Основные факторы радиационной опасности в Республике Беларусь

Размещено на http://www.allbest.ru/

МИНИСТЕРСТВО СЕЛЬСКОГО ХОЗЯЙСТВА И ПРОДОВОЛЬСТВИЯ

РЕСПУБЛИКИ БЕЛАРУСЬ

УЧРЕЖДЕНИЕ ОБРАЗОВАНИЯ

«БЕЛОРУССКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ АГРАРНЫЙ ТЕХНИЧЕСКИЙ УНИВЕРСИТЕТ»

Кафедра - Безопасность жизнедеятельности

Управляемая самостоятельная работа студента:

по предмету - безопасность жизнедеятельности человека

Основные факторы радиационной опасности в Республике Беларусь

Подготовила:

студентка 2 курса ФПУ 93эо группы

Любезная Татьяна Святославовна

Проверила: Гурина Анна Николаевна

Минск2013

Естественный радиационный фон

Естественный радиационный фон есть неотъемлемый фактор окружающей среды, оказывающий существенное воздействие на жизнедеятельность человека. Эволюционное развитие показывает, что в условиях естественного фона обеспечиваются оптимальные условия для жизнедеятельности человека, животных, растений. Поэтому при оценке опасности, обусловленной ионизирующим излучением, крайне важно знать характер и уровни облучения от различных источников. Естественное фоновое облучение человека обусловливается внешним и внутренним облучением. Внешнее облучение создается за счет воздействия на организм ионизирующих излучений от внешних по отношению к человеку источников излучения, а внутреннее - за счет воздействия на организм ионизирующих излучений радиоактивных нуклидов, находящихся внутри организма. Космические излучения и изотопы земной коры создают естественный радиационный фон, который характерен для каждой местности. Различают первичное и вторичное космическое излучение.

радиационный радионуклид биологический

Первичное космическое излучение представляет собой поток частиц, попадающих в земную атмосферу из межзвездного пространства, солнечной системы. Оно состоит из протонов (примерно 90%) и альфа-частиц (около 10% ). В меньших количествах присутствуют нейтроны, электроны, ядра легких элементов. Большая часть первичного космического излучения возникает в пределах нашей Галактики. Энергия частиц первичного излучения достигает 1012-1014МэВ. Кроме того, при солнечных вспышках возникает солнечное космическое излучение, которое приводит к увеличению дозы облучения на поверхности Земли. Вторичное космическое излучение образуется в результате взаимодействия частиц первичного космического излучения с ядрами атомов, входящих в состав воздуха. Оно содержит практически все известные в настоящее время элементарные частицы. У поверхности Земли оно состоит в основном из фотонов, электронов и позитронов с энергией до 100 МэВ. Мощность космических лучей, достигающих земной поверхности, зависит от географической широты и высоты над уровнем моря. Изменение мощности космических лучей в зависимости от географической широты обусловлено тем, что Земля похожа на гигантский магнит. Поэтому космические лучи, будучи заряженными частицами, отклоняются от экватора и собираются вместе в виде своеобразных воронок в области полюсов Земли. Области вблизи экватора, находящиеся на уровне моря, получают наименьшую дозу космического излучения, примерно равную 0,35 мЗв/год. На широте 50доза космического излучения составляет 0,5 мЗв/год. Это обусловлено тем, что толстый слой атмосферы, содержащий воздух и пары воды, разрушая, замедляя и останавливая движение многих быстрых заряженных частиц, двигающихся из космоса. С ростом высоты над уровнем моря мощность эквивалентной дозы космического излучения увеличивается. Например, на высоте 4500 м доза облучения из космоса составляет 3 мЗв/год, а на вершине пика Эвереста (8848 м над уровнем моря), соответствующий показатель равен 8 мЗв/год. В земной коре имеются радиоизотопы, не успевшие распасться за время существования Земли. Они имеют период полураспада в миллиарды лет. Важнейшими из них являются калий-40, уран-238, торий-232. Тяжелые ядра этих изотопов до полного распада успевают образовать несколько промежуточных радиоактивных изотопов.

