Электронная библиотека диссертаций и авторефератов России
dslib.net
Библиотека диссертаций
Навигация
Каталог диссертаций России
Англоязычные диссертации
Диссертации бесплатно
Предстоящие защиты
Рецензии на автореферат
Отчисления авторам
Мой кабинет
Заказы: забрать, оплатить
Мой личный счет
Мой профиль
Мой авторский профиль
Подписки на рассылки



расширенный поиск

Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Мельников Виктор Сергеевич

Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча
<
Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча
>

Диссертация - 480 руб., доставка 10 минут, круглосуточно, без выходных и праздников

Автореферат - бесплатно, доставка 10 минут, круглосуточно, без выходных и праздников

Мельников Виктор Сергеевич. Современная радиоэкологическая обстановка на реке Теча: диссертация ... кандидата биологических наук: 03.01.01 / Мельников Виктор Сергеевич;[Место защиты: ФГБУН УНПЦРМ ФМБА России].- Москва, 2015.- 133 с.

Содержание к диссертации

Введение

Глава 1. Обзор литературы 14

1.1 Особенности поведения радионуклидов в пресноводных водоемах и на прилегающих к ним водосборных территориях 14

1.2 Миграционные характеристики отдельных техногенных радионуклидов 23

1.2.1 Цезий 23

1.2.2 Стронций 25

1.2.3 Тритий 27

1.3 Содержание естественных радионуклидов в объектах внешней среды 29

1.4 Гидрографическая характеристика района 31

1.5 Загрязнение реки Теча радиоактивными веществами в период с 1949 по 1956 гг. 35

1.6 Данные радиоэкологического мониторинга 38

1.6.1 Мощности доз -излучения около реки и на территории прибрежных населенных пунктов 40

1.6.2 Плотности загрязнения 90Sr и 137Cs почвы поймы и донных отложений реки 42

1.6.3 Радиоактивное загрязнение речной воды 45

1.6.4 Вынос радионуклидов с водой в створе населенного пункта Муслюмово 46

Глава 2. Материалы и методы исследования 47

2.1 Методы отбора проб компонентов речной системы 47

2.2 Методика выполнения измерений удельной активности 90Sr и 137Cs в образцах природных вод 50

2.3 Методика выполнения измерений удельной активности 90Sr и 137Cs в почвенных образцах 50

2.4 Определение удельной активности 90Sr и 137Cs в пробах почвы и донных отложениях 51

2.5 Методика выполнения измерений удельной активности изотопов плутония в объектах внешней среды альфа-спектрометрическим методом с радиохимическим выделением 51

2.6 Методика выполнения измерений удельной активности 3H в образцах природных вод 52

2.7 Методика выполнения измерения удельной активности гамма-излучающих радионуклидов 52

2.8 Методика выполнения измерений объемной активности изотопов урана (234, 238) пробах природных вод и грунтов альфа-спектрометрическим методом с радиохимической подготовкой 53

2.9 Методика выполнения измерения водорастворимых, обменных и подвижных форм 137Cs и 90Sr в образцах почв и донных отложений 54

2.10 Модельный эксперимент для исследования перехода 90Sr и 137Cs в подвижные формы из почвенно-растительного комплекса при различных режимах увлажнения 55

2.11 Методика оценки источников поступления радионуклидов в воду реки Теча 57

Глава 3. Собственные исследования 59

3.1 Современные источники поступления радиоактивных веществ в воды реки Теча и особенности миграции радионуклидов по длине водотока 59

3.2 Качественная оценка источников поступления 90Sr в воды реки Теча 72 3.3 Характер атмосферных выпадений в зоне, прилегающей к водосборной территории реки Теча 75

3.4 Аккумуляция и распределение радионуклидов в донных отложениях реки Теча 77

3.5 Оценка запасов 137Cs и 90Sr депонированных в донных отложениях реки Теча 83

3.6 Распределение радионуклидов в пойменных грунтах прибрежной территории реки Теча 87

3.7 Исследование перехода 90Sr и 137Cs в подвижные формы из почвенно-растительного комплекса при различных режимах увлажнения в модельном эксперименте 103

