Курсовая работа (т): Оценка скорости миграции радионуклидов в почве

Оценка скорости миграции радионуклидов в почве

Оценка скорости миграции радионуклидов в почве

Введение

почва радиоактивность спектрометр

В условиях повышенной радиационной напряженности возрастает актуальность проведения различных радиоэкологических исследований, необходимых для получения более полной информации, позволяющей прогнозировать радиационные последствия поступления в окружающую среду тех или иных радионуклидов. При загрязнении почвенного покрова радионуклиды способны создавать значительные дозовые нагрузки на организм человека на протяжении жизни многих поколений. Так же исследования важны для установления основных данных будущих изменений в радиоактивности экосистем в сочетании с деятельностью человека и для идентификации источника заражения.

Целью настоящей работы является оценка особенностей распределения и скорости конвекции искусственного радионуклида ¹³⁸Cs в различных почвах горной территории республики Адыгея.

Практическая значимость работы: результаты настоящего исследования могут быть использованы для оценки дозы облучения населения от радионуклидов, в том числе и по пищевым цепочкам. Анализ миграции радионуклидов в условиях сложного рельефа будет использован в дальнейшем для моделирования переноса загрязняющих элементов в наземных экосистемах, в системе почва-растительность, в том числе и при долговременном мониторинге объектов окружающей среды.

Данные по радионуклидному составу почв республики Адыгея получены в экспедициях 2012-2014 гг. сотрудниками лаборатории радиоэкологических исследований отдела аналитического приборостроения НИИ физики Южного федерального университета.

1. Почва. Общие сведения

Почва - это поверхностный слой литосферы Земли, обладающий плодородием и представляющий собой полифункциональную гетерогенную открытую четырёхфазную (твёрдая, жидкая, газообразная фазы и живые организмы) структурную систему, образовавшуюся в результате выветривания горных пород и жизнедеятельности организмов [1].

Почвенный профиль - совокупность генетически сопряжённых и закономерно сменяющихся почвенных горизонтов, на которые расчленяется почва в процессе почвообразования. Почвенный горизонт - специфический слой почвенного профиля, образовавшийся в результате воздействия почвообразовательных процессов [2].

Единой общепринятой классификации почв не существует. Наряду с международной классификацией во многих странах мира действуют национальные системы классификации почв, часто основанные на принципиально разных подходах. В России к 2004 году специальной комиссией Почвенного института им. В. В. Докучаева, руководимой Л. Л. Шишовым, подготовлена новая классификация почв, являющаяся развитием классификации 1997 года. Однако российским почвоведами продолжает активно использоваться и классификация почв СССР 1977 года. Она была подготовлена в 1977 году на основе «Указаний по классификации и диагностике почв», выпущенных в 1967 году почвенным институтом им. В. В. Докучаева, одобрена Научно-техническим Советом и Главным управлением землепользования и землеустройства Министерства сельского хозяйства СССР в качестве руководства при проведении почвенных обследований и изысканий, работ по госучёту земель и земельному кадастру [3].

2. Радиоактивность почв

В почвах и материнских породах присутствует множество радиоактивных элементов (радионуклидов). Они могут быть естественного и антропогенного происхождения. В связи с этим различают естественную и искусственную радиоактивность почв.

Естественная радиоактивность представлена двумя группами радиоактивных элементов - первичными, которые содержаться в первичных породах и вошли в состав почв, и космогенными - поступающими в почву из атмосферы, образование которых происходит при взаимодействии космического излучения с ядрами стабильных элементов. Первичные радионуклиды это : уран (²³⁸U,²³⁵U), торий (²³²Th), радий (²²⁶Ra), радон ( ²²²Rn,²²⁰ Rn), калий (⁴⁰K) и др. ,космогенные тритий (³H), берилий (⁷Be) и углерод (¹⁴C).

Естественные радиоактивные элементы долго-живущие, с периодом полураспада 108-1016 лет, испускающие гамма-лучи, альфа и бета-частицы.

Искусственная радиоактивность является следствием загрязнения почв радионуклидами в результате аварий на атомных электростанциях; термоядерных взрывов; загрязнение почв отходами атомной промышленности; зольными выбросами тепловых электростанций, работающих на угле, содержащих уран, радий, торий; внесение в почву фосфорных удобрений, в которых используются изотопы урана.

Исследования в области почвенной радиоэкологии проводятся для исследования миграции радиоактивных элементов по почвенному профилю, для оценки воздействия фона на население, для определения радионуклидной активности и коэффициента активности [4, 5, 6].

Распределение удельной активности радионуклидов в наземных экосистемах зависит от особенностей почв (условий формирования, физико-химических свойств, ферментативной активности и др.), климата (преобладающие ветра, дожди, влажность), особенностей рельефа, растительности и деятельности человека [7]. Определение удельной активности радионуклидов в почвах территорий угольных электростанций необходимо для изучения влияния ископаемого топлива на загрязнение окружающей среды радионуклидами [8].

