Размещено на http://allbest.ru

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

3.1 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;

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

4. 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 5ч10 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 3060см, (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 20205см), 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.

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

4. 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 г-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 г-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) - число отсчетов за время измерения t в фотопике (за вычетом аппаратурного фона) с энергией E (определяется экспериментально); q_i(E) - квантовый выход гамма-квантов с энергией E для i-го радионуклида (табличная величина, измеряется в долях); (E) - эффективность регистрации гамма-квантов с энергией E для радиометрической установки в используемой геометрии измерения; t - время измерения спектра (определяется экспериментально, измеряется в секундах); k(E) - поправка на самопоглощение гамма-излучения с энергией E в счетном образце с плотностью ; 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 _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 _абс рассчитывается по формуле:

(3),

где N - число отсчетов без учета фоновых импульсов; F_вн - внешнее моноэнергетическое излучение данного типа, испускаемое источником [17].

Погрешность гамма-спектрометрического метода можно представить в виде суммы систематической составляющей _сист и статистической _стат, то есть:

=_сист+_стат(4).

В первую составляющую погрешности входит погрешность аттестации самих образцовых источников, с помощью которых градуировался радиометр (обычно она не превышает 7%) и погрешности, вносимой в процессе самой градуировки. Сумма этих значений не более 10-20%.

Статистическая составляющая погрешности зависит от чувствительности регистрации радиометра Р, времени измерения t и активности пробы А [24, 25]:

(5),

где n_ф фоновая скорость счета импульсов.

Предел определения. Предел определения - это минимальная концентрация элемента в пробе, которая может быть определена по рассматриваемой методике с заданной воспроизводимостью.

Для оценки ожидаемых пределов определения ЕРН и ИРН используется соотношение:

(6),

где N_f - полное число отсчетов фона под фотопиком (в том числе аппаратурного и комптоновского фона реальной пробы); - заданные погрешности определения (в долях) [22, 17].

Энергетическое разрешение R. Наиболее важным параметром, характеризующим технический уровень спектрометра любого типа, является разрешающая способность, то есть способность обнаружить две группы моноэнергетического излучения одного вида [17]. Разрешающую способность количественно оценивают по энергетическому разрешению, являющемуся величиной, обратно пропорциональной разрешающей способности. Под энергетическим разрешением R понимается полная ширина ППП на половине его высоты. Относительное энергетическое разрешение R_отн в процентах определяется как:

(7),

где Е₁-энергия регистрируемого излучения.

Особенности определения ЕРН.Определение радионуклидов ряда ²³⁸U. ²²⁶Ra определяется по продуктам распада ²²²Rn: ²¹⁴Pb (по фотопикам 295,2 кэВ (18,9%) и 352,6 кэВ (36,3%)) и ²¹⁴Bi (по фотопику 609,3 кэВ (45,5%)) в условиях их радиоактивного равновесия с ²²²Rn; для определения ²²⁶Ra результаты по трем фотопикам усредняются.

²³⁸U определяется следующим образом. По удельной активности ²²⁶Ra вычисляется его вклад в площадь фотопика 186,0кэВ (3,25%), из полной площади фотопика 186 кэВ вычитается вклад ²²⁶Ra и определяется часть площади фотопика 186 кэВ, соответствующая ²³⁵U. Затем определяется активность ²³⁵U с учетом известного изотопного состава природного урана.

²¹⁰Pb определяется по фотопику 46,5 кэВ (4,05%).

²³⁵U при значительном содержании урана в образцах можно определить по его фотопикам 143,8 кэВ (10,9%) и 163,4 кэВ (5,0%); результаты по двум фотопикам усредняются.

Определение радионуклидов ряда ²³²Th.²³²Th обычно в природных объектах находится в радиоактивном равновесии с радионуклидами его семейства ²²⁸Ac, ²¹¹Pb и ²⁰⁸Tl.

²²⁸Ac определяется по трем его фотопикам 338,3 кэВ (11,4%), 911,2 кэВ (27,7%) и 969,6 кэВ (17,3%).

²¹¹Pb определяется по фотопику 238,6 кэВ (44,6%).

²⁰⁸Tl определяется по фотопику 583,2 кэВ (84,6%).

⁴⁰К определяется по фотопику 1460,8 кэВ (10,4%).

5. Гамма-спектрометр сцинтилляционный «Прогресс-гамма»

Гамма-спектрометр представляет собой стационарную установку со сцинтилляционным блоком детектирования, ПЭВМ с программным обеспечением «Прогресс» для управления всеми режимами работы на всех этапах выполнения измерений, обработки результатов и их протоколирования.