Заключение 110

Выводы 111

Список литературы

Содержание естественных радионуклидов в объектах внешней среды

Форма существования радионуклида в водной массе зависит как от его химических свойств, так и от состава и свойств воды. Поступление радионуклидов в поверхностные воды может происходить в твердом и жидком состоянии за счет выпадений из атмосферы, твердого и жидкого стока с суши, сброса твердых и жидких отходов. В любой водной среде всегда присутствует твердая фаза (взвесь, коллоиды, донные осадки) и живые организмы. Поэтому, каждый радионуклид, в соответствии со своими химическими свойствами, присутствием элементов-носителей, формами поступления, соотношением фаз, физико-химическими условиями водной среды, может находиться в ионно-дисперсном, молекулярном и коллоидном состояниях, а также сорбироваться на взвешенных частицах, перераспределяясь между твердой и жидкой фазами, а также водой и живыми организмами. В этом перераспределении участвует множество самых разнообразных процессов: сорбция – десорбция; осаждение – растворение; коагуляция и диспергирование коллоидов; окислительно-восстановительные реакции; деятельность микроорганизмов; потребление и выделение биотой, а также ее отмирание [40].

В соответствии с содержанием микроэлементов в воде А. И. Перельман [129] предложил способ оценки миграционной способности химических элементов. На основе результатов лабораторных экспериментов и данных натурных наблюдений в [108] оценена миграционная способность некоторых химических элементов (теллур, селен, бром ртуть, цинк, мышьяк, серебро, молибден, сурьма, стронций, уран барий, цирконий, кобальт самарий, хром, церий, лантан, скандий, железо, рубидий, торий, цезий, свинец). В истинно растворенном состоянии могут находиться радионуклиды стронция в форме ионов Sr2+, гидратированные ионы Cs+, тритий в составе молекулы воды НТО.

При этом в конкретных природных условиях миграционная способность отдельных элементов может значительно отличаться от усредненных данных [41]. Миграция микроэлементов в водоемах происходит как в растворенных формах, так и во взвешенных состояниях. На практике все компоненты, проходящие через фильтр с диаметром пор 0,4 мкм, считают растворенными, а оставшиеся на фильтре - взвешенными [71,157]. К растворенным формам относят ионные, простые и комплексные образования, а также нейтральные молекулы. К взвешенным формам - коллоидные соединения, адсорбированные коллоидами ионы тяжелых металлов, терригенные частицы, планктон [45]. Седиментация и сорбция в значительной степени определяют процессы самоочищения воды, и как следствие - перенос загрязняющих веществ из водной массы в донные отложения водоемов.

Поглощающий комплекс водоемов представляет собой совокупность неоднородных по составу и структурам минеральных и органических веществ. Сорбционная емкость сорбентов в значительной степени определяет степень выраженности процессов поглощения. Из вторичных минералов наименьшей емкостью обладает каолинит (0,01 - 0,07 мл-экв/г), а наибольшей - вермикулит и монтмориллонит (0,8 - 1,5 мл-экв/г) [65]. Содержание органических веществ и гумуса в донных отложениях значительно увеличивает их сорбционную емкость, так как емкость органических сорбентов в среднем в 20 раз выше емкости минеральных соединений [65].

В зависимости от физико-химического состояния радиоактивной примеси в воде водоема могут происходить различные процессы межфазных сорбционных взаимодействий в системе «вода - взвесь - донные отложения». На границе раздела фаз наблюдаются два вида связей: межмолекулярная и химическая [97]. Первый вид приводит к реализации физической адсорбции, второй к хемосорбции. Ионный обмен, задержка растворов в тупиковых порах донных отложений, растворение и осаждение зачастую приводят к тем же результатам, что и обратимая сорбция. В условиях направленного движения воды при фильтрации из водоема имеет место динамическая сорбция. При относительном покое или беспорядочном механическом перемешивании в замкнутых водоемах происходит статическая сорбция. Концентрация компонентов в жидкой и твердой фазах зависит от скорости прямого (сорбции) и обратного (десорбции) процессов. Если состав и параметры фаз во времени неизменны, считается, что система равновесна. Такое равновесие носит динамический характер и достигается равенством скоростей прямого и обратного процессов.

