средний, водонасыщенный 104-261

10.0 Известняк 130

Скважина Г (109) 2.6 Супесь серая, тягучая 146

5.3-9.0 Песок серо-желтый, мелкий, водонасыщенный 0-6

9.0 Известняк 52

2,4 Супесь серая, тягучая 60

3.2 Песок серый, мелкий, водонасыщенный 143

4.0-5.7 Суглинок серый, мягколластичный 13-139

8.0 Глина коричнево-желтая 333

5.0-18 Песхж желтый, мелкий, слабовлэжный 8-229

18.5 Глина коричнево-желтая, твердая 52

Скважина 3(113) 3,0-10,3 Песок желтый, мелкий, водонасыщенный 4-32

10.5 Глина серая 24

Скважина К (115) 0,5 Насыпной грунт 0

1.0-6.0

7.0-8.0 Песок серо-желтый, легкий 0

8,5-9,5 4-25

11.0-18.0 Песок желтый, с пятнами, средний, с 16 м прослойки суглинка 3072-43064

18.5-23 Песок желтый, водонасыщенный 682-3116

23.5 Песок желтый, крупный 835

24.0 673

24,5-26,5 Глина плотная, с 24.7 м серая 465-734

Содержание радионуклида е различных слоях резко отличается, что обусловлено в первую очередь сорбционными свойствами фунтов. Пески, отобранные в районе

утечки из ХЖО-2, практически не имеют обменной емкости, в то время как в суглинистых и супесчаных слоях емкость катиоиного обмена составляет от 4.3 до 20.6 мг-эквМОО г. Кислотно-щелочные условия слоев, где происходит миграция ®°Со, достаточно однородные - слабощелочная или щелочная, способствующая образованию гидролизуемых форм радионуклида.

Последовательная экстракция радионуклида из фунтов выявила зависимость степени и прочности сорбции от фанулометрического состава фунтов, В песчаных слоях, радионуклид практически не фиксируется - сумма водорастворимой и обменной форм радионуклида составляет от 45 до 90%. В слое с 11 до 18 м, где в песчаной толще встречаются прослойки суглинка, содержание фиксированной формы увеличивается и составляет 35.6%. В слое известняка 60Со фиксируется относительно слабо - на долю фиксированной фракции приходится 26.9%, а на долю подвижных форм - 33.8%, причем водорастворимая составляет 22.7% (табл. 3). В слоях, сложенных глинами с примесью других фракций, доля фиксированной формы варьирует в широких пределах - 3.4 до 67.7%.

Таким образом, миграция ®°Со осуществляется в песчаиых слоях, которые практически не имеют сорбционной емкости, а в наибольшей степени радионуклид задерживается в более тяжелых по фанулометрическому составу фунтах.

Вертикальное распределение и состояние ®°Со в донных отложениях

Исследование донных отложений проводилось на двух участках сбросного канала. Анализ физико-химических характеристик показывает, что анализируемые грунты по своим характеристикам однородны. Донные отложения характеризуются высокой емкостью катионного обмена и содержанием кальция, обуславливая возможно высокую поглотительную способность донных отложений Таблица 3. Распределение радионуклидов б донных отложениях

Место отбора Глубина отбора, см Содержание wCo

Бк/кг в.-с. веса грунта % от запаса во всем слое

Точка 1 (левый берег) 0-5 20410 6.76

5-10 34867 11,56

10-15 60004 19,89

15-20 94017 31.16

20-25 55433 18.37

25-29 46237 12.6

Точка 2 (правый берег) 0-5 21277 2.55

5-10 30343 3.64

10-15 62523 7.51

15-20 321767 36.56

20-25 278062 33.32

25-28,5 171914 14.42

Изучение вертикального распределения Со в донных отложениях показало, что основное количество радионуклида находится на глубине 15-25 см, более 45% от общего запаса во всем слое (табл.3). Можно предположить наличие двух путей формирования загрязнения - осаждение радионуклида из веды и подводная разфузка Фунтовых вод. Последовательная экстракция радионуклида из донных отложений показала, что 6рСо прочно сорбируется донными отложениями - от 15.5 до 48.3 % находится в фиксированной форме (табл. 4) Практически нет обменной формы радионуклида. В основном ®°Со в донных отложениях находится в форме, которая может быть подвижна в кислых условиях среды. Донные отложения имеют нейтральную реакцию, поэтому подвижность wCo в донных отложениях низкая. Возможный вынос радионуклида из зоны загрязнения может осуществляться в виде взвеси тонкодисперсной фракции донных отложений с током воды или при поглощении гидробиоктами.

Таблица 4. Десорбция мСо из донных отложений

Место отбора Глубина, см Содержание "Со, %

НгО СНэСООМН* 1нНС1 Фиксированная форма

Точка 1 левый берег 0-5 не обнаружено 2.3 59.6 38.1

15-20 не обнаружено 1.7 51.4 46.9

20-25 0,58 2.5 81,4 15.5

25-29 не обнаружено 2.9 74.5 22.7

Точка 2 правый берег 0-5 не обнаружено 1.8 67,1 31.1

10-15 не обнаружено 0.5 73.2 26,3

15-20 не обнаружено 0.8 50.9 43.3

20-25 не обнаружено 0.9 59.4 39.7

Два участка донных отложений было дополнительно обследовано у выхода фунтовых вод по берегам сбросного канала. У правого берега сбросного канала распределение радионуклида имеет хорошо выраженный максимум на глубине 10-25 см. На этот слой приходится 72.1% от суммарного запаса №Со. У левого берега сбросного канала максимальные концентрации Со зарегистрированы в слое донных отложений 0-10 см. Основной запас ®°Со сосредоточен в слое 0-25 см — 83.8%, а в слое 10-25 см сосредоточено 46.2%. Суммарный запас 60Со в донных отложениях в точке эзфязнения у правого берега в 1.7 раза больше, чем у левого (табл.5). Причина различий, вероятно, связана с путями формирования зафязкения — осаждение из загрязненной воды или подводная разфузка фунтовых вод.

Место нахождения Глубина, см мСо, БкГкг % от запаса в слое 0-45 см

Правый берет сбросного канала, на расстояние 3 м от берега. 0-5 24430 3.1

5-10 47140 ■ 6.0

10-15 174300 22.1

15-20 242900 30.8

20-25 151000 19,2

25-30 52000 6.6

30-35 29280 3.7

35-10 39160 5.0

40-45 27410 3.5

Левый берег сбросного канала, на расстояние 5 м от берега. 0-5 95130 20.3

5-10 81000 17.3

10-15 71330 15.2

15-20 74580 15.9

20-25 70860 15.1

25-30 34600 7.4

35-30 20530 4.4

35-40 8345 1.8

40-45 11890 2.6

Место отбора Глубина, см Содержание кСо, %

О^СООМК, 1кНС1 Фиксированная форма

Правый берег сбросного накала, 5 м от берега 0-5 2.0 63.1 34.9

15-20 0.7 56.0 43.2

40-41,5 1.1 52.3 46.5

Левый берег сбросного канала, 3 м от берега 0-5 0.8 58.2 40.9

5-10 0.7 58.9 40.3

40-42 06 34.0 65.4

Содержание обменной формы очень низкое 0.6-2.0%, 8 основном "Со присутствует в донных отложениях в кнслоторастворимой и прочно фиксированной форме 34.0 - 63.1% и 34.9 - 65.4% соответственно (табл. 6).

Результаты обследования локальных участков загрязнения Локальные участки загрязнения сформировались по берегам сбросного канала и р. Дон. По Берегам сбросного канала в зону загрязнения попали насыпные грунты, для которых использовался типичный чернозем, сохраненный при освоении строительной площадки станции. Исследование вертикального распределения 60Со по профилю разрезов насыпного грунта по берегам сбросного канала показало, что максимальная удельная активность Со наблюдается в слоях в местах разгрузки фунтовых вод. Так же как и для донных отложений, зафязнение насыпного фунта на правом берегу выше, чем на левом. Средне- и тяжелосуглинистый насыпной грунт характеризуется высокой емкостью поглощения, нейтральной реакцией почвенного раствора, насыщенностью ППК кальцием. Последовательная экстракция радионуклида из насыпного фунта показала, что ®°Со находится в основном в фиксированной форме. Основная часть ®®Со присутствует в кнслоторастворимой форме 41.9-77.1% (табл. 7).:

Место отбора Глубина см Содержание w 'Со. %

HjO CHjCOONKi 1HHCI Фиктроааиая Форм*

Левый Cvp9i

Разрез 1 0-2 Ниже предел» обнаружения 1.4 4S.8 62.8

20-30 1.В з.з1 41.9 53.0

0-2 Ниже предела обнаружения Ниже предела ' обнаружения 45.2 54.8

Разрез 2 5-10 Ниже предела обнаружения Ниже предела обнаружения ее.4 33.6

60-70 12.6 8.0 61.4 18.1

Правый берег

Разрез 4 0-2 Ниже предела обнаружения 6.5 77.1 16.4

2-5 Ниже предела обнаружения 2.7 72.4 24.9

Около каждого разреза были отобраны пробы растений крапивы двудомная (Urtica dioica). Накопление в0Со в растениях коррелирует с загрязнением верхнего слоя насыпного фунта). Растения, отобранные ближе к воде, накапливают радионуклид в больших количествах (разрезы 1 и 4) (табл. 8). Таблица 8. Содержание мСо в растениях (крапива)

№ разреза } *"Со № разреза wCo

бклг b.c. веса Бк/кг b.c. веса

1 11247 4 26

2 1459 5 17

3 i 214 6 14

отобранных между сбросным и отводным каналами (разрез №7). Следует отметить накопление ®°Со в листьях, ветках и древесине ивы, которые отобраны у разреза №7. Несмотря на то, чгто в почве до глубины 1.3 м не было зарегистрировано радионуклидов, растения накапливают ^Со. Можно предположить, что накопление происходит из более глубоких горизонтов, т.к. известно, что ива имеет глубокую корневую систему, которая проникает до водонасыщенных слоев, загря зненных*°Со, Отсутствие накопления радионуклидов в растениях из других точек отбора

свидетельствует, что пробы отобраны за пределами зоны загрязнения. Таким образом, ива может быть использована как индикатор загрязнения в тех случаях, когда ее корневая система может достигать загрязненных горизонтов. Вероятно, глубина эта не должна превышать 2.0 м. В случае загрязнения очень глубоких слоев использование деревьев для выявления загрязнения не является достаточным.

Определение уровней загрязнения травянистой растительности, произрастающей в местах выхода родников, показало, что четких различий между правым и левым берегом нет. Наиболее интенсивно ®°Со накапливается овсяницей (Festuca pratensts). Виды растений, произрастающие в воде или близко к ней, характеризуются более высшими коэффициентами накопления (частуха подорожниковая (Alterna plantago-aguatica L), двукисточник тростниковый двукисточник тростниковый (Phalaroídes arundinacea U), ежеголовник маленький Sparganium mínimum Wallr.) (табл. 9). Таблица 9, Загрязнение растительности в местах выхода родников _

Место отбора проб Вид растительности Содержание wCo, Бк/и- KH «CO. (Бк/кг) растДБк/кг) почвы

Правый, '„. берег, родник Nal , , Частуха подорожниковая (Alisjna ptantaao^aguatlca) 2261 0.022

Двукисточник тростниковый {PtiaiaroWes arurtdinacea U 775 0.008

Ежеголовник маленький (Sparqanium minimum Wallr.) 2643 0.029

Травосмесь 3975 0.039

Овсяница (Festuca pratensis) 6555 0.064

Левый берег, родник №2 Частуха подорожниковая (Aüsma plantago-aguaöca) 1654 0.030

Двукисточник тростниковый (Phalaroides arurvdinacea U 1081 0.017

Ежеголовник маленький {Searganium minimum Wallr.) ■ 2S50 0.041

Травосмесь 3912 0.063

Овсяница (Festuca pratensis) 3013 0.048

Выявлен участок локального загрязнения на берегу р. Дон е небольшом блюдцеобраэном понижении. Максимальная мощность дозы составляла 80 мР/ч. ®°Со достаточно равномерно распределен в вертикальном профиле почвы (в слое 0-80 см). Радионуклид находится в почве в основном в кислоторастворимой и фиксированной формах 23.4-67.0 и 30.6-74.0% соответственно. Доля наиболее подвижной обменной формы невысока и составляет 1.4-2.6%

Во всех пробах растительности, отобранной в пределах загрязненного участка, обнаружено накопление мСо (табл. 10). Радионуклид характеризуется высоким накоплением в листьях иеы и ольхи. Загрязнение травянистой растительности варьирует,. т.к. участок загрязнен неравномерно. В разнотравье накопление мСо достигало 317 Б к/кг а.-с. веса. Как индикаторный вид для оценки неравномерности загрязнения травостоя был выбран лопух большой (Arctium Lappa L), т.к. он представлен на всей территории участка. Установлено, что накопление радионуклида в .растениях варьировало от 15 до 317 Б к/кг. Таблица 10. Содержание мСо в листьях и ветках ивы и ольхи