Исследования в данной области производятся по всему миру, и полученные результаты сравниваются для определения удельной активности радионуклидов в связи с пространственной изменчивостью. Максимальное содержание радионуклидов было зафиксировано в Индии и находится в пределах от 8,5 до 1608,3 Бк/кг для ⁴⁰K,от 20,91 до 9230,68 Бк/кг для ²³²Th, причиной такой аномалии является повышенная влажность территории исследования [9]. Минимальное значение установлено в Ливии, у которых значения равны 9,5 Бк/кг для ²³²Th, 272 Бк/кг для ⁴⁰K и 10,5 Бк/кг для ²³⁸U [10].

Средние значения удельной активности естественных радионуклидов были зафиксированы в Северной Греции в районе города Птолемаида для ²²⁶Ra, ²³²Th и ⁴⁰K и составляют 27±6 Бк/кг, 36±5 Бк/кг, 496±56 Бк/кг соответственно [11].В Турции, в городе Риза, значение удельной активности естественных радионуклидов равно 50 Бк/кг для ²³⁸U, 42 Бк/кг для ²³²Th, 643 Бк/кг для ⁴⁰K, которые близки к среднемировым значениям. А удельная активность искусственного радионуклида ¹³⁷Cs равна 85 Бк/кг, что выше среднемировых значений [12].

На рис.1 представлено изменение концентрации ²³⁸U, ²³²Th и ¹³⁷Cs в осадочных пробах в почвах города Риза, Турция [12].

Рис.1 Изменение концентрации ²³⁸U, ²³²Th и ¹³⁷Cs в осадочных пробах в почвах города Риза, Турция.

Распределение и миграция радионуклидов зависит от множества факторов, таких как: физико-химические свойства почвы, растительный покров почвы, наличие водоемов, тип почвы, рельеф местности, климатические условия.

3. Методика отбора проб почвы, грунтов и пород

.1 Требования к месту и методам отбора проб

Перед отбором проб на участке производят измерение мощности эквивалентной дозы при помощи дозиметрических приборов типа ДРГ. Измерения проводят по периметру обследуемого участка и по двум ортогональным диагоналям на высоте 1 м и 3-4 см над поверхностью почвы [13]. Если на обследуемом участке попадаются отдельные места, для которых мощность дозы (наиболее часто наблюдаемое значение) больше, чем в 2 раза, то в них отбирают дополнительные пробы [14].

Места отбора проб выбирают, руководствуясь следующими условиями:

1.      отбор проб проводят в местах с ненарушенной, после формирования радиоактивного загрязнения, поверхностью почвы, при отсутствии признаков смыва слоя почвы или намыва ее на эту поверхность за то же время;

2.      предпочтение отдают задернованным местам, протяженность которых составляет не менее 5 м. Следует избегать отбора почвы на песчаных участках, лишенных травянистой растительности;

.        место отбора должно быть ровным, однородным, открытым. Расстояние от окружающих его строений и деревьев должно составлять не менее двух их высот;

.        места отбора проб выбирают так, что бы одно из них было ближе к центру участка, а остальные 4 - ближе к его периферии (метод “конверта”) [13].

Отбор проб производят из верхнего слоя (глубиной до 5÷10 см), в котором сосредоточено почти 100% активности, обусловленной выпадениями из атмосферы [14]. Металлическое кольцо забивают в почву молотком до верхней кромки, затем подкапывают лопатой и аккуратно подрезают по нижней кромке. Допускается отбор проб при помощи

специального отборника (диаметр рабочей части 70 мм, высота рабочей части 100 мм) [13,14].

После взятия каждого керна, образец почвы высыпают в бумажный или полиэтиленовый мешок, удаляя случайно попавшие в него предметы (листья, угольки, камни и др.).

Расстояние между местами отбора проб (по методу “конверта”) должно составлять » 10-20 м, а взятие кернов в месте отбора проб, необходимо производить на расстоянии » 50см, между отдельными кернами.

В отдельных случаях, когда необходимо провести исследование распределения радионуклидов по глубине в почве (затопляемые пойменные участки и т.д.) производится отбор проб методом шурфа [15].

На месте отмеченного отбора проб откапывают шурф размером »30´60см, (глубина шурфа зависит от ожидаемого распределения радионуклидов и обычно составляет не более 50 см), и оценивают глубину отбора по показаниям радиометров типа СРП-68 (или СРП-88).

Пробоотборным совком (с размером рабочей части 20´20´5см), послойно, по 5 см (или слоями 0-1, 1-3, 3-5, 5-10, 10-15, 15-25, 25-35, 35-45 см), отбирают пробы по высоте одной из стенок шурфа. На противоположной стенке шурфа, аналогичным методом отбирают параллельные пробы почвы.

После взятия каждого слоя пробы, образец почвы высыпают в бумажный или полиэтиленовый мешок, удаляя случайно попавшие в него предметы (листья, угольки, камни и др.).