Искусственные источники радиации

Рассмотренные выше уровни фонового облучения человека относятся к извечному распределению естественных источников радиации, сложившемуся на нашей планете. В процессе использования различных технологий человек может локально изменять распределение этих источников. Добыча и переработка ископаемых перераспределяют природные радиоактивные элементы. Сжигание каменного угля приводит к выбросу в атмосферу аэрозолей, содержащих большое количество радиоактивных элементов. Зола угля идет на производство бетона, в результате чего бетонные здания имеют повышенный радиационный фон. Для производства кирпича также используются некоторые природные материалы, которые дают вклад в радиационный фон (до 1 мЗв/год ). Другим источником антропогенного повышения радиационного фона является использование фосфорных удобрений в сельском хозяйстве, что приводит к проникновению радионуклидов из почвы в пищевые культуры. Применение удобрений в жидком виде ведет к загрязнению радиоактивными веществами пищевые продукты. Сами предприятия, производящие фосфатные удобрения, способствуют повышению концентрации урана, радия, радона, тория в приземном воздухе в 2-14 раз по сравнению с их естественными концентрациями. Дополнительное загрязнение окружающей среды этими радионуклидами обусловлено сбросами жидких отходов фосфатных производств, а также использованием их побочных продуктов в строительной промышленности. За последние несколько десятилетий человек научился использовать энергию атомного ядра разных целях. Она используется для создания атомного оружия, производства электроэнергии, в медицине и др. Испытания ядерного оружия и аварии на радиационно опасных объектах привели к дополнительному радиоактивному загрязнению всей планеты. Заброшенные на большую высоту радиоактивные вещества независимо от того, в какой географической точке произошел взрыв, концентрируются, в основном, между тридцатым и пятидесятым градусом широты в северном и южном полушариях. При этом в северном полушарии концентрация в 3-4 раза больше, чем в южном. Радиоактивные вещества постепенно выпадают на земную поверхность большей частью с ливневыми дождями. Существенную добавку в получаемую человеком дозу вносят медицинские процедуры: лучевая терапия, рентгеновские обследования, изотопная диагностика.

Доза местного одноразового облучения при:

· рентгенографии зубов составляет 30 мЗв,

· при рентгеноскопии желудка - 300 мЗв,

· при флюорографии - 3,7 мЗв.

Радиоактивные изотопы широко используются в технике для неразрушающего контроля качества изделий.

Незначительные дозы прибавляются к естественному радиационному фонупри просмотре телевизора, работе с дисплеем ЭВМ, при перелетах самолетом ит.д. Ежедневный в течение года трехчасовой просмотр телевизионных программ увеличивает дозу облучения на 0,005 мЗв/год. Перелет самолетом на расстояние 2400 км добавит к дозе облучения 0,01 мЗв. Дозы облучения человека от источников, дающих наибольший вклад в индивидуальную дозу, приведены ниже

Источники облучения Индивидуальная доза, МЗв/год

· Естественные источники 2,4

· Медицинские процедуры 0,4

· Испытания ядерного оружия 0,2

· Авария на Чернобыльской АЭС В среднем по Беларуси 2,2

Видно, что из искусственных источников облучения основную«добавку» к естественному радиационному фону дают медицинские процедуры. Авария на Чернобыльской АЭС в среднем по Беларуси дала в первый год индивидуальную дозу, приблизительно равную естественному радиационному фону.

Леса Беларуси, оказавшись на пути потоков радионуклидов из аварийного реактора ЧАЭС, оказали существенное влияние на процессы их седиментации, перераспределения между природно-растительными комплексами.

До 70% выброшенных из реактора радионуклидов выпало на территории Беларуси, при этом леса аккумулировали от 20 до 30% их общего количества. Загрязненными в той или иной степени оказалось свыше 1,8 млн. га лесных насаждений. Лесные биогеоценозы, являясь наиболее консервативными природными экосистемами, включили радионуклиды в замкнутый биологический круговорот, стали ключевым звеном, биогеохимическим барьером, аккумулирующим, транспортирующим, уменьшающим поверхностную миграцию радионуклидов. Леса превратились в критические экосистемы, определяющие наибольшие дозовые нагрузки на человека вследствие внешнего облучения и миграции радионуклидов по трофическим цепям.

Таким образом, наряду с важнейшей экологической функцией лесов в поддержании равновесия в биосфере, они играют определяющую роль и в формировании радиоэкологической обстановки на территориях Беларуси, подвергнувшихся радиоактивному загрязнению.

В настоящее время площадь лесного фонда в зонах радиоактивного загрязнения Министерства лесного хозяйства Республики Беларусь составляет 1,569 млн. га (19,5% от общей площади). Загрязнение лесов радионуклидами после чернобыльской катастрофы постепенно снижается в связи с их радиоактивным распадом, что подтверждается при ежегодном уточнении радиационной обстановки.

