Взаємодія радіонуклідів з грунтом

Реферат

Взаємодія радіонуклідів з грунтом

Зміст

1 Включення радіонуклідів в біологічний цикл

2 Поведінка радіонуклідів у грунтах в залежності від агрохімічних показників грунтів

3 Роль гранулометричного і мінералогічного складу грунту в процесі сорбції радіонуклідів

4 Вплив часу взаємодії радіонуклідів з грунтом на форми їх знаходження в грунті

Література

1 Включення радіонуклідів в біологічний цикл

Радіоактивні речовини, що потрапляють в атмосферу, в кінцевому рахунку концентруються в грунті. Через кілька років після радіоактивних випадань на земну поверхню надходження радіонуклідів у рослини з грунту стає основним шляхом потрапляння їх у їжу людини і корм тварин. При аварійних ситуаціях, як показала аварія на Чорнобильській АЕС, вже на другий рік після випадінь основний шлях потрапляння радіоактивних речовин у харчові ланцюги - надходження радіонуклідів з грунту в рослини.

Радіоактивні речовини, що потрапляють у грунт, можуть з неї частково вимиватися і потрапляти в грунтові води. Проте грунт досить міцно утримує потрапляють в неї радіоактивні речовини. Поглинання радіонуклідів обумовлює дуже тривале (протягом десятиліть) їх знаходження в грунтовому покриві і безперервне надходження в сільськогосподарську продукцію. V Грунт як основний компонент агроценозу справляє визначальний вплив на інтенсивність включення радіоактивних речовин в кормові і харчові ланцюги.

Поглинання грунтами радіонуклідів перешкоджає їх пересуванню по профілю грунтів, проникненню у грунтові води і в кінцевому рахунку визначає їх акумуляцію у верхніх грунтових горизонтах. Так, на цілинних ділянках, на природних луках і пасовищах радіонукліди затримуються в самому верхньому шарі (О-5 см). Після обробки грунту радіонукліди знаходяться переважно в орному шарі.

Для подальшої міграції потрапляють у грунт радіонуклідів та їх залучення в біологічний цикл процес поглинання грунтами має подвійне значення. З одного боку, сорбція (поглинання) грунтами, як правило, знижує розміри надходження радіонуклідів в рослини. З іншого боку, акумуляція сорбованих радіонуклідів у верхніх горизонтах грунту, тобто в шарі найбільшого поширення коренів рослин, підвищує доступність їх рослинам, а отже, сприяє більшому накопиченню радіонуклідів в урожаї, ніж при вільному пересуванні їх у більш глибокі горизонти.

Від поведінки радіонуклідів у грунті залежить їх подальша доля, а саме: розміри вимивання їх з опадами, міграція по грунтовому профілю, ступінь переходу в прочносорбірованное (фіксоване) стан і, як наслідок усіх цих процесів, інтенсивність надходження в рослини. Чим повніше радіонукліди поглинеться грунтовим поглинаючим комплексом (ППК), чим міцніше вони закріпляться в поглиненому стані, тим менше будуть вимиватися з опадами, мігрувати за профілем грунту і у відносно менших кількостях будуть надходити в рослини.

2 Поведінка радіонуклідів у грунтах в залежності від агрохімічних показників грунтів

Поглинання грунтами. Поведінка радіонуклідів в грунтах в процесах обмінного поглинання підкоряється тим загальним законам, які були встановлені класичним вченням К. К. Гедройца про поглинальної здатності грунтів. Однак процес сорбції, в якому беруть участь радіонукліди, характеризується тим, що сорбуємість речовина знаходиться в микроколичествах, тобто в гранично низьких концентраціях. Тому в даному випадку існує дуже широке відношення між величиною ємності поглинання грунту і ступенем її заповнення радіоактивними нуклідами. Отже, в процесі поглинання мікрокількостей радіонуклідів не конкурують за місця на поверхні сорбенту, так як по відношенню до них насиченість сорбенту завжди залишається дуже низькою.