Изучению поведения радионуклидов в водоемах и нахождению сорбционных характеристик радионуклидов посвящено большое количество работ. Среди отечественных авторов необходимо отметить работы Е.А. Тимофеевой-Ресовской [165]. Автор в течение 10 лет проводил экспериментальные исследования с рядом радионуклидов. Исследования включали статические (в том числе на серии аквариумов) и многочисленные динамические эксперименты. Из экспериментальных данных [165] следует, что среднее распределение радиоактивности резко отличается от соотношения масс воды, грунта и живых организмов. Так, вода, составлявшая по массе 85%, содержала только около четверти всей радиоактивности, а биота, на долю которой приходилось лишь около 0,1% общей массы данных водоемов, содержала 28% общей радиоактивности. Активность грунта составляла 50% общей, притом, что масса донного грунта не превышала 15% общей массы.

В природных водных объектах соотношение масс воды, грунта и живых организмов в значительной степени отличаются от аквариумных условий. Масса абиотической компоненты на много порядков больше, чем биотической. Так авторы работ [39, 145] показали, что вклад долгоживущих продуктов деления, ассоциированных с биомассой, для естественных замкнутых водоемов существенно меньше, чем для модельных бассейнов (не превышает 1% общей активности). Изучение содержания радионуклидов в компонентах водоема-охладителя Чернобыльской АЭС, подвергшегося радиоактивному загрязнению, в [85] также указывается, что в биоте концентрируется только около 1% всех радионуклидов.

Статические и динамические опыты показали, что наибольшей сорбцией при незначительной десорбции обладают кобальт, цинк, иттрий, кадмий и цезий, незначительной сорбцией при высоком уровне десорбции дает сера, а результаты для стронция типичны для элементов-ионообменников; железо, рутений и церий присутствуют, по-видимому, не менее чем в двух формах, из которых одна хорошо сорбируется, а другая легко проходит через фильтр. Чистый песок сорбирует все радионуклиды значительно хуже, чем почва [102,165].

Методика выполнения измерений удельной активности 90Sr и 137Cs в образцах природных вод

Первые исследования уровней загрязнения долгоживущими радионуклидами поймы реки Теча от н.п. Муслюмово до н.п. Затеченское выполнены сотрудниками УНПЦ РМ в 1968-1970 гг. [155]. В более поздние сроки информация о содержании радионуклидов в почве поймы представлена в работах [60, 138]. Следует отметить что, имеющиеся данные по уровням загрязнения поймы не привязаны к географическим координатам.

Наиболее высокие запасы 90Sr и 137Cs в пойме находятся в верховье на участке реки от 11 плотины до села Муслюмово. По данным работ, выполненным в 1992-1997 гг., запасы 137Cs составляют 4000-9000 Ки, запасы 90Sr - от 490 до 6000 Ки [134, 140].

По В.И. Садовникову с соавторами [156] на 2000 г. в донных отложения и пойме реки Теча депонировано 4500 Ки 137Cs и 300 Ки 90Sr, причем, 80 % активности сосредоточено в Асановских болотах, продолжительность которых составляет около 30 км по течению реки. По более ранним оценкам (на 1991 г.) оценки запасов радионуклидов были более высокие [113], в реке на участке 11 плотина - с. Муслюмово они составляли: для 90Sr - 970-1200 Ки, для 137Cs - 5100-6300 Ки. В среднем и нижнем течении реки в пределах Курганской области в почвах поймы находилось 200 Ки 90Sr и 62 Ки 137Cs [112].

В пределах ареала н.п. Нижнепетропавловское в слое почвы 0-30 см средняя плотность загрязнения поймы 90Sr составляла 7 Ки/км2, 137Cs - 6 Ки/км2. На обследованном участке поймы реки (длина 2,5 км по каждому берегу, ширина поймы 50 м) с учетом запаса радионуклидов в полном слое почвы (0-70 см) рассчитанный запас 90Sr составляет 5 Ки, 137Cs - 3 Ки [79].

