11.6. radionuclizi artificiali în zona continentală
ecosistemele
11.6.1. Comportamentul radionuclizi în sol
Primirea de radionuclizi artificiali în sol are loc în două moduri de bază: cu depuneri atmosferice și care rezultă de evacuare a deșeurilor.
Geochimie de radionuclizi, SOLULUI Primit
Cu fallout atmosferice
Cu depuneri atmosferice pe suprafața solului și vegetației și radionuclizi hrănite au primit fallout la nivel mondial, Cernobâl și alte accidente ca o parte sau cu aerosoli particule, și în soluție cu precipitații. De regulă, acest lucru duce la contaminarea unor zone mari de ceea ce a fost discutat în detaliu în secțiunile precedente. O astfel de pierdere în ciuda radioactivitate ridicată prezintă valori de masă neglijabile. De exemplu, concentrația de 90 Sr, cade pe suprafața solului în 60 - 70 de ani. media a fost de 10 mCi / km 2 (Pavlotskaya, 1974). Aceasta a corespuns la aproximativ 10 -14 # 37; în stratul de suprafață a solului, care este de 10 ori mai mic de 11 decât concentrația de stronțiu naturale stabile. Prin urmare, aceste venituri nu se schimba compoziția fizică și chimică a mediului, inclusiv a solului.
Solul - un bun absorbant de radionuclizi. Toți radionuclizi artificiali, primit pe suprafața solului din atmosferă, acum concentrată în stratul superior, care să nu depășească 30 cm. Absorbția radionuclizilor stratului superficial de sol este dublu. În primul rând, aceasta împiedică progresul contaminării în profilul solului și a apelor subterane intră. migrația orizontală a radionuclizilor are loc predominant cu particulele de sol, ca urmare a spălare lateral, așa cum sa menționat anterior. Radionuclizii mai puternic a avut loc în stratul de rădăcină de sol, cu atât mai puțin pot fi preluate de către plante. În al doilea rând, acumularea de radionuclizi în stratul de sol de zona rădăcinii creează o mai mult sau mai puțin lungă durată sursa de contaminare (de regulă, contaminarea include diferite radionuclizi), care este constantă pentru un depozit de radionuclizi în vegetație.
Comportamentul radionuclizilor în sol depinde de: 1) forma radionuclidului, în special gradul de solubilitate; 2) din proprietățile geochimice ale izotopului radioactiv; 3) condițiile fizico-chimice ale mediului, care sunt determinate de compoziția solului, în mare parte datorită condițiilor climatice, topografice și geologice.
1. În prima perioadă după depunerea pe suprafața solului (în general în primii 2 ani) radionuclizi se comportă elemente perfect stabile din sol, acestea sunt izotopi. absorbția în sol a ratei de radionuclizi depinde în primul rând de solubilitatea precipitat pe suprafața particulelor. Formele solubile în apă mai ușor de a interacționa cu solul absorbant decât complex greu solubil. În general, proporția formelor solubile constând din depunerea depinde de proprietățile chimice ale elementelor și creșterea numărului (Pavlotskaya 1974) 144 Ce, Y → 91 95 95 Zr + Nb → 137 106 Cs → Ru → 90 Sr. Importanța are o sarcină de particule de aerosoli. Și particule încărcat negativ neutru depunerea să se leagă mai puțin puternic decât pozitiv cu coloizi de sol, care au în mod avantajos o sarcină negativă. Radionuclizii treptat, începând să includă în ciclul geochimic, și după câțiva ani de la poluarea sa se comporte deja în conformitate cu transportatorii lor izotopice sau non-izotopice. Există un așa-numitul proces de „îmbătrânire“, atunci când radionuclizilor-a lungul timpului, se deplasează treptat din statele metabolice în non-schimb.
În funcție de starea și compoziția compușilor în care radionuclizii sunt în sol, caracteristicile fizico-chimice ale solului, de vreme și climă condiții pentru diferite radionuclizi mecanism posibil de migrare în soluri: transportul convectiv, difuzia în soluție sau un strat de difuzie dublă. Transportul convectiv de infiltrare a apei la curentul prin sol domină un mod de clătire soluri. Astfel radionuclizi sunt transportate într-o stare solubilă și ca o parte din particule fine. Transferul de radionuclizi sunt mai puțin strâns legați în sol (de exemplu, radionuclizi Sr) va avea loc sub formă de săruri complexe solubile sau compuși cu liganzi organici. Ele sunt, de asemenea, de difuzie mai frecvente în soluție decât în stratul de difuzie dublă, spre deosebire de radionuclizilor Cs.