Кожний грунт у природному стані містить певну кількість обмінно-поглинутих катіонів Са, Н, Mg, Na, К, NH _4, A 1 та ін У більшості грунтів серед них переважає Са, друге місце займає Mg, в деяких грунтах в поглиненому стані в значній кількості міститься Н і зазвичай відносно небагато Na, К, NH ₄ і А1.

Рівновага між твердою фазою грунту і розчином, що містить макроелементи і мікрокількостей радіонуклідів, в загальному підкоряється закону діючих мас. Але й тут слід враховувати специфіку, яка обумовлюється низькою концентрацією радіонуклідів у розчині і відносною великою величиною ємності грунту як сорбенту. Якщо зміна концентрації макроелементів в такій системі може істотно вплинути на розподіл мікрокількостей радіонуклідів між розчином та сорбентом, то зміна концентрації радіонуклідів у тій же системі практично не впливає на розподіл макроелементів.

Характер взаємодії радіонуклідів із ППК в загальному можна представити наступною схемою обмінної реакції:

ППКМ + т ↔ ППКт + М,

де ППК-грунтовий поглинаючий комплекс; М - іони елементів поглинаючого комплексу; т - іони радіонуклідів.

Радіонукліди зазвичай присутні в розчині в микроколичествах. Кількісними критеріями, що описують процеси взаємодії радіонуклідів з грунтами, є повнота поглинання (сорбція) їх ППК і міцність закріплення в поглиненому стані. Остання визначає форми знаходження в грунті: водорозчинні, обмінні і міцно фіксовані грунтом (необмінним).

Для характеристики сорбційних процесів радіонуклідів у грунтах іноді користуються коефіцієнтом розподілу (Ка) між твердою і рідкою фазами грунту:

де а ₀ і а ₁ - активність розчину відповідно до і після сорбції; V - об'єм розчину; d - наважка сорбенту.

Ставлення сорбованого радіонукліда в 1 г грунту до кількості радіонукліда, що залишився в 1 мл розчину після встановлення рівноваги між розчином і грунтом, називається коефіцієнтом розподілу. Чим вище величина коефіцієнта розподілу, тим більше радіонуклідів сорбується грунтом.

Тверда фаза грунту досить повно поглинає всі радіонукліди (табл. 1). Виняток становить тільки ¹⁰⁶ Ru, поглинання якого дерново-підзолистих супіщаних грунтах не перевищує 50%, а іншими грунтами-60%. Це пояснюється тим, що Ru утворює комплексні сполуки з органічною речовиною грунту і тому знаходиться у грунтових розчинах в колоїдному стані. Менше поглинання грунтами ¹⁰⁶ Ru сприяє більш інтенсивної міграції його за профілем грунтів.

Сорбція радіонуклідів грунтами,% поглиненого кількості

Закріплення радіонуклідів в поглиненому стані. Про відносну рухливості радіонуклідів у грунті судять по міцності закріплення їх в поглиненому стані, тобто за їх кількістю, витісненому з грунту водою, розчинами різних солей. При порівнянні здатності радіонуклідів до витіснення з поглиненого стану катіонами солей спостерігаються більш різкі відмінності в поведінці в грунтах мікрокількостей радіонуклідів (див. табл. 1).

Наприклад, якщо зіставити міцність закріплення в поглиненому стані довгоживучих радіонуклідів ⁹⁰ Sr і ^{I 37} Cs, то виявляється, що вони неоднаково витісняються з грунтів. З усіх грунтів ⁹⁰ Sr витісняється в більшій кількості, ніж ¹³⁷ Cs. Обидва цих радіонукліда поглинаються грунтами за типом іонно-обмінної сорбції. Однак поглинений ¹³⁷ Cs закріплюється міцніше, ніж ⁹⁰ Sr. Частина ¹³⁷ Cs поглинається грунтом в необмінним формі.

На різних грунтах міцність закріплення поглинених радіонуклідів неоднакова. Більш міцно вони закріплюються в чорноземі. У дерново-підзолистих супіщаних грунтах радіонукліди знаходяться в найбільш рухомому стані. До властивостей грунту, впливає на поведінку радіонуклідів у грунті, необхідно в першу чергу віднести кислотність грунтового розчину, величину ємності поглинання грунтів, склад обмінних катіонів, вміст органічної речовини, гранулометричний та мінералогічний склад грунтів.