3.2 Методика подготовки проб к измерениям

Пробоподготовка почв заключается в следующем: после взвешивания “мокрой” пробы почвы высушивают ее в сушильном шкафу при температуре 105-110 °С [16]. Заново взвешивают всю пробу для определения “сухого” веса пробы. Из всей пробы методом квартования отбирают необходимое количество почвы, взвешивают и переносят в специальный сосуд нужного объема. Полученный счетный образец герметично запаковывают, выдерживают его в течение двух недель до установления радиоактивного равновесия в ряду ²²²Rn и передают на измерение [17].

1.      «Мокрую» пробу почвы взвешивают, а результаты записывают в специальный журнал по пробоподготовке.

2.      Всю пробу почвы расстилают на металлическом листе и высушивают в сушильном шкафу при температуре 105-110⁰С.

.        Заново взвешивают всю пробу для определения «сухого» веса пробы и результаты заносят в журнал по пробоподготовке в соответствующую графу.

.        Из всей пробы методом квартования отбирают необходимое количество (объем) почвы, взвешивают и переносят в специальный счетный сосуд нужного объема. Все данные также заносятся в журнал.

5.      Полученный счетный образец при необходимости герметизируется и выдерживается в течение двух недель до установленного радиоактивного равновесия в ряду ²²²Rn и передается на измерение [18].

4. Основы инструментального гамма-спектрометрического метода радионуклидного анализа объекта внешней среды

Измерение радиоактивности используется в двух случаях: 1) для оценки уровня радиоактивности объекта относительно фона; 2) для количественного определения конкретных радионуклидов, предварительно выделенных в радиохимически чистом виде.

Оценка уровня суммарной радиоактивности производится при поисковых работах и при определении радиоактивного загрязнения окружающей среды, преимущественно в полевых условиях, иногда - лабораторных.

Анализ радионуклидов с предварительным химическим выделением называется радиохимическим и применяется в различных целях в условиях стационарных лабораторий [16].

Измерительная установка для определения суммарного излучения состоит из детектора, регистрирующего прибора с блоком усиления и источника питания [19]. Измерение суммарного γ-излучения применяют для полевых исследований. В таких приборах часто используют сцинтилляционные детекторы с кристаллами NaI(Tl). В комплект полевого гамма-радиометра входит датчик с детектором, соединенный гибким кабелем с переносным пультом, включающий блоки питания, усиления и регистрации [20].

Реализация радиационного экологического мониторинга предъявляет жесткие требования к методам анализа и γ-спектрометрической аппаратуре для определения радионуклидного состава и измерений активности в объектах окружающей среды. Эти требования выражаются в необходимости обеспечить как большой объем измерений, так и определенную точность и достоверность. Для достоверности измерений значение удельной активности в пробах окружающей среды необходимо определять с погрешностью не хуже 50 %. Измерить значения активности с такой погрешностью с помощью простых средств измерений не удается, поэтому используются специальные аппаратные комплексы и методы [16].

За последние 10 лет существенно улучшились параметры спектрометрических методов анализа как за счет использования современных анализаторов с встроенными ЭВМ, так и новых математических методов обработки полученных результатов. Для написания данной работы использовался гамма-спектрометрический метод определения удельной активности радионуклидов [21].

Гамма-спектрометрический метод [17] определения удельной активности радионуклидов - один из самых распространенных методов в практике контроля радиационного качества материалов, в радиоэкологии и во многих областях науки.

Определение удельной активности i-го радионуклида в счетном образце массой m определяется по соотношению:

(1),

где N_i(E_g) - число отсчетов за время измерения t в фотопике (за вычетом аппаратурного фона) с энергией E_g (определяется экспериментально); q_i(E_g) - квантовый выход гамма-квантов с энергией E_g для i-го радионуклида (табличная величина, измеряется в долях); e(E_g) - эффективность регистрации гамма-квантов с энергией E_g для радиометрической установки в используемой геометрии измерения; t - время измерения спектра (определяется экспериментально, измеряется в секундах); k(E_g) - поправка на самопоглощение гамма-излучения с энергией E_g в счетном образце с плотностью r; m - масса пробы (кг) [21].

Если у радионуклида имеется несколько интенсивных гамма-линий, то его удельная активность определяется по каждой из них, а результаты усредняются и погрешность определяется как среднеквадратичное отклонение результатов отдельных определений от среднего:

(2),

где n - число измерений;  - среднее значение.

Эффективность регистрации e_абс, как и энергетическое разрешение, относится к основным параметрам, характеризующим все существующие типы спектрометров. Ее определяют как отношение числа частиц определенной энергии, зарегистрированных в пике полного поглощения (ППП) в единицу времени, к внешнему излучению источника [20], установленного на заданном и фиксированном расстоянии от детектора. В соответствии с этим определением e_абс рассчитывается по формуле: