Особенности осаждения радионуклидов в отстойниках Текст научной статьи по специальности «Науки о Земле и смежные экологические науки»

УДК 502/504 : 628.16

С. В. Василенков, канд. техн. наук

Контактная информация: тел. 8 (4834) 12-44-16, e-mail: [email protected], Василенков В.Ф.

Федеральное государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования «Брянская государственная сельскохозяйственная академия»

ОСОБЕННОСТИ ОСАЖДЕНИЯ РАДИОНУКЛИДОВ В ОТСТОЙНИКАХ

Проведены экспериментальные исследования по осаждению цезия-137, адсорбированного на почвенных частицах. Эксперименты показали высокую эффективность очистки воды за счет осаждения наносов, а вместе с ними адсорбированного цезия-137. Отмечено, что в верхнем слое ила формируется наивысшая удельная активность, поэтому велика опасность повторного загрязнения воды при ветровом воздействии.

The experimental investigations in sedimentation of cesium-137, adsorbed on soil particles were carried out. The experiments showed a high efficiency of water treatment through sedimentation of drifts and the adsorbed silt and cesium-137. The highest specific activity is formed in the top silt layer. Therefore there is a great danger of the repeated water contamination at the wind action.

При использовании водоемов сельскохозяйственного назначения без ограничений доминирующая доза в водопользовании формируется за счет внутреннего облучения. Внешнее облучение из-за пребывания людей на берегах, купания в воде, катания на лодках, нахождения на затапливаемых поймах и в других местах существенно меньше внутреннего облучения. Критический вид водопользования — показатель потребление рыбы, на втором месте — использование воды водоемов для орошаемого земледелия.

При коэффициенте накопления цезия-137 в рыбе 2000 (по отношению к воде) допустимое содержание цезия в воде рыбохозяйственных водоемов характеризуется величиной 11 Бк/л. Попадая в водоем, загрязненная вода при снижении скорости течения очищается за счет выпадения на дно взве-шейных частиц наносов и ионообменных форм цезия. Донные отложения депонируют цезий-137 и являются источником вторичного загрязнения воды и всей экосистемы водоема.

Коэффициент накопления цезия-137 донных отложений по отношению к воде водоема составляет 30 000 Бк/кг (Бк/л) [1]. Особенно важно учитывать степень

загрязнения донных отложений при рассмотрении вопроса о снятии водоема с эксплуатации.

Переход радиоактивного заражения из донных отложений в воду осуществляется за счет диффундирования, взмучивания при ветро-волновом воздействии и ускорении течения воды при увеличении расходов во время паводков. В процессе повышения турбулентности взмучиванию подвержен верхний слой донных отложений, но именно в верхнем (5...10 см) слое ила, как показали полевые исследования, содержится основная концентрация (плотность) радиоактивного излучения цезия-137.

По подсчетам С. В. Казакова, допустимый уровень активности цезия-137 в воде при использовании водоема для рыборазведения — 0,031 Бк/л, водопользование без ограничений (питьевое водоснабжение, рыборазведение, орошаемое земледелие, использование затапливаемых земель) должно осуществляться при уровне активности 0,015 Бк/л.

Содержание цезия в донных отложениях должно быть ограничено 46 Бк/кг, а при использовании донных отложений в качестве удобрений — 4 Бк/кг.

Из сказанного видно, насколько актуальны исследования процессов загрязнения и очищения водоемов на радиоактивно зараженных территориях Брянской и других областей.

В 2005-2007 гг. были проведены полевые исследования на магистральном канале осушительной системы возле населенного пункта Колодезский Ново-зыбковского района Брянской области. После Чернобыльской аварии населенный пункт попал в зону отселения. Удельная радиоактивность почв на водосборе магистрального канала достигает 15 000 Бк/кг. Канал на всем протяжении зарос камышом, рогозом, осокой. Осенью 2005 г. отбирались пробы воды по длине канала и в водоприемнике. Удельная активность воды росла, колеблясь по длине канала от 3 до 7 Бк/л. В момент отбора наблюдалось слабое течение воды. В сентябре 2006 г. зафиксированы такие же значения удельной активности воды при слабовыраженном течении. В начале июня 2007 г. течения воды не наблюдалось, и в стоячей воде активности цезия-137 по всей длине канала и в отстойнике не обнаружено.

Содержание цезия-137 в иловых отложениях каналов осушительной системы, по материалам обследования 2005 г., следующее: наибольшие концентрации радиоактивного излучения в нагорно-ловчем канале — 2811,3 Бк/кг, в отстойнике — 2050 Бк/кг, в проводящих каналах различных порядков — 1050; 359,5; 201,5; 124,8; 52,7 Бк/кг.

Изучение скорости осаждения взвешенных частиц и распределения удельной активности мутной воды по глубине в зависимости от времени отстаивания проводили в лабораторных условиях.

В сосуд 1 емкостью 2,5 л помещали 600 г радиоактивной почвы (11 29 5 Бк/кг) и 2 100 г дистиллированной воды. Один раз в сутки по 3 мин на протяжении 3 сут грунт встряхивали и давали отстояться в течение 1, 2, 3, 4, 10, 24 ч. После отстаива-

ния воду сливали по четырем слоям: 2,8; 6; 6; 5 см. Затем определяли ее удельную радиоактивность. В результате отстаивания радиоактивность воды увеличивалась по мере углубления независимо от времени отстаивания, однако постепенно, от цикла к циклу удельная концентрация излучения по глубине выравнивалась (рисунок, а).

В опытах без отстаивания (точнее, отстаивание происходило только во время слива), наоборот, удельная концентрация в верхнем слое была наибольшей и уменьшалась по мере углубления (рисунок, б).

Сливаемую по циклам и слоям воду испаряли, взвешивали массу осадка и подсчитывали мутность. Зависимость удельной активности воды от ее мутности — прямо пропорциональная.

В сосуд 2 емкостью 2 л помещали почву с той же радиоактивностью — 11 295 Бк/кг, массой 500 г и 1 500 г дождевой воды. Меньшее количество воды позволяло создавать при помешивании более высокую мутность. Верхний слой 2,5 см сливали мгновенно, черпаком. Оставшуюся воду отстаивали в течение суток. Слитую воду высушивали и определяли ее мутность. Удельная активность воды верхнего слоя, слитого мгновенно, без отстаивания, увеличивалась от цикла к циклу.

После суток отстаивания росла и удельная активность второго слоя сверху (3,5 см), а в нижнем слое (4 см) наблюдался рост только до шестого цикла, затем удельная активность снижалась.

Зависимость удельной активности воды от ее мутности также прямо пропорциональна, как и в опыте с сосудом 1.

В сосуд 3 емкостью 2,5 л помещали 600 г почвы с той же, как и раньше, радиоактивностью, и 2 100 г дождевой воды. Было проведено 5 циклов взмучивания и отстаивания: первый и пятый циклы — взмучивание в течение 3 сут по 3 мин каждое и слив без отстаивания; в четвертом цикле — взмучивание 15 мин в течение 3 сут,

слив также без отстаивания; во втором цикле длительность взмучивания 3 мин в каждые их трех суток и затем 1 ч отстаивания; в третьем цикле взмучивали так же, как и во втором, но отстаивание длилось 2 ч. Всю сливаемую воду высушивали и определяли мутность. Вместо слитой воды добавляли столько же исходной дождевой воды. Удельная активность воды была пропорциональна ее мутности (рисунок, в — от цикла к циклу прямая на графике круче).

Зависимость удельной активности мутной воды от глубины воды для случая без отстаивания аналогична (см. рисунок, б). Время слива из верхнего слоя толщиной 3 см — 6 мин, из второго и третьего толщиной 6 см — 11 мин, из нижнего слоя толщиной 5 см — 8 мин. Удельная активность слоев мутной воды в пер-

вом цикле существенно выше (на 200 Бк/л), чем в четвертом и пятом циклах. После 1 и 2 ч отстаивания удельная активность нижних слоев мутной воды увеличивается по сравнению с верхними.

По трем описанным опытам определяли эффект осветления с течением времени:

С

где С — остаточная удельная концентрация в мутной воде после отстаивания в течение t, мин; Сн — начальная удельная концентрация в мутной воде.

По результатам расчетов построены графики (рисунок, г).

Средняя скорость течения воды в осушительных каналах должна быть неразмываемой, чтобы не происходило повторного загрязнения

Бк/л

160 140 120 100 80 60 40

20 1 0

Щ6) -=24(7)

Бк/л 600 500 400 300 ^ 200 100 0

Л, см

0

10 15

20

25 Л, см

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22

р, мг/см3

4 6 8 10 12 14 16 18

в

мин

б

а

г

Особенности осаждения наносов с адсорбированным цезием в спокойной воде: а — распределение удельной активности мутной воды по глубине в зависимости от времени отстаивания (1...24 — часы отстоя, (2)...(7) — номер цикла); б — изменение удельной активности мутной воды по глубине (время слива: 5 мин — для глубины 2,8 см, 11 мин — для глубины 6 см, 7 мин — для глубины 5 см); в — зависимость удельной активности воды от ее мутности в сосуде 3 (1, 4, 5 — циклы без отстаивания: о — первый цикл; + — четвертый цикл; х — пятый цикл); г — зависимость эффекта осветления от времени отстаивания в сосуде 3: + — первый цикл; о — четвертый цикл

№ 5' 2008

н

воды радиоактивными наносами. Максимальная скорость на размыв для донных отложений из ила, мелкого песка, плывуна — 0,15.0,30 м/с. Проводящие осушительные каналы не должны заилятся и зарастать. По условиям незарастания каналов скорость течения не должна снижаться ниже 0,5 м/с, чтобы илистые частицы не оседали ниже 0,25 м/с, песчаные частицы — ниже 0,4 м/с. Эти требования противоречат условию задержания взвешенных частиц с радиоактивным заражением. Канал должен заилятся и зарастать, при этом коэффициент шероховатости увеличивается от п = 0,02.0,03 для новых или очищенных каналов до п = 0,06.0,15 для заросших каналов. Снижая скорости течения, необходимо оставлять пропускную способность канала достаточной для пропуска расчетных расходов дождевых и талых вод.

За 30 мин отстаивания вода на 65.90 % освобождается от радиоактивного загрязнения (см. рисунок, г).

В водных объектах постоянно происходят природные процессы очищения воды, но очень медленно. Одним из способов активизации процессов самоочищения воды является посадка в водотоках на мелководьях высшей водной растительности. При невысокой стоимости и незначительных эксплуатационных издержках происходит очистка от нескольких загрязнителей.

Заросли тростника, камыша, рогоза очищают загрязненные воды на 90 % от примесей, извлекая более 20 химических элементов [2].

Поддерживаемая в канале скорость 0,15 м/с (при такой скорости ил не размывается) за счет создания отстойника, зарослей рогоза, камыша, тростника и увеличения коэффициента шероховатости в 3-5 раз может уменьшиться до 0,05.0,03 м/с.

Длина отстойника должна быть Ь = 0,05-30-60 = 90 м.

При допустимой на размыв скорости течения 0,3 м/с длина отстойника

будет 180 м. Лабораторные опыты с осаждением радиоактивного ила показали, что и после 10 сут отстаивания в воде может оставаться до 50.100 Бк/л активности цезия, хотя при этом достигается высокий эффект осаждения — 96 %.

Длина отстойника в этом случае при скорости течения 0,005 м/с Ь = 0,005-10-24-60460 = 4320,0 м.

Один из результатов опытов: за 2 ч отстаивания удельная активность в воде достигла 28 Бк/л.

Из сосуда 4 (с почвой) после многократных взмучиваний, отстаиваний воду слили. В течение года почва высыхала в открытом сосуде при комнатной температуре 13.23 °С. В результате сверху образовался плотный, слежавшийся слой почвы толщиной 1 см, нижний слой высохшей почвы толщиной 2,5 см представлял собой мелкий, белесый, хорошо промытый рассыпающийся песок. Нижний слой разделили на 2 слоя толщиной 1,5 и 1 см. Радиоактивность каждого слоя проверили на радиометре РУБ-01П6 в кюветке «Маринелли» для навески 100 г (табл. 1).

Таким образом, взмученная почва, осаждаясь в воде, формирует разные по мехсоставу и плотности слои: верхний — 0,83, средний — 1,28, нижний — 1,36 г/см3. Мельчайшие частицы верхнего слоя, обладая большей адсорбирующей способностью, формируют удельную радиоактивность даже более высокую, чем в исходном варианте (радионуклиды почвы в исходном варианте распределены равномерно по всей толщине). Такая дифференциация радиоактивности по слоям ила выявлена автором в прудах, каналах, отстойниках и в естественных водоемах. Высокая активность верхнего слоя наносов отмечается в том числе и в водоемах, на водосборных площадях которых радиоактивность почв в несколько раз ниже.

Следующий опыт. В сосуд 5 с дистиллированной водой (2100 г) поместили радиоактивный ил массой 600 г.

Таблица 1

Изменение активности осевших наносов по слоям

Слой Вес почвы и наносов, г Вес навески, г Плотность насыпной почвы, г/см3 Удельная активность, Бк/кг Изменение удельной активности, Бк/кг

Исходное значение

600 200 0,98 11 295 -

После взмучиваний и осаждений

1 134 100 0,83 16 385 +5 090

2 210 100 1,28 1 878 -9 417

3 102 100 1,36 1 541 -9 754

Ил отобрали из отстойника на магистральном канале осушительной системы у населенного пункта Колодезский Но-возыбковского района.

