Экономический и экологический ущерб 12 page

Под термином "горячие" частицы мы понимаем частицу топливной, конденсационной или адсорбционной природы, обладающую удельной активностью более 105 Бк/г или 0,1 Бк/мкг. В атмосфере до сих пор путешествуют "горячие" частицы. Это можно объяснить техногенезом на загрязненных территориях и, в частности, теми работами, которые производятся в 30-киломеровой зоне с целью дезактивации урбанизированных комплексов, и полевыми работами в 60-киломеровой зоне. Так, в Белоруссии на 10 планшетах ее юго-восточной части (Пинск, Хойники, Брагин и т.д.) в выпадениях в течение июля 1988 г. на площади в 10 км²обнаружено по 70 - 80 "горячих" частиц. По данным Е.П.Петряева (устное сообщение, 1991 г.) при продувании 5·10⁵м³воздуха на фильтре из г.Мозыря зафиксировано 53 "горячие" частицы. В Гомеле при продувании 1,7· 10⁶м³воздуха через фильтр в нем оказалось 59 "горячих" частиц. Размеры этих частиц 2,5 - 5 мкмј, вес каждой в пределах 10^-8- 10^-10г. альфа-активность этих частиц составляет 0,03 Бк/частицу, бета-активность - 0,1 Бк/частицу.
Важнейшая информация о "горячих" частицах следует из результатов изучения вещественного, радионуклидного состава индивидуальных частиц, а также результатов выщелачивания радионуклидов из них.
"Горячие" частицы, отобранные на первой надпойменной террасе правого берега р.Припять (233 шт.), по цветовой гамме представлены: темнобурыми (81%), черными (9,4%), серыми (3,6%), светлобурыми (2,4 %), бурыми (2,4 %) и бесцветными разностями. Установлено, что окраска "горячих" частиц обусловлена включением в кристаллическую решетку матрицы элементов-люминофоров, 97 % всех бурых частиц содержит железо, черная окраска - результат высокого содержания урана (IV), серая окраска обусловлена высоким содержанием свинца и т.д. Прослежена приуроченность¹⁰⁶Ru к оксидам железа.
Форма частиц конденсационного типа иногда шарообразная, топливных и адсорбированных - неправильная. Для шарообразных частиц поверхность нередко усложненная за счет налипания более мелких частиц разнообразной формы. Среди топливных частиц встречаются осколочные - плотные или рыхлые - неправильной формы аморфные или сложенные мельчайшими микрокристаллами. Первые частицы взрывного генезиса, а вторые - образовавшиеся в процессе вторичной кристаллизации.
Вещественный состав матрицы подавляющего большинства "горячих" частиц - оксиды урана, в ряде случае устанавливалось дополнительное присутствие железа, свинца, титана, кремния и др., что, по-видимому, является следствием внесения различных гасителей (металлический свинец, доломит соединения РЗЭ, кварцевый песок и др.) в первые дни аварии.
Радионуклидный состав большинства частиц в основном соответствует таковому облученного топлива. Обнаружены частицы, обогащенные¹⁴⁴Ce (6,3 % общего количества) суммой¹⁴⁴Ce+¹⁰⁶Ru (5,4 %),¹⁴⁴Ce+^134,137Cs (3,6 %),¹⁰⁶Ru (1,3 %),^134+137Cs (1 %).
Основная масса "горячих" частиц образовалась в результате дробления топлива при тепловом взрыве. Их радионуклидный состав соответствует в среднем накоплению осколков деления и наведенной активности при времени кампании около 2 лет.
В табл. 1.3.19 приведены химический и радиоизотопный составы типичных "горячих" частиц, отобранных в ближней зоне. Наблюдается определенная температурная корреляция между составом матрицы и содержанием того или иного радионуклида. Особый интерес представляют частицы практически мононуклидные. Весьма характерен результат по частице Т-18 - в шарике оксидов железа содержится 94 % рутения, остальные 6 % приходятся на техногенные радионуклиды, в общем не характерные для чернобыльских выпадений.
Выщелочившие радионуклидов из "горячих" частиц. Вынос радионуклидов из "горячих" частиц может происходить при растворении урана и путем выщелачивания. Эксперименты показали, что степень водного выщелачивания из частиц топливного состава (табл. 1.3.20) минимальна для¹⁴⁴Се (0,2 - 7,3 %), максимальна для¹⁰⁶Ru (5,3 - 33 %), для -¹³⁴Cs составляет (5,45 - 15 %), и для¹³⁷Cs - (1,9 - 12,6 %). В частицах, обогащенных одним из радионуклидов (¹⁴⁴Ce,¹⁰⁶Ru) наблюдалось максимальное водное выщелачивание нуклидов, содержащихся в подчиненном количестве. Так, из частиц, содержащих более 90 % активности¹⁴⁴Ce, выщелачивалось от 30 до 55 %¹⁰⁶Ru и¹³⁴Cs. В частицах различных типов отмечается преимущественное водное выщелачивание¹³⁴Cs по сравнению с¹³⁷Cs, что можно объяснить различием в ядерном генезисе нуклидов радиоцезия: первый образуется по реакции (n,g), тогда как второй - по цепочке последовательных бета-распадов. По-видимому, эти различия предопределяют неравноценное их положение в структуре модифицированного топлива. С помощью последовательного выщелачивания установлено,что водорастворимые формы радионуклидов в почвах являются результатом выщелачивания радионуклидов из частиц с первых недель их выпадения. Более активный переход радионуклидов в почвенные растворы наблюдался при загрязнении почв выпадениями конденсационного типа в дальней зоне, менее подвижны радионуклиды топливных частиц сравнительно невысокой дисперсности (50 - 10 мкм), выпавших в ближней зоне.
Таблица 1.3.19
Характеристика "горячих" частиц из "рыжего леса"

Таблица 1.3.20
Содержание радионуклидов, Ки/обр, и их водорастворимых форм, %, в "горячих" частицах

Результаты модельных экспериментов по выщелачиванию радионуклидов.Исследование устойчивости топливных частиц при их взаимодействии в течении 2 сут. с различными агентами, имитирующими воздействие внешней среды выполнены С.А. Богатовым (КЭ им.Курчатова). Отмечено, что лучше всего в раствор переходили изотопы цезия, примерно в четыре раза медленнее -⁹⁰Sr, хуже всего - плутоний и трансплутониевые элементы. Переход в раствор этих элементов интерпретировался как разрушение матрицы частиц [2]. В зависимости от выщелачивающего раствора и формы выброса постоянные разрушения матрицы лежат в пределах 5,7·10^-6- 1,6·10^-4г/см²/сут., (при непрерывном воздействии выщелачивающего агента), что соответствует значению постоянной скорости растворения 9,9·10^-8- 8,6·10^-9с^-1.
Подобный эксперимент выполнен ранее для донных отложений пруда-охладителя [25]. При интерпретации результатов использовано представление об одновременном протекании двух процессов - переход радиостронция в раствор из доступных для воды позиций по механизму ионообменной десорбции и собственно выход из матрицы - безотносительного его механизма и состава твердой фазы. Совместное протекание этих процессов приводит к формированию кривых, нисходящие участки которых обусловлены главным образом быстро протекающим ионным обменом, тогда как горизонтальные участки отражают процесс выхода атомов ⁹⁰Sr из матрицы. Для пологих участков кривых выхода радиостронция постоянная скорости растворения частиц составила К = 1 - 3·10^-7с^-1.
Выполнены экспериментальные работы по одновременному определению параметров выщелачивания осколочных радионуклидов¹³⁷Cs,⁹⁰Sг, и урана из дерново луговых почв левобережной поймы. Проба верхнего почвенного горизонта была отобрана вблизи оз.Вершина на территории, для которой фиксируется максимальные значения загрязнения. Образец почвы высушивался, просеивался для отделения растительных остатков; проба для выполнения эксперимента отбиралась методом квартования.
Выщелачивание проводили в кинетическом режиме, используя каждый раз свежую порцию дистиллированной воды. Соотношение фаз Т:Ж составляло 1:1,2. Результаты измерений приведены в табл. 1.3.26 и на рис. 1.3.10.