Отмечался крайне неравномерный характер загрязнения 137Cs отдельных участков поймы [134, 140]. Результаты исследования уровней загрязнения в пределах населенных пунктов показали, что распространение 90Sr и 137Cs по длине и ширине поймы реки крайне неравномерно. Это отражается на распределении мощностей экспозиционных доз гамма-излучения на пойме реки.

На обследованной пойме площадью 2,5 км было аккумулировано 177,8 Ки 137Cs. Максимально зарегистрированное значение плотности загрязнения 137Cs составило 833 Ки/км2 (30821 кБк/м2). 90 % активности 137Cs сосредоточено внутри изолиний с уровнем загрязнения 1-200 Ки/км2 (37-7400 кБк/м2). 90Sr и 137Cs в 1988 и 1992 гг. мигрировали на глубину до 55 см. Основные запасы 137Cs находились на глубине до 15 см. В то же время 90Sr был распределен более равномерно до глубины 40 см. Указанные распределения радионуклидов по вертикальному профилю характерны для слоистых почв центральной поймы [26].

К 2000 г 90Sr и 137Cs мигрировали на глубину до 90 см, причем, до 60 % 137Cs и 40 % 90Sr от общего запаса содержалось в слое 40 см. Высокая скорость миграции радионуклидов характерна для песчаных прирусловых почв поймы. Проведенные исследования показали, что в пойменной почве наибольшая глубина проникновения радионуклидов наблюдается на средних участках реки. Кроме того, с течением времени происходит процесс естественной дезактивации (самоочищения) верхних слоев почвы поймы от радионуклидов. Причиной этого является миграции радионуклидов в нижележащие слои почвы, а также физический распад радионуклидов.

Удельные концентрации 90Sr и 137Cs в донных отложениях в десятки и сотни раз больше, чем в воде. Наиболее высокие концентрации отмечаются в верховье реки с постепенным спадом от 11 плотины к н.п. Муслюмово. На этом участке реки длиной около 78 км (от точки сброса) удельная активность верхнего слоя донного грунта реки со времени интенсивных сбросов отходов до 1958 г. уменьшилась в 10000 раз [64, 104]. По мере перемещения смеси радионуклидов вместе с водным потоком происходит изменение отношения 90Sr/137Cs в сторону увеличения значения, поскольку сорбционная способность у 90Sr выражена значительно меньше, чем у 137Cs. В 1965 г. в месте сброса это отношение составляло 2,5-3,0, в среднем течении реки оно возрастало до 8-10 [104, 113]. 1.6.3 Радиоактивное загрязнение речной воды

Динамика содержания 90Sr в воде реки Теча с 1968-2001 гг. определялась отдельно для 2-х участков реки. Первый участок реки - это расстояние между Асановым и Надыровым мостами, на этом участке нет населенных пунктов. Второй участок - это расстояние от н.п. Муслюмово до н.п. Затеченское.

Удельная активность 90Sr в речной воде на участке "Асанов мост -Надыров мост" снижалась с 80 Бк/л до 10-15 Бк/л в период 1973 по 1985 г., но с 1994-1996 гг. начала увеличиваться до уровней, наблюдавшихся в 1975-1980 гг. (около 30 Бк/л). В 1999-2001 гг. уровень 90Sr в воде снизился по сравнению с уровнями в предыдущие годы. За весь период наблюдений удельная активность 90Sr в воде уменьшилась в 5-6 раз.

Динамика содержания 90Sr в речной воде на 2 участке сходна с динамикой радионуклида в воде на вышерасположенном участке реки. Удельная активность радионуклида в воде в н.п. Муслюмово в 1,5 - 2 раза выше удельной активностью 90Sr в воде в н.п. Затеченское.

В остальных точках наблюдения, расположенных на втором участке, уровни содержания радионуклида в воде занимают промежуточные значения между уровнями 90Sr в воде в н.п. Муслюмово и н.п. Затеченское. Удельная активность радионуклида в воде реки Теча по течению снижается за счет сорбции 90Sr донными отложениями, а также с помощью разбавления водой из притоков Басказык и Шутишка, впадающих в нее в Курганской области, а также ключей и родников. На участке реки от н.п. Лобаново (119 км) до н.п. Затеченское удельная активность радионуклида в воде в среднем в 2 раза ниже, чем в населенных пунктах Челябинской области.

Удельная активность 90Sr в воде в створе н.п. Муслюмово с 1965 (85-90 Бк/л) по 2001 г. снизилась в 7 раз. Полупериод снижения составил 13,1 года. Удельная активность 137Cs в воде реки снизилась в 7 раз. С 1995 г по 2002 г. удельная активность 137Cs в воде остается на одном и том же уровне (0,4 Бк/л) [126].

Методика выполнения измерений объемной активности изотопов урана (234, 238) пробах природных вод и грунтов альфа-спектрометрическим методом с радиохимической подготовкой

Инфильтрация паводковых вод и атмосферных осадков, формирующая подземный сток, проходит на всю глубину почв до водоупорного горизонта, поэтому на уровень ее загрязнения радионуклидами могут оказывать влияние все слои почвы. В связи с этим при исследовании источников загрязнения грунтовых, а затем речных вод необходимо иметь информацию об уровнях загрязнения радионуклидами грунтов до глубины возможной инфильтрации.

В пробах почвы, отобранных на различном удалении от плотины водоема В-11 и от русла реки, вертикальное распределение радионуклидов носит разнообразный характер. В большинстве случаев 90Sr в постоянно увлажненных болотных и прибрежной дерновой почвах мигрирует на большую глубину и аккумулируется в различных слоях. Во многих случаях наибольшая концентрация 90Sr отмечается над водоупорным глеевым слоем. 137Cs и 239,240Pu в болотистой почве мигрировали до 100 см, но наибольшее их количество содержится в верхнем 20-40 см слое (рисунок 23).

Разнообразие профилей распределения радионуклидов в пойменной почве вполне объяснимо и связано со слоистым строением аллювиальных отложений, русловым процессом, ускорением инфильтрации воды в западинах и другими факторами. Однако это разнообразие в значительной степени осложняет оценку потенциальных источников вторичного загрязнения.

Известно, что в кислой среде 137Cs активнее переходит в водорастворимую форму. При резкой смене сильнокислой среды (pH менее 4) на слабокислую (pH 4-5) образуется щелочной геохимический барьер и происходит резкое уменьшение количества водорастворимого 137Cs. В связи с этим были исследованы физико-химические свойства вод из обводных каналов и русла реки, а также грунтовых вод из пойменных почв.

До подхода обводных каналов к водоему В-10 вода в них практически нейтральная: в ЛБК - рН 7,17-7,18, в ПБК - 7,60-7,67. Несмотря на то, что в водоемах В-10 и В-11 вода слабокислая (рН - 6,07 и 6,22 соответственно), в обоих обводных каналах вода постепенно защелачивается, причем наиболее высокие значения рН - 8,12 и 8,22 определены в консольных концах каналов. Далее по течению, в районе «Надырова моста» и н.п. Муслюмово вода еще более защелачивается (рН - 8,67 и 8,71), а затем щелочность несколько снижается (до 8,33 у н.п. Бродокалмака и 8,13 у н.п. Затеченского).

Пойменная почва имеет кислую и слабокислую реакцию: в разных слоях почвы «Асановских болот» значение рН колеблется от 4,52 до 5,66, для почвы в районе «Нового моста» - от 5,89 до 6,07. Частично защелачивание воды можно объяснить свойствами почвообразующих горных пород, которые в районе водоема В-11 и обводных каналов представлены в основном карбонатными породами с рН 7,2-8,0. В верхнем течении (до впадения р. Зюзелги) почвообразующие породы представлены средне-основными магматическими породами с рН 7,3-8,3.

Слабощелочная реакция речной воды должна препятствовать вымыванию 137Cs и из донных отложений, но на десорбцию 90Sr она влияния не оказывает. Слабокислая реакция пойменных почв в настоящее время не способствует вымыванию 137Cs из пойменных почв, однако значение pH близко к критической отметке. При изменении условий и падении рН до 4,0 и ниже поступление 137Cs в речную воду из почвы может увеличиться в разы.

По мере удаления от 11 плотины наблюдается снижение значений плотности загрязнения пойменных почв (рисунок 24). Однако такое снижение не является монотонным. Различаются 2 пика повышения плотности загрязнения поймы радионуклидами. Первый, наиболее мощный пик приходится на район влияния «Асановских болот», которые на данном отрезке характеризуется большой протяженностью и значительной увлажненностью. Границей описываемого участка является место впадения реки Зюзелка, находящееся на расстоянии 7,5 км от 11 плотины. Второй пик находится на участке в границах от 23 до 37 км от 11 плотины. Этот промежуток между «Новым мостом» и «Надыровым мостом» представляет собой реку с хорошо выраженным руслом, но по обоим берегам расположено широкое болото, которое при высоком уровне воды соединяется с рекой. Ниже «Надырова моста» русло слабо выражено, заболочено, извилисто. Скорость течения воды в реке практически падает до нуля. Ширина водного зеркала на данном участке достигает 300 м, и вся река представляет собой систему узких слепых каналов, перегороженных кустарниковой растительностью или участками залитого леса. Этот участок может является как демпфером для распространения радионуклидов вниз по течению, так и становиться источником вторичного загрязнения воды. Данный участок условно можно назвать «Муслюмовскими болотами». На этих участках реки наблюдаются максимальные значения плотностей загрязнения поймы как по 137Cs, так и по 90Sr. Рисунок 24 -Плотности загрязнения 137Cs и 90Sr поймы на протяжении реки в 2006-2010 гг., кБк/м2 В целом уровни загрязнения поймы Течи 137Cs выражено снижаются по ходу течения реки. В болотах верховья реки значения плотности загрязнения данным радионуклидом составляют 5,6-20,4 ТБк/км2, в среднем течении эти показатели составляют 0,7-1 ТБк/км2, в районе устья реки - до 0,2 ТБк/км2.

Динамика удельной активности 90Sr в пойменных почвах отличает более монотонный характер снижения. В верхнем течении реки наибольшие уровни радиоактивного загрязнения наблюдаются в области нижних пойменных террас на высоте до 2 м над урезом воды, а также к заболоченным участкам поймы. Уровни загрязнения 90Sr почв в этих местах достигают 0,4-4,5 ТБк/км2, а 137Cs - до 18,5 ТБк/км2, ширина загрязненной поймы достигает 150-250 м.

В среднем и нижем течении р. Течи высокие уровни загрязнения не распространяются далее границы, обусловленной террасой высотой 2-2,5 м, что не превышает, обычно, 60 м от русла реки. Плотности загрязнения почв 90Sr в пределах 0,3-1,2 (отдельные пятна 5,2) ТБк/км2, 137Cs - от 0,07 до 0,6 ТБк/км2.

Качественная оценка источников поступления 90Sr в воды реки Теча 72 3.3 Характер атмосферных выпадений в зоне, прилегающей к водосборной территории реки Теча

В настоящее время Производственное объединение «Маяк» остается одним из крупнейших предприятий ядерно-топливного цикла Госкорпорации «Росатом». При штатной работе которого в окружающую среду (атмосферу и гидросферу) поступают радиоактивные вещества [137].

Кроме того, вследствие аварийных ситуаций, происходивших на предприятии, значительные территории подверглись загрязнению техногенными радионуклидами. Так в результате сброса ЖРО в открытую гидрологическую сеть Течи пойма и донные отложения реки, даже спустя 60 лет после прекращения сбросов, загрязнены радионуклидами (90Sr, 137Cs и изотопами плутония), а иловые отложения и прибрежные почвы в верхней части реки можно рассматривать как твердые РАО [123].