В течение послеаварийного периода дважды проведено поквартальное радиационное обследование земель лесного фонда. Все результаты систематизированы в единой информационной системе «Радиоактивное загрязнение лесов. RadFor», которая включает сведения о радиационной обстановке (плотности загрязнения почв цезием-137, мощности дозы гамма-излучения) в 53 лесхозах отрасли, а также картографические материалы, систему поддержки принятия решений. Лесная продукция, заготовка которой осуществляется в зонах радиоактивного загрязнения, подвергается радиационному контролю и подлежит реализации при соответствии установленным допустимым уровням. Поставка лесной продукции потребителю сопровождается документами, подтверждающими ее радиационную безопасность - штампом или паспортом радиационной безопасности.

На загрязненной радионуклидами территории организована особая система ведения лесного хозяйства, обеспечивающая в течение длительного времени эффективное проведение лесохозяйственных мероприятий, безопасные условия труда и получение нормативно чистой лесной продукции.

Для осуществления контроля радиоактивного загрязнения в лесах создана система радиационного контроля, которая включает две подсистемы: радиационный контроль и радиационный мониторинг.

Лесная продукция, заготовка которой осуществляется в зонах радиоактивного загрязнения, подвергается радиационному контролю и подлежит реализации при соответствии установленным допустимым уровням. Поставка лесной продукции потребителю сопровождается документами, подтверждающими ее радиационную безопасность - штампом или паспортом радиационной безопасности.

Классификация радиационных объектов по их потенциальной опасности

Потенциальная опасность радиационного объекта определяется его возможным радиационным воздействием на население при радиационной аварии.

Потенциально более опасными являются радиационные объекты, в результате деятельности которых при аварии возможно облучение не только работников объекта, но и населения. Наименее опасными радиационными объектами являются те, где исключена возможность облучения лиц, не относящихся к персоналу.

По потенциальной радиационной опасности устанавливается четыре категории объектов.

3.1.2. К I категории относятся радиационные объекты, при аварии на которых возможно их радиационное воздействие на население и могут потребоваться меры по его защите.

3.1.3. Во II категории объектов радиационное воздействие при аварии ограничивается территорией санитарно-защитной зоны.

3.1.4. К III категории относятся объекты, радиационное воздействие при аварии которых ограничивается территорией объекта.

3.1.5. К IV категории относятся объекты, радиационное воздействие от которых при аварии ограничивается помещениями, где проводятся работы с источниками излучения.

3.1.6. Категория радиационных объектов должна устанавливаться на этапе их проектирования по согласованию с органами государственного надзора в области обеспечения радиационной безопасности. Для действующих объектов категории устанавливаются администрацией по согласованию с органами государственного санитарно-эпидемиологического надзора.

Основные нормативно-законодательные акты обеспечения радиационной безопасности и область их применения

ЗАКОН РЕСПУБЛИКИ БЕЛАРУСЬ

5 января 1998 г. № 122-З

О радиационной безопасности населения

Принят Палатой представителей 16 декабря 1997 года

Одобрен Советом Республики 20 декабря 1997 года

Изменения и дополнения:

Закон Республики Беларусь от 21 декабря 2005 г. № 72-З (Национальный реестр правовых актов Республики Беларусь, 2006 г., № 2, 2/1169) <H10500072>;

Закон Республики Беларусь от 6 ноября 2008 г. № 440-З (Национальный реестр правовых актов Республики Беларусь, 2008 г., № 266, 2/1537) <H10800440>

Настоящий Закон определяет основы правового регулирования в области обеспечения радиационной безопасности населения, направлен на создание условий, обеспечивающих охрану жизни и здоровья людей от вредного воздействия ионизирующего излучения.

10.1. Закон РБ «О социальной защите граждан, пострадавших от катастрофы на Чернобыльской АЭС». №635 от 22 февраля 1991 г. с изменениями и дополнениями, внесенными Законом РБ от 11 декабря 1991 г.

10.2. Закон РБ «О правовом режиме территорий, подвергнутых радиоактивному загрязнению в результате катастрофы на ЧАЭС».

10.3. Закон РБ «О санитарно-эпидиологическом благополучии инаселения».

В законе также есть статьи, затрагивающие проблемы радиационной безопасности.

10.4. Закон РБ «О радиационной безопасности населения». Принят Палатой представителей 16 декабря 1997 года. Одобрен Советом Республики 20 декабря 1997 года.

