Ґрунт як ланка міграції радіонуклідів

ЗМІСТ

Вступ........... 3

РОЗДІЛ І ТЕОРЕТИЧНА ЧАСТИНА......

1.1. Природа, джерела та вплив на людину радіоактивного забруднення довкілля.........

1.2. Ґрунт як ланка міграції радіонуклідів......

1.3. Математичне моделювання міграції в ґрунтах.... 12

1.3.1. Аналітичний метод........ 14

1.3.2. Методи чисельного моделювання...... 15

1.3.3. Елементи кореляційного аналізу...... 17

1.4. Вплив вологості та температури на міграцію радіонуклідів в профілі ґрунту...........24

РОЗДІЛ ІІ МЕТОДИКА ДОСЛІДЖЕННЯ ТА РОЗРАХУНКІВ

2.1. Методика відбору проб вертикального зрізу шару ґрунту

2.2. Методика розрахунків

РОЗДІЛ ІІІ РОЗРАХУНКОВА ЧАСТИНА

Висновки.......... 29

Список літератури......... 30

Вступ

Дослідження екологічних процесів, пов’язаних з міграцією радіонуклідів в ґрунтах Шацького національного природного парку (ШНПП), є актуальною темою сьогодні, коли Україна і зокрема Поліський регіон, що постраждав в Україні найбільшою мірою, перебувають у стані подолання наслідків Чорнобильської катастрофи. Найбільш цікавим для дослідження є ¹³⁷Cs, який, з огляду на його властивості та масштаби забруднення, може бути потенційним джерелом небезпеки для населення. Тому, природно, виникає необхідність у вивчені і прогнозуванні поведінки ¹³⁷Cs в усіх елементах природної екосистеми, а зокрема в ґрунтах, які можуть бути використані людиною. Найбільш вдалим інструментом для цього є математичне моделювання.

Визначення всіх чинників котрі потрібно враховувати при математичному моделюванні є актуальною задачею. Зокрема в даній роботі аналізується вплив погодних умов на перебіг міграції в ґрунтах ШНПП радіоцезію.

Мета роботи полягає у практичному застосуванні кореляційного аналізу. Визначення параметрів D та w дифузійно дрейфової моделі для ґрунтів ШНПП.

Об’єктом дослідження є процес міграції радіонуклідів та вплив на нього погодних умов в дерново – слабопідзолистому глеюватому супіщаному (ДСГ), дерново – слабопідзолистому піщаному (ДСП) та дерново – слабопідзолистому супіщаному (ДСС) ґрунтах ШНПП. У якості вихідних даних були використані дані по питомій активності радіоізотопу ¹³⁷Cs, отримані в 1999 - 2011 рр. лабораторією прикладної гамма спектроскопії ЛНУ імені Івана Франка.

Предметом дослідження є дослідження процесу міграції ¹³⁷Cs з допомогою математичного моделювання та кореляційного аналізу в ґрунтових екосистемах Шацького національного природного парку.

Визначення параметрів дифузійно-дрейфової моделі міграції радіонуклідів та впливу на них погодних чинників дає можливість проведення аналізу стану забрудненості екосистеми і дозволяє детально вивчити шляхи міграції радіонуклідів з великим періодом напіврозпаду. Це дозволяє досліджувати особливості перерозподілу радіонуклідів в залежності від погодних умов. Дана робота має практичне застосування в задачах дослідження закономірностей міграції радіонуклідів в ґрунтових екосистемах, а зокрема в ґрунтах Шацького національного природного парку.

РОЗДІЛ І ТЕОРЕТИЧНА ЧАСТИНА

1.1. Природа, джерела та вплив на людину радіоактивного забруднення довкілля

Іонізуюче опромінення надходить до нас з усюди: з всесвіту - “космічні промені; випромінювання природних радіоактивних елементів, що входять у склад земної кори, а також ці елементи у вигляді пилу попадають у повітря, або вимиваються водою у гідросферу.