Полученные в эксперименте результаты по выщелачиванию нуклидов из загрязненных почв не имеют однозначной интерпретации. Низкие скорости выхода, присущие¹³⁷Cs, несомненно, определяются сорбционными свойствами компонентов почв. Наибольшая неоднозначность возникает при рассмотрении результатов одновременного выщелачивания⁹⁰Sr и топливного урана - рис. 1.3.11. В случае равномерного распределения атомов⁹⁰Sr в решетке урана различную степень перехода в растворенное состояние можно было бы объяснить различной сорбируемостью соединений рассматриваемых элементов на компонентах почвы. Однако в этом случае их относительные выходы и, следовательно, скорости выщелачивания должны быть близки. В нашем случае эта предпосылка не выполняется, указывая на возможность вхождения атомов 90Sr в состав растворимых и не содержащих топливный уран фаз.
Растворение твердого тела (в данном случае матрицы) является примером гетерогенного процесса, протекающего на поверхности раздела фаз и описываемого уравнением кинетики первого порядка, в предположении, что процесс лимитируется скоростью диффузии в граничном слое. Поскольку толщина диффузионного слоя зависит от условий перемешивания, то значения К для натурных условий будет заметно меньше. Таким образом, полученные значения постоянных могут рассматриваться как верхние возможные значения скорости трансформации твердофазных выпадений ближней зоны.
Полученные данные свидетельствуют о незначительном (по сравнению с осколочными радионуклидами) растворении урана из концентрата топливосодержащих частиц, выделенных Радиевым институтом из загрязненных почв ПВЛРО "Рыжий лес" [15]. В условиях контакта топливосодержащих частиц с растворами, представляющими собой водные вытяжки чернозема и древесины, скорость растворения урана составляла лишь 3 - 7·10^-7с^-1.
Таблица 1.3.26
Выщелачиваемость нуклидов из загрязненной топливными выпадениями дерноволуговой почвы левобережной поймы р.Припять

Таким образом, актуальным вопросом дальнейших исследований становится детализация процесса накопления подвижных форм радиостронция и его взаимосвязь с процессами деструкции собственно топливосодержащей матрицы.
3.3.3 Прогнозная оценка динамики трансформации состояния радионуклидов
Ранее приведены результаты полигонных наблюдений за изменением содержания мобильных форм радионуклидов в почвах, вызванных деструкцией топливных частиц.
Модель трансформации состояния радионуклидов представляется схемой:
я форма нуклиды ---> катион<--->обменная форма
Чтобы использовать имеющиеся наблюдения и экспериментальные данные для прогнозирования темпов трансформации состояний радионуклидов, необходимо упростить схему трансформации. Для этого примем во внимание ряд особенностей процесса. Наиболее медленной стадией является процесс выноса радионуклидов из твердо-фазных радиоактивных выпадений. Из реакций формообразования наиболее медленным является процесс необменного поглощения радионуклидов.
Схему трансформации можно представить в виде:
консервативная форма (В)
Достаточно общий подход к физико-математическому описанию накопления радионуклидов в подвижной форме базируется на использовании уравнения формальной кинетики для необратимого процесса. В частности, самопроизвольно протекающие процессы деструкции описываются уравнением кинетики первого порядка.
Трансформация по предложенной выше схеме представляет собой последовательные реакции, для которых уравнения скоростей реакции имеют вид

Начальные условия: при t = 0, m = 0, b = 0. Решение для концентрации мобильных форм с учетом радиоактивного распада имеет вид:

где а - начальная активность радионуклида, в составе частиц;?. - постоянная радиоактивного распада; К^ - постоянная перехода радионуклидов из твердофазных выпадений; Кд - постоянная образования фиксированных форм.
Сопоставление экспериментальных данных определения форм нахождения радионуклидов за период 1986 - 1992 гг. с рассчитанными по описанной модели дает основание предполагать, что К₁в различных условиях зоны влияния ЧАЭС для⁹⁰Sr колеблется от 3·10^-9до 7·10^-9с^-1и К₂от 2,2·10^-9до 7·10^-9с^-1. Те же коэффициенты для¹³⁷Cs варьируют от 4,3·10^-97·10^-9с^-1и от 2,2·10^-8до 1,1·10^-7с^-1соответственно.
Из анализа зависимости содержания мобильных форм от времени можно сделать следующие выводы.
1. В результате конкуренции процессов выноса нуклидов из частиц и необменного поглощения, радиоактивного распада содержание мобильных форм проходит через максимум. Время достижения максимальной величины определяется отношением констант К^, Кд и постоянной радиоактивного распада.
2. Максимальное расчетное содержание мобильных форм радиоцезия аварийного выброса достигается через 1,5-2 года после инцидента, радиостронция - через 6-15 лет в зависимости от типа почв и удаленности от ЧАЭС. Это означает, что максимальное возможное содержание мобильных форм¹³⁷Cs аварийного выброса осталось в прошлом и в настоящее время его доля продолжает уменьшаться, что влечет за собой уменьшение поступления этого нуклида в растения и природные воды.
3. Во всех случаях максимальное содержание мобильных форм составляет лишь часть первоначальной активности. Даже для наиболее подвижного нуклида⁹⁰Sr максимальная активность мобильных форм не может превысить 70 % исходной.
Установленные закономерности имеют положительное экологическое, социальное и экономическое значение, поскольку дают основание для значительно более оптимистичного прогноза радиоэкологической обстановки в районах, пострадавших от радиоактивного загрязнения в результате аварии на ЧАЭС, по сравнению с прогнозами, учитывающими лишь радиоактивный распад и вынос нуклидов из почвенного слоя.
3.3.4. Понятие о самоочистке ландшафтов от радионуклидного загрязнения
Естественная реабилитация загрязненных территорий направлена на восстановление первоначальной природной среды, нарушенной деятельностью человека. Темпы и эффективность естественной реабилитации могут быть сравнимы с искусственным восстановлением на ограниченной территории и безусловно превосходят последнюю в случаях широкомасштабного загрязнения. Так, заведомо невозможно технически очистить территорию Украины от чернобыльских радионуклидов и остается только надеяться на естественные процессы.
Оценка интенсивности самоочистки территорий является основополагающей при любых вмешательствах человека с целью улучшения экологической обстановки.
Классификация и моделирование процессов самоочистки, идентификация экологических факторов, их определяющих. Исходя из предпосылки, что очистка любой экосистемы, как среды обитания человека, - это удаление из активного цикла (т.е. цикла оканчивающегося продуктами питания или организмом человека) тем или иным путем какого-либо загрязнителя, под термином самоочистки природного ландшафта от радионуклидов следует понимать естественный процесс вывода последних из геохимически-миграционно-способных форм. Рассматриваются несколько путей, способствующих этому:
1. Естественный радиоактивный распад
2. Вынос радионуклидов за пределы данного природного ландшафта (ПЛ) или природной системы.
3. Способность к долговременной фиксации (локализации теми или иными составляющими частями ландшафта.
Два последних варианта самоочистки тесно связаны с процессами миграции (ветровой перенос, смыв атмосферными осадками, внутрипочвенная миграция). Единственным процессом, приводящим к исключению радионуклидов из биосферы, является их распад, скорость которого не может быть изменена. Поэтому единственным способом предотвращения поступления радионуклидов в биогеохимические цепи является замедление процесса геохимической миграции до скоростей, сравнимых со скоростью радиоактивного распада. Применительно к радиоактивным выпадениям в ближней зоне ЧАЭС это означает, что геохимическая миграция радионуклидов возможна лишь при их переходе в окружающую среду из горячей частицы. Устойчивость топливных частиц к факторам воздействия внешней среды служит определенным барьером, ограничивающим поступление радионуклидов.
Таким образом, знание механизма высвобождения экологически значимых осколочных радионуклидов из "горячих" частиц является одним из базисных элементов долгосрочного прогноза радиоэкологической ситуации.
Факторы естественной реабилитации. Проанализированный материал не дает оснований для установления причинно-следованных связей между скоростью накопления радиостронция, рассматриваемого в качестве показателя степени трансформации топливных выпадений, и свойствами почв. Независимо от плотности загрязнения территории скорость выхода радиостронция в натурных условиях заключена в пределах 1·10^-9- 5·10^-9с^-1с наиболее часто встречаемым значением 2 - 3·10^-9с^-1. В предположении, что процесс накопления подвижных форм радиостронция описывается уравнением первого порядка, это соответствует периодам полувыхода из матрицы 6,9 - 10,5 лет. Сравнение с известной величиной периода полураспада⁹⁰Sr Т = 30 лет указывает, что накопление подвижных форм радиостронция будет продолжаться еще достаточно длительное время.
Абиотическими факторами самоочистки являются.
1. Перемешивание в подвижных средах (вода, воздух).