Вид Пробы ""Со. Бк/кг в.-с. веса Вид пробы "Со. Бк/кг в.-с. веса

Ива №1 Ива №2 — листья 1470

листья 2151 Ивз№4 - листья 1330

мелкие ветки 393.4 Ольха серая - листья 176 -

средние ветки 392

крупные ветки 294.5

Таким образом, проведение натурных исследований в зоне, воздействия утечки жидких радиоактивных отходов из ХЖО-2 Ново-Воронежской АЭС показало, что инцидент привел к загрязнению окружающей среды, включая наземные и водные экосистемы. Основным радионуклидом, определяющим уровни загрязнения, является №Со. В результате его миграции с грунтовыми водами произошло загрязнение водоносных горизонтов, а также сформировались локальные участки радиоактивного загрязнения. Основным источником загрязнения является разгрузка загрязненных грунтовых вел. Подвижность ®°Со в окружающей среде определяется, с одной стороны, физико-химическим, состоянием его в грунтовых водах, а с другой геологическими и гидрологическими особенностями территории, где происходит миграция, в частности сорбционными свойствами фунтов в зоне аэрации. Необходимость оценки темпов мифации радионуклида и прогнозирования динамики радиационной обстановки ставит задачу определения количественных параметров мифации. Для ее решения была выполнена серия комплексных модельных экспериментов,

^ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНОЕ ОПРЕДЕЛЕНИЕ ПАРАМЕТРОВ СОРБЦИИ И ФИКСАЦИИ "Со В ГРУНТАХ И ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЯХ Изучение сорбции мСо песчаными фунтами

Зона аэрации под хранилищем жидких радиоактивных отходов и водоносные горизонты в районе ХЖО НВ АЭС преимущественно состоят из песчаных фунтов различного фануло метрического состава. Процессы сорбции радионуклидами песчаными грунтами зависят от различных факторов, в том числе от гранулометрического и минералогического состава грунтов; присутствия в фунтах и грунтовых водах железа, как конкурентного элемента по отношению к кобальту; кислотно-щелочных условий среды; присутствия комплексона ЭДТА и растительных компонентов.

Влияние гранулометрического состава песчаного грунта. В условиях лабораторного модельного эксперимента изучалось влияние фануломефического состава песчаных фунтов на сорбцию "'Со. Было подобрано 4 песчаных фунта из Брянской, Калужской и Воронежской областей. Определение фанулометрического состава и выделение песчаных фракций проводилось «методом пипетки» по В.В. Качинскому/Корчагина, 1986/.

При определении фанулометрического состава исследуемых фунтов было выявлено, что они существенно отличаются по содержанию песчаных фракций: крупной - от 9.3 до 74.4%, средней - от 15.8 до 66.8%, мелкой - от 6.1 до 24.0%. Суммой фракций с размером частиц <0.25 мм от 1.1 до 3.7%. (табл. 11)

Таблица 11. Содержание песчаных фракций в грунтах, %

Песчаные фракции, мм

Место отбора проб Крупная 1.0-0.5 Средняя 0.5-0.25 Мелкая 0.25-0.05 Суммарная <0.25

1 Калужская область, д. Спас-Загорье, пойма р. Протва 74.4 15.8 6,1 3.7

2 Брянская область. Клинцовекий район, д. Веприн 37,2 48.0 14.9 2.3

3 Воронежская область, г. Нововоронеж, пойма р. Дои 9.3 66.8 22,3 1.1

4 Калужская область, г. Обнинск, надпойменная терраса р. Протва 19.1 65.3 24.0 1.6

. Для изучения поглотительной способности песчаные грунты и отдельно их песчаные фракции заливали водным раствором соли шСоСЬ в соотношение Т;Ж 1:2. Удельная концентрация ®°Со в растворе составляла 40 кБк/л. Время взаимодействия составило 24 часа. Далее проводилась фильтрация раствора через фильтр «синяя

лента». Поглотительную способность грунтов по отношению к радионуклиду характеризовали степенью сорбции, выраженной в процентах, и коэффициентом распределения (Ко).

Поглотительную способность грунтов по отношению к радионуклиду характеризовали степенью сорбции, выраженной в процентах, и коэффициентом распределения (Ка). Данный параметр является отношением концентрации радионуклида в грунте и равновесной объемной активности его в контактирующем с фунтом растворе.

Коэффициент распределения рассчитывался по формуле: .

= где Со и С - объемная активность мСо в исходной воде и

ст г

декантате, Бк/см*. V - объем исходной фунтовой веды, емг, m - навеска фунта, г.

Эта величина связанная о сорбцией (Р, %) простым соотношением:

р V ■ -

*■' Ш = - ' —, где - V - объем раствора, мл, m - вес твердой фазы почвы, г.

Установлено, ■ что ' степень поглощения песчаным фунтом радионуклида определяется гранулометрическим составом • с уменьшением размера песчаной фракции увеличивается ее сорбиионная способность. Крупной песчаной фракцией сорбировалось от 36.4 до 50.9% ®°Со, а коэффициент распределения {К«) составил 1.08 до 2.08 соответственно; средней - от 46.3 до 56.8% (Кц 1.46-2.54); мелкой -от 55 до 66%, (Кц 2.44-3.28) (табл.12). Определение коэффициентов корреляции между показателями сорбции и размером песчаных фракций показало, что наиболее высокая корреляция г=0.68% наблюдается для мелкой песчаной фракции, что еще раз подчеркивает роль размера фракций в сорбционных процессах.

Таблица 12. Показатели сорбции "Со песчаными фракциями

№ Место отбора проб Песчаные фракции, мм

Крупная 1*0.5 Средняя 0.5-0.25 Мелкая 0.25-0.05

% Kd % Kd % Kd

1 Калужская область, д. Спас-Загорье, пойма р. Протва 50.9 2.08 56,8 2.54 66.0 3.72

2 Брянская область, Клинцоеский район, д. Веприн 41.4 1.44 44.0 1.S8 62.0 3.2S

3 Воронежская область, г. Новое оронеж, пойма р. Дон 36.4 1.08 48.5 1.46 55.0 2.44

4 Калужская область, г. Обнинск, надпойменная терраса р. Протва 38.5 1.24 46.3 1.72 56.0 2.54

Влияние железа на сорбцию мСо. Подвижность кобальта а песчаных фунтах может быть обусловлена конкурентны ми1 взаимоотношениями с химическими аналогами, в первую очередь с железом. Для стабильных элементов установлено, что между содержанием Ре и Со в генетических горизонтах почв существует прямая зависимость/Куликов, 1990/.

Изучение поглотительной способности песчаных грунтов и отдельных фракций определяли по ранее описанной методике. Для проведения исследования ло изучению влияния различного содержания железа в фунтах на сорбцию *°Со отобранные пески и выделенные лесчаные фракции были проанализированы на содержание различных форм железа. Валовое содержание железа в крупной песчаной фракции в исследуемых грунтах составило от 780 до 2600 мг/кг, в средней - от 900 до 2400 и мелкой - от 2020 до 4650 мг/кг. Максимальное содержание валового железа отмечено в мелкой песчаной фракции (табл. 13).

Таблица 13. Валовое содержание железа в песчаных фракциях, мг/кг

Ю j Место отбора проб • Песчаные с зракции.мм . Сумма

крупная 1,0-0,5 средняя | мелкая ■ | песчаных 0,5-0.25 ' 0.25-0,05 : фракций

1 Калужская область, д. Спас-Загорье. пойма р. Протва 1900 2100 ; 4650 1 2250 i 1

2 Брянская область, Кпинцовекий район, д. Веприн S40 900 4560 j2240

3 Воронежская область, г. Новоеоронеж. пойма р. Дон 780 940 1500 1 690

5 Калужская область, г. Обнинск, надпойменная терраса р. Протез 2600 2400 2800 j 2700

Содержание подвижного железа в песчаных грунтах находится в интервале от 400 до 2120 мг/кг и составляет от 23.9 до 86.5% от валового содержания железа (табл. 14). Содержание подвижного железа в различных песчаных фракциях находится в прямой зависимости от их дисперсности: в крупной фракции - от 230 до 1060 мг/кп в средней фракций^ от 520 до 225Q мг/кп в мелкой фракции - от 520 до 2300 мг/кг. Содержание подвижного железа в суммарной песчаной фракции составило от 240 до 1870 мг/кг. Максимальное содержание подвижного железа таюке отмечается в мелкой песчаной фракции (табл. 15).

Таблица 14. Содержания подвижного железа в песчаных грунтах, мг/кг

№ Место отбора проб мг/кг % от валового

1 Калужская область, д. Слао-Загорье. пойма р. Протва 2120 86.5

2 Брянская область, Кяинцовский район, д. Веприн 840 31.4

3 Воронежская область, г. Нововоронеж, пойма р. Дон 400 44.9

4 Калужская область, г. Обнинск надпойменная терраса р. Протва 860 23.9

Таблица 1G. Содержание подвижного железа в песчаных фракциях мг/кг

№ Места отбора проб ПесМаные зракции, мм Сумма песчаных Фракций

крупный 1.0-0.5 средний 0.5-0.25 мелкий 0.25-0.05

1 Калужская область, д. Спас-Загорье, пойма р. Протва 1060 • 2250 2300 1870

2 Брянская область, Клинцовсхий район, д. Веприн 240 1020 1050 560

3 Воронежская область, г. Нововоронеж пойма р. Ион 230 520 520 240

4 Калужская Область, г.. Обнинск, над Семенная терраса р. Протва 430 930 900 690

Определение поглотительной способности песчаных фунтов показало, что наиболее высокий показатель 64% отмечен у фунта с высоким содержанием валового железа и подвижного железа (86.6%), а самый низкий показатель — 50.6% у грунта с низким содержанием валового железа (табл. 16). Таблица 16. Показатели сорбции мСопесчань1ми грунтами

№ Место отбора проб % !к.

1 Калужская область, д. Спас-Загорье, пойма р. Протва 64.0 ä 3.56

2 брянская область, Клинцовский район, д. Веприн 56.7 -2.60

3 Воронежская область.г. Ноеоворонеж. пойма р. Дон 50.6 ; 2.04

4 Калужская область, г. Обнинск, надпойменная терраса р. Пвотеа 51.8 12.14 I

В результате эксперимента выявлены различия в сорбции wCo разными

фракциями песчаных фунтов — крупной песчаной фракцией сорбировалось от 36.4 до

50.9% "Со, з коэффициент распределения (К^) составил 1.8 до 2.08 соответственно; средней песчаной фракцией сорбировалось - от 46.3 до 56.8% (Ко 1.46-2.54); мелкой песчаной фракцией - от 55 до 66%, (Ко 2.04-3.56) (табл. 12). Корреляционный анализ выявил слабую зависимость между сорбцией ®°Со и содержанием валового железа в различных песчаных фракциях (табл. 18). Более высокие коэффициенты корреляции получены при анализе зависимости между сорбцией *°Со и содержанием подвижного железа в различных песчаных фракциях (табл. 19)

Таблица 17. Коэффициенты корреляции- между содержанием песчаных фракций и железом ___' -' • ' " ■ ■

Форма железа Песчаные фракции, мм Сумма песчаных фракций

Крутая 1.0-0.5 Средняя 0.5-0.25 Мелкая 0.25-0.05

Валовое 0.57 0.64 0.63 0.59

Подвижнее 0.67 0.73 0.70 0.75 ........

Таблица 18. Коэффициенты корреляции между показателями сорбции и содержанием валового железа - _'_ - •■ '•■-.•■■ •.'■- '-• -'•-'■•

Показатели сорбции Содержание железа в песчаных фракциях

Крупная Средняя Мелкая Сумма песчаных фракций

Степень сорбции. % 0.34 0.60 0.50 0.50

ка 0.39 0.62 0.54 0.53

Таблица 19, Коэффициенты корреляции между показателями сорбции и содержанием подвижного железа_

Показатели сорбции Содержание железа е песчаных фракциях

Крупная Средняя Мелкая ! Сумма песчаных фракций

Степень сорбции. % 0,42 0.51 0.70 ! 0.80

КС) 0.44 0.52 0.73 ! 0.84

Несмотря на выявленные корреляционные зависимости, нельзя утверждать, что сорбция 60Со определяется содержанием железа в фунтах, т.к. содержание железа (табл. 17), а свою очередь, коррелирует с содержанием в мелких песчаных фракций. Таким образом, не представляется возможным вычленить действие только одного фактора.