Проте, останнім часом в навколишнє середовище почали надходити радіоактивні речовини техногенного походження. В результаті діяльності людини в довколишньому середовищі з'явилися штучні радіонукліди і джерела випромінювання. У зв'язку з індустріалізацією в природне середовище стали надходити у великих кількостях природні радіонукліди, що добуваються з глибин землі разом з корисними копалинами (вугіллям, газом, нафтою, мінеральними добривами, будівельними матеріалами та ін.). Радіоактивні елементи надходять в довкілля також в результаті роботи АЕС, ТЕС, підприємств ядерного паливного циклу (ЯПЦ), установ по захороненню ядерних відходів. [1]

Іонізуюче випромінювання – невидиме оком випромінювання високої енергії, що являє з себе потоки елементарних часток (електронів, позитронів, мезонів, протонів та нейтронів), а також більш важких багатозарядних іонів (альфа-частинки, ядра важких елементів). До іонізуючого випромінювання також відносять гамма- та рентгенівські промені, що мають електромагнітну природу. Всіх їх об’єднує схожість фізичних властивостей, та перш за все – аналогічний характер взаємодії з речовиною. Так, наприклад, кванти гамма- та рентгенівських променів при зустрічі з атомами речовини передають їм частку своєї енергії, при цьому електрично нейтральний атом речовини перетворюється у пару протилежно заряджених іонів. Частинка або квант високої енергії вибиває один з електронів, що виносить з собою з атома один від’ємний заряд, тому атом стає позитивно зарядженим, а електрон приєднується до сусіднього атома утворюючи від’ємний іон.

Іонізуючі випромінювання розділяють на два види: електромагнітне (гамма-випромінювання, рентгенівське випромінювання) і корпускулярне, що представляє собою α- і β-частинки, нейтрони й ін.

По своїх властивостях α-частинки володіють малою проникаючою здатністю і не представляють небезпеки доти, поки радіоактивні речовини, що випромінюють α-частинки, не потраплять усередину організму через рани, з їжею або з повітрям, що вдихається; тоді вони стають надзвичайно небезпечними.

β-частинки можуть проникати в тканини організму на глибину один – два сантиметри.

Великою проникаючою здатністю володіє g-випромінювання, що поширюється зі швидкістю світла, його може затримати лише товста свинцева або бетонна плита.

Ядра всіх ізотопів хімічних елементів називаються “нуклідами”. Значна частина нуклідів нестабільні, тобто вони можуть перетворюються в інші нукліди.

Наприклад, атом урану-238 випромінивши α-частку перетворюється в торій-234 торій також нестабільний. В підсумку цей ланцюжок перетворень закінчується стабільним нуклідом свинцю.

Спонтанний розпад нестабільного нукліда називається радіоактивним розпадом, а сам такий нуклід – радіонуклідом. При кожному розпаді вивільняється енергія, що передається далі у вигляді випромінювання. Тому кажуть, що випускання ядром двічі іонізованого ядра гелію, що складається з двох протонів і двох нейтронів - це α-випромінювання, випускання електрона або позитрона – β-випромінювання, при переході ядра з вищого енергетичного рівня на нижчий виникає g-випромінювання, котре вносить енергію рівну різниці між цими двома енергетичними рівнями ядра.

Утворення і розповсюдження радіонуклідів приводить до радіоактивного зараження повітря, ґрунту, води, що вимагає постійного контролю їхнього вмісту і вживання заходів по нейтралізації шкідливого впливу радіоізотопів на довкілля.

Вплив радіації виражається в порушенні процесів життєдіяльності клітин, тканин, органів і організму в цілому.

Шкідливо діє опромінення на білковий, жировий, вуглеводний обмін, окисні процеси, руйнує ферменти, білкові структури клітин та тканин. Паралізується ріст та поділ клітин. Порушення структури ДНК приводить до мутацій.

Ґрунт як ланка міграції радіонуклідів

Як складова частина навколишнього середовища – ґрунти відіграють важливу роль в формуванні дози опромінення людини. Через ґрунт радіонукліди попадають в ґрунтові води, поглинаються рослинами, забруднення території впливає на рівень фонового випромінювання на поверхні. Зрештою земля є основним засобом виробництва продуктів харчування. Агроекосистеми відіграють провідну роль у формуванні дози опромінювання людини внаслідок надходження радіонуклідів в організм із продуктами сільськогосподарського виробництва. Із численних аспектів радіоекології агроценозу особливий інтерес становлять три: надходження радіонуклідів у сільськогосподарські рослини, радіоекологія зрошуваного землеробства, а також сільськогосподарських тварин. Ці проблемами посідають важливе місце для розуміння можливої небезпеки для людини, зумовленої використанням у сільському господарстві забруднених радіонуклідами територій. Наприклад, близько 15% радіонуклідів, що попали на пасовища тварин можуть надходити в раціон людини [2].

Найважливішим елементом агроекосистеми безумовно, є ґрунтовий покрив. Радіонуклідне забруднення ґрунту визначається радіонуклідними випаданнями безпосередньо на поверхню ґрунту і тією частиною радіонуклідів, що змивається з рослин опадами і здувається вітром. Відразу після випадання практично всі радіонукліди зосереджені у верхньому шарі ґрунту 1 см завтовшки. Потім починають діяти механізми фільтрації, вимивання дощем, дифузія і перемішування ґрунту під впливом вітру, дощу і різних представників живого світу.