2. Caracteristicile geochimice ale celor mai importante punct de vedere ecologic radionuclizii discutat mai sus. Comportamentul lor în sol are o mulțime de a face cu comportamentul din sediment, care este, de asemenea, discutate în secțiunile anterioare ale acestui capitol.
Cs + cationi adsorbită inițial pe suprafețe încărcate negativ coloizilor minerale argiloase, atunci
pătrunde prin difuziune în spațiul dintre straturi și încorporate într-un minerale cu zăbrele înlocuind isomorphically K. Forma inițială Cs principal de schimb. Apoi au devenit non-schimb și în mare măsură slab la dispoziția plantelor.
144 Mecanismul de absorbție de schimb ionic sol Ce nu este cel principal. Este mult mai puțin mobile în soluri decât Sr. Se crede că, Ce ca radionuclizi și alte elemente de pământuri rare poate fi isomorphically substitui Ca, Fe, Al, în unele minerale exogene, în special minerale săruri ale tipului (Pavlotskaya 1974)
Absorbția și retenția solului Ru radionuclid depinde de forma în care acesta ajunge (anionic, cationic sau neutru). Ru, având o mare afinitate pentru Fe, este ținut ferm pe fier hidroxid peliculelor gelurile pe suprafața boabelor minerale. migrația apei Ru disponibile în formă anionică sau în complexe solubile. Această întrebare este studiat prost.
Pu în soluri, de preferință, este inactiv. Chiar și în acele cazuri în care intră pe sol sub formă de compuși solubili, comportamentul este determinat în principal de hidroliză. Aproape toate solubile și capabile de migrare Pu a fost găsit în sol sub formă de Pu (OH) n. Se crede că este disponibil pentru planta Pu poate fi sub formă de complecși carbonat sau carbonați solubili. Cel puțin este cunoscut faptul că, în climat arid Pu poate pătrunde la o adâncime de 30 cm. Comportamentul Pu (FV) este similar cu comportamentul Th. Am (OH) 3 și Cm (OH) 3 în comparație cu Pu (OH) 4 sunt mai solubili și disponibile pentru plante, în timp ce reacția de hidroliză este, de asemenea, în mare măsură determinată de comportamentul lor în sol. Comportamentul Np în sol este slab cunoscut. Este cunoscut faptul că compuși diferă cea mai mare solubilitate și disponibilitatea
Plant între toate elementele transuranice (elemente transuraniene din mediu, 1985).
Potrivit FI Pavlotsky (1974), pentru același sol în condiții identice, intensitatea absorbției radionuclizi crește de obicei în seria 106 Ru → 90 Sr → 144 Ce → 137 Cs, și puterea de lipire - o serie de 90 Sr → 106 Ru → 95 Zr 144 → 137 → Ce Cs. Cel mai puțin radionuclizi sunt mobile Cs.
3. Influența compoziției solului asupra comportamentului radionuclizi destul de complexe.
Rolul humusului din sol în comportamentul radionuclizilor este dublă și depinde de multe condiții. Pe de o parte, radionuclizilor mai ferm orizonturi fixe humus sol, în special gumat Ca în solurile din regiunile aride. Pe de altă parte, în special în zonele umede prezente în soluțiile materialelor organice din sol pot contribui la migrarea radionuclizilor prin formarea mai puțin conectată ferm cu solul încărcat negativ și compuși complecși neutri și coloizi.
Zonarea natural-climatice determină compoziția solului, și mediul de reacție și, prin urmare, afectează mobilitatea radionuclizi în sol. Cea mai mare parte nemișcată cationilor în solurile ușor alcaline ale zonei aride și este mai mobile în soluri acide ale zonelor umede. De exemplu, 90 Sr migrează cu ușurință în zona umedă a solului în care se realizează în compoziția compușilor organici solubili în apă. Solurile aride centura este inactivă și se acumulează pe barierele evaporatorului care constau din carbonați greu solubili, cum ar fi Ra (vezi. Ch. 8). În același timp, mobilitatea formelor oxidate ale Pu poate fi crescută ca urmare a formării complecșilor de carbonat solubili ca U. In peisajele adjuncte si acumularea de radionuclizi în majoritatea elementelor de relief joase. Pentru elemente cu valență variabilă joacă un rol importante reacții redox. Există o acumulare de multe dintre aceste bariere în calea de recuperare (Pu, Tc, Ru).