Иные документы. На основании приведенного выше закона разработаны нормы радиационной безопасности, по которым живет страна. Они утверждены Постановлением Главного государственного санитарного врача РБ от25 января 2000 г. и называются НРБ -2000. В этом документе, как и в законе, приведены определения всех применяемых в радиационной безопасности терминов и физических величин. Приведены значения минимальных доз облучения для персонала и населения, тканевые коэффициенты, радиационно допустимые уровни содержания радионуклидов в продуктах питания (РДУ-2000) и т.д.

Другой важный документ - основные санитарные правила обеспечения радиационной безопасности (ОСП - 2002). Утверждены Постановлением Главного государственного санитарного врача РБ от 22 февраля 2002 г. Правила являются документом, регулирующим требования по защите людей от вредного радиационного воздействия при условиях облучения от источников ИИ, на которые распространяется действие НРБ - 2000. Правила являются обязательными для выполнения на территории РБ всеми юридическими и физическими лицами, независимо от их подчиненности и форм собственности, в результате действия которых возможно облучение людей. На основании последних двух документов и закона о радиационной безопасности населения разрабатываются методики по измерению активности различных материалов и продуктов, для которых требуется государственный контроль. Все методики возведены в ранг СТБ (стандарт РБ) и включают в себя и методику отбора проб для измерения активности и самоизмерение. Приборы, на которых проводятся измерения, должны быть аттестованы Институтом метрологии и стандартизации. Если определяется активность нового материала, то для измерения адаптируется методика наиболее похожего материала и новая версия методики утверждается в Государственным комитете по стандартизации, метрологии и сертификации. Причем, предварительно ее надо согласовать с Главным санитарным врачом РБ, с Проматомнадзором, с министерством, продукция которого проверяется.

Включение радионуклидов в биологический цикл

Радиоактивные вещества, попадающие в атмосферу, в конечном счете концентрируются в почве. Через несколько лет после радиоактивных выпадений на земную поверхность поступление радионуклидов в растения из почвы становится основным путем попадания их в пищу человека и корм животных. При аварийных ситуациях, как показала авария на Чернобыльской АЭС, уже на второй год после выпадений основной путь попадания радиоактивных веществ в пищевые цепи - поступление радионуклидов из почвы в растения.

Радиоактивные вещества, попадающие в почву, могут из нее частично вымываться и попадать в грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживает попадающие в нее радиоактивные вещества. Поглощение радионуклидов обусловливает очень длительное (в течение десятилетий) их нахождение в почвенном покрове и непрекращающееся поступление в сельскохозяйственную продукцию. V Почва как основной компонент агроценоза оказывает определяющее влияние на интенсивность включения радиоактивных веществ в кормовые и пищевые цепи.

Поглощение почвами радионуклидов препятствует их передвижению по профилю почв, проникновению в грунтовые воды и в конечном счете определяет их аккумуляцию в верхних почвенных горизонтах. Так, на целинных участках, на естественных лугах и пастбищах радионуклиды задерживаются в самом верхнем слое (О-5 см). После обработки почвы радионуклиды находятся преимущественно в пахотном слое.

Для дальнейшей миграции попадающих в почву радионуклидов и их вовлечения в биологический цикл процесс поглощения почвами имеет двоякое значение. С одной стороны, сорбция (поглощение) почвами, как правило, снижает размеры поступления радионуклидов в растения. С другой стороны, аккумуляция сорбированных радионуклидов в верхних горизонтах почвы, т. е. в слое наибольшего распространения корней растений, повышает доступность их растениям, а следовательно, способствует большему накоплению радионуклидов в урожае, чем при свободном передвижении их в более глубокие горизонты.

От поведения радионуклидов в почве зависит их дальнейшая судьба, а именно: размеры вымывания их с осадками, миграция по почвенному профилю, степень перехода в прочносорбированное (фиксированное) состояние и, как следствие всех этих процессов, интенсивность поступления в растения. Чем полнее радионуклиды поглотятся почвенным поглощающим комплексом (ППК), чем прочнее они закрепятся в поглощенном состоянии, тем меньше будут вымываться с осадками, мигрировать по профилю почвы и в относительно меньших количествах будут поступать в растения.