Перерозподіл радіонуклідів у ґрунті відбувається дуже повільно. Через 4-8 років після випадінь 90 % радіонуклідів міститься в шарі ґрунту 5 см завтовшки. Надалі швидкість міграції зменшується.

Унаслідок цього відбувається переміщення радіонуклідів у ґрунті зі швидкістю 1-3 см на рік, при цьому ¹³⁷Сs мігрує повільніше, а ⁹⁰Sr швидше.

Особливо швидкі процеси вертикальної міграції радіонуклідів спостерігаються в легких супіщаних типах ґрунтів зони Чорнобильської аварії (Полісся України і Білорусі).

У цілому ґрунт є найважливішим депо накопичення радіонуклідів. При цьому роль його подвійна: з одного боку, ґрунт міцно сорбує більшість радіонуклідів, знижуючи їхню доступність для рослин; з другого закріплення радіонуклідів твердою фазою ґрунту призводить до тривалого утримування їх у верхньому коренезаселеному шарі ґрунту і перешкоджає винесенню радіонуклідів за межі зони коренів.

Тверда фаза ґрунту може утримувати радіонукліди, що надходять у нього внаслідок іонного обміну, адсорбції (захоплена колоїдною фракцією ґрунту) Та хімічного осадження (утворення самостійних сполук радіонуклідів із колоїдами ґрунту). Відомо, що за здатністю радіонуклідів до сорбції в ґрунті їх можна розмістити в такій послідовності: ¹⁰⁶Ru>⁹⁰Sr>¹⁴⁴Ce>⁹⁰Y>⁶⁰Co>¹³⁷Cs. При цьому здатність до сорбції для ⁹⁰Sr в ґрунті на два порядки вища, ніж для ¹³⁷Cs. Одночасно із сорбцією радіонуклідів частинками ґрунту відбувається також їх десорбція. За здатністю до десорбції радіонукліди утворюють такий ряд:
⁹⁰Sr>¹⁰⁶Ru>¹⁴⁴Ce>⁶⁰Co>¹³⁷Cs. Таким чином, і за цією властивістю ⁹⁰Sr набагато перевищує інший важливий радіонуклід ¹³⁷Cs [2].

Швидкість вертикальної і горизонтальної міграції радіонуклідів залежить від механічних і фізико-хімічних властивостей ґрунту (ємність поглинання, склад обмінних катіонів-носіїв, структура і рН ґрунту, мінеральний склад і ступінь обводнення).

Безпосереднє забруднення рослин охоплює: адсорбцію радіонуклідів поверхнею листя і стебел, а також поглинання кореневою системою. Тому в радіоекології розрізняють два типи надходження радіонуклідів у рослини — кореневий і позакореневий. Позакореневе надходження радіонуклідів у рослини особливо інтенсивне під час опадів, поверхневого стоку, затоплення територій чи зрошення рослин краплинним методом водою, що містить радіонукліди. Згодом вони переходять у ґрунт і беруть участь у кореневому надходженні її, в якому основну роль відіграють радіонукліди ¹³⁷Cs i ⁹⁰Sr. Надходження радіонуклідів із повітря в рослини особливо значне в перший період випадання і під час поливу [3]. У перший рік після аварії на ЧАЕС практично 80-90% радіонуклідів надходило в рослини позакореневим шляхом.

Діапазон варіювання переходу ґрунт - трав'яні лучні рослини дуже значний і залежить насамперед від типу ґрунту. Він максимальний для легких супіщаних ґрунтів і мінімальний для важких суглинистих ґрунтів і чорноземів. Для торф'яних ґрунтів характерні високі значення переходу радіонуклідів у лучні трави.

Природні фактори, що зв’язані з рухом внутрішньої ґрунтової вологи це: фільтраційний потік, капілярний потік і термовологоперенос. Оскільки дія руху вологи на радіонукліди в ґрунті в усіх трьох випадках однакова, вона зводиться до послідовних актів, що повторюються: перенос іонів разом з ґрунтовим розчином, адсорбція на поверхні ґрунтових частинок, десорбція з переходом назад в ґрунтовий розчин [4]. Різниця між видами потоку полягає лише в силах, що викликають потік, і в напрямку руху вологи. Будемо вважати, що три види потоків ґрунтової вологи можна замінити середнім сумарним, рівнодіючим потоком. Його напрямок і величина залежать від пори року, часу доби, погодних умов і властивостей ґрунту. Після випадання дощів домінує фільтраційний стік, і сумарний потік напрямлений вниз. Величина середньорічних потоків ґрунтової вологи невелика. Швидкість конвекційного переносу радіонуклідів ґрунтовою вологою, ще менша внаслідок їх адсорбції твердою фазою ґрунту. При розгляді довгих проміжків часу (років) вважають потік в середньому сталим протягом сезону, року чи декількох років. Оскільки вертикальна міграція достатньо повільний процес, то таке наближення не вносить помітної похибки в результат [5].