Pentru a estima mobilitatea relativă și rezistența fixării radionuclizi în soluri adesea utilizate larg distribuite în metoda științei solului extracției soluții apoase de diferite săruri și acid clorhidric. extracția sării utilizate pentru determinarea ionilor în stare de schimb. O ilustrare a efectului compoziției și proprietăților radionuclizilor solului pe solurile de rezistență de fixare pot servi ca datele tabelului. 11.2, din care se poate vedea clar că plinătatea absorbție
radionuclizi soluri și crește puterea de fixare a acestora într-o serie de nisip argilos →-sod podzolice argilos sol negru-sod podzolice →. În această serie crește dispersabilitatea particulelor de sol, rolul grupului montmorillonit, rolul substanțelor organice și schimbul Ca între minerale argiloase. Formele de extrudare schimb radionuclid are loc prin elemente purtătoare 90 Sr cea mai bună soluție este extrasă CaCl2. o 137 Cs - KC1.
Cel mai notabil observate caracteristicile geochimice ale radionuclizilor individuali. 90 Sr cel mai mobil. La solurile podzolice-SOD din partea principală a acesteia este în stare de schimb și ușor de deplasat de Ca. Doar aproximativ o jumătate de cernoziom absorbit radionuclid Sr nonexchangeable conectat în gumat Ca.
Unul dintre radionuclidului cel mobil este 137 Cs, care este aproape complet absorbită de sol din orice compoziție. În starea de schimb, este în solurile-SOD podzolite, în principal, de textură ușoară. În solurile argiloase și cernoziomurile aproape toate Cs leaga non-schimb în structurile cristaline de minerale argiloase.
Solurile Absorbție 106 Ru mică depinde de compoziția lor și aparent determinată de raportul dintre formele anionice și cationice de Ru în soluție. Evident că, în cazul prezentat în tabelul. 11,2, aproximativ jumătate din ruteniu este sub forma anionică și nu a fost absorbită de sol. Aproximativ 10 # 37; absorbită de soluri Ru a fost în starea de schimb și este ușor deplasată de ionii de Ca.
144 Ce, în acest caz, sa dovedit a fi cea mai puțin radionuclidul mobil. Este aproape complet absorbit de sol din orice compoziție și nu sunt înlocuite cu Ca cel mai apropiat mare rază ionică.
COMPORTAMENT radionuclizi artificiali,
SOLUL primite în compoziția deșeurilor
În general, comportamentul fiecărui radionuclid în soluri supuse acelorași reguli descrise mai sus. Cu toate acestea, există diferențe semnificative în comportamentul radionuclizilor în sol a primit sub formă de depuneri de aerosoli sau într-un deșeu lichid. În primul caz, radionuclizii sub formă de particule submicronice ajunge în mediu a continuat, și incluse în ciclurile sale geochimice existente. În al doilea caz, solul primește cantități mari de diferite substanțe, schimbă dramatic condițiile chimice și fizico-chimice ale mediului. Migrarea radionuclizilor va fi apoi din cauza situației predominante în interacțiunea contaminanților cu mediul natural. Ca un exemplu, destul de mod comun de eliminare a deșeurilor lichide activitate medie în tranșee umplute cu bucăți de calcar erodate impregnate cu alcalii. Șanțurile au fost umplute strat dens deasupra solului (Olsen și colab., 1986). O astfel de umplere creează un mediu tampon alcalin prevenind migrarea 90 Sr și 137 Cs. Cu toate acestea, în aceste condiții, 60 Co sa dovedit a fi foarte mobil și ușor migrat la compoziția apei subterane în afara magazin. Cobaltul având două grade de oxidare în aceste condiții a fost în formă de Co 2+. cel mai solubil și stabil la pH 9,5. Astfel, a fost membru al ambelor complecși anionici cu liganzi anorganici și organici cu: acizi fulvici cu greutate moleculară mică și soluții de decontaminare a solului EDTA.
99 Tc are 7 grade de oxidare. În stocarea atmosferă oxidantă cea mai stabila Tc (VII), prezentă sub formă de TcO pertehnetat
o mare în apele subterane și mobilitatea în sol. Tc poate fi redusă la Tc (IV) pentru reducerea barierelor, cum ar fi o substanță organică, formând tCO2 puțin solubilă. Uraniu în aceste condiții a fost, de asemenea, flexibil și a migrat în apele subterane, sub formă de complecși de carbonat. Pentru izotopii radioactivi, care formează lanțul de degradare, este necesar să se ia în considerare mobilitatea produselor intermediare. Migrarea radionuclizilor-mamă mobile pot contamina mai puțin filiale mobile. Astfel, în acest exemplu, există o contaminare progresivă a 238 Pu și 240 Pu, 242 dintre mobile acumuland Cm (T1 / 2 = 162 zile) și Cm-244 (T1 / 2 = 18).