ВПЛИВ КОЛОЇДІВ НА ПЕРЕНОС РАДІОНУКЛІДІВ ПІДЗЕМНИМИ ВОДАМИ - тема наукової статті з геології з

радіонуклідів

Ціна:

Автори роботи:

Науковий журнал:

Рік виходу:

Текст наукової статті на тему «ВПЛИВ КОЛОЇДІВ НА ПЕРЕНОС РАДІОНУКЛІДІВ ПІДЗЕМНИМИ ВОДАМИ»

ГЕОЛОГІЯ РУДНИХ МІСТОРОДЖЕНЬ, 2009, том 51, № 2, с. 91-106

ВПЛИВ КОЛОЇДІВ ІА ПЕРЕНОС РАДІОНУКЛІДІВ

Розглядаються процеси флюїдного перенесення радіонуклідів у геологічному середовищі, в яких радіонукліди містяться у флюїдах не тільки у вигляді розчиненої компоненти, а й у вигляді колоїду. Проводиться аналіз ступеня впливу колоїдної форми перенесення радіонуклідів на швидкість поширення радіоактивного забруднення у підземному середовищі. Розглядається можливість оцінки цього впливу на математичних моделях транспорту радіонуклідів підземними водами. Для цього аналізуються основні процеси обміну радіонуклідами між підземними водами, колоїдом і нерухомою твердою фазою з урахуванням осадження колоїдних частинок на нерухомій твердій фазі та інших колоїдних частинках і їх зворотної мобілізації в рідку фазу. Зазначається, що у реальних процесах колоїдного перенесення радіонуклідів велику роль відіграють неоднорідність геологічного середовища та неоднорідність системи колоїдних частинок у підземних водах. З проведеного аналізу оцінюються існуючі моделі колоїдного перенесення радіонуклідів.

Розвиток атомної промисловості пов'язані з виникненням джерел потенційної загрози радіоактивного забруднення довкілля. Таке забруднення може мати місце при позаштатних та аварійних ситуаціях на підприємствах атомної промисловості, а також у разі витоку радіонуклідів з тимчасових або постійних сховищ радіоактивних відходів (РАТ) або опроміненого ядерного палива (ВЯП). З урахуванням вже накопиченого та швидко зростаючогокількості РАВ та ВЯП, надійна їх ізоляція від біосфери стає однією з необхідних умов подальшого розвитку атомної промисловості. З точки зору можливостей технічної реалізації та економічної ефективності найбільш перспективним представляється довготривале або постійне розміщення РАВ і ВЯП в підземних сховищах (Кгашкор!", 1988; МеСоші вг а1, 1993; Нага вг а1, 1996; Чой, 2005). таких сховищах значною мірою залежить від захисних властивостей порід, що вміщують Чим менше швидкість перенесення радіонуклідів підземними водами, тим вище захисні властивості порід і тим надійніше джерело радіоактивного забруднення підземного середовища ізольований від біосфери.

Найбільш обґрунтованим засобом прогнозу поширення радіоактивного забруднення в підземному середовищі є методи математично-

го моделювання. Якщо забруднювач представлений однорідною фракцією (іонів або частинок), що переноситься підземними водами, його міграція в одномірному наближенні описується рівнянням (Міроненко, Румунін, 1998):

(1 + рК/ф) ^ + V D ^- XC, (1)

де С - масова концентрація фракції у підземних водах; рг - щільність нерухомої твердої фази (порід, що вміщають); ф - пористість порід; Kd - коефіцієнт рівноважного розподілу фракції між підземними водами та нерухомою твердою фазою (Kd = Cr/(рС), де Сг - масова концентрація радіонуклідів у твердій фазі); V – справжня швидкість течії підземних вод; D – коефіцієнт гідравлічної дисперсії; t – час; z - просторова координата (вісь якої спрямована вздовж вектора швидкості перебігу підземних вод).

Назвемо коефіцієнт затримки величину R = 1 + рДУф.

З рівняння (1) випливає, що швидкість конвективного перенесення фракції дорівнює V/R. Якщофракція не осідає на нерухомій твердій фазі, то Сг = 0. Отже, Kd = 0, звідки R = 1. У цьому випадку швидкість перенесення фракції дорівнює швидкості течії. Це означає, що якщо фракція не осаджується на нерухомій твердій фазі, швидкість її перенесення підземними водами дорівнює швидкості перебігу підземних вод. Чим вище сорбційні властивості порід щодо фракції, яка

переноситься підземними водами, тим більший коефіцієнт затримки R і тим менша швидкість переносу фракції по відношенню до швидкості течії.

При розрахунку прогнозів поширення радіоактивних забруднень підземного середовища на початок 90-х XX в. переважно покладалося, що підземні води переносять радіонукліди як розчиненої компоненти, тобто. у іонній формі. Таким чином, у розрахунках коефіцієнта затримки для швидкості міграції радіонуклідів величина Kd визначалася за співвідношенням концентрацій цих радіонуклідів у рідкій та твердій фазах у стані рівноваги за умови, що радіонукліди містяться у рідкій фазі у вигляді розчиненої компоненти. Оскільки породи відносно добре сорбують багато небезпечних радіонуклідів, можна було очікувати, що коефіцієнт затримки для цих радіонуклідів має великі значення, отже швидкість міграції цих радіонуклідів буде значно меншою за швидкість перебігу підземних вод. Однак дані радіаційного моніторингу підземних вод у місцях значних радіоактивних забруднень підземного середовища показали, що в багатьох випадках швидкість міграції радіонуклідів набагато вище прогнозованої (Nyhan et al, 1985; Penrose et al., 1990; McCarthy, 199812; Zachara 2; et al, 2003). Вищі порівняно з передбаченими швидкості міграції радіонуклідів пояснюють тим, що підземні води переносять радіонукліди у іонної формі,але і у зв'язаній формі у вигляді комплексів або колоїдних частинок, які меншою мірою сорбуються нерухомою твердою фазою, ніж самі радіонукліди. Внаслідок нижчих значень Kd комплекси та колоїдні частинки та пов'язані з ними радіонукліди мають нижчі коефіцієнти затримки, ніж ці радіонукліди, що містяться в підземних водах в іонній формі. За рахунок цього швидкість міграції радіонуклідів у колоїдній формі може бути істотно вищою за швидкість міграції тих же радіонуклідів в іонній формі.

