Охрана подземных вод от радиоактивных загрязнений

О возможном движении радиоактивных веществ в виде комплексных соединений

Из приведенного ранее материала следует, что распро­странение в подземных потоках радиоактивных веществ, сорбируемых горными породами, значительно замедлено по сравнению с движением самих загрязненных вод. Кроме того, как показывают лабораторные экспериментальные ис­следования и теория динамики сорбции, при движении за­грязненных подземных вод в более или менее однородных водопроницаемых породах фронт распространения сорбиру­емого радиоактивного вещества является довольно резким. Практически принимается, что в водопроницаемых водо­носных породах происходит «поршневое» вытеснение при­родных чистых вод водами, содержащими сорбируемое ра­диоактивное вещество на уровне исходной концентрации его в источнике загрязнения.

Однако в настоящее время имеются данные полевых экспериментальных наблюдений, которые говорят о том, что долгоживущие сорбируемые радиоактивные вещества, как, например, стронций-90, могут отмечаться в подземных водах в относительно небольших концентрациях на боль­ших расстояниях от пунктов загрязнения (А. С. Белиц - кий, Е. И. Орлова, 1960).

В пункте экспериментального загрязнения общая бета - активность грунтовых вод, приуроченных к трещиноватым скальным породам, колебалась от 5* 16 до 7i0~5 кюри/л; содержание в них стронция-89 и стронция-90 составляло от 10 до 45%, цезия-137 — от 5 до 20%> редкоземельных эле - ментов—бт 10 до 60% и рутения-106 — от 2 до 20%. В 2—3 км от указанного пункта общая бета-активность грунтовых вод составляла ilO-10 кюри/л, которая была обус­ловлена в основном присутствием рутения-106. Содержа­ние же стронция-90 колебалось от 0,5—2,5% от общей бета-активности, при этом не наблюдалось повышения его содержания в воде в течение длительного времени.

Таким образом в природной обстановке имеются усло­вия, которые обусловливают миграцию относительно не­больших количеств сорбируемых радиоактивных веществ в подземных потоках впереди основного фронта распростра­нения этих веществ.

Можно предположить, что указанное продвижение в под­земных водах относительно небольших количеств сорби­руемых радиоактивных веществ происходит вследствие пе­реноса их комплексными соединениями.

Согласно литературным данным, значительная часть катионов в природных водах находится не только в форме ионов, но и в виде комплексных соединений. Так, по дан­ным С. А. Брусиловского (1963), в морской воде '/з кальция и магния присутствует в незаряженных сульфатных комп­лексах. Из основных анионов (хлориды, сульфиты и гидро­карбонаты) наибольшую способность к комплексообразова - нию имеют сульфаты.

Уран в морской воде может находиться в виде четырех - зарядного комплекса при концентрации карбонат-иона n-,10"6 Н и выше, рН>7,5. При этом уран образует прочный карбонатный комплекс, который препятствует переходу урана в донные отложения (И. Е. Старик и др., 1957).

В природной озерной воде с большим содержанием кар­бонатов и бикарбонатов при рН 8,4-г8,7 уран также суще­ствует в форме карбонатного комплекса. Кроме того, он может присутствовать в воде в виде органических комплек­сов (Б. Н. Ласкорин и др., 1959).

В подземных водах со степенью минерализации от 0,84 до 22,3 г/л и с большим содержанием карбонатов уран поч­ти полностью (95—98%) находится в виде комплексного аниона (М. Б. Серебряков, 1964).

Кроме неорганических комплексов, в подземных водах содержатся органические вещества, в частности гумус, ко­торые способны образовывать комплексные соединения с различными катионами (А. А. Роде, 1955).

В настоящее время имеются материалы лабораторных экспериментальных исследований ^отечественных и зару­бежных авторов, которые показывают, что в почвенных во­дах, богатых органическими веществами, миграция продук­тов деления повышена. В этом отношении интересные иссле­дования проведены А. А. Титляновой, А. Н. Тюрюкановым и Г. И. Махониной (1959) по десорбции некоторых радиоизо­топов с загрязненных почв экстрактами, представляющими собой настои природной пресной озерной воды на желтых листьях осины, черемухи и березы ірис. 28). На основании полученных данных авторы считают, что десорбция радио­изотопов с загрязненных почв этими настоями вызвана про­цессами комплексообразования.