Поведение радионуклидов в почвах в зависимости от агрохимических показателей почв

Поглощение почвами. Поведение радионуклидов в почвах в процессах обменного поглощения подчиняется тем общим законам, которые были установлены классическим учением К. К. Гедройца о поглотительной способности почв. Однако процесс сорбции, в котором участвуют радионуклиды, характеризуется тем, что сорбируемое вещество находится в микроколичествах, т. е. в предельно низких концентрациях. Поэтому в данном случае существует очень широкое отношение между величиной емкости поглощения почвы и степенью ее заполнения радиоактивными нуклидами. Следовательно, в процессе поглощения микроколичества радионуклидов не конкурируют за места на поверхности сорбента, так как по отношению к ним насыщенность сорбента всегда остается очень низкой.

Каждая почва в естественном состоянии содержит определенное количество обменно-поглощенных катионов Са, Н, Mg, Na, К, NH4, A1 и др. В большинстве почв среди них преобладает Са, второе место занимает Mg, в некоторых почвах в поглощенном состоянии в значительном количестве содержится Н и обычно относительно немного Na, К, NH4 и А1.

Равновесие между твердой фазой почвы и раствором, содержащим макроэлементы и микроколичества радионуклидов, в общем подчиняется закону действующих масс. Но и здесь следует учитывать специфику, которая обусловливается низкой концентрацией радионуклидов в растворе и относительной большой величиной емкости почвы как сорбента. Если изменение концентрации макроэлементов в такой системе может существенно повлиять на распределение микроколичеств радионуклидов между раствором и сорбентом, то изменение концентрации радионуклидов в той же системе практически не влияет на распределение макроэлементов.

Характер взаимодействия радионуклидов с ППК в общем можно представить следующей схемой обменной реакции:

ППКМ + т-ППКт + М,

где ППК-почвенный поглощающий комплекс; М - ионы элементов поглощающего комплекса; т - ионы радионуклидов.

Радионуклиды обычно присутствуют в растворе в микроколичествах. Количественными критериями, описывающими процессы взаимодействия радионуклидов с почвами, являются полнота поглощения (сорбция) их ППК и прочность закрепления в поглощенном состоянии. Последняя определяет формы нахождения в почве: водорастворимые, обменные и прочно фиксированные почвой (необменные).

Отношение сорбированного радионуклида в 1 г почвы к количеству радионуклида, оставшемуся в 1 мл раствора после установления равновесия между раствором и почвой, называется коэффициентом распределения. Чем выше величина коэффициента распределения, тем больше радионуклидов сорбируется почвой.

Твердая фаза почвы довольно полно поглощает все радионуклиды (табл. 1). Исключение составляет только 106Ru, поглощение которого дерново-подзолистой супесчаной почвой не превышает 50 %, а другими почвами- 60%. Это объясняется тем, что Ruобразует комплексные соединения с органическим веществом почвы и поэтому находится в почвенных растворах в коллоидном состоянии. Меньшее поглощение почвами 106Ru способствует более интенсивной миграции его по профилю почв.

Закрепление радионуклидов в поглощенном состоянии. Об относительной подвижности радионуклидов в почве судят по прочности закрепления их в поглощенном состоянии, т. е. по их количеству, вытесненному из почвы водой, растворами различных солей. При сравнении способности радионуклидов к вытеснению из поглощенного состояния катионами солей наблюдаются более резкие различия в поведении в почвах микроколичеств радионуклидов (см.табл. 1).

Например, если сопоставить прочность закрепления в поглощенном состоянии долгоживущих радионуклидов 90Sr и I37Cs, то оказывается, что они неодинаково вытесняются из почв. Из всех почв90Sr вытесняется в большем количестве, чем 137Cs. Оба этих радионуклида поглощаются почвами по типу ионно-обменной сорбции. Однако поглощенный 137Cs закрепляется прочнее, чем 90Sr. Часть 137Cs поглощается почвой в необменной форме.

На разных почвах прочность закрепления поглощенных радионуклидов неодинакова. Более прочно они закрепляются в черноземе. В дерново-подзолистой супесчаной почве радионуклиды находятся в наиболее подвижном состоянии. К свойствам почвы, влияющим на поведение радионуклидов в почве, необходимо в первую очередь отнести кислотность почвенного раствора, величину емкости поглощения почв, состав обменных катионов, содержание органического вещества, гранулометрический и минералогический состав почв.

Состав поглощенных оснований и реакция среды - факторы, определяющие степень поглощения и прочность закрепления радионуклидов при их попадании в почву. Предварительное вытеснение кальция из чернозема снижало долю прочно закрепленных радионуклидов. Добавление же извести в дерново-подзолистую почву резко повышало долю прочно закрепленных радионуклидов в почве и способствовало их переводу в необменное состояние, на что указывает тот факт, что они не вытеснялись в раствор нейтральной соли. Так, из дерново-подзолистой среднесуглинистой почвы кислотой вытеснялось 75 % поглощенного количества 90Sr, тогда как при известковании этой почвы вытесненное количество радионуклида составляло всего 29 %.