Склад поглинених основ і реакція середовища - фактори, що визначають ступінь поглинання і міцність закріплення радіонуклідів при їх попаданні в грунт. Попереднє витіснення кальцію з чорнозему знижувало частку міцно закріплених радіонуклідів. Додавання ж вапна в дерново-підзолисті грунти різко підвищувало частку міцно закріплених радіонуклідів у грунті і сприяло їх переведенню у необмінним стан, на що вказує той факт, що вони не витіснялися в розчин нейтральної солі. Так, з дерново-підзолистого середньосуглинкові грунти кислотою витіснялося 75% поглиненого кількості ⁹⁰ Sr, тоді як при вапнуванні цього грунту витіснене кількість радіонукліда становило всього 29%.

Ступінь сорбції радіонуклідів залежить не тільки від кількості обмінних катіонів, а й від вмісту їх у розчині. Зі збільшенням концентрації супутніх катіонів у розчині зменшується кількість ⁹⁰ Sr і ¹³⁷ Cs, сорбованих твердою фазою грунту. Присутність кальцію в розчині знижує сорбцію ⁹⁰ Sr твердою фазою грунту, а наявність калію в розчині зменшує поглинання ^{I 37} Cs грунтом. Міграція в біосфері, зокрема в грунті і системі грунт - рослина, мікрокількостей ⁹⁰ Sr і ¹³⁷ Cs тісним чином пов'язана з переміщенням їх хімічних аналогів - кальцію і калію, які присутні в більшості біологічних об'єктів у макроконцентраціях.

Виявлено абсолютно різну поведінку в процесі поглинання грунтами двох пар схожих між собою за хімічними властивостями елементів: з одного боку, стронцію і кальцію, а з іншого - цезію та калію. При сорбції грунтами ⁹⁰ Sr і ⁴⁵ Са з розчинів хлористого кальцію практично не змінюється співвідношення між стронцієм і кальцієм, тобто ці два елементи в основному однаково поглинаються грунтами. У процесі поглинання грунтами ¹³⁷ Cs і ⁴² К з розчину, що містить хлористий калій, радіоактивний ізотоп цезію сорбується твердою фазою грунту швидше і повніше, ніж ізотоп калію. Тому співвідношення між цими двома радіоактивними ізотопами в розчині після сорбції грунтом різко відрізняється від співвідношення їх у вихідному розчині.

3 Роль гранулометричного і мінералогічного складу грунту в процесі сорбції радіонуклідів

Гранулометричний склад. На сорбційні процеси радіонуклідів у грунтах впливає гранулометричний склад грунтів. Це обумовлено тим, що ємність поглинання грунту залежить від вмісту в ній високодисперсних частинок. К. К-Гедройц вказував, що основну роль в обмінній здатності грунтів відіграє мулиста фракція, а роль більших механічних елементів грунту в фізико-хімічному поглинанні мала. Фракція грунту, частинки якої більше 0,001 мм, має ємність поглинання від 0,12 до 13,4 мгекв., А фракція частинок менше 0,001 мм - від 20,6 до 107,4 мг-екв. на 100 г. Грунти, що містять більшу кількість високодисперсних частинок (розміром менше 0,001 мм), характеризуються високою ємністю поглинання.

Відомо, що окремі фракції грунтів розрізняються не тільки розміром частинок, але і фізичними, хімічними властивостями і мінералогічним складом. Зі зменшенням розмірів частинок знижується вміст оксиду кремнію, зростає кількість полуторних оксидів заліза і алюмінію і, що особливо важливо для процесів сорбції радіонуклідів, підвищується вміст гумусу і обмінних катіонів кальцію, магнію і калію. Найбільшим вмістом органічної речовини мають мелкопилеватие та мулисті часточки. У більш великих фракціях (середньої і великої пилу) вміст гумусу різко падає, у фракції дрібного піску гумусу практично немає.