Несмотря на проведение в середине прошлого века защитных мероприятий, направленных на снижение поступления радиоактивных веществ в открытую гидрологическую сеть реки Теча и дозовой нагрузки на население, проживающие на прибрежной территории, до настоящего времени объемные активности 90Sr в водах реки, на всей её протяженности, превышают, установленный уровень вмешательства (5 Бк/л) [123]. Концентрации 3H в воде на порядок выше фоновых уровней, установленных для Уральского региона и для 30 км зоны вокруг предприятия[137].

Основным источником загрязнения реки Теча радионуклидами, в настоящий период, является поступление загрязненных вод из водоемов Теченского каскада в обводные каналы с последующим транзитом в Теченский водоток. При этом пойменные почвы и донные отложения верхнего течения реки также оказывают влияние на загрязнение речной воды. Направленность определяется балансом процессов сорбции-десорбции на границе раздела фаз. В настоящие время вынос 90Sr с территории верхнего течения реки вносит относительно слабое (около 10% от суммарной активности) загрязняющее влияние. При этом значительная часть 90Sr, депонированного в пойменных почвах и донных отложениях реки, находится 1

в подвижных (прежде всего в водорастворимой) физико-химических формах, роль заболоченной части реки в качестве источника вторичного загрязнения может со временем меняться.

Радиоэкологический контроль текущего состояния Теченского водотока осложнен тем, что некоторые участки реки, прежде всего, в верхнем течении реки труднодоступны. Это осложняет прогнозирование изменения концентраций радионуклидов (прежде всего 90Sr) в воде по длине водотока. В связи с этим для расчета концентраций 90Sr и 3H на основании измерения активности в единичной пробе могут быть использованы, полученные в работе - средняя величина отношения 3H/90Sr и зависимость уменьшения концентрации 3H по ходу течения.

1. В 2005-2012 годах в верхнем течении реки Теча объемная активность 90Sr в воде в среднем составила 17,1±2,2 Бк/л (1,6 - 60,0 Бк/л); 137Cs - 1,0±0,4 Бк/л (0,06 - 11,5 Бк/л), 3Н - 240±33 Бк/л (11,2 - 451 Бк/л), а 239,240Pu не превышала 0,1 Бк/л. Главным фактором, определяющим изменение концентрации 90Sr в речной воде, было разбавление водами, поступающими с водосборной территории, о чем свидетельствовала линейная зависимость между активностями 3H и 90Sr в воде реки. Влияние процессов сорбции-десорбции 90Sr на границе раздела фаз незначительно.

2. Вертикальное распределение 90Sr по почвенным профилям на разных участках реки крайне неравномерно. В пойме р. Теча наиболее загрязнены грунты Асановских болот, где удельные активности достигают: 1,6 МБк/кг для 137Cs; 55 кБк/кг - 90Sr; 239,240Pu - 2,4 кБк/кг. Удельные активности техногенных и естественных радионуклидов для пойменных почв в парах 232Th/137Cs и 238U/90Sr находятся в прямых зависимостях относительно друг друга.

3. Максимальные значения плотностей радиоактивного загрязнения илов наблюдаются в верхнем 10 см слое. Наиболее высокие уровни загрязнения 2

донных отложений обнаружены в верхнем течении реки, где удельные активности 90Sr и 137Cs достигают 4,5103 и 6,7105 Бк/кг соответственно. Запасы в 30 см слое донных отложений верхнего течения составили: 90Sr -976,8 ГБк, 137Cs - 18537 ГБк, что составляет, соответственно, 46% и 84% от суммарных значений для всей длины реки.

4. В поверхностном 10 см слое пойменных почв верхнего течения 90Sr представлен преимущественно обменными формами (до 60%), тогда как на долю водорастворимых форм приходиться до 8,2% 90Sr. Доля подвижных форм 90Sr в донных отложениях реки аналогична пойменным почвам.

5. Вклад 90Sr, поступающего с водосборной территории верхнего течения реки, в среднем составлял 7,6% от объемной активности в конце участка. В настоящее время основная роль в радиоактивном загрязнении реки Теча принадлежит 90Sr, поступающему из водоемов Теченского каскада (более 90%).

6. В отдаленном периоде заболоченная пойма остается потенциальным источником поступления долгоживущих радионуклидов в речную воду. Отмечается интенсивное выщелачивание 90