Согласно данным, приведенным на рис. 28, цезий-137 весьма слабо десорбирЪвался настоями, а также этиленДиа - минтетрауксусной кислотой (ЭДТА), являющейся сильным искусственным комплексом. Интересные данные получены при вымывании стронция-90: настоями на листьях он десор - бировался намного лучше, чем комплексоном ЭДТА.

Настои на листьях осины и черемухи имели рН 4,0, по­этому повышенная десорбция ими частично могла быть связана с их кислой реакцией, но активная реакция настоя на березовых листьях была равна 8,0 и не могла значитель­но влиять на десорбцию стронция-90.

В подтверждение того, что десорбированные настоями радиоизотопы находятся в комплексной форме, А. А. Титля­новой, А. Н. Тюрюкановым и Г. И. Махониной был прове­ден следующий опыт: настой, содержащий радиоактивный цинк-65, пропускался через катионитовую смолу «Эспа - тит-1». Оказалось, что около 50% цинка-65 не поглотилось смолой, а осталось в пропущенном настое.

М. Я. Волкова, Г. И. Махоннна и А. А. Титлянова (1964) изучали влияние природных экстрактов на поглощение поч­вой радиоизотопов рубидия, рутения, серебра, кадмия, це­рия, иттрия и стронция и десорбирующее действие экстрак­тов по отношению к этим же изотопам. Растворы экстрактов готовились таким же образом, как и в предыдущей работе. Для сравнения полученных данных проводились опыты с озерной водой и 0,01 М раствором Na-ЭДТА.

О/о

100Л и

О возможном движении радиоактивных веществ в виде комплексных соединений

12 3^5 I г 3 « 5 1 ? 3 Ь 5 1 г Э <* 5 In Г Sr Cs

Рис. 28. Десорбция радиоактивных цинка, иттрия, строн­ция и цезия из луговой почвы раствором ЭДТА, природ­ными экстрактами и водой (А. А. Титлянова, А. Н. Тюрю- канов и Г. И. Махонина).

I — 0,01 N раствор ЭДТА; 2 — экстракт желтых листьев осины; 3 — экстракт желтых листьев черемухи; 4 — экстракт желтых листьев березы; 5 — дистиллированная вода.

Полученные авторами результаты показывают, что при­родные экстракты десорбируют с почвы радиоизотопы всех изученных элементов в большем количестве, чем озерная вода, а в опытах с рубидием, стронцием и серебром экстрак­ты действуют сильнее, чем Na-ЭДТА. На сорбцию и десорб­цию иттрия, церия и кадмия в большей степени действует Na-ЭДТА по сравнению с растворами экстрактов. При де­сорбции рутения с почвы действие экстрактов сравнимо с действием'Na-ЭДТА.

На основании данных опытов по сорбции и десорбции авторы заключают, что радиоизотопы иттрия, церия, кад­мия, рутения и серебра частично-сорбируются почвой необ­ратимо. Реакции рубидия и стронция с почвой в изученных системах протекают обратимо.

На высокую способность гумусовых соединений удержи­вать в растворе церий-144 указывает Ю. А. Кокотов и др. (1962).

К тому же выводу пришли Э. А. Чувелева и др. (1962), исследуя удерживающую способность гуминовых кислот.

Хорошо комплексуются железо-59, кобальт-60, цинк-65, иттрий-90 и церий-144, меньшую способность к комплексо - образованию имеет стронций-90 и весьма слабо образует комплексы цезий-137. Подвижность продуктов деления в гу­мусовом веществе почв исследована Winkler и Leibnitz (1960).

Природная нефть, согласно нашим лабораторным экспе­риментальным исследованиям, также обладает способ­ностью хорошо удерживать церий-144. Так, например, при контакте в соотношении 1 : 1 чистой нефти, взятой из угленос­ного горизонта месторождения Куйбышевской области, с сильноминерализованной водой этого же горизонта за­грязненной церием-144, последний переходил в нефтяную фракцию на 86%. При последующем промывании нефти той же, но чистой водой церий-144 вымывался всего на 1,5— 2,5%. При поглощении церия-144 среднезернистым песком из загрязненной нефти коэффициент распределения значи­тельно ниже, чем из природных вод. Это говорит о том, что указанный радиоизотоп удерживается нефтью лучше, чем природной водой. По отношению к другим исследованным продуктам деления (стронций-90, цирконий-95, рутений-106 и цезий-137) нефть обладает низкой поглотительной спо­собностью.