Встановлено, що гранулометричний склад грунту впливає на міцність закріплення мікрокількостей радіонуклідів. Важкими грунтами поглинені радіонукліди, особливо ¹³⁷ Cs, сильніше закріплюються, ніж легкими. Зі зменшенням розміру фракцій грунту міцність закріплення ними ⁹⁰ Sr і ¹³⁷ Cs підвищується. Найбільш міцно закріплюються радіонукліди мулистій фракцією.

Поглинання радіонуклідів фракціями грунтів було досить повним. Виняток становить дрібний пісок, де сорбованого ⁹⁰ Sr менше, ніж в інших фракціях грунту. Поглинання ж ¹³⁷ Cs навіть дрібним піском становило близько 99%. Властивості часток різного розміру більше впливають на міцність закріплення ¹³⁷ Cs, ніж на величину його поглинання. Найбільше десорбується ¹³⁷ Cs в 1,0 н розчині хлористого калію з дрібного піску, середньої і великої пилу. З мулистій фракції грунтів ¹³⁷ Cs витісняється всього близько 3%.

Значна частина ¹³⁷ Cs залишається у грунті в міцно пов'язаної, фіксованого формі. Навіть піщані фракції грунтів, які практично не містять гумусу, мають здатність міцно закріплювати мікрокількостей поглиненого ^{I 37} Cs. Наприклад, у фракції дрібного піску дерново-підзолистого грунту та чорнозему залишається невитесненним після трьох обробок хлористим амонієм 37-45% поглиненого кількості цезію. Це свідчить про те, що в сорбції ¹³⁷ Cs велике значення має мінеральна частина грунтових частинок.

Пилуваті фракції мають ще більшу здатність до фіксації радіоактивного ізотопу цезію, ніж піщані. У мулистій фракції грунтів залишається найбільша кількість ¹³⁷ Cs, яке не витісняється в розчин хлористого амонію після багаторазової обробки. Цікаво простежити за розподілом радіонуклідів по фракціях забруднених грунтів. Основна кількість ⁹⁰ Sr зосереджено у мулистій і глинистої фракціях чорнозему, древньоалювіальних і сіро-коричневою грунтів.

У глинистої фракції (менше 0,01 мм) накопичується від 50 до 85% ⁹⁰ Sr від загального вмісту в грунті. Слід мати на увазі, що частка різних фракцій у гранулометричному складі грунтів неоднакова.

Мінералогічний склад. Відмінності в закріпленні мікрокількостей ⁹⁰ Sr і ¹³⁷ Cs різними за розміром фракціями обумовлені не тільки неоднаковою площею поверхні цих частинок, різним їх хімічним складом, але і різним мінералогічним складом.

Необмінним фіксація ¹³⁷ Cs піщаними і крупнопилеватимі фракціями обумовлена, очевидно, присутністю невеликої домішки слюд в цих фракціях. Вміст у мулистій фракції грунтів мінералів монтмориллонитовій групи, а також слюд і гідрослюд - одна з основних причин більш міцного закріплення мікрокількостей ⁹⁰ Sr і ¹³⁷ Cs цією фракцією.

Найбільшою поглинаючою здатністю по відношенню до мікрокількостей радіонуклідів, як і до макроелементів, мають мінерали монтмориллонитовій групи і групи гідрослюд. Мінерали каолінітової групи і групи слюд характеризуються меншою сорбційною здатністю по відношенню до макро-і мікрокількостей катіонів, які знаходяться в грунті.

Мінерали групи монтморилоніту поглинають від 92 до 99,9% ⁹⁰ Sr з розчинів, мінерали каолінітової групи - від 40 до 68, слюди - від 71 до 87, гідрослюди - від 80 до 88%. Мінерали групи кальциту, польових шпатів і кварцу поглинають від 10 до 50% ⁹⁰ Sr.

Відмінності в повноті сорбції радіонуклідів і в ступені їх закріплення різними мінералами обумовлені насамперед неоднаковою структурою кристалічної решітки мінералів. Мінерали монтмориллонитовій групи завдяки будові кристалічної решітки відрізняються інтраміцеллярним поглинанням і тому не тільки більш повно сорбують мікрокількостей радіонуклідів, але й більш міцно закріплюють їх в поглиненому стані, ніж мінерали інших груп. Інтраміцеллярное поглинання-це входження катіонів всередину кристалічної решітки мінералів. Поглинання катіонів на поверхні шарів кристалічної решітки мінералів називається екстраміцеллярним поглинанням.

Поглинений ¹³⁷ Cs на відміну від ⁹⁰ Sr міцніше сорбується мінералами. Більш сильне закріплення ^{I 37} Cs, як і ⁹⁰ Sr, спостерігається на монтмориллонитовій глинах. ¹³⁷ Cs особливо міцно закріплюється мінералами монтмориллонитовій групи: асканітом, гумбріном, а також слюда і гідрослюди: флогопіту, гідрофлогопітом, вермікулітом. Наприклад, десорбція ¹³⁷ Cs в 0,5 н розчині азотнокислого калію з поглиненого стану асканітом, гумбріном, флогопіту і гідрофлогопітом не перевищує 10% поглиненого кількості. Каолініт менш міцно закріплює поглинений ¹³⁷ Cs, велика частина якого може бути витіснена катіонами нейтральних солей.

Отже, більш сильне закріплення ¹³⁷ Cs грунтами в порівнянні з ⁹⁰ Sr обумовлено насамперед міцної сорбцией радіоцезію мінеральною частиною, особливо високодисперсними фракціями, що містять мінерали монтмориллонитовій групи і групи гідрослюд.

Вільний від носія ¹³⁷ Cs може бути поглинений грунтом за допомогою сорбції елемента на поверхні тришарових мінералів. При цьому в процесі фіксації кристалічна решітка мінералів змінюється, злегка розширюється так, що радіонуклід може включатися в кристалічну структуру. При цьому ¹³⁷ Cs не може бути заміщений на іони водню, натрію, кальцію, магнію або барію, так як ці іони не входять в кристалічну решітку. Мікрокількостей ¹³⁷ Cs можуть бути до деякої міри замінені в кристалічній решітці калієм, амонієм і стабільним цезієм. Додавання стабільного цезію в грунт сильно зменшує сорбцію ¹³⁷ Cs грунтами і значно збільшує десорбцію його з поглиненого стану.

Мінералогічний склад грунтів впливає на повноту поглинання радіонуклідів і міцність їх закріплення в грунтах. Радіонукліди можуть знаходитися в грунті як в обмінному, так і в необмінним стані, співвідношення даних форм залежить від мінералогічного складу грунту.

4 Вплив часу взаємодії радіонуклідів з грунтом на форми їх знаходження в грунті

Радіонукліди при попаданні в грунт можуть перебувати в різних формах. До водорозчинній формі радіонуклідів, зокрема ⁹⁰ Sr і ¹³⁷ Cs, відноситься та частина їх, яка переходить з грунту у водний розчин; до обмін 'іншої формі - кількість радіонуклідів, яке витісняється з грунту 1 н розчином ацетату амонію (CH ₃ COONH ₄₎ ; до необмінним формі - кількість радіонуклідів, извлекаемое з грунту 6 н соляною кислотою після екстракції ацетатом амонію; до міцно фіксованою формі - кількість радіонуклідів, яке не витісняється з грунту після обробки соляною кислотою ніякими екстрагентами.

Сорбційні процеси радіонуклідів у грунтах впливають на перерозподіл їх форм, особливо при тривалому перебуванні в грунтах. З плином часу після попадання радіонуклідів у грунт змінюються їхні фізико-хімічні форми, радіонукліди стають менш доступними рослинам, відбувається так званий процес їх «старіння» в грунтах, або іншими словами, має місце комплекс хімічних реакцій, пов'язаних з входженням їх у кристалічну решітку глинистих мінералів, іонним обміном, хімічним співосадження і т. п.

Велика частина радіонуклідів при взаємодії з грунтом досить швидко переходить з водорозчинної форми в обмінну. Потім частина радіонуклідів переходить з обмінної в необмінним форму. Через 7 років після внесення ⁹⁰ Sr в грунт значну кількість його знаходиться в обмінному стані. Зміст необмінних форм ⁹⁰ Sr з часом збільшується приблизно в 3 рази. Частка ⁹⁰ Sr, міцно пов'язаного з ВПК, і на сьомий рік після внесення становила всього 4%, що свідчить про незначне перехід цього радіонукліда у фіксований стан з часом.

Зміст обмінних форм ¹³⁷ Cs при 5-7-річному перебування їх у грунті не перевищує 24%. У залежності від часу взаємодії цього радіонукліду з грунтом зміст обмінних і кіслоторастворімих форм його знаходження в грунті зменшується приблизно в 2,5-3 рази. Значна частина ¹³⁷ Cs (70%) переходить в міцно фіксоване стан, причому з плином часу частка фіксованого цезію зростає. Вміст обмінного ⁹⁰ Sr не залежить від часу взаємодії його з грунтом.

Форми знаходження радіонуклідів у грунті визначають подальшу поведінку їх у грунтовому покрові і, зокрема, міграцію за профілем грунтів. Переміщення радіонуклідів за профілем грунтів змінює їх розподіл в кореневмісному шарі грунту, що впливає на їх доступність кореневим систем рослин.

Форми знаходження радіонуклідів у грунтах (обмінні, необмінним і міцно фіксовані), фізико-хімічні властивості грунтів та агрометеорологічні умови впливають на механізм міграції, дифузії в грунтовому розчині і твердій фазі грунту і конвективний перенос з струмом води при фільтрації через грунт атмосферних опадів. Дифузія радіонуклідів у грунті - мимовільне вирівнювання їх концентрації в системі при зіткненні з грунтовими частинками шляхом проникнення молекул однієї речовини в іншу. Конвекція радіонуклідів у грунті - перенесення їх маси рухомими потоками пари або рідини. Конвективний перенос важливий для тих радіонуклідів, які знаходяться в грунті у водорозчинному і частково в обмінному стані. Один з факторів, що впливають на міграцію радіонуклідів шляхом конвективного переносу, - надмірна вологість.

Дифузійним шляхом пересуваються радіонукліди у водорозчинній та обмінній формі. Ці ж фракції мігрують за допомогою кореневих систем рослин. Всі форми радіонуклідів у грунтах, включаючи необмінним і міцно фіксовані фракції, здатні переноситися з колоїдними частинками.

У міграції ⁹⁰ Sr по вертикальному профілю грунтів велике значення мають дифузійні процеси, хоча кількісний внесок окремих механізмів міграції може варіювати в широких межах. Наприклад, визначальну роль у пересуванні ⁹⁰ Sr у чорноземі грає дифузія, а на дерново-підзолистого грунті майже 50% цього радіонукліда пересувається в результаті конвективних процесів. У міру підвищення міцності закріплення в грунті рухливість ⁹⁰ Sr знижується. Швидкість дифузії залежить від типу грунтів та їх властивостей, а також від вологості і температури грунтів.

Різні радіонукліди в грунтах одного і того ж типу мають різну швидкість міграції. Величина коефіцієнта дифузії ¹³⁷ Cs значно нижче, ніж ⁹⁰ Sr. Коефіцієнт дифузії ⁹⁰ Sr змінювався на грунтах різних типів від 0,4 • 10 ^-7 до 3,1 • 10 ^-7 см ² / с, а коефіцієнт дифузії ¹³⁷ Cs-від 5,4 • 10 ^-10 до 5,8 • 10 ^-8 см ² / с.

Література

1. Анненков Б.М., Юдіннева Є.В. Основи сільськогосподарської радіології .- М.: Агропромиздат, 1991. - 287 с: ​​іл.

2. Радіобіологія / А.Д. Бєлов, В.А. Кіршина, Н.П. Лисенка, В.В. Пак та ін; Під ред. А.Д. Бєлова. - М.: Колос, 1999. - 384 с: іл.