Крім конвекційного переносу ґрунтової вологи в міграції велику роль відіграє дифузія як фактор, який безпосередньо викликає переміщення не тільки іонів в розчинному стані, але й адсорбованих іонів. Звичайно, відносна роль дифузії буде різною у випадках різних ґрунтів і різних кліматичних умов. Але вважають, що вона буде тим більшою, чим більша частина радіонукліду від загального його числа в ґрунті, знаходиться в адсорбованому вигляді і чим менша середня швидкість потоку ґрунтової вологи.

Різниця в характері дії конвекційного переносу з потоком вологи і дифузії полягає в: якщо в початковий момент радіонуклід знаходиться в дуже тонкому шарі ґрунту і в процесі міграції із зовні не поступає, то перший з факторів приводить до переміщення зони знаходження радіонукліда зі зміщенням максимуму концентрації його в глибину ґрунту. Другий фактор викликає розширення зони знаходження радіонуклідів з одночасним зменшенням величини максимуму концентрації.

Значний вклад в міграцію радіонуклідів вносить перенос радіонуклідів по кореневих системах рослин. Вплив цього фактору залежить від глибини розповсюдження і густини коріння в ґрунті. Однак, оскільки адсорбційна здатність коріння в розрахунку на одиницю об’єму менша адсорбційної здатності ґрунту, то в умовах, коли сумарний об’єм коріння складає незначну долю від об’єму всього шару ґрунту, внесок кореневого переносу невеликий. В тих випадках, коли роль кореневого переносу в міграції є помітною, дія цього фактора за своїм наслідкам аналогічна дії двох попередніх факторів: конвекційного переносу і дифузії [6].

Дифузійно-дрейфова модель міграції

Для вивчення міграції радіонуклідів в ґрунті існує багато моделей. Широкого використання набула дифузійна модель та модель дифузії з врахуванням направленого переносу, де такий процес описують диференційним рівнянням:

дq/дt=D(д²q/д²t)-v(дq/дz), (1.1)

де q, t, D, v – концентрація, час міграції, коефіцієнт квазідифузії і швидкість направленого переносу радіонукліда у ґрунті на глибині z. [7]

Аналізуючи труднощі в застосуванні моделей вертикальної міграції, слід відмітити, що на сьогоднішній час їх широке використання стримується не відсутністю теоретичних підходів і конкретних моделей, а швидше відсутністю необхідної інформації про параметри міграції для широкого спектру радіонуклідів.

Математичне моделювання міграції радіонуклідів в ґрунті знайшло широке застосування в радіоекологічній практиці. Їх значення визначається не тільки тим, що вони дозволяють прогнозувати вміст радіонуклідів в ґрунті і забруднення сільськогосподарської продукції. Вони використовуються і при розрахунках дозових навантажень опромінення населення, при дослідженні переходу радіонуклідів в ґрунтові води, а також при оцінці вимивання радіонуклідів з верхнього шару ґрунту і забруднення поверхневих вод.[8]

Імітаційно - камерна модель опису міграції

При розгляді питання міграції радіоцезію по вертикальному перерізу ґрунту застосовують імітаційну камерну модель, засновану на системі лінійних рівнянь, які є аналогами диференційних рівнянь I-го роду і виражають переміщення радіонуклідів по шарах ґрунту в потоковій формі. Склад радіонукліда в кожній із розглянутих камер в наступному році визначається відсотком його від загального запасу в даній камері в поточному році, і відсотком, радіонукліду, що надійшов в дану камеру з сусідніх (інтенсивність потоку):

(1.2)

де - запас радіонукліда в і -тій камері в момент часу t +1 (наступний рік);

- запас радіонукліда в і-тій камері в момент часу t (поточний рік);

- запас радіонукліда в і -1 камері (спряжені камери із яких здійснюється перехід радіонуклідів) в момент часу t;

- відсоток радіонукліда в і -1 камері, який не встиг перейти за часовий крок в спряжені камери;

- відсоток радіонукліда, що перейшов із і -1 спряжених камер в і -ту камеру [9].