Рис. 2. Вид сцинтилляционного гамма-спектрометра «Прогресс - Гамма»

Гамма-спектрометр содержит: сцинтилляционный блок детектирования на основе кристалла йодистого натрия NaI(Tl) различных размеров, блок питания и усиления импульсов, плату аналого-цифрового преобразователя (АЦП), свинцовую защиту блока детектирования от фонового излучения. Как правило, блоки питания и усиления импульсов, а также АЦП конструктивно расположены в самом блоке детектирования. Для экспонирования счетных образцов применяются различные измерительные кюветы [18].

Для проведения калибровки гамма-спектрометра по энергии и контроля за сохранностью параметров в его состав включается комбинированный контрольный источник ОИСН-137-1, выполненный в геометрии «сосуд Маринелли - 1 литр» [18].



Рис. 3. I -Общий вид и габаритные размеры защиты СЗГ-1, II -ЗащитаСЗГ-1 в разрезе (с указанием положения блока детектирования и сосуда Маринелли), III -Сборочный чертеж СЗГ-1. Состав защиты СЗГ-1: 1 - Стойка, 2 - Цилиндр, 3 - Крышка, 4 - Винт заземления, 5 - Шарик, 6 - Вставка

Рис.4. Электрическая схема соединений сцинтилляционного гамма-спектрометра «Прогресс - Гамма»

Принцип действия гамма-спектрометра заключается в получении аппаратного спектра импульсов от детектора, регистрирующего излучение счетного образца, экспонируемого в фиксированных условиях измерения. Активность радионуклида в исследуемой пробе определяется путем обработки полученной спектрограммы на ПЭВМ с помощью специального пакета программ «Прогресс». Пакет программ «Прогресс» позволяет управлять работой гамма-спектрометра, анализировать спектрограмму и идентифицировать радионуклиды, определять активность соответствующих нуклидов в пробе, рассчитывать неопределенность измерения активности и протоколировать результаты измерений [18].

6. Распределение ¹³⁷Cs в горных почвах республики Адыгея

Загрязнение почв республики Адыгея ¹³⁷Cs обусловлено радиоактивными выпадениями в результате испытаний ядерного оружия в атмосфере , аварии на Чернобыльской АЭС.

Пробы были отобраны на различных контрольных участках республики Адыгея.

Ниже, на рис.5, 6, 7 представлено в динамике распределение ¹³⁷Cs за 3 года для участков :Ранкер левый, Мокрый луг, Бурые лесные.

Рис.5 Луговая ненасыщенная (кислая) тяжелосуглинистая на валунно-галечниковых отложениях

Распределения цезия наблюдается на глубине до 70 см. Это связано с тем, что у почв данной территории, как правило, промывной режим.

Рис.6 Ранкер лесной среднесуглинистый ненасыщенный на элювии гранитов

Максимальное значение радионуклида ¹³⁷Cs зафиксировано в верхнем 25 см слое. Динамика распределения цезия отличается смещением его максимума по глубине почвенного профиля. Данный контрольный участок расположен на дне ущелья и подобное поведение ¹³⁷Cs и увеличение его удельной активности в период с 2012 года по 2014 год может быть обусловлено смывом данного радионуклида со склонов.

Рис. 7 Бурая лесная ненасыщенная глееватая глинистая на желто-бурой глине

Динамика ¹³⁷Cs в бурой лесной почве сложная, в 2012 году этот радионуклид фиксируется только по верхнему (дерновому) профилю, тогда как в 2014 году основной запас цезия сосредоточен в верхних почвенных горизонтах. Это может быть связано, как с непосредственным влиянием рельефа (контрольный участок расположен на склоне), так и с сорбционными способностями растительного покрова, количеством выпавших осадков и развитым профилем почвы.

7.Оценки скорости миграции ¹³⁷Cs в горных почвах на примере республики Адыгея

Для оценки скорости миграции ¹³⁷Cs было использовано соотношение предложенное в работе [23].

Скорость конвекционного переноса оценивалась по соотношению :

где A_max ,A_min - значения максимальной и минимальной удельной активности почвы, Бк/кг;

Y_max, Y_min - плотность почвы в слоях соответствующих значениям максимальной и минимальной активности, кг/м³;

Z_min - расстояние от внешней поверхности почвы до точки ее минимальной активности , м;

Z_max - расстояние от внешней поверхности почвы до точки ее максимальной активности , м;

t - время прошедшее с момента залпового выброса радиоактивного вещества на почву, год;

u - скорость конвективного переноса радионуклида в почве, м/год;