2. Гидродинамическая и аэродинамическая дисперсия.
3. Диффузия (главным образом концентрационная и самодиффузия).
4. Химические реакции с выходом пассивных малоподвижных продуктов.
5. Сорбционные процессы на границе раздела фаз, представленных минеральными компонентами почв и перовыми растворами или грунтовыми водами.
Являясь изотопами химических элементов, радионуклиды характеризуются теми же химическими свойствами, что и стабильные изотопы этих элементов. Однако тождественность поведения изотопов может наблюдаться лишь в случае равновесного распределения физико-химических форм привнесенных радионуклидов и природных форм нахождения их стабильных аналогов. Матрица топливной "горячей" частицы по своему химическому и фазовому составу не является стабильной в условиях гипергенеза и, таким образом поступление радионуклидов в окружающую среду является процессом неравновесным. В дальнейшем в ходе вовлечения атомов радиостронция в геохимическую миграцию возможно достижение равновесного распределения. Этому способствуют химические свойства элемента:
степень окисления в любых природных средах равна двум;
малое влияние концентрации стронция на его формы миграции;
слабое влияние значения рН и Eh природных вод на сорбируемость стронция.
Поэтому основными факторами, определяющими возможность локализации стронция в абиотической компоненте ландшафта служат:
присутствие макроконцентраций катионов в растворе;
присутствие органического вещества;
минеральный и дисперсный состав вмещающих пород.
Модели миграции. В используемых математических моделях переноса загрязнений, в том числе и радионуклидов, при фильтрации подземных вод в насыщенной дисперсной среде в качестве основного параметра выступает коэффициент распределения Кд, представляющий собой отношение равновесных концентраций радионуклидов в твердой фазе (т. е. в вмещающей породе) и растворе:
Kd = Атв/Ар,
где А_ТВ- концентрация радионуклида на твердой фазе; Ар - соответствующая равновесная концентрация в растворе.
Наличие сорбционных процессов на границе раздела фаз "фильтрующая порода - подземная вода" приводит к замедлению переноса радионуклидов подземными водами и учитывается с помощью коэффициента задержки R.
Очевидно, что коэффициент распределения Kd является ключевым расчетным геомиграционным параметром при моделировании массопереноса, и его значение определяется множеством факторов, учитывающих специфичность химического и фазового состава поликомпонентной природной среды. Постоянство условий при моделировании сорбционных процессов позволило найти корреляцию между значением Кд и гранулометрическим составом песков, слагающих фильтрующую пористую среду на территории 30-километровой зоны. Линейный характер связи содержания мелкодисперсной величины и Kd указывает, что основным сорбирующим компонентом в аллювиальных песках Полесья являются рассеянные глинистые минералы. Этот вывод позволяет провести зонирование территории по защищенности ландшафтно-геохимическими барьерами на литологической основе.
Моделирование процессов самоочистки производилось с использованием теории линейных динамических систем. Коэффициенты распределения радионуклидов между твердой и жидкой фазами, коэффициенты фильтрации, диффузии и гидродинамической дисперсии определялись в условиях близких к природным на тестовых объектах (колодец, водоем, склоновая площадка) и полигонах.
Полуэмпирические выражения математических моделей исследуемых ландшафтных объектов представляют собой комбинации экспоненциальных функций. Результаты моделирования показали хорошее совпадение с наблюдениями за самоочисткой ландшафтных объектов на контрольных точках опробования почвенных разрезов.

Оценка интенсивности и эффективности самоочистки в основных типах ландшафтов экспериментальных полигонов. Интенсивность самоочистки ПЛ: степень изменения суммарной (ВЈA) активности или активности отдельного изотопа (А^) за промежуток времени (во времени)
1= dS A/dt(dAi/dt).
Эффективность самоочистки ПЛ: Отношение активности рН в малом цикле ПЛ в момент исследования к начальной активности рН в данномПЛ.
е=(а₀- А_t/А₀100 %.
Причем эффективность самоочистки ПЛ может иметь знак как плюс так и минус.
Примеры самоочистки. Одним из примеров самоочистки ПЛ может служить изменение распределения¹³⁷Cs в одной из западин аллювиального геохимического ландшафта лесной группы в период 1987 - 1991 гг. (табл. 1.3.27).
Таблица 1..3.27
Самоочистка природного ландшафта