Колоїдні називаються частинки з розмірами 1-104 нм (Мироненко, Румунін, 1998). У деяких роботах вказуються інші граничні значення для діапазону розмірів колоїдних частинок: 1-103 нм (Клячко, Апельцин, 1971) або 1-450 нм (Vilks et al, 1991). Ці відмінності легко зрозумілі. Згідно з визначенням колоїдних частинок, вони повинні бути настільки великими, що їх межа з середовищем перенесення вже може розглядатися як межа розділу фаз, але все ж настільки дрібними, що поверхневі ефекти впливають на стан речовини в усьому обсязі колоїдної частинки. Внаслідок значних варіацій як форми частинок, так і властивостей середовища переносу і речовини, з якої складаються частинки, значення найменшого і найбільшого розміру частинок

Творять даному визначенню, є умовними.

Визначити частку радіонуклідів, пов'язаних з колоїдами, що містяться в підземних водах, можна за допомогою відносно нескладних вимірювань. Відібрані зразки підземних вод пропускають через фільтр з діаметром пор df. Порівнюючи спектри радіоактивності води до та після фільтрації, можна визначити, яка частина тих чи інших радінуклідів у вихідній воді пов'язана з частинками, розміри яких більші за df. Подібні виміри, що проводилися в значних місцяхрадіоактивних забруднень підземного середовища показали, що помітна частина радіонуклідів міститься в підземних водах у колоїдній формі. Згідно з результатами досліджень зразків підземних вод на полігоні ядерних випробувань у штаті Невада (США), з колоїдними частинками пов'язано до 95% Cs, 91% Co та 99% Pu + Eu (Kersting et al., 1999). Аналіз підземних вод із ділянки, на якій у 40-х роках XX ст. здійснювався злив рідких радіоактивних відходів з центрального переробного заводу національної лабораторії в Лос-Аламосі (США), показав, що 85% Pu пов'язані з колоїдними частинками розмірами 25-450 нм і 31% Am міститься в колоїдних частках з розмірами більше 5 нм al., 1990). Озеро Traw-sfynydd (Уельс, Великобританія) використовувалося як ставок-охолоджувач для ядерного реактора. Крім цього, в озеро зливалися технічні води, забруднені радіонуклідами. У пробах води з озера 85-90% Am та Pu3+ затримувалися фільтром з діаметром пор 1.5 нм (Orlandini et al., 1990).

Уранові родовища часто розглядаються як аналоги підземних сховищ ВАО та ВЯП. У зв'язку з цим цікаві результати досліджень колоїдних форм перенесення U і Th підземними водами на уранових родовищах. Дані, отримані різних родовищах, кількісно відрізняються друг від друга. Так, за даними (Airey, 1986), частинки з розмірами 5-103 нм містять 0.01-2% U та 0.3-39% Th у підземних водах. Відповідно (Short, Lowson, 1988), частинки з розмірами 20-103 нм містять 2-11% U та 6-47% Th. За даними (Miekeley et al., 1992), частинки з розмірами 1.5-450 нм містять 5-30% U і до 98% Th. Очевидно, помітні відмінності у кількості радіонуклідів, присутніх у підземних водах у колоїдній формі, пояснюються значними варіаціями Eh, pH та відмінностями у хімічному складі підземних вод.Незважаючи на кількісні відмінності, результати досліджень зразків підземних вод, відібраних на уранових родовищах, показують, що істотна частина U та Th у цих підземних водах пов'язана з колоїдними частинками. Це є ще одним свідченням того, що в загальному випадку математичне моделювання транспорту радіонуклідів підземними водами без урахування колоїдної форми перенесення може призвести

до принципових помилок щодо оцінки екологічної безпеки існуючих чи потенційних радіоактивних забруднень підземного середовища.

Радіоколоїди (колоїдні частинки, з якими радіонукліди переносяться підземними водами) прийнято розділяти на три основні групи за їх походженням: справжні колоїди, первинні колоїди та псевдоколоїди (Inagaki et al, 1998; Buck, Bates, 1999). Справжні колоїди - це частинки колоїдних розмірів, що складаються значною мірою з радіоактивних ізотопів та їх окси-гідроксидів. Первинні колоїди - колоїдні частинки, сформовані з продуктів вилуг.

Для подальшого читання статті необхідно придбати повний текст. Статті надсилаються у форматіPDFна вказану при оплаті пошту. Термін доставки становитьменше 10 хвилин. Вартість однієї статті -150 рублів.

Подібні наукові роботи на тему «Геологія»

БУЛЄЄВ М.І., ДИКОВ Ю.П., КАЛМИКОВ С.М., МАЛЬКОВСЬКИЙ В.І. - 2009 р.