Для оценки влияния различных концентраций железа а фунтовой воде на сорбцию теСо песчаными грунтами был проведен модельный эксперимент с внесением железа в раствор ?°СоС1а. Концентрация железа (внесенного в раствор а виде РеСЦ) составляла 0; 0.05; 0.1; 0.5 и 1.0 мг/л (данные концентраций железа наиболее вероятны для реальных условий). Полученные результаты показали, что сорбция мСо песчаными фунтами наиболее интенсивно снижается при увеличении концентрации железа от 0 до 0,5 мг/л - на 4-10% (табл. 20). Дальнейшее увеличение концентрации железа в воде до 1 мг/л практически не влияет на сорбцию радионуклида. Следует отметить, что увеличение концентрации железа в воде до 0,05 мг/л (что, примерно, соответствует концентрации железа в природной воде) приводит к незначительному снижению сорбции радионуклида — от 56,3 до 52,5% (Воронежская область, г. Нововоронеж, пойма р. Дон) и от 50,€ до 49,6% (Калужская область, г. Обнинск, надпойменная терраса р. Протеа). Таким образом, концентрация железа в фунтовых водах на уровне не выше 0,05 мг/л не окажет существенно влияния на сорбцию ®°Со песчаными фунтами.

влияние комплексом« ЭДТА и на поглощено« "Со песчаным грунтом.

Особое влияние на мифационную подвижность кобальта оказывает трилон Б (натриевая соль этилендиаминтетрауксусной кислоты ЭДТА), образующий комплексный анион двухвалентного кобальта СолЭДТАг", который является устойчивым соединением.

Таблица 20. Доля "Со, сорбированного песчаными грунтами при различных концентрациях железа в растворе. %

№ Место отбора проб Концентрация железа, мг/л

0 0.05 0.1 0.5 1.0

1 Калужская область, д. Спас-Загорье, пойма р. Протеа 64.0 58.7. 57.2 54.0 53.1

2 Брянская область, Клинцовский район, д. Веприн 58.7 56.6 54.8 51.9 51.6

3 Воронежская область, г. Нововоронеж, пойма р. Дон 50.6 49.6 46.9 44.1 43.9

4 Калужская область, г. Обнинск, надпойменная терраса р. Протеа 51.8 46.7 44.8 43.5 43.3

Для оценки влияния комплекоообразователя и различных его концентраций на сорбцию ^Со песчаным грунтом (отобранного в Воронежской области, в зоне воздействия утечки ЖРО) в раствор вносили разные концентрации трилона Б - 0,1, 5 и 10 мг/л. рК раствора доводили до 8.0, приливая №ОН (что соответствует реальным условиям миграции мСо в районе утечки ЖРО),

Приведенные исследования подтвердили, что миграционная способность радионуклида в системе «раствор-грунт» существенно зависит от того, в какой форме кобальт находится в растворе. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается с 56.3 до 8.4%, а коэффициент распределения - с 2.57 до 0.18. Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л доля сорбированного радионуклида снижается до 0.91% и 1.50%, а коэффициенты распределения, соответственно, составляют 0.01 и 0.03 (табл. 21) Таблица 21. Показатели сорбции "Со при различных концентрациях ЭДТА в растворе

Концентрация ЭДТА. мг/л Дотя сорбированного К*

0 56.3 2.57

1 8.4 0.18

5 0.91 0.01

10 1.50 0.03

Изучение динамики сорбции ®°Со песчаным грунтом при различных концентрациях трилона Б а «оде. В лабораторном эксперименте в динамике изучалась поглотительная способность песчаного грунта, содержавшего 480 мг/кг « подвижного» железа» и разные концентрации трилона Б в растворе. В условиях кислотности среды, приближенной к естественным условиям района НовоВоронежской АЭС (рН 8.0). Время взаимодействия фунта с раствором составляло 1 час, 1: 3; 7;15; 30 сут.

Динамика сорбции кСо песчаным грунтом, как при наличии, так и при отсутствии ЭДТА в растворе аналогичны и характеризовались быстрым процессом сорбции радионуклида в первые сутки с последующим замедлением сорбционных процессов (выходом на плато). Анализ результатов показывает, что при отсутствии ЭДТА в растворе доля сорбированного Со уже через час после взаимодействия грунта и раствора (в неравновесных условиях) составляли 49%. С увеличением времени взаимодействия твердой и жидкой фаз до 1 сут (равновесные условия) доля сорбированного "Со увеличивается до 56.3%. В последующий период эти величины имеют тенденцию к росту, но меняются незначительно. При добавлении в раствор ЭДТА (трилона Б) в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается - от 8.3 до 16.3%. Увеличение концентрации ЭДТА (трилона Б) в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции радионуклида грунтом (табл. 22).

Таблица 22. Доля мСо, сорбированного песчаным грунтом при различных концентрациях ЭДТА, %

Время инкубации Концентрация ЭДТА, мг/л

0 1 6 10

1 час 49.0 8.3 0.98 0.23

1 сут 56.3 8.4 0,91 1.50

3 сут 70.1 13.3 0.87 1.60

7 сут 75.9 15.8 0.88 1.60

15 сут 80.1 16Л 0.88 1,67

ЗОсут 80.6 16.3 1.35 2.57

Изучение динамики сорбции и десорбции ®°Со песчаным грунтом. При проведении модельных экспериментов по изучению динамики сорбции и десорбции 6°Со песчаным фунтом с целью имитации реальных условий зафязнения использовалась вода, отобранная из наблюдательных скважины, которая имела высокое содержания свободного кобальта - 57%. Содержание форм ®°Со, связанных с наноколлоидами и ЭДТА. составляет 8.3 и 23.7%, соответственно. На долю иСо, связанного с крупными коллоидами и взвесью, приходится 13%.

Параметры сорбции 60Со песчаным фунтом из Воронежской области определяли в условиях модельного эксперимента в течение ЗОсут. Масса образцов составляла 100 г (в расчете на воздушно-сухую массу). Образцы смешивали с водным раствором ®°Со (удельная активность составляла 2240 Бк/кг) в соотношении между твердой и жидкой фазы 1:2. Время взаимодействия песчаного фунта с водой составило для разных образцов: 1 час; 1, 3, 7,15 и 30 сут.

Оценку параметров десорбции 60Со проводили в условиях модельного лабораторного эксперимента по следующей методике. Пробы периодически перешивались в течение дня. Для изучения динамики десорбции при проведении модельного эксперимента рассматривалось следующие временные интервалы взаимодействия фунта и воды: 1 час; 1, 3, 7,15 и 30 сут.

Анализ полученных данных показывает, что доля сорбированного песчаным фунтом мСо быстро растет и составляет после суток взаимодействия фунта с водой 63%, В последующем увеличение сорбции происходит очень медленно и на 30 сутки составляет 70.1%. Это объясняется и разницей химических потенциалов в объеме и на поверхности, которые со временем выравниваются, причем достаточно быстро и наступает адсорбционное равновесие (табл. 23)

Отмечено увеличение коэффициента распределения в!>Со между твердой и жидкой фазами в зависимости от времени взаимодействия, что указывает на рост степени и прочности сорбции радионуклида.

Таблица 23. Параметры сорбции "Со песчаным фунтом

Время инкубации КО Доля сорбированного мСо, %

1 час т 13.8

1 сут 3.4 63.0

Зсут 42 65.0

7 Сут 4.3 68.0

15 сут 4.6 70.0

30 сут 4.7 70.1

Для оценки прочности сорбции проводили десорбцию радионуклида из песчаного грунта. Анализ результатов показал, что наиболее высока степень десорбции, получена в неравновесных условиях. Через час после смешивания фунта и воды -доля десорбированного ®°Со составляла более 4%. Такое поведение говорит о том, что в течение часа часть поглощенного кобальта еще относительно непрочно связана с Фунтом. Через сутки (в равновесных условиях) доля десорбированного радионуклида снижается до 1.3-2.3%. В дальнейшем степень десорбции продолжает снижаться, но

темп замедляется - на 3 сут доля десорбированного радионуклида составляет 1.21.5%. В последующие интервалы времени количество десорбированного кобальта уменьшается и составляет на 30 сут 0.4%, это обусловлено закреплением фунтом радионуклида.

Изучение сорбции мСо донными отложениями

Водные экосистемы являются главным звеном миграции радионуклида, что обуславливает необходимость исследования процессов, определяющих подвижность в них радионуклида. Основной задачей исследований являлось определение количественных параметров, характеризующих процессы сорбции и десорбции етСо при влиянии различных факторов.

В качестве объекта исследования были выбраны донные отложения, отобранные в р. Дон. Для изучения процессов сорбции-десорбции Со донными отложениями была проведена серия модельных экспериментов, имитирующих различные ситуации:

1 опыт - изучение динамики сорбции ®°Со «чистыми» донными отложениями из зафязненной воды родника 1 (устье сбросного канала НВ АЭС);

2 опыт - изучение динамики десорбции ®°Со из загрязненных донных отложений «чистой» водой р. Дон.

При проведении модельных экспериментов по изучению сорбции и десорбции wCo из фунтов с целью имитации реальных условий зафязнекия использовалась вода, отобранная в роднике 1 (левый берег сбросного канала) и в р. Дон. В воде родника 1 значительная часть радионуклида представлена в форме, связанной со взвесью и крупными коллоидами - 37.5%, Доли форм, связанных с наноколлоидами и ЭДТА, практически одинаковы и составляют, соответственно, 12.5 и 13.5%. На долю свободного кобальта приходится 36.7%,

Динамики сорбции №Со донными отложениями. В условиях лабораторного эксперимента изучалась сорбция ^Со донными отложениями в зависимости от времени. Исследование сорбции проводилось на донных отложениях, в которые вносился радионуклид с загрязненной водой родника 1 по следующей методике. 6 навесок донных отложений весом 100 г каждая (в расчете на воздушно-сухую массу) смешивали с содержащей ®°Со родниковой водой в соотношении Т:Ж 1:2 (т.е. добавляли по 200 мл воды к каждой навеске). Время взаимодействия донных отложений с водой составило для различных образцов: 1 час; 1, 3, 7, 15 и 30 сут. Пробы периодически перешивались в течение дня.

Для определения различных форм нахождения ®°Со в донных отложениях использовался традиционный метод последовательных вытяжек.

Результаты показывают, что уже через 1 час после взаимодействия раствора с донными отложениями сорбировано 43.6% ®°Со. Следует отметить, что этот срок отбора характеризует неравновесные условия, т.к. равновесное состояние наступает приметно через сутки после начала взаимодействия фунта и воды /Коноплев, 1990/. Через сутки доля сорбированного радионуклида составляла 56.65%, а через 30 сут достигла 88%.

Анализ результатов позволяет выделить два периода, в течение которых оорбция протекает с различной скоростью (табл. 24). В течение первых 7 сут процесс сорбции идет наиболее интенсивно - доля сорбированного радионуклида возрастает с 43,6 до 78%, а далее существенно замедляется и выходит на «плато» (доля сорбированного "Со увеличилась с 78 до 88%).

Увеличение степени сорбции, вероятно, связано как с некоторым увеличением числа обменных мест фунта, так и возможной трансформацией форм нахождения радионуклида, например, с образованием связей Со с взвесями и с присутствующей коллоидной фракцией.

Таблица 24. Показатели сорбции **Со донными отложениями

Время взаимодействия Степень сорбции % Kd

1 час 43.6 *

1 сут 56.65 2.60

3 сут 67.1 4.09

7 сут 78,0 7.20

15 сут 78.5 7.27

30 сут 68.0 15.2

Динамики десорбции Со ш донных отложений. Сорбированный донными отложениями при контакте загрязненного грунта с «чистой» водой может

дерсорбироваться и а дальнейшем мигрировать с водными потоками на значительные расстояния. Для оценки количественных параметров возможного поступления ^Со из загрязненных донных отложений в воду в модельном эксперименте имитировались две ситуации: 1 - Со десорбируется из грунта в стоячую воде; 2 - ®°Со десорбируется из фунта в проточную воду.

Десодбция Со из донны* отложений при моделировании действия проточной воды. Для изучения динамики десорбции при проведении модельного эксперимента рассматривалось следующие временные интервалы взаимодействия грунта и воды: 1 час; 1, 3, 7, 15, 30 сут. По истечению указанных сроков воду над грунтом аккуратно сливали, далее фильтровали через фильтр «синяя лента» и определяли содержание еоСо.

Полученные данные свидетельствуют об очень слабой десорбции ®°Со из донных отложений — а максимальном случае она составила 0.22%. В течение первых суток наблюдается снижение содержания десобированного ®°Со с каждой последующей промывкой, что связано с установлением равновесного состояния между твердой и жидкой фазами. В дальнейшем десорбция практически не зависит от времени взаимодействия грунта и воды.

Увеличение соотношения Т:Ж от 1:2 до 1:5 приводит к росту доли Абсорбированного из грунта ^Со в среднем в 1,5 раза. При этом динамика десорбции Со при разных соотношениях жидкой и твердой фаз подчиняется общим закономерностями и управляется аналогичными процессами.

Десорбция 60Со и донных отложений при моделировании действия стоячей воды. При проведении данного эксперимента было взято 6 отдельных навесок донных отложений массой 100 г (в расчете на еоздушно-сухую массу). Навески заливали водой р. Дон при соотношениях твердой и жидкой фаз 1:2 и 1:5. Время взаимодействия с периодическим перемешиванием составляло: 1 час; 1, 3, 7,15 и 30 сут.