В течение двух месяцев ил ежедневно взмучивали встряхиванием закрытого сосуда и затем в течение 1 года он осаждался в спокойной воде. Слой сухого ила составлял 10 см, после осаждения в воде — 16 см. Проколов в стенке пластмассового сосуда отверстия на глубине от первоначальной поверхности воды 4, 8 и 11 см, воду слили по слоям. Радиоактивности в воде не обнаружили, т. е. илистые

Изменение активности ила, осевшс

частицы оказались слишком тяжелыми, чтобы поддерживаться во взвешенном состоянии броуновским движением.

Опыт свидетельствует, что диффузия цезия-137 из верхнего слоя ила с высокой активностью в стоячую воду с нулевой активностью настолько незначительна, что радиометром ее обнаружить невозможно.

После подсушивания на электрокалорифере ил осел на 2,5 см. Общий слой ила 13,5 см был разделен на 5 слоев, и с помощью радиометра определена радиоактивность каждого слоя (табл. 2).

Таблица 2 после многократных взмучиваний

Слой (от поверхности) Толщина слоя,см Вес, г Плотность насыпного ила, г/см3 Характеристика слоя Удельная активность, Бк/кг Изменение удельной активности, Бк/кг

Исходные значения

13,5 600 0,66 | - - -

После осаждения ила

1 3,5 88 0,50 Ил 6 996 +1 764

2 2,5 96 0,55 Ил 6 471 +1 239

3 2,5 88 0,58 Ил с песком 5 356 +124

4 2,5 102 0,64 Ил с песком 4 932 -300

5 2,5 182 1,16 Песок 1 372 -3 860

Судя по табл. 2, распределение удельной активности по толще ила, осевшего на дно под слоем воды, тесно связано со значением плотности ила. Меньше плотность — мельче илистые частицы, больше адсорбирующая поверхность — больше радиоактивность, и наоборот.

На каждом конкретном объекте во время предпроектных изысканий необходимо отобрать пробы радиоактивной почвы из пахотного горизонта и путем отстаивания взмученной почвы в лабораторных цилиндрах определить время, наиболее подходящее для отстаива-

№ 5' 2008

ния, и длину биоканала.

Результаты опытов. Остаточное содержание загрязнения в воде после прохождения потоком отстойника может быть ликвидировано за счет самоочищающей способности водотока на пути до водоприемника рыбохозяйственного назначения.

После впадения магистрального осушительного канала в ручей, практически без разбавления на расстоянии 1000 м удельная активность снизилась с 37 до 15 Бк/л [3].

Ниже отстойника по течению необходимо оставлять чистое, без

(29

растительности, русло с относительно высокой скоростью течения, где будет происходить самоочищение воды.

Таким образом, сооружая отстойники с водной растительностью на каналах и других водотоках, можно достичь следующих результатов:

высокого эффекта очистки воды за счет осаждения наносов, а вместе с ними ионообменных форм цезия-137;

накопления активности цезия в биомассе, снижения его в иле и, следовательно, в воде при вторичном загрязнении всей экосистемы водоема;

высокого транспирационного расхода водной растительностью, а значит, снижения расхода воды в канале (особенно в меженный период) и роста коэффициента разбавления радиоактивного загрязнения речными водами;

снижения ветрового воздействия на водную поверхность и, следовательно, исключения вторичного загрязнения воды при взмучивании наносов;

развития в зарослях водоемов микроскопических планктоновых водорослей, обогащающих воду кислородом, необходимым для дальнейшего очище-

ния воды благодаря жизнедеятельности микроорганизмов.

В отличие от ирригационных отстойников в отстойниках с водной растительностью главное — это осаждение мельчайших фракций, на которых в основном адсорбируются радионуклиды.

Ключевые слова: радионуклиды, отстойники, наносы, осаждение, цезий-1 37, почвенные частицы, эффективность очистки воды, осаждение наносов, удельная активность, ветровое воздействие.

Список литературы

1. Казаков, С. В. Принцип оценки радиоэкологического состояния водных объектов [Текст] / С. В. Казаков //Радиационная биология. Радиоэкология. — 2004. — Т. 44. — № 6. — С. 694-704.

2. Зимон, А. Д. Мир частиц [Текст] / А. Д. Зимон. — М. : Изд-во «Наука», 1988. — 192 с.

3. Василенков, С. В. Самоочищение воды от радионуклидов в водоемах [Текст] / С. В. Василенко //Проблемы экологической безопасности и природопользования : материалы Международной научно-практической конференции. — Вып. 7. — М. : МАЭБП, «Норма», 2006. — С. 137-140.