По существующим представлениям, основным источни­ком органических веществ, присутствующих в подземных водах, являются продукты разложения наземной раститель­ности. Последнее десятилетие, начиная с исследований Б. А. Скопинцева (1950), большие работы по изучению органического вещества в подземных водах были проведе­ны под руководством М. А. Альтовского группой сотрудни-

1 Вода содержит плотного остатка 222 г/л, хлоридов 135 г/л, сульфатов 1,3 г/л, гидрокарбонатов 0,18 г/л, натрия+калия 82 г/л, магния 0,001 г/л и кальция 4,1 г/л.

Ков Всесоюзного научно-исследовательского института гид­рогеологии и инженерной геологии (ВСЕГИНГЕО), а так­же сотрудниками Всесоюзного научно-исследовательского геологоразведочного нефтяного института (ВНИГНИ).

По данным М. Е. Альтовского (1962), органическое ве­щество в подземных водах находится в растворенном и

Таблица 23

Содержание органического углерода, азота м нафтеновых кислот в водах родников севера Европейской части СССР (по данным В. М. Ш в е ц)

Водоносный

Содержание, мг/л

Горизонт,

Окисляемость,

Питающий

Мг/л 02

Органического

Органического нафтеновых

Родник

Углерода

Азота

КИСЛОТ

Основная морена

1,6—2,2

2,4-4,0

0,7-0,26

0,2-0,3

Аллювиальные

Отложения

1,2-9,7

1,6-12,4

0,14 - 1,25

0,1-0,7

Речные воды

13,9—29,2

17,5-33,0

0,64-0,77

1,4-2,3

Коллоидальном состояниях. В грунтовых водах и в артези­анских водах зоны повышенного водообмена органические вещества в. основном представлены гумусом. Кроме того, в относительно небольших количествах в них отмечаются нафтеновые кислоты.

Данные исследований В. М. Швец (1961) показывают, что во всех грунтовых водах севера Европейской части СССР отмечается довольно значительное содержание орга­нического углерода (см. табл. 23).

В пресных артезианских водах каменноугольных отло­жений Московского артезианского бассейна, согласно ис­следованиям тех же авторов (М. Е. Альтовский, 3. И. Куз­нецова, В. М. Швец, 1958), среднее содержание органиче­ского углерода равно: в водах верхнего карбона — 2,24 мг/л, в водах среднего карбона —1,98 мг/л и в водах нижнего карбона—2 ,22 мг/л. Однако, как отмечает В. Н. Сурков (1963), в глубоко залегающих водоносных горизонтах неко­торых районов может отмечаться и большее количество гу­ми новых веществ — до 50 мг/л.

Количество органических веществ в подземных водах увеличивается от областей их питания к районам разгрузки примерно в 2 раза и от областей их питания к нефтяным залежам — примерно в 6 раз. Среднее содержание органи­ческого углерода в подземных водах, по "данным 299 анали­зов, равно 6,5 мг/л и обычно колеблется от 4 до 35,6 мг/л (М. Е. Альтовский, 1960, 1962).

Содержание органического углерода в природных водах, по данным исследований Б. А. Скопинцева (1950), пример­но равно окисляемости этих вод, а количество гумуса в них составляет удвоенное содержание органического углерода.

В минерализованных подземных водах районов нефтя­ных месторождений основное количество органических ве­ществ состоит из солей органических кислот, летучих с во­дяным паром (карбоновые кислоты). Меньшую часть со­ставляют высокомолекулярные карбоновые кислоты, в чи­сло которых входят нафтеновые кислоты. Согласно мате­риалам Н. Т. Шабаровой (1961), пластовые воды майкоп­ской свиты Ходыженского нефтяного месторождения (Крас­нодарский край) содержат от 116 до 1468 мг/л органиче­ских кислот, а в пластовых водах нефтяного месторожде­ния Бибы-Эйбат (Апшеронский полуостров) количество этих кислот равно от 123 до 449 мг/л.

Кроме гумуса и других органических соединений, в под­земных водах, в том числе и в глубоко залегающих, отмеча­ется микрофауна, состоящая из бактерий: гнилостных, са - профитов, десульфирующих, денитрифицирующих, клетчат - ковых, тионовокислых, окисляющих водород, фенол, нафта­лин, гептан, метан и образующих метан. Иногда общее ко­личество бактерий достигает больших величин, до несколь­ких миллионов в 1 мл (М. Е. Альтовский, 1960).