Числовые значения всех параметров приведены в таблице 1

Таблица 1 Числовые значения параметров

2012 год	2013 год	2014 год
Тип почв	Z,м	A,Бк/кг	P,кг/м3	Z,м	A,Бк/кг	P,кг/м3	Z,м	A,Бк/кг	P,кг/м3
РЛ	0,04	69,3	859,36	0,065	92,4	747,4	0,01	66,3	574,1
	0,175	12	1270	0,4	5,4	1016	0,27	21,2	861
МЛ	0,04	34,7	804,48	0,07	52,4	1017,8	0,01	62,4	733,4
	0,7	0,3	1179,5	0,7	0,5	1244,4	0,38	1,2	1001
ВС	0,01	42,3	691	0,04	284,8	848	0,01	116,7	1060
	0,32	0,2	1520	0,4	0,2	1669	0,22	2,1	1981
НС	0,01	82,1	557	0,015	44,	951	0,01	281	46,6
	0,51	4,9	1800	0,22	25	1226	0,12	1,9	997,3
БЛ	0,09	21,3	1769,8	0,04	39	90	0,07	33	849,2
	0,62	1,1	1150,6	0,66	1,6	1234,8	0,7	0,1	1158,7
ПБ	0,4	23,8	825,6	0,34	10,6	1248,75	0,02	22,7	681,5
	0,72	4,7	1236,5	0,15	8,8	1311,25	0,8	2,6	994,7

В таблице 2 приведена расшифровка типа почв.

Таблица 2. Расшифровка типа почв

РЛ	Ранкер лесной среднесуглинистый ненасыщенный на элювии гранитов
МЛ	Луговая ненасыщенная (кислая) тяжелосуглинистая на валунно-галечниковых отложениях
ВС	Бурая лесная примитивная легкосуглинистая на элювии аргиллитов
НС	Бурая лесная неполноразвитая ненасыщенная тяжелосуглинистая на элювии аргиллитов
ПЛ	Горно-луговая альпийская ненасыщенная маломощная легкосуглинистая на элювии известняков
БЛ	Бурая лесная ненасыщенная глееватая глинистая на желто-бурой глине
ПБ	Аллювиально-дерновая ненасыщенная супесчаная на аллювиально-делювиальных отложениях

Скорость конвекции в различных типах почвы, оценивали аналитически при помощи программы Maple. Ниже приведен код программы:

> ur1:= (Amax*Pmax)/(Amin*Pmin)=((zmin+0.5*u*t)/(zmax+0.5*u*t))*((zmax+u*t)/(zmin+u*t))*exp(-0.5*((((zmin*zmin-zmax*zmax)+(zmin-zmax)*u*t)*u*t)/((zmax*zmax-u*u*t)*(zmin+0.5*u*t))));

> ur2:=subs(Amax=347,Amin=0.3,Pmax=804.48, Pmin=1179.5,zmin=0.1,zmax=0.05,t=9.17e8,ur1);

> solve(ur2,u);

>

> fsolve(ur2,u=-10..10);

Ниже, в таблице 3, приведены коэффициенты конвективного переноса для каждого типа почв за 2012-2014 года.

Таблица 3. Коэффициенты конвективного переноса

	2012	2013	2014
РЛ	9,8 см/год	12,7 см/год	6,7 см/год
МЛ	1 см/год	2,4 см/год	6,4 см/год
БЛ	2,1 см/год	2,2 см/год	2,4 см/год

Используя коэффициенты конвективного переноса оценена миграция. Для оценки миграции использовали соотношение:

=,

где q - активность радионуклида на глубине y, отн. ед; t - время с начала момента миграции, с; D - коэффициент миграции, см²с^-1; ? - постоянная распада, с^-1; A - удельная активность радионуклида, Бк/кг [24].

Далее, в таблице 4, представлены оцененные скорости миграции ¹³⁷Cs в исследуемых почвах, см/год.

Таблица 4

	2012	2013	2014
РЛ	12 см/год	20,6 см/год	9,4 см/год
МЛ	3 см/год	1,8 см/год	6 см/год
БЛ	7,3 см/год	7,3 см/год	5,7 см/год

Возможно такая скорость миграции искусственного радионуклида Cs¹³⁷ связана непосредственным с влиянием рельефа (участки расположены на склоне), так и с сорбционными способностями растительного покрова, количеством выпавших осадков, развитым профилем почвы и промывным режимом.

Выводы

Рассчитана оценка миграции радионуклидов в почвенных комплексах, учитывающая процессы диффузии, сорбции твердой фазой почвы, получена линейная зависимость между концентрацией радионуклидов в твердой фазе почвы. Дана оценка конвективному перенос для разных типов почв республики Адыгея.

Список литературы

1. Ивлёв, А. М. Эволюция почв/ А.М. Ивлёв. - Владивосток, 2005 - 97 c.

2. ГОСТ 27593-88. ПОЧВЫ. Термины и определения.

3. Добровольский, Г. В. Почвы СССР./ Г. В. Добровольский. - Москва: Мысль, 1979 - 129.c.

4. Ефремов, И.В. Математическое моделирование миграции радионуклидов в почвенно-растительных комплексах оренбуржья ./ И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова, Е.Г. Ефремов, Е.Э. Савченко, К.Я. Гафарова// Оренбурский государственный университет.