Степень сорбции радионуклидов зависит не только от количества обменных катионов, но и от содержания их в растворе. С увеличением концентрации сопутствующих катионов в растворе уменьшается количество 90Sr и 137Cs, сорбированных твердой фазой почвы. Присутствие кальция в растворе снижает сорбцию 90Sr твердой фазой почвы, а наличие калия в растворе уменьшает поглощение I37Cs почвой. Миграция в биосфере, в частности в почве и системе почва - растение, микроколичеств 90Sr и 137Cs тесным образом связана с перемещением их химических аналогов - кальция и калия, которые присутствуют в большинстве биологических объектов в макроконцентрациях.

Выявлено совершенно различное поведение в процессе поглощения почвами двух пар сходных между собой по химическим свойствам элементов: с одной стороны, стронция и кальция, а с другой - цезия и калия. При сорбции почвами 90Sr и 45Са из растворов хлористого кальция практически не меняется соотношение между стронцием и кальцием, т. е. эти два элемента в основном одинаково поглощаются почвами. В процессе поглощения почвами 137Cs и 42К из раствора, содержащего хлористый калий, радиоактивный изотоп цезия сорбируется твердой фазой почвы быстрее и полнее, чем изотоп калия. Поэтому соотношение между этими двумя радиоактивными изотопами в растворе после сорбции почвой резко отличается от соотношения их в исходном растворе.

Роль гранулометрического и минералогического состава почвы в процессе сорбции радионуклидов

Гранулометрический состав. На сорбционные процессы радионуклидов в почвах влияет гранулометрический состав почв. Это обусловлено тем, что емкость поглощения почвы зависит от содержания в ней высокодисперсных частиц. К. К- Гедройц указывал, что основную роль в обменной способности почв играет илистая фракция, а роль более крупных механических элементов почвы в физико-химическом поглощении мала. Фракция почвы, частицы которой крупнее 0,001 мм, обладает емкостью поглощения от 0,12 до 13,4 мгэкв., а фракция частиц меньше 0,001 мм - от 20,6 до 107,4 мг-экв. на 100 г. Почвы, содержащие большее количество высокодисперсных частиц (размером менее 0,001 мм), характеризуются высокой емкостью поглощения.

Известно, что отдельные фракции почв различаются не только размером частиц, но и физическими, химическими свойствами и минералогическим составом. С уменьшением размеров частиц снижается содержание оксида кремния, возрастает количество полуторных оксидов железа и алюминия и, что особенно важно для процессов сорбции радионуклидов, повышается содержание гумуса и обменных катионов кальция, магния и калия. Наибольшим содержанием органического вещества обладают мелкопылеватые и илистые частицы. В более крупных фракциях (средней и крупной пыли) содержание гумуса резко падает, во фракции мелкого песка гумуса практически нет.

Установлено, что гранулометрический состав почвы влияет на прочность закрепления микроколичеств радионуклидов. Тяжелыми почвами поглощенные радионуклиды, особенно 137Cs, сильнее закрепляются, чем легкими. С уменьшением размера фракций почвы прочность закрепления ими 90Sr и 137Cs повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией.

Поглощение радионуклидов фракциями почв было довольно полным. Исключение составляет мелкий песок, где сорбированного 90Sr меньше, чем в остальных фракциях почвы. Поглощение же 137Cs даже мелким песком составляло около 99 %. Свойства частиц разного размера больше влияют на прочность закрепления 137Cs, чем на величину его поглощения. Более всего десорбируется 137Cs в 1,0 н растворе хлористого калия из мелкого песка, средней и крупной пыли. Из илистой фракции почв 137Cs вытесняется всего около 3 %.

Значительная часть 137Cs остается в почве в прочно связанной, фиксированной форме. Даже песчаные фракции почв, которые практически не содержат гумуса, обладают способностью прочно закреплять микроколичества поглощенного I37Cs. Например, во фракции мелкого песка дерново-подзолистой почвы и чернозема остается невытесненным после трех обработок хлористым аммонием 37-45 % поглощенного количества цезия. Это свидетельствует о том, что в сорбции 137Cs большое значение имеет минеральная часть почвенных частиц.

Пылеватые фракции обладают еще большей способностью к фиксации радиоактивного изотопа цезия, чем песчаные. В илистой фракции почв остается наибольшее количество 137Cs, которое не вытесняется в раствор хлористого аммония после многократной обработки. Интересно проследить за распределением радионуклидов по фракциям загрязненных почв. Основное количество 90Sr сосредоточено в илистой и глинистой фракциях чернозема, древнеаллювиальной и серо-коричневой почв.

В глинистой фракции (менее 0,01 мм) накапливается от 50 до 85 % 90Sr от общего содержания в почве. Следует иметь в виду, что доля разных фракций в гранулометрическом составе почв неодинакова.

Минералогический состав. Различия в закреплении микроколичеств 90Sr и 137Cs разными по размеру фракциями обусловлены не только неодинаковой площадью поверхности этих частиц, различным их химическим составом, но и разным минералогическим составом.

Необменная фиксация 137Cs песчаными и крупнопылеватыми фракциями обусловлена, очевидно, присутствием небольшой примеси слюд в этих фракциях. Содержание в илистой фракции почв минералов монтмориллонитовой группы, а также слюд и гидрослюд - одна из основных причин более прочного закрепления микроколичеств 90Sr и 137Cs этой фракцией.

Наибольшей поглотительной способностью по отношению к микроколичествам радионуклидов, как и к макроэлементам, обладают минералы монтмориллонитовой группы и группы гидрослюд. Минералы каолинитовой группы и группы слюд характеризуются меньшей сорбционной способностью по отношению к макро- и микроколичествам катионов, находящихся в почве.

Минералы группы монтмориллонита поглощают от 92 до 99,9 % 90Sr из растворов, минералы каолинитовой группы - от 40 до 68, слюды - от 71 до 87, гидрослюды - от 80 до 88 %. Минералы группы кальцита, полевых шпатов и кварца поглощают от 10 до 50 % 90Sr.

Различия в полноте сорбции радионуклидов и в степени их закрепления разными минералами обусловлены прежде всего неодинаковой структурой кристаллической решетки минералов. Минералы монтмориллонитовой группы благодаря строению кристаллической решетки отличаются интрамицеллярным поглощением и поэтому не только более полно сорбируют микроколичества радионуклидов, но и более прочно закрепляют их в поглощенном состоянии, чем минералы других групп. Интрамицеллярное поглощение- это вхождение катионов внутрь кристаллической решетки минералов. Поглощение катионов на поверхности слоев кристаллической решетки минералов называется экстрамицеллярным поглощением.

Поглощенный 137Cs в отличие от 90Sr прочнее сорбируется минералами. Более сильное закреплениеI37Cs, как и 90Sr, наблюдается на монтмориллонитовых глинах. 137Cs особенно прочно закрепляется минералами монтмориллонитовой группы: асканитом, гумбрином, а также слюдами и гидрослюдами: флогопитом, гидрофлогопитом, вермикулитом. Например, десорбция 137Cs в 0,5 н растворе азотнокислого калия из поглощенного состояния асканитом, гумбрином, флогопитом и гидрофлогопитом не превышает 10 % поглощенного количества. Каолинит менее прочно закрепляет поглощенный 137Cs, большая часть которого может быть вытеснена катионами нейтральных солей.

Следовательно, более сильное закрепление 137Cs почвами по сравнению с 90Sr обусловлено прежде всего прочной сорбцией радиоцезия минеральной частью, особенно высокодисперсными фракциями, содержащими минералы монтмориллонитовой группы и группы гидрослюд.

Свободный от носителя 137Cs может быть поглощен почвой посредством сорбции элемента на поверхности трехслойных минералов. При этом в процессе фиксации кристаллическая решетка минералов изменяется, слегка расширяется так, что радионуклид может включаться в кристаллическую структуру. При этом 137Cs не может быть замещен на ионы водорода, натрия, кальция, магния или бария, так как эти ионы не входят в кристаллическую решетку. Микроколичества 137Cs могут быть до некоторой степени заменены в кристаллической решетке калием, аммонием и стабильным цезием. Добавление стабильного цезия в почву сильно уменьшает сорбцию137Cs почвами и значительно увеличивает десорбцию его из поглощенного состояния.

Минералогический состав почв влияет на полноту поглощения радионуклидов и прочность их закрепления в почвах. Радионуклиды могут находиться в почве как в обменном, так и в необменном состоянии, соотношение данных форм зависит от минералогического состава почвы.

Влияние времени взаимодействия радионуклидов с почвой на формы их нахождения в почве

Радионуклиды при попадании в почву могут находиться в различных формах. К водорастворимой форме радионуклидов, в частности 90Sr и 137Cs, относится та часть их, которая переходит из почвы в водный раствор; к обмен' ной форме - количество радионуклидов, которое вытесняется из почвы 1 н раствором ацетата аммония (CH3COONH4); к необменной форме - количество радионуклидов, извлекаемое из почвы 6 н соляной кислотой после экстракции ацетатом аммония; к прочно фиксированной форме - количество радионуклидов, которое не вытесняется из почвы после обработки соляной кислотой никакимиэкстрагентами.

Сорбционные процессы радионуклидов в почвах влияют на перераспределение их форм, особенно при длительном пребывании в почвах. С течением времени после попадания радионуклидов в почву изменяются их физико-химические формы, радионуклиды становятся менее доступными растениям, происходит так называемый процесс их «старения» в почвах, или другими словами, имеет место комплекс химических реакций, связанных с вхождением их в кристаллическую решетку глинистых минералов, ионным обменом, химическим соосаждением и т. п.

Большая часть радионуклидов при взаимодействии с почвой довольно быстро переходит из водорастворимой формы в обменную. Затем часть радионуклидов переходит из обменной в необменную форму. Через 7 лет после внесения 90Sr в почву значительное количество его находится в обменном состоянии. Содержание необменных форм 90Sr с течением времени увеличивается примерно в 3 раза. Доля 90Sr, прочно связанного с ППК, и на седьмой год после внесения составляла всего 4%, что свидетельствует о незначительном переходе этого радионуклида в фиксированное состояние со временем.

Содержание обменных форм 137Cs при 5-7-летнем нахождении его в почве не превышает 24%. В зависимости от времени взаимодействия этого радионуклида с почвой содержание обменных и кислоторастворимых форм его нахождения в почве уменьшается примерно в 2,5-3 раза. Значительная часть 137Cs (70%) переходит в прочно фиксированное состояние, причем с течением времени доля фиксированного цезия возрастает. Содержание обменного 90Sr не зависит от времени взаимодействия его с почвой.

Формы нахождения радионуклидов в почве определяют дальнейшее поведение их в почвенном покрове и, в частности, миграцию по профилю почв. Перемещение радионуклидов по профилю почв изменяет их распределение в корнеобитаемом слое почвы, что влияет на их доступность корневым системам растений.

Формы нахождения радионуклидов в почвах (обменные, необменные и прочно фиксированные), физико-химические свойства почв и агрометеорологические условия влияют на механизм миграции, диффузии в почвенном растворе и твердой фазе почвы и конвективный перенос с током воды при фильтрации через почву атмосферных осадков. Диффузия радионуклидов в почве - самопроизвольное выравнивание их концентрации в системе при соприкосновении с почвенными частицами путем проникновения молекул одного вещества в другое. Конвекция радионуклидов в почве - перенос их массы движущимися потоками пара или жидкости. Конвективный перенос важен для тех радионуклидов, которые находятся в почве в водорастворимом и частично в обменном состоянии. Один из факторов, влияющих на миграцию радионуклидов путем конвективного переноса,- избыточная влажность.

Диффузионным путем передвигаются радионуклиды в водорастворимой и обменной форме. Эти же фракции мигрируют с помощью корневых систем растений. Все формы радионуклидов в почвах, включая необменные и прочно фиксированные фракции, способны переноситься с коллоидными частицами.

В миграции 90Sr по вертикальному профилю почв большое значение имеют диффузионные процессы, хотя количественный вклад отдельных механизмов миграции может варьировать в широких пределах. Например, определяющую роль в передвижении 90Sr в черноземе играет диффузия, а на дерново-подзолистой почве почти 50 % этого радионуклида передвигается в результате конвективных процессов. По мере повышения прочности закрепления в почве подвижность 90Sr снижается. Скорость диффузии зависит от типа почв и их свойств, а также от влажности и температуры почв.

Различные радионуклиды в почвах одного и того же типа имеют различную скорость миграции. Величина коэффициента диффузии 137Cs значительно ниже, чем 90Sr. Коэффициент диффузии 90Sr изменялся на почвах разных типов от 0,4* 10-7 до 3,1* 10-7 см2/с, а коэффициент диффузии 137Cs -от 5,4*10-10 до 5,8* 10-8 см2/с.

Размещено на Allbest.ru