Анализ результатов эксперимента показывает, что десорбции увеличивается как в период установления равновесия (а течение первых суток), так и далее в течение 5-7 сут. В последующий период этот процесс замедляется и «выходит на платов. При этом степень десорбции на 30 сут по сравнению с 1 сут снижается в среднем 1.3-1.7 раза. Следует отметить, что степень десорбции иСо при соотношении Т:Ж=1:2 ниже, чем при соотношении 1:5 от 1.3 до 4.0 раз.

Несмотря на различные водные режимы, донные отложения десорбируют незначительную часть радионуклида и это обусловлено характеристикой фунта. Они относятся к тяжелым по механическому составу фунтам с высоким содержанием мелкодисперсных фракций, которые определяют сорбционную емкость фунтов. Ма долю фракции с размером <0.01 мм (так называемой «физической глины») приходится 40%, на долю илистой фракции (размер частиц менее 0.001 мм) - 28.2%. Преимущественная фиксация радионуклида мелкодисперсными фракциями была подтверждена при изучении распределения кобальта по фракциям фанулометрического состава с применением метода «пипетки» по В.В. Качинскому.

Результаты исследований показывают, что основная часть радионуклида сорбируется на фракциях с размером частиц менее 0.01 мм (табл. 26). Таблица 25. Распределение *°Со по фракциям донных отложений, %

Тип фунта Потери при декальцировании Фракции, мм

<0.05 0.05-0.01 0.01-0.005 0.005-0.001 0,001

Донные отложения 366 0.3 22,1 14,4 16.1 8.5

Изучение динамики сорбции иСо донными отложениями при различных концентрациях трилона Б в воде. Для оценки влияния ЗДТА на динамику сорбции был проведен специальный эксперимент, в котором изучали влияние комплекоообразователя на динамику сорбции радионуклида донными отложениями. Концентрации трилона Б (ЭДТА) составили 0; 1; 5; 10 мг/л и подбирались на основе анализа концентраций ЭДТА в фунтовых водах в районе зафязнения ка НВ АЭС. Растворы доводили с помощью ИаОН до рН 8.0 с целью имитации реальных условий мифации. Время взаимодействия фунтов и раствора оостаеило 1 час; 1, 3, 7 и 15, 30 сут. Перемешивание проб проводили через каждый час в период с 7 до 23 часов.

Проведенные ранее исследования показали, что присутствие в растворе такого комплекоообразователя как ЭДТА приводит к образованию высоко подвижных соединений Со. Анализ результатов показывает, что при отсутствии ЭДТА в растворе доля сорбированного ®°Со уже через час после взаимодействия раствора с донными отложениями (в неравновесных условиях) составляет 95%. С увеличением времени взаимодействия твердой и жидкой фаз до 1 сут (равновесные условия) доля сорбированного 60Со увеличивается до 97%. В последующий период эти величины имеют тенденцию к росту, но меняются незначительно.

При добавлении в раствор ЭДТА (трилона Б) е концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается (табл. 26). Увеличение концентрации ЭДТА (трилона Б) в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции радионуклида грунтами. Снижение сорбции радионуклида донными отложениями, т.е. увеличение его подвижности, объясняется созданием прочных анионных комплексов, которые "Со образует с ЭДТА, при этом, количество кобальта, перешедшего, в анионный комплекс и его устойчивость определились степенью диссоциации ЭДТА и ее формы, зависящей отрН раствора.

Таблица 26. Доля *°Со, сорбированного донными отложениями при различных

Время инкубации Концентрация ЭДТА) мг/л

0 1 5 10

1 час 05,0 8.3 5.5 60

1 сут 97.0 21.4 10,4 3.6

3 сут 97.3 23,7 8.2 8.9

7 сут 97,7 24.3 8.4 8.9

15 сут 96.0 24.5 8.3 8..0

30 сут 98.0 25.0 8.8 9.0

РАЗРАБОТКА МАТЕМАТИЧЕСКОЙ МОДЕЛИ, ОПИСЫВАЮЩЕЙ ПРОЦЕССЫ

СОРБЦИИ "Со

Анализ экспериментальных данных, характеризующих динамику сорбции ®°Со у песчаных фунтов и донных отложений показывает, что значительное количество 6°Со закрепляется в течение весьма короткого промежутка времени (1 час), в дальнейшем достаточно интенсивная сорбция наблкздается в течение первых суток до установления равновесия. По истечении этого временного периода увеличение содержания радионуклида в твердой фазе происходит с гораздо меньшей скоростью. Указанные особенности динамики сорбции Со позволяет сделать предположение о

протекании сорбционных процессов, характеризующихся различной интенсивностью. Для проверки сформулированной гипотезы осуществлена ее формализация в рамках математической модели, которая параметризована на основе модельных экспериментальных данных, полученных ранее. Данная модель не претендует на полноту описания поведения ®°Со в природных средах, а рассматривает вполне определенные процессы закрепления (сорбции) ^Со в фунтах.

В состав концептуальной схемы модели (рис. 3) включены три компартмента:

- содержание Со в жидкой фазе;

- количество ^Со, сорбируемого с высокой интенсивностью;

- количество 60Со, сорбируемого с низкой интенсивностью.

Рис. 3. Концептуальная схема модели, описывающая сорбцию wCo

Поведение wCo в системе, представленной на концептуальной схеме, описывается следующими уравнениями:

(D

где qt — содержание юСо в жидкой фазе; g5r и дл - количества *°Со, сорбированного с высокой и низкой интенсивностью, соответственно; kj и ksJ -константы скоростей сорбции; kj и k<J - константы скоростей десорбции.

Сравнение расчетных и экспериментальных данных, описывающих динамику сорбции wCo, выявило хорошее соответствие расчетных и экспериментальных данных, что подтверждает правильность выбора концептуальной схемы модели рис.4). В результате применения модели были получены количественные параметры сорбции для песчаного фунта и донных отложений (определены скорости сорбции) (табл. 27, 28).

Таблица 28, Значения параметров модели, описывающие сорбцию мСо песчаными Фунтами

Значения параметров суГ1 Вода отобранная из скважины Концентрация ЗДТА в растворе мг/л (модельные условия)

0 1 5 10

А*' 60 40 4 0,38 1

tiçf 35 45 67 90 87

*J 0.04 0.4 0.035 0.0045 0,0035

kj 0.01 0,125 0.26 0.95 0.6

Рис 4. Сравнение расчетных и же пери ментальных данных, описывающих динамику сорбции Со (песчаными грунтами при концентрации ЭДТА в растворе 1 мг/л) Таблица 29. Значения параметров модели, описывающие сорбцию ®°Со донными отложениями из воды

Значения параметров суг' Вода отобранная из родника 1 Концентрация ЭДТА в растворе мг/л (модельные условия)

0 1 5 10

к.* 50 85 14.5 3 3

^ 35 4 60 60 95

ка 0.1 0.9 0.03 0.016 0.0034

к ' к» 0.0008 0.095 0.3 0.35 0.5

Выводы

1. Проведение натурных исследований е зоне воздействия утечки жидких радиоактивных отходов из ХЖО-2 Ново-Воронежской АЭС показало, что инцидент привел к загрязнению окружающей среды, включая наземные и водные экосистемы, В результате миграции 60Со с фунтовыми водами произошло загрязнение водоносных горизонтов, а также сформировались локальные участки радиоактивного загрязнения, Основным источником загрязнения является разгрузка зафязненных фунтовых вод. Максимальные концентрации мСо в 2001 г. наблюдалось в фунтовых водах, отобранных из скважин, расположенных возле ХЖО-2 (775 и 2285 Б к/кг). По мере удаления от источника зафязнения активность в воде скважин резко падает (до 0.58 Б к/кг). Различия в содержание радионуклида в фунтовых водах обусловлены геологическими и гидрологическими особенностями участка, определяющими как пути мифации, так и процессы закрепления при прохождении через фунты с высокой сорбционной емкостью.

2. Специфические условия загрязнения фунтовых вод жидкими радиоактивными отходами обусловили поступление радионуклидов в виде солей ЭДТА. Определение содержания ЭДТА в воде наблюдательных скважин выявило высокое содержание комллексона непосредственно под хранилищем жидких радиоактивных отходов (до 37 мг/л). Концентрация ЭДТА в воде скважин и родников достаточна для снижения сорбции радионуклида фунтами и увеличения мифационной подвижности ®°Со, этому способствуют и щелочные условия среды (рН 7.9-8.4).

3. Физико-химическое состояние мСо в ф/нтовых водах оказывает влияние на миграционный процесс. Доля ®°Со, сорбированного на взвеси и связанного с крупными коллоидами, составляла от 6 до 74%. Через год содержание этой формы снизилось во всех скважинах до 1-15%. Доля радионуклида в грунтовой воде, связанного с наноколлоидами, составляла 10.4-32.2% и уменьшилась до 3% на следующий год. Наибольшее содержание 60Со приходится на форму в виде свободного кобальта - от 24 до 73.5%. Максимальное содержание свободного кобальта отмечается в воде родников 23.7-39.0%. По мере удаления от хранилища жидких радиоактивных отходов возрастает доля, связанная с ЭДТА - от 4 до 64%. Непосредственно возле ХЖО-2 в фунтовой воде находится 29.9% Со, связанного с ЭДТА.

4. Ми фация wCo в зоне аэрации и водоносных горизонтах определяются физико-химическими характеристиками грунтов. В верхних споях етСо не определяется, регистрируемые концентрации отмечаются с глубины 8,5 м. Наибольшее содержание радионуклида приходится на слои песчаного грунта (глубина 11-18 м), содержащего прослойки суглинка. С глубиной содержание 60Со снижается: с 29130 Бк/кг (11 м) до 3172 Бк/кг (18 м). В крупнозернистом песке, слои которого представлены на глубине 23.5-24.0, содержится 835 и 673 Бк/кг ^Со, а в наиболее глубоких глинистых слоях - от 734 до 565 Бк/кг, В ггесчаных слоях, радионуклид практически не фиксируется - сумма водорастворимой и обменной форм радионуклида составляет от 45 до 90%. В слое где в песчаной толще встречаются прослойки суглинка, содержание фиксированной формы увеличивается и составляет 35.6%. В споях, сложенных глинами с примесью других фракций, доля фиксированной формы составляет до 67.7%.

5. Изучение вертикального распределения ^Со в донных отпожениях показало, что основное количество радионуклида находится на глубине до 15-25 см - более 45% от общего запаса, ^Со достаточно прочно сорбируется донными отложениями, в кислотно раствор и мой форме находится (от 34 до 63.1%), в фиксированной форме (от 34.9 до 65.4%).

6. Накопление ®°Со травянистой растительностью произрастающей в воде или близко к ней происходит более интенсивно. Максимальный коэффициент накопления (КП) наблюдался для овсяницы (Festuca pratensis) - 0,06. Накопление Со зарегистрировано в деревьях ивы (Salix dasy ciados). Ива может быть использована как индикатор эафяэнения в тех случаях, когда ее корневая система может достигать зафязненных горизонтов.

7. Сорбция ®°Со песчаными фунтами зависят от различных факторов, в том числе от фанулометрического состава грунтов, присутствия в фунтовых водах железа и комплексона ЭДТА. Сорбция ®°Со увеличивается с уменьшением размера песчаных фракций - крупной песчаной фракцией сорбироеапось от 36.4 до 50.9%, средней - от 46.3 до 56.8%; мелкой - от 55 до 66%. Сорбция иСо песчаными фунтами снижается при увеличении концентрации железа в растворе от 0 до 0.5 мг/л — на 4-10%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л поглощение 60Со снижается с 56.3 до 3.4%, а коэффициент распределения - с 2.57 до 0.18, При увеличении концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л доля сорбированного радионуклида снижается до 0,91% и 1.50%, а коэффициенты распределения, соответственно, составляют 0,01 и 0,03

8. Динамика сорбции wCo песчаным фунтом, как при наличии, так и при отсутствии ЭДТА в растворе аналогичны и характеризовались быстрым процессом сорбции радионуклида в первые сутки с последующим замедлением сорбционных процессов. При отсутствии ЭДТА в растворе доля сорбированного wCo уже через час составляла 49%. С увеличением времени взаимодействия твердой и жидкой фаз до 1 сут доля сорбированного ^Со увеличивается до 56.3%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается - до 8.3% (1 час взаимодействия). Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л приводит к

дальнейшему снижению сорбции радионуклида песчаным фунтом до 0.98 и 0.23% соответственно.

9. Установлено, что сорбция мСо из фунтовой воды донными отложениями через 1 час после взаимодействия составляла 43.6%, через сутки - 56.6%, на 30 сут. - 88%. Выделено два периода, в течение которых сорбция протекает с различной скоростью: в течение первых 7 сут процесс сорбции идет наиболее интенсивно - доля сорбированного радионуклида возрастает с 43,6 до 78%, а далее существенно замедляется (доля сорбированного Со увеличилась с 78 до 88%).

10. Установлено, что сорбция ®°Со донными отложениями из раствора при отсутствии ЭДТА через час (в неравновесных условиях) составляет 95%. С увеличением времени взаимодействия до 1 сут. увеличивается - до 97%. При добавлении в раствор ЭДТА а концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается до 21.4% (1 час взаимодействия). Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции "'Со донными отложениями до 10.4% и 3.6% соответствен но.

11. Изучение десорбции ®°Со у фунтов выявило, что радионуклид прочно сорбируется фунтами. Доля Со, которая может быть вытеснена водой из донных отложений, составляет - 0.6%, из песчаного фунта - 4.8%. Степень десорбции в0Со зависит от водного режима. При соотношении Т:Ж=1:2 десорбируется меньше, чем при соотношении 1:5 в среднем в 1.5 раза. При этом процесс десорбции при различных соотношениях твердой и жидкой фаз подчиняется одним и тем же закономерностям.

12. На основе экспериментальных данных, характеризующих динамику сорбции а0Со у песчаных фунтов и донных отложений, осуществлена ее формализация в рамках математической модели. Получены константы скоростей для данных видов фунтов (с использованием воды отобранной из района зафязнения 6С1Со и растворов содержащих различные концентрации ЭДТА). Константа скорости «быстрых» процессов для песчаного фунта составляет - 60 сут \ для донных отложений - 50 сут"1; константа «медленной» сорбции адСо для песчаного фунта (0.04 сут"') в 2.5 раза меньше значения константы, характеризующей сорбцию этого радионуклида донными отложениями (0.1 сут'1). При наличии ЭДТА в растворе константы скоростей для песчаного фунта и донных отложений снижаются: при концентрации 1 мг/л ЭДТА константа скорости «быстрой» сорбции составляет для песчаных грунтов - 4 сут"1, для донных отложений 14.5 сут'1; при увеличении конценфации ЭДТА в растворе до 5 мг/л скорость сорбции снижается у песчаного грунта - до 0.38 сут'1 у донных отложений до 3 сут1. Аналогичные закономерности выявлены для констант скоростей «медленной» сорбции для данных видов фунтов.

Список опубликованных работ

1. Харитонова Е.В., Спиридонов C.B., Щукин А.П., Санжароеа Н.И. Изучение кинетики сорбции и десорбции Со донными отложениями /Друды Регионального конкурса научных проектов в области естественных наук.- Выпуск 6. Калуга, 2004. - С 438-445.

2. Харитонова Е.6., Спиридонов C.B., Санжароеа Н.И, Изучение динамики сорбции ®°Со песчаного фунта. Тезисы докладов III Международной научно-практической конференции «Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы биофилы в окружающей среде» - Семипалатинск, 2004. - С, 148-164.

3. Санжароеа Н.И., Белова Н.В., Харитонова Е.В., Сапожников Ю.А., Калмыков С.Н. Физико-химические формы миграции етСо в почвах и фунтах /Яезисы докладов VIII Российской научной конференции «Радиационная защита и радиационная безопасность в ядерных технологиях». - Обнинск, 2002, - С. 377-379.

4. Жукова Ю.М., Санжароеа Н.И., Спиридонов С.И., Харитонова Е.В., Щукин А.П. Исследование процессов сорбции и десорбции в системе «жидкость - донные отложения», основа для создания технологий защиты окружающей среды //Наукоемкие технологии. - 2005. - №3-4. - С, 90-94.

5. Kharitonova EL Sanzharova N. Coefficient of ^Co of Distribution from Grounds of Different Granular. The 2™ International Conference on Radioactivity in the Environment. 2-6 October 2005 in Nice, France. Proceedings. Ed. by P. Borretzen, T. Jolle. Osteras, Norway. 2005.p. 620-625.

6. Харитонова E.B., Спиридонов С.И. Изучение сорбции wCo у песчаного фунта /Яезисы докладов III • Международной научно-практической конференции «Современные технологии» - Калуга, 2003. - С. 54-59.

7. Харитонова Е.8., Санжаров А.И., Санжарова Н.И. Изучение влияния железа на сорбцию ®°Со песчаными фунтами //Радиация и риск. - 2006. -Том 15., №3-4. - С, 173182.

Макет, компьютерная верстка- Харитонова Е.В. Сдано в набор 14.11.2006 г. Подписано в печать 15.11. 2006 г. Формат -60x84/16. Усл. Печ л. 1,7 Тираж 60 экз. Заказ № 67 Отпечатано во ВНИИСХРАЭ

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Харитонова, Елена Викторовна

Введение.

Глава 1 Состояние проблемы.

1.1. Источники поступления 60Со в окружающую среду.

1.2. Состояние кобальта в жидких радиоактивных отходах.

1.3. Состояние и миграция 60Со в водных и наземных экосистемах.

1.3.1. Состояние и миграция 60Со в природных водах и донных 14 отложениях.

1.3.2. Сорбция и миграция 60Со в грунтах.

1.3.3. Состояние, сорбция и миграция кобальта в почвах.

1.3.4. Поведение 60Со в системе почва- растение.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Изучение миграции 60Co в природных средах"

Развитие атомной промышленности и энергетики приводит к поступлению радионуклидов в окружающую среду, что определяет необходимость изучения их поведения в природных и аграрных экосистемах для объективной оценки опасности радиоактивного загрязнения. Одной из актуальных экологических проблем, влияющих на развитие ядерной энергетики, является проблема радиоактивных отходов. В настоящее время в Российской Федерации накоплено около 0.55 км3 радиоактивных отходов. Значительная часть из них сохраняется на полигонах подземного захоронения жидких радиоактивных отходов. Вследствие высокой активности все радиоактивные отходы должны находится под надежной физической, биологической и экологической защитой. Далеко не всегда эти требования выполнялись. К загрязнению окружающей среды приводят нештатные ситуации, связанные с разгерметизацией емкостей в результате коррозионных процессов, переполнением емкостей и т.п. Подобные инциденты возникали на объектах атомной энергетики в США, Канаде и других странах. В России при эксплуатации хранилищ жидких радиоактивных отходов (ХЖО) Ново-Воронежской АЭС зарегистрировано 2 инцидента - в 70-е годы на ХЖО-1 и в 1985 г. на ХЖО-2

В состав жидких радиоактивных отходов входят продукты деления и коррозии, среди которых одним из основных является 60Со. Кобальт - химический элемент VIII группы периодической системы Менделеева, периодический номер 27, относительная атомная масса 58,93. Он относится к элементам переменной валентности, соединения которых гидролизуются и склонны к образованию комплексных соединений с органическими и неорганическими веществами. Образует соединения чаще всего в степени окисления +2, реже в степени +3, очень редко в степенях окисления +1; +4; +5. Радиологически значимым радионуклидом является 60Со с периодом полураспада 5,27 года, максимальной энергия р-излучения 1,33 МэВ, у-излучения 1,55 МэВ.

Миграция б0Со в окружающей среде определяется многими факторами, основными из которых являются: химический состав жидких радиоактивных отходов, физико-химическое состояние радионуклида в отходах и загрязненных подземных водах, геологические и гидрологические условия территории размещения хранилища радиоактивных отходов, а также сорбционная способность грунтов, слагающих зону аэрации и водоносный горизонт. Прогнозирование поведения б0Со и оценка реальной опасности его поступления в окружающую среду в результате инцидентов при хранении жидких радиоактивных отходов должны базироваться на количественных параметрах, учитывающих как физико-химическое состояние радионуклида, так и особенности среды миграции. В связи с этим исследование процессов миграции 60Со и факторов, их определяющих, является одной из актуальных задач радиоэкологии, направленных на решение проблемы радиационной безопасности. Цель исследования.

Изучение миграции 60Со в природных средах (грунтовые и речные воды, грунты, почвы, донные отложения, водные и наземные растения) и выявление факторов, определяющих его подвижность, оценка количественных параметров миграции радионуклида.

Задачи исследования.

- оценка физико-химического состояния 60Со в грунтовых водах, грунтах, донных отложениях

- изучение факторов, влияющих на миграцию 60Со в природных средах

- изучение и оценка накопления 60Со в наземной и водной растительности

- изучение сорбции и динамики сорбции 60Со песчаными грунтами и донными отложениями

- разработка математической модели процесса сорбции 60Со.

Научная новизна работы.

Впервые проведено комплексное исследование миграции 60Со в природной среде. Изучена миграция 60Со с грунтовыми водами. Определены количественные параметры миграции (содержание и физико-химические формы нахождения 60Со в грунтовых водах; содержание и физико-химические формы нахождения 60Со в различных видах грунтов, слагающих зону аэрации; распределение и физико-химические формы нахождения 60Со в донных отложениях). На основе лабораторных модельных экспериментов получены количественные параметры динамики сорбции 60Со для донных отложений и песчаных грунтов (коэффициент распределения и доля сорбированого радионуклида). Оценено влияние на сорбцию б0Со гранулометрического состава грунтов, содержания элементов-аналогов, присутствия ЭДТА и природных органических соединений, кислотности среды. Предложена математическая модель, описывающая процессы сорбции 60Со для донных отложений и песчаных грунтов, осуществлена ее формализация. На основе модели посчитаны константы скорости сорбции для данных видов грунтов. Теоретическая и практическая значимость работы.

Теоретическую значимость представляют выявленные закономерности динамики сорбции 60Со песчаными грунтами и донными отложениями с учетом влияния различных факторов.

Практическую ценность имеют полученные количественные параметры миграции 60Со в природных средах, которые могут быть использованы при прогнозировании различных радиологических ситуаций, в том числе возникающих в результате аварийных утечек радионуклидов из ХЖО.

Положения, выносимые на защиту:

1. Состояние и физико-химические формы 60Со в грунтовых водах в зоне аварийной утечки радиактивных отходов на Ново-Воронежской АЭС.

2. Физико-химические формы нахождения и вертикальное распределение 60Со в грунтах, слагающих зону аэрации и водоносный горизонт, а также в донных отложениях сбросного канала Ново-Воронежской АЭС.

3. Особенности формирования участков локального загрязнения в местах разгрузки грунтовых водах.

4. Параметры накопления 60Со в древесной и травянистой растительности.

5. Параметры сорбции и фиксации 60Со в песчаных грунтах и донных отложениях.

6. Математическая модель, описывающая процессы сорбции 60Со, и определенные с использованием модели скорости сорбции радионуклида различными видами грунта.

Апробация работы н публикации.

Основные положения и результаты исследования докладывались и обсуждались на: III Международной научно-практической конференции «Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы биофилы в окружающей среде», г. Семипалатинск, 2004, VIII Российской научной конференции «Радиационная защита и радиационная безопасность в ядерных технологиях», Обнинск, 2002; Х-Международной научной конференции студентов, аспирантов и молодых ученных «Ломоносов», МГУ, Москва, 2003, III Съезд радиационных достижений (радиобиология и радиоэкология), Киев, 2003; Труды Регионального конкурса научных проектов в области естественных наук Калуга, 2004; Вторая международная конференция «Радиоактивное загрязнение в окружающей среде» Ницца, Франция, 2005. Публикации. По материалам диссертации опубликовано 7 работ. Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 132 страницах текста, включает введение, 6 глав, заключение, выводы, приложения. Работа содержит 69 таблиц, 25 рисунков и список публикаций из 125 наименований.

Заключение Диссертация по теме "Радиобиология", Харитонова, Елена Викторовна

101 Выводы

1. Проведение натурных исследований в зоне воздействия утечки жидких радиоактивных отходов из ХЖО-2 Ново-Воронежской АЭС показало, что инцидент привел к загрязнению окружающей среды, включая наземные и водные экосистемы. В результате миграции 60Со с грунтовыми водами произошло загрязнение водоносных горизонтов, а также сформировались локальные участки радиоактивного загрязнения. Основным источником загрязнения является разгрузка загрязненных грунтовых вод. Максимальные концентрации 60Со в 2001 г. наблюдалось в грунтовых водах, отобранных из скважин, расположенных возле ХЖО-2 (775 и 2285 Бк/кг). По мере удаления от источника загрязнения активность в воде скважин резко падает (до 0.58 Бк/кг). Различия в содержание радионуклида в грунтовых водах обусловлены геологическими и гидрологическими особенностями участка, определяющими как пути миграции, так и процессы закрепления 60Со при прохождении через грунты с высокой сорбционной емкостью.

2. Специфические условия загрязнения грунтовых вод жидкими радиоактивными отходами обусловили поступление радионуклидов в виде солей ЭДТА. Определение содержания ЭДТА в воде наблюдательных скважин выявило высокое содержание комплексона непосредственно под хранилищем жидких радиоактивных отходов (до 37 мг/л). Концентрация ЭДТА в воде скважин и родников достаточна для снижения сорбции радионуклида грунтами и увеличения миграционной подвижности 60Со, этому способствуют и щелочные условия среды (pH 7.9-8.4).

3. Физико-химическое состояние 60Со в грунтовых водах оказывает влияние на миграционный процесс. Доля 60Со, сорбированного на взвеси и связанного с крупными коллоидами, составляла от 6 до 74%. Через год содержание этой формы снизилось во всех скважинах до 1-15%. Доля радионуклида в грунтовой воде, связанного с наноколлоидами, составляла 10.4-32.2% и уменьшилась до 3% на следующий год. Наибольшее содержание 60Со приходится на форму в виде свободного кобальта - от 24 до 73.5%. Максимальное содержание свободного кобальта отмечается в воде родников 23.7-39.0%. По мере удаления от хранилища жидких радиоактивных отходов возрастает доля, связанная с ЭДТА - от 4 до 64%. Непосредственно возле ХЖО-2 в грунтовой воде находится 29.9% 60Со, связанного с ЭДТА.

4. Миграция 60Со в зоне аэрации и водоносных горизонтах определяются физико-химическими характеристиками грунтов. В верхних слоях 60Со не определяется, регистрируемые концентрации отмечаются с глубины 8.5 м. Наибольшее содержание радионуклида приходится на слои песчаного грунта (глубина 11-18 м), содержащего прослойки суглинка. С глубиной содержание 60Со снижается: с 29130 Бк/кг (11 м) до 3172 Бк/кг (18 м). В крупнозернистом песке, слои которого представлены на глубине 23.5-24.0, содержится 835 и 673 Бк/кг 60Со, а в наиболее глубоких глинистых слоях - от 734 до 565 Бк/кг. В песчаных слоях, радионуклид практически не фиксируется - сумма водорастворимой и обменной форм радионуклида составляет от 45 до 90%. В слое где в песчаной толще встречаются прослойки суглинка, содержание фиксированной формы увеличивается и составляет 35.6%. В слоях, сложенных глинами с примесью других фракций, доля фиксированной формы составляет до 67.7%.

5. Изучение вертикального распределения 60Со в донных отложениях показало, что основное количество радионуклида находится на глубине до 15-25 см - более 45% от общего запаса. 60Со достаточно прочно сорбируется донными отложениями, в кислотнорастворимой форме находится (от 34 до 63.1%), в фиксированной форме (от 34.9 до 65.4%).

6. Накопление 60Со травянистой растительностью произрастающей в воде или близко к ней происходит более интенсивно. Максимальный коэффициент накопления (КП) у овсяницы (Festuca pratensis)-0.06. Накопление 60Со зарегистрировано в деревьях ивы (Salix dasyclados). Ива может быть использована как индикатор загрязнения в тех случаях, когда ее корневая система может достигать загрязненных горизонтов.

7. Сорбция 60Со песчаными грунтами зависит от различных факторов, в том числе от гранулометрического состава грунтов, присутствия в грунтовых водах железа и комплексона ЭДТА. Сорбция 60Со увеличивается с уменьшением размера песчаных фракций - крупной песчаной фракцией сорбировалось от 36.4 до 50.9%, средней - от 46.3 до 56.8%; мелкой - от 55 до 66%. Сорбция 60Со песчаными грунтами снижается при увеличении концентрации железа в растворе от 0 до 0.5 мг/л - на 4-10%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л поглощение 60Со снижается с 56.3 до 8.4%, а коэффициент распределения - с 2.57 до 0.18. При увеличении концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л доля сорбированного радионуклида снижается до 0.91% и 1.50%, а коэффициенты распределения, соответственно, составляют 0,01 и 0,03

8. Динамика сорбции 60Со песчаным грунтом, как при наличии, так и при отсутствии ЭДТА в растворе аналогично и характеризовались быстрым процессом сорбции радионуклида в первые сутки с последующим замедлением сорбционных процессов. При отсутствии ЭДТА в растворе доля сорбированного 60Со уже через час составляла 49%. С увеличением времени взаимодействия твердой и жидкой фаз до 1 сут доля сорбированного 60Со увеличивается до 56.3%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается - до 8.3% (1 час взаимодействия). Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции радионуклида песчаным грунтом до 0.98 и 0.23% соответственно.

9. Установлено, что сорбция 60Со из грунтовой воды донными отложениями через 1 час после взаимодействия составляла 43.6%, через сутки - 56.6%, на 30 сут. - 88%. Выделено два периода, в течение которых сорбция протекает с различной скоростью: в течение первых 7 сут процесс сорбции идет наиболее интенсивно - доля сорбированного радионуклида возрастает с 43.6 до 78%, а далее существенно замедляется (доля сорбированного 60Со увеличилась с 78 до 88%).

10. Установлено, что сорбция 60Со донными отложениями из раствора при отсутствии ЭДТА через час (в неравновесных условиях) составляет 95%. С увеличением времени взаимодействия до 1 сут. увеличивается - до 97%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается до 21.4% (1 час взаимодействия). Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции 60Со донными отложениями до 10.4% и 3.6% соответственно.

11. Изучение десорбции 60Со у грунтов выявило, что радионуклид прочно сорбируется грунтами. Доля 60Со, которая может быть вытеснена водой из донных отложений, составляет - 0.6%, из песчаного грунта - 4.8%. Степень десорбции 60Со зависит от водного режима, при соотношении Т:Ж=1:2 десорбируется меньше, чем при соотношении 1:5. При этом процесс десорбции при различных соотношениях твердой и жидкой фаз подчиняется одним и тем же закономерностям.

12. На основе экспериментальных данных, характеризующих динамику сорбции 60Со у песчаных грунтов и донных отложений, осуществлена ее формализация в рамках математической модели. Получены константы скоростей для данных видов грунтов (с использованием воды отобранной из района загрязнения 60Со и растворов содержащих различные концентрации ЭДТА). Константы скоростей «быстрых» процессов, протекающих в системе вода-песчаный грунт, близки по своим значениям аналогичным константам для системы вода-донные отложения (60 и 50 сут*1), константы «медленной» сорбции 60Со песчаным грунтом (0.04 сут"1) в 2.5 раза меньше значения константы, характеризующей сорбцию этого радионуклида донными отложениями (0.1 сут'1). При наличии ЭДТА в растворе константы скоростей для песчаного грунта и донных отложений снижаются: 1 мг/л ЭДТА «быстрая» сорбция составляет для песчаных грунтов - 4 сут*1, для донных отложений 14.5 сут"1; при увеличении концентрации ЭДТА в растворе до 5 мг/л скорость сорбции снижается у песчаного грунта - до 0.38 сут'1 у донных отложений до 3 сут*1. Аналогичные закономерности выявлены для «медленной» сорбции для данных видов грунтов.

Заключение

Развитие атомной промышленности и энергетики приводит к поступлению радионуклидов в окружающую среду, что определяет необходимость изучения их поведения в природных и аграрных экосистемах для объективной оценки опасности радиоактивного загрязнения. Одной из актуальных экологических проблем, влияющих на развитие ядерной энергетики, является проблема радиоактивных отходов. Значительная часть из них сохраняется на полигонах подземного захоронения жидких радиоактивных отходов.

К загрязнению окружающей среды приводят нештатные ситуации, связанные с разгерметизацией емкостей в результате коррозионных процессов, переполнением емкостей и т.п. В состав жидких радиоактивных отходов входят продукты деления и коррозии, среди которых одним из основных является 60Со.

Миграция 60Со в окружающей среде определяется многими факторами, основными из которых являются: химический состав жидких радиоактивных отходов, физико-химическое состояние радионуклида в отходах и загрязненных подземных водах, геологические и гидрологические условия территории размещения хранилища радиоактивных отходов, а также сорбционная способность грунтов, слагающих зону аэрации и водоносный горизонт. Прогнозирование поведения 60Со и оценка реальной опасности его поступления в окружающую среду в результате инцидентов при хранении жидких радиоактивных отходов должны базироваться на количественных параметрах, учитывающих как физико-химическое состояние радионуклида, так и особенности среды миграции. В связи с этим было проведено исследование процессов миграции 60Со и факторов, их определяющих.

Миграция 60Со в грунтовых и поверхностных водах, донных отложениях, грунтах почвах подчиняется сложным закономерностям, так как природные объекты являются многокомпонентными системами, которые характеризуются разнообразием условий окисления-восстановления, различной кислотностью, емкостью и составом поглотительного комплекса, что приводит к образованию различных физико-химических форм нахождения радионуклида, формы нахождения определяют миграцию 60Со в окружающей среде. Количественное соотношение форм изменяется в зависимости от условий среды.

Проведение натурных исследований в зоне воздействия утечки жидких радиоактивных отходов из ХЖО-2 (Ново-Воронежской АЭС) показало, что инцидент привел к загрязнению окружающей среды, включая наземные и водные экосистемы. В результате миграции 60Со с грунтовыми водами произошло загрязнение водоносных горизонтов, а также сформировались локальные участки радиоактивного загрязнения. Основным источником загрязнения является разгрузка загрязненных грунтовых вод. Максимальные концентрации 60Со в 2001 г. наблюдалось в грунтовых водах, отобранных из скважин, расположенных возле ХЖО-2 (775 и 2285 Бк/кг). По мере удаления от источника загрязнения активность в воде скважин резко падает (до 0.58 Бк/кг). Различия в содержание радионуклида в грунтовых водах обусловлены геологическими и гидрологическими особенностями участка, определяющими как пути миграции, так и процессы закрепления 60Со при прохождении через грунты с высокой сорбционной емкостью.

Специфические условия загрязнения грунтовых вод жидкими радиоактивными отходами обусловили поступление радионуклидов в виде солей ЭДТА. Определение содержания ЭДТА в воде наблюдательных скважин выявило высокое содержание комплексона непосредственно под хранилищем жидких радиоактивных отходов (до 37 мг/л). Концентрация ЭДТА в воде скважин и родников достаточна для снижения сорбции радионуклида грунтами и увеличения миграционной подвижности 60Со, этому способствуют и щелочные условия среды (рН 7.9-8.4).

Физико-химическое состояние 60Со в грунтовых водах оказывает влияние на миграционный процесс. Доля 60Со, сорбированного на взвеси и связанного с крупными коллоидами, составляла от 6 до 74%. Через год содержание этой формы снизилось во всех скважинах до 1-15%. Доля радионуклида в грунтовой воде, связанного с наноколлоидами, составляла 10.4-32.2% и уменьшилась до 3% на следующий год. Наибольшее содержание 60Со приходится на форму в виде свободного кобальта - от 24 до 73.5%. Максимальное содержание свободного кобальта отмечается в воде родников 23.7-39.0%. По мере удаления от хранилища жидких радиоактивных отходов возрастает доля, связанная с ЭДТА - от 4 до 64%. Непосредственно возле ХЖО-2 в грунтовой воде находится 29.9% 60Со, связанного с ЭДТА.

Миграция 60Со в зоне аэрации и водоносных горизонтах определяются физико-химическими характеристиками грунтов. Наибольшее содержание радионуклида приходится на слои песчаного грунта (глубина 11-18 м), содержащего прослойки суглинка. С глубиной содержание 60Со снижается.

В песчаных слоях, радионуклид практически не фиксируется - сумма водорастворимой и обменной форм радионуклида составляет от 45 до 90%. В слое где в песчаной толще встречаются прослойки суглинка, содержание фиксированной формы увеличивается и составляет 35.6%. В слоях, сложенных глинами с примесью других фракций, доля фиксированной формы составляет до 67.7%.

Изучение вертикального распределения 60Со в донных отложениях показало, что основное количество радионуклида находится на глубине до 15-25 см - более 45% от общего запаса. Возможный вынос радионуклида может быть в виде взвеси тонкодисперсной фракции донных отложений с током воды или при поглощении гидробионтами. 60Со достаточно прочно сорбируется донными отложениями, в кислотнорастворимой форме находится (от 34 до 63.1%), в фиксированной форме (от 34.9 до 65.4%).

Вертикальное распределение 60Со по профилю разрезов насыпного грунта по берегам сбросного канала, выявило неоднородность в загрязнении обусловленная, гидрологическими и геологическими характеристиками данного участка. Следует отметить, что максимальная удельная активность 60Со наблюдается в слоях разрезов в местах разгрузки грунтовых вод, а минимальные в верхних разрезах. Четких закономерностей в накопление радионуклида в разных слоях разрезов выявлено не было.

Накопление 60Со травянистой растительностью произрастающей в воде или близко к ней происходит более интенсивно. Максимальный коэффициент накопления (КП) у овсяницы (Festuca pratensis) - 0.06. Накопление 60Со зарегистрировано в деревьях ивы (Salix dasyclados). Ива может быть использована как индикатор загрязнения в тех случаях, когда ее корневая система может достигать загрязненных горизонтов.

Одними из важнейших параметров при оценке миграции 60Со в природной среде являются скорости сорбции и десорбции радионуклида. При оценке закономерностей миграции 60Со одним из ключевых вопросов является количественное определение параметров сорбции.

Зона аэрации под хранилищем жидких радиоактивных отходов и водоносные горизонты преимущественно состоят из песчаных грунтов различного гранулометрического состава. Этот факт обуславливает необходимость изучения сорбционной или поглотительной способности данных грунтов.

На сорбцию 60Со оказывают влияние многие факторы окружающей среды. Сорбция б0Со песчаными грунтами зависят от различных факторов, в том числе от гранулометрического состава грунтов, присутствия в грунтовых водах железа и комплексона ЭДТА. Сорбция 60Со увеличивается с уменьшением размера песчаных фракций - крупной песчаной фракцией сорбируется от 36.4 до 50.9%, средней - от 46.3 до 56.8%; мелкой - от 55 до 66%. Сорбция 60Со песчаными грунтами снижается при увеличении концентрации железа в растворе от 0 до 0.5 мг/л - на 4-10%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л поглощение 60Со снижается с 56.3 до 8.4%. При увеличении концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л доля сорбированного радионуклида снижается до 0.91% и 1.50

В процессе разложения растительного опада продуцируются разнообразные водно-растворимые соединения, которые, поступив в природные воды и почвенные растворы, способны переводить химические элементы из твердой фазы в раствор и увеличивать тем самым миграцию 60Со.

В результате изучения влияния водо-растворимых продуктов разложения свежеопавших листьев двух видов растений (березы и сосны) на сорбционную способность песчаного грунта было выявлено, что присутствие этих продуктов в растворе, более чем в 2 раза уменьшает поглотительную способность песчаным грунтом по сравнению с контролем. Растительный экстракт березы снизил поглощение радионуклида до 21%, а сосны до 17%, коэффициенты распределения составили 0.56 и 0.40. Одним из многочисленных механизмов мобилизующего действия таких веществ может быть образование простых и комплексных солей или внутренних комплексных соединений, увеличение миграции радионуклида под влиянием растительных экстрактов может быть связано с содержанием в них минерального компонента, органического вещества способного переводить, отдельные химические элементы в растворимые соединения.

Динамика сорбции 60Со песчаным грунтом, как при наличии, так и при отсутствии ЭДТА в растворе аналогичны и характеризуются быстрым процессом сорбции радионуклида в первые сутки с последующим замедлением сорбционных процессов. При отсутствии ЭДТА в растворе доля сорбированного 60Со через час составляла 49%. С увеличением времени взаимодействия твердой и жидкой фаз до 1 сут доля сорбированного 60Со увеличивается до 56.3%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается - до 8.3% (1 час взаимодействия). Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции радионуклида песчаным грунтом до 0.98 и 0.23% соответственно.

Водные экосистемы являются главным звеном миграции радионуклида, что обуславливает необходимость исследования процессов, определяющих подвижность в них радионуклида. Темпы миграции в водных экосистемах в значительной степени определяются донными отложениями. Обладая большой сорбционной массой и емкостью поглощения, они осаждают на себе основную часть попадающего в водоем радионуклида, являясь для него, природным барьером.

Состояние кобальта в донных отложениях, переход из одной физико-химической формы в другую определяется окислительно-восстановительными условиями среды, емкостью и составом поглотительного комплекса.

Сорбция 60Со из грунтовой воды донными отложениями через 1 час после взаимодействия составляла 43.6%, через сутки - 56.6%, на 30 сут. - 88%. Выделено два периода, в течение которых сорбция протекает с различной скоростью: в течение первых 7 сут процесс сорбции идет наиболее интенсивно - доля сорбированного радионуклида возрастает с 43.6 до 78%, а далее существенно замедляется (доля сорбированного 60Со увеличилась с 78 до 88%).

Сорбция 60Со донными отложениями из раствора при отсутствии ЭДТА через час (в неравновесных условиях) составляет 95%. С увеличением времени взаимодействия до 1 сут. увеличивается - до 97%. При добавлении в раствор ЭДТА в концентрации 1 мг/л сорбция радионуклида резко снижается до 21.4% (1 час взаимодействия). Увеличение концентрации ЭДТА в растворе до 5-10 мг/л приводит к дальнейшему снижению сорбции 60Со донными отложениями до 10.4% и 3.6% соответственно.

Изучение десорбции 60Со у грунтов выявило, что радионуклид прочно сорбируется грунтами. Доля 60Со, которая может быть вытеснена водой из донных отложений, составляет - 0.6%, из песчаного грунта - 4.8%. Степень десорбции 60Со зависит от водного режима, при соотношении Т:Ж=1:2 десорбируется меньше, чем при соотношении 1:5. При этом процесс десорбции при различных соотношениях твердой и жидкой фаз подчиняется одним и тем же закономерностям.

На основе экспериментальных данных, характеризующих динамику сорбции 60Со у песчаных грунтов и донных отложений, осуществлена ее формализация в рамках математической модели. Получены константы скоростей для данных видов грунтов (с использованием воды отобранной из района загрязнения 60Со и растворов содержащих различные концентрации ЭДТА). Константы скоростей «быстрых» процессов, протекающих в системе вода-песчаный грунт, близки по своим значениям аналогичным константам для системы вода-донные отложения (60 и 50 сут"1), константы «медленной» сорбции 60Со песчаным грунтом (0.04 сут*1) в 2.5 раза меньше значения константы, характеризующей сорбцию этого радионуклида донными отложениями (0.1 сут*1). При наличии ЭДТА в растворе константы скоростей для песчаного грунта и донных отложений снижаются: 1 мг/л ЭДТА «быстрая» сорбция составляет для песчаных грунтов - 4 сут"1, для донных отложений 14.5 сут"1; при увеличении концентрации ЭДТА в растворе до 5 мг/л скорость сорбции снижается у песчаного грунта - до 0.38 сут*1 у донных отложений до 3 сут"1. Аналогичные закономерности выявлены для «медленной» сорбции для данных видов грунтов.

Полученные количественные параметры миграции 60Со в природных средах могут быть использованы при прогнозировании различных радиологических ситуаций, в том числе возникающих в результате аварийных утечек радионуклидов из ХЖО.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Харитонова, Елена Викторовна, Обнинск

1. Андреев С.Н., Халдин В.Г. Всесоюзное совещание по химии комплексных соединений кобальта и никеля. Материалы. Кишинев, 1960, с. 16-18.

2. Александрова JI. И., Фомин 10. И. О механизмах взаимодействия глинистых минералов с гуминовыми кислотами и продуктами разложения растительных остатков //Труды ЛСХИ, 1972, т. 165, вып. 2, 67 с.

3. Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. М.: Наука, 1987, с 87-95.

4. Антипов-Каратаев И. Н., Цюрупа И. Г. О формах и условиях миграции веществ в почвенном профиле //Почвоведение. 1961, № 8.

5. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв. М.: МГУ, 1970,487 с.

6. Бабаев Н.С., Демин В.Ф., Ильин Л.А. и др. Ядерная энергетика. Человек и окружающая среда. М.: Энергоиздат, 1984, 168 с.

7. Белоусов Е.В. и др.//Журнал неорганической химии. 1972, т. 17, №2.- с. 3265.

8. Бердников А.И., Орешко В.Ф. Влияние pH на сорбцию 60Со торфом.//Радиохимия, 1963, т. 5, №. 3.

9. Бердников А. И., Орешко В. Ф. Влияние стабильного кобальта на сорбцию 60Со торфом // Радиохимия. 1965, т. 7, №.4.

10. Болицай A.C. и др. Отчет ГНЦ ИБФ. Исследование влияния хранилища жидких радиоактивных отходов на состав подземных вод в районе промплощадки НовоВоронежской АЭС, 1975 г

11. Веригина К. В. К вопросу о подвижности и накоплении железа при почвообразовании // Тр. Почвенного института им. Докучаева. 1950, т. 34.

12. Возбуцкая О. Е. Химия почвы. М.: Высшая школа, 1968,427 с.

13. Водовозова И. Г. О роли органического вещества почвы в миграции радиоизотопов. //Материалы Всес. симп. «Теоретические и практические аспекты действия малых доз ионизирующих излучений», Сыктывкар, 1974, с. 23-25.

14. Водовозова И. Г., Зайдман С. Я., Антропова 3. Г. О взаимодействии радиоактивных изотопов с органическим веществом почвы. М.:, 1972.

15. Волкова М.Я., Махонина Г.И., Титлянова H.A. //Почвоведение, 1964, №3, 52 с.

16. Воробьева Л.А. Теория и методы химического анализа почв. М.: МГУ, 1995,134 с.

17. Григорьева В.В., Цимблер С.М. //Украинский химический журнал, 1971, т. 37, №11, с. 1159-1168.

18. Добрицкая Ю.И. и др. «Микроэлементы в некоторых почвах СССР», М.: «Исдки», 1964, 85 с.

19. Дроздова Т. В. Значение гуминовых кислот в концентрации редких элементов в почвах //Почвоведение. 1968, № 10, 1968, с. 60.

20. Дроздова Т. В. Роль гуминовых кислот в геохимии почв //Почвоведение, 1963, № 8, с. 1922. Егоров Ю.А. Основы радиационной безопасности атомных электростанций. М.: Энергоиздат, 1982,272 с.

21. Зонн C.B. Железо в почвах. М.: Наука, 1982,207 с.

22. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва- растение. Н.: Наука, 1991, 560 с.

23. Ионизирующее излучение: источники и биологические эффекты // Доклад НКДАР. -Нью-Йорк, 1982, т. 1, с. 527-691.

24. Кабата-Пендиас А. Пендиас X. Микроэлементы в почвах и в растениях. М.: Мир, 1989, 439 с.

25. Керейчук A.C., Чуриктова И.М.// Журнал неорганической химии. №2, т. 17, 1972, с. 47-5

26. Кесслер Г. Ядерная энергетика. М.: Энергоатомиздат, 1986, с. 7-18.

27. Клечковский В. М., Соколова JI. Н., Целищева Г. Н. Сорбция микроколичеств стронция и цезия почвами // Труды Второй Международной конференции по мирному использованию атомной энергии, 1958, Женева, Вена, т. 18.

28. Ковда В. А. Биогеохимия почвенного покрова. М.: Наука, 1985,363 с.

29. Кокотов Ю. А., Попова Р. Ф., Урбашок А. П. Сорбция долгоживущих продуктов деления почвами и глинными минералами // Радиохимия, 1961, т. 3, вып. №2.

30. Коноплев A.B., Борзилов В.А., Вотрченко Е.П. и др. Распределение радионуклидов, выпавших в результате аварии на Чернобыльской атомной электростанции, в системе почва-вода. // Метеорология и гидрология, № 12,1998. С. 63-74

31. Крышев И.И., Сазыкина Т.Г. Математическое моделирование миграции радионуклидов в водных экосистемах. М.: Энергоатомиздат, 1986. С. 152.

32. Кудрин С. А. Средний состав водно-растворимых соединений в некоторых почвах Европейской части СССР // Почвоведение, 1966, № 5.

33. Куликов Н.В., Чеботина М.Я. Радиоэкология пресноводных биосистем. Свердловск, 1988, 125 с.

34. Куликов И.В. Молчанова И.В. Караваева E.H. Радиэкология почвенно-растителыюго покрова. С.: Уральский рабочий, 1990,173 с.

35. Манская С. М., Дроздова Т. В. Геохимия органического вещества. М.: Наука, 1964.

36. Манская С.М., Дроздова Т.В. Значение природных органических соединений в концентрировании и миграции микроэлементов.//Сб. Применение микроэлементов в сельском хозяйстве и медицине, Рига, 1959.

37. Маргулис У.Я. Атомная энергия и радиционная безопастность. М.: Энергоиздат, 1988, 223 с.

38. Маргулене Д.П., Мотшонене Э.Б. Швобене Р.Я. Влияние теплового и химического факторов среды на поведение радионуклидов в водоеме-охладителе АЭС. III Всес. радиобиол. съезд, Москва, Пущино, 1989, т. 2, 479 с.

39. Мигаль П.К., Сычев А.Я.//Журнал неорганической химии, 1958,т. 3,№3, с. 314-324

40. Молчанова И. В., Куликов Н. В. Радиоактивные изотопы в системе почва-растение. М.: Атомиздат, 1972,67 с.

41. Молчанова И. В., Титлянова А. А. К вопросу о поведении микроколичеств иттрия и церия в почве // Радиохимия, 1965, т. 7, вып., №6.

42. Несмеянов А.Н. и др. //Радиохимия, 1983, №1, с. 127-139.

43. Новиков Ю.В., К. О. Ласточкина, З.Н. Методы исследования качества воды водоемов. М.: «Медицина», 1990,400 с.

44. Орлов Д. С. Химия почв. М.: Изд-во МГУ, 1985. - 248 с.

45. Орлова Е.И. и др. Сб. «Радиационная безопасность и защита АЭС». Атомиздат, 1984, -С. 114.

46. Орлова Е.И. и др. Гигиена и санитария, 1973, № 12.- С. 65.

47. Павлоцкая Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. М.: Атомиздат, 1974. С. 215.

48. Пашнева Г. Е., Славина Г. П., Серебренников В. В. О взаимосвязи между содержанием железа и некоторых микроэлементов в почвах // Тр. Томск, ун-та. 1968. Вып. 192.

49. Пономарева В. В. Теория подзолообразовательного процесса, М.: Наука, 1964.

50. Порозова О. А Зависимость лучевого поражения семян сосны обыкновенной от условий пострадиационного хранения. //Действие ионизирующих излучений на растения. Свердловск, 1985.

51. Пятницкий И.В. Анатомическая химия кобальта. М.: «Наука», 1965.179 с.

52. Радиологическое влияние ядерного топливного цикла // Научный комитет ООН по действию атомной радиации. Тридцать третья сессия НКДАР ООН, 1984, с. 91.

53. Радиационная защита на атомных электростанциях. М.: Атомиздат, 1978,264 с.

54. Рерих В. И., Зырин Н. Г., Тихомиров Ф. А. О формах кобальта в почвах // Вести. МГУ. 1975, №3.

55. Скрыпникова И. Н. Почвенные растворы и их роль в почвообразовании. Современные почвенные процессы в лесной зоне Европейской части СССР, М.: Наука, 1959.

56. Старик И. Е. Основы радиохимии. Л,: Изд-во АН СССР, 1960.

57. И.В., Чеботина М.Я. Поведение радиоактивных изотопов в системе почва-раствор. Радиоактивность почв и методы ее определения. М.: Наука, 1966.- С. 46-80

58. Тимофеев-Ресовский Н.В. Титлянова Н.А. Тимофеева-Ресовская Г.И., Махонина Г.И., И.В. Молчанова М.Я. Чеботина. Радиоактивность почв и методы ее определения. М.: Изд «Наука», 1966.

59. Тимофеева Ресовская Е. А. Распределение радиоизотопов по основным компонентам пресноводных водоемов. С.: УФАН СССР, 1963.

60. Тимофеева-Ресовская Е.А. Распределение радиоизотопов по основным компонентам пресноводных водоемов. //Труды Ин-та экологии растений и животных уральского филиала АН СССР, Свердловск, 1963, 77 с.

61. Тифлянова А. А., Тимофеева Н. А. Сорбция радиоактивных изотопов почвой // Тр. Ин-та биологии УФАН СССР, Свердловск, 1962. Вып. 22.

62. Титлянова А. А., Тюрюканов А. Н., Махонина Г. И. О десорбирующем действии природных экстрактов // ДАН СССР, 1959, т. 126, № 6.

63. Тищенко В.А., Савченко В.А., Былкин Г.А. Радиационные выбросы ядерных реакторов 1975-1979 гг. //Атомная техника за рубежом ,1983, №10, с. 18.

64. Фролов В.А. и др.// Журнал неорганическая химия, 1973, т. 18, №5, 1244 с.

65. Фролов Ю.Г. Курс коллоидной химии. Поверхностные явления и дисперсные системы. М.: Химия, 1982,400 с.

66. Цимбер М.Е. //Журнал общей химии, 1954, т. 24, вып. 7. с. 1175-1178.

67. Цитович И.К. Всесоюзное совещание по химии комплексных соединений кобальта и никеля.//Материалы конференции, Кишинев. 1960, с.70-71.

68. Чеботина М.Я. //В сб.: Поведение радиоизотопов в модельных системах наземных и пресноводных биогеоценозов, Свердловск, 1968, вып., с. 12-19.

69. Чеботина М.Я. Влияние водных экстрактов из растительного материала на подвижность радиоизотопов в почве: Автореф. дис. канд. биол. наук. Свердловск, 1968.

70. Чеботина М.Я., Куликов Н. В. Влияние водно-растворимых продуктов разложения травянистых растений на поглощение радиоизотопов в почве // Экология, 1973, № 1.

71. Чеботина МЛ., Титлянова А. А. К вопросу о поведении кобальта в почве //Тр. Ин-та биологии УФАН СССР, Свердловск, т. 7, вып. 45,1965.

72. Чувелева Э. А., Назаров П. П., Чмутов К. В. Изучение ионообменной сорбции радиоэлементов почвами. IV. К вопросу о комплексообразовании некоторых ионов металлов с гуминовой кислотой // Журнал физическая химия, т. 36, вып. 4,1962.

73. Чухров Ф. Р. Коллоиды в земной коре. М.: АН СССР, 1955.

74. Шагалова Э. Д. Специфика сорбции цезия дерново-подзолистыми почвами и торфом из растворов разной концентрации // Почвы БССР и пути повышения их плодородия. Минск, 1977.

75. Шевченко В. А. Радиационная генетика одноклеточных водорослей. М.: Наука, 1979.

76. Юдинцева и др.// Агрохимия, 1984, № 5, с. 82-87.

77. Юнг П.С. Геохимия редких элементов. М.: ИЛ, 1959, 511 с.

78. Atkinson Н. J., Wright J. R. Chelation and the vertical movement of soil constituents // Soil Sci. 1957, V. 84, N1.

79. Benes P., Kucera J. Interaction between tracer of ittrium and iron (III) in aqueous solutions. I. / J. Inorg. Nucl. Chem., 1971, V. 33.

80. Bloomfield C., Kelso W. L., Pruden G. Reactions between metals and humifeld organic matter //J. Soil Sci., 1976, V. 27, N1.

81. Bovard P., Grauby A., Saas A. Chelating effect of organic matter and its influence on the migration of fission products. In: "Isotopes and Radiation in Soil Organic-Matter Studies". IAEA, Vienna, 1968, pp. 123-142.

82. Briggs D., Boswortt Y. M. Comment on adsorption of Co(II) at the oxide-water interface. J. Colloid Interface Sci. 59,1977. pp.194.

83. Burns R. The uptake of cobalt into ferromanganese nodules soils and synthetic manganese (IV) oxides// Geochim. Cosmochim. Actra, 1976. N. 40 pp. 95-102.

84. Dong W. M., Li W. J., Zhang H. Q„ Wang X. D., You Z. J., Zhou C. Y., Du J. Z., Tao Z. Y., 1999. Effects of ionic strength and pH on the stability constants of the complex of Co(II) with soil fulvic acid. J. Radional. Nucl. Chem., pp.351.

85. Crowther D., Dillard J., and Murray J. The mechanism of Co(II) Oxidation on synthetic birnessite// Geochimica et Cosmochimica Actra, 1983, v. 47, pp. 1399-1403.

86. Essington E. H., Nishita H. Effect of chelates on the movement of fission products through soil columns // Plant and Soil. 1966. V. 24, N 1.

87. Filipovic Z., Stankovic B., Dusic Z. Distribution of Cu, Pb, Zn, Ni, Co in soil in relation to soil pH changes // Soil. Sci. 1961, v. 91, N 2.

88. Fukai P Radioactive Contamination of the Marine Environment, Vienna, 1973, 141

89. Fendorf S., Jardine P., Patterson R., Taylor D. and Brooks S. Pyrolusite surface transformations measured in real-time during the reactive transport of Co(II)EDTA2'//Geochimica et Cosmochimica Actra 1999, v. 63, N. 19/20, pp. 3049-3057.

90. Fujikawa Y. and Fukui M. Analysis of radioactive cesium and cobalt adsorption to rocks using the two-site kinetic model eguations// J. Contam. Hydrol., 1991, N8, pp. 43-69.

91. Fujikawa Y. and Fukui M. Variations in adsorption mechanisms of radioactive cobalt and cesium in rocks// J. Contam. Hydrol., 1991, N 5, pp. 177-195.

92. Higginsonn N.C. Y. Chem. Soc., 1971, v. 17, № 6, p. 2589

93. Himes F. L., Barker S. A. Chelating ability of soil organic matter// Soil Sci Soc. America Proc. 1957. V. 21, N4.

94. Himes F. L., Shufeldt R. Influence of some organic compounds on the movement of 90Sr in soils // Symposium International Radioecologie. Cadarache, 1969. V. 1.

95. Hodgson J. Cobalt reactions with montmorillonite// Soil. Sci. Sos. Am. Proc., 1960, N24, pp. 165-168.

96. James R. O., Healy T. W., 1972a. Adsorption of hydrolyzable metal ions at oxide-water interface. I. Co(II) adsorption on SiC>2 and TiC>2 as model systems. J. Colloid Interface Sci. pp. 40, 42.

97. James R. O., Healy T. W., 1972b. Adsorption of hydrolyzable metal ions at oxide-water interface. II. Change reversal of SiÛ2 and TiC>2 colloids by adsorbed Co(II), La(III) and Th(IV) as model systems. //J. Colloid Interface Sci. 40,53.

98. Kalbasi M., Racz G. J., Loewen Rudgers L. A. Mechanism of zinc adsorption by iron and aluminium oxides// Soil Sci., 1978, v. 125, N 3.

99. Katz L. E., Hayes K. F., 1995a. Surface complexation modeling. I. Strategy for modeling monomer complex formation at moderate surface coverage. J. Colloid Interface Sci. 170,477.

100. Katz L. E., Hayes K. F., 1995b. Surface complexation modeling. II. Strategy for modeling polymer and precipitation reactions at high surface coverage. J. Colloid Interface Sci. 170,491.

101. Kelley R., Mchugh J., Champ D., Cooper E. and Young Subsurfase cobalt -60 migration from alow-level waste disposal site. 1984, Environ. Sci. Tecnol. № 18, pp. 148-157.

102. Kevin G., Tiller, Hodgson J. F., Peech M. Specific sorption of cobalt by soil clays // Soil Sci. 1963, v. 95, N6.

103. Kinniburgh D. G., Syers J. K., Jackson M. L. Specific adsorption of trace amounts of calcium and strontium by hydrous oxides of iron and aluminium // Soil Sci Soc. Amer. Proc. 1975, v. 39, N 3.

104. Krishnamjjrthu T.M.// Curr. Sci., v. 37,1968, pp. 660-684

105. Mackey D.J. The strong coomplexing capacity of scawater. //Marine chemistry, 1983, v. 14, №1, pp. 73-89.

106. Mattsson S. Radionuclides in lichen, reindeer and man. Lund Sweden, 1972.

107. Mckenzie R. The reaction of cjbalt with mamganese dioxide minerals. //J. Soil. Res., №5, 1967, pp. 235-246.

108. Means J., Crerar D. and Borcsik M. Adsorbption of cobalt and selected actinides by Mn and Fe oxides in soils and sediments 1978. // Geochim. et Cosmochim. Acta, №48, pp. 1763-1773.

109. Nightinlage H. J., Smith R. L. Evidence for the presence of calcium-organic complexes in sodic soil // Soil Sci., 1967, v. 103, N 4.

110. Nishita H., Essington E. H. Effect of chelating agents on the movement of fission products in soils//Soil Sci., 1967., v. 103, N3.

111. Nishita H., Kowalewsky B. W., Steen A. J., Larson K. H. Fixation and extretability of fission products contaminating various soils and clays // Soil Sci. 1956, v. 81, N 4.

112. Rhoads D. W. The effect of pH on the uptake of radioactive isotopes from solution by a soil // Soil Sci. Soc. Amer. Proc., 1957. v. 21, N 4.

113. Robinson W. O., Bastron H., Murata K. J. Boigeochemistry of the rare-earth elements with particular reference to hickory trees // Geochim. et Cosmochim. Acta. 1958. V. 14, N1,2.

114. Schitzer M. Soil Sci. Amerika Proc., 1969, v. 33, p. 75

115. Schnitzer M. Interaction of iron with rainfall leachates // J. Soil Sci., 1959, v. 10, N 3.

116. Schnitzer M. Reactions between organic matter and inorganic soil constituents // 9-th Internationale Congress Soil Science Trans Continental Adelaide, Sydney, 1968. v. 1.

117. Schulz R. K., Overstreet R., Barshad I. On the soil chemistry of caesium-137 // Soil Sci., 1960. v. 89, N1.

118. Spenser W. F., Gieseking J. E. Cobalt adsorption and release in cation exchange systems // Soil Sci., 1954, v. 78, N4.

119. Szeccody J.E., Zachara J.M. and Bruckhard P.L. Adsorption Dissolution Reaction Affecting the Distribution and Stability of Co(II) EDTA in Iron Oxide Coated Sand.//Env. Sci. Techolol., 1994, №28, pp. 1706-1716.

120. Tao Z. Y., Zhang J. Characterization and differentiation of humic acids and fulvic acids in soil from various regions of China by nuclear magnetic resonance spectroscopy. //Anal. Chim. Acta v. 395, 199.

121. Tao Z. Y., Chu T. W„ Du J. Z., Dai X. X., Gu Y. J. Effect of fulvic acids on sorption of U(VI), Zn, Yb, I and Se(IV) onto oxides of alumina, iron and silicon. //Appl. Geochem., №15, pp.133.

122. Tewari P. H., Campbell A. B., Lee W., Adsorption of Co2+ by oxides from aqueous solution. Can. J. Chem., №50, 1972, pp. 1642.

123. Tewari P. H., Lee W. Adsorption of Co(II) at the oxide-water interface. //J. Colloid Interface Sci., №52,1975, pp77.

124. Towle S. N., Bargar J. R., Brown Jr. G. E., Parks G. A., 1997. Surface precipitation of Co(II) (aq) on A1203. //J. Colloid Interface Sci., №187, 1997, pp. 62.

125. X. K. Wang, W. N. Dong, G. Wang, Z.Y. Tao. Sorption and desorption of alumina: mechanisms and effect of humic substances. //Applied Radiation and isotopes, №56, 2002, pp.756771.