5. EreesЃCF.S. Assessment of dose rates around Manisa. /Z. F.S. Erees, S. Akцzcan, Y. Parlak, S. Зam // Radiation Measurements. - 2006. - №41 - p.598-601.

6. Keiko Tagami. Specific activity and activity ratios of radionuclides in soil collected about 20 km from the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant: Radionuclide release to the south and southwest./ . Keiko Tagami ?, Shigeo Uchida, Yukio Uchihori, Nobuyoshi Ishii, Hisashi Kitamura, Yoshiyuki Shirakawa// Science of the Total Environment. - 2011. - №409 - p.4885-4888.

7. Lijun, D. Spatial distribution and risk assessment of radionuclides in soils around a coal-?red power plant: A case study from the city of Baoji, China/ D. Lijun, W. Haiyan, W. Lingqing// Environmental Research. - 2007. - №104 - Р. 201-208.

8. Jaworowski, Z. Natural radionuclides in industrial and natural soils. /ZZ. Jaworowski and D. Grzybowska // The Science of the Total Environment. -1977. - №7 - P. 45-52.

9. Brahmanandhan, G.M. Natural radionuclide distribution in soil samples around Kudankulam Nuclear Power Plant Site./ G.M. Brahmanandhan, D. Khanna, J. Malathi, S. Selvasekarapandian// International Congress Series. - 2005. - №1276 - p.317-318

10. SHENBERЃCM. A. Measurement of Natural Radioactivity Levels in Soil in Tripoli. /Z. SHENBERЃCM. A // Environmental Radiation Measurements. - 1996.

11. Psichoudaki, M. Natural radioactivity measurements. /Z. M. Psichoudaki, H. Papaefthymiou// Journal of Environmental Radioactivity. - 2008. - №99 - p.1011-1017.

12. Kurnaz, A. Determination of radioactivity levels and hazards of soil and sediment samples. /Z. A. Kurnaz, B. Kucukomeroglu, R. Keser, N.T. Okumusoglu, F. Korkmaz, G. Karahan, U.Cevik// Applied Radiation and Isotopes. - 2007. - №65 - p.1281-1289.

13. Бураева Е.А., Тимченко А.А. Учебно-методическое пособие к курсу «Радиоэкология» для студентов физического факультета, обучающихся по специальности основного профессионального образования «Радиационная безопасность человека и окружающей среды». Лабораторный спецпрактикум (Методика отбора проб почвы и растительности для радионуклидного анализа). Ростов-на-Дону: типография ЮФУ, 2012.- 36 с.

14. Правила хранения и применения рабочего эталона II разряда специализированной радиометрической установки РЭУС-II-15. Утвержден ГНМЦ «ВНИИФТРИ» 25.11.1996г. - 58с.

15. Инструкция. Изготовление счетных образцов из проб объектов окружающей среды. Нормативно-методическая документация. С.-П. 1998г. 65 с.

16. Моисеев А.А., Иванов В.И. Справочник по дозиметрии и радиационной гигиене. М.: Энергоатомиздат, 1990.

17. Бураева Е.А. Радиоэкологический мониторинг экосистем, включающий определения радионуклидов с низкой энергией гамма излучения. Дисс. на соиск.уч. степ. канд. хим. наук. Ростов-на-Дону. РГУ. 2005. 149 с.

18. Осанов, Д.Н. Дозиметрия излучения инкорпорированных радиоактивных веществ // Д.Н. Осанов, М.А. Михтаров. - М.: 1977. - 200 с.

19. Arafa W. Specific activity and hazards of granite samples collected from the Eastern Desert of Egypt. Wafaa Arafa // Journal of Environmental Radioactivity. V. 75. - 2004. - P. 315-327.

20. Гамма-спектрометр сцинтилляционный «Прогресс-Гамма». Руководство по эксплуатации. ФВКМ.412131.002-03РЭ

21. Гамма-спектрометр сцинтилляционный «Прогресс-Гамма». Руководство по эксплуатации. ФВКМ.412131.002-03РЭ.

22. Иванов В.И. Курс дозиметрии. Учебник для вузов. 4-е изд. М.:Энергоатомиздат, 1988. 296 с.

23. Соколов Э. М ., Качурин Н . М ., Кузнецов А . А ., Свиридова Т . С ., Лебедев А. М . Методика оценки радиоэкологической обстановки в Подмосковном бассейне// Горный вестник. 1996. - №4. - С . 81-84.

24.Переволоцкий А. Н. Радиоэкология. Практическое руководство по выполнению лабораторных работ для студентов специальности 1-31 01 01-02 «Биология(научно-производственная деятельность)»//Гомель УО «ГГУ им. Ф. Скорины», 2012.

Размещено на Allbest.ru