Изучение миграции 60Co в природных средах тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.00.01, кандидат биологических наук Харитонова, Елена Викторовна

• Харитонова, Елена Викторовна
• кандидат биологических наук
• 2006

Оглавление диссертации кандидат 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 диссертации (часть автореферата) 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 диссертации 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.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Харитонова, Елена Викторовна, 2006 год

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.