Присутствующие в воде бактерии могут воздействовать на некоторые горные породы. В этом отношении интересна работа И. Г. Цюрупа (1964), которая посвящена исследова­нию соединений, образующихся при разрушении альбита и мусковита под воздействием бактерий, выделенных из го­ризонта А2 дерново-сильноподзолистой почвы Московской области. Эти бактерии автор называет «силикатными». Опыты проводились в лабораторных условиях. В течение 7 месяцев минералы подвергались воздействию «силикат­ных» бактерий.

В результате тщательного физико-химического анализа веществ, полученных в этом опыте, автор приходит - К выво­ду, что при взаимодействии альбита и мусковина с продук­тами жизнедеятельности почвенных «силикатных» бакте­рий и распада бактериальной массы образуются комплекс­ные металлорганические соединения, устойчивые в широком интервале рН. При этом способностью к комплексообразо - ванию с продуктами, образующимися в опыте, обладают железо, алюминий, кремний, кальций и магний.

Таким образом, наличие в подземных водах соединений органического и неорганического происхождения, способ­ных образовывать комплексы с радиоактивными продукта­ми деления, по-видимому, и обусловливает продвижение небольших количеств сорбируемых радиоизотопов в загряз­ненных подземных потоках впереди-основного фронта рас­пространения этих изотопов.

Концентрация радиоизотопов в комплексных соединени­ях загрязненных подземных вод зависит от многих условий: формы комплексного соединения, вида органического веще­ства и концентрации их в загрязненных водах, способности радиоизотопа к комплексообразованию, содержания его в водах в очаге загрязнения, химического состава подземных вод и т. д. Изучение влияния этих условий на содержание продуктов деления в комплексных соединениях загрязнен­ных вод является важной задачей ближайшего времени. Од­нако вследствие того, что количество комплексных соедине­ний органического и неорганического происхождения в под­земных водах в преобладающем большинстве случаев не­большое, роль их в переносе указанных продуктов относи­тельно невелика. Поэтому основное количество сорбиру­емых радиоактивных веществ в загрязненных подземных потоках находится в водоносных породах и водах в участ­ках, длина которых определяется уравнениями динамики сорбционных процессов. Но когда необходимо иметь пол­ную гарантию в определении границ распространения в подземных потоках даже небольших количеств радиоактив­ных веществ, то следует использовать уравнения положе­ния фронта движения этого потока, идущего от источника загрязнения, без учета сорбционных процессов.

Охрана подземных вод от радиоактивных загрязнений

Оценка надежности подземных источников водоснабжения при загрязнении поверхности земли продуктами ядерных взрывов

Из радиоактивных веществ, образующихся при прове­дении воздушных и наземных ядерных взрывов, наиболее: опасными для загрязнения подземных источников водо­снабжения являются: стронций-90, йод-131, рутений-106.. Первые два элемента почти не поглощаются горными по­родами, …

Санитарно-гидрогеологические условия при удалении твердых и небольших Количеств жидких радиоактивных отходов

В настоящее время радиоактивные вещества использу­ются многими промышленными и сельскохозяйственными предприятиями, научными и лечебными учреждениями. В большинстве случаев на каждом объекте образуется не­большое количество, преимущественно твердых, радиоактив­ных отходов. Основное количество …

ОРИЕНТИРОВОЧНОЕ ОПРЕДЕЛЕНИЕ РАСПРОСТРАНЕ­НИЯ РАДИОАКТИВНЫХ ВЕЩЕСТВ ПРИ ЗАГРЯЗНЕНИИ ПОДЗЕМНЫХ ВОД

Независимо от характера источника загрязнения радиоак­тивные вещества, попав в водоносный горизонт, движутся с потоком подземных вод. Для упрощения проводимых да­лее ориентировочных расчетов принимается, что в источнике загрязнения эти вещества равномерно …

Как с нами связаться:

Украина:
г.Александрия
тел./факс +38 05235  77193 Бухгалтерия
+38 050 512 11 94 — гл. инженер-менеджер (продажи всего оборудования)

+38 050 457 13 30 — Рашид - продажи новинок
e-mail: msd@inbox.ru
msd@msd.com.ua
Схема проезда к производственному офису:
Схема проезда к МСД

Оперативная связь

Укажите свой телефон или адрес эл. почты — наш менеджер перезвонит Вам в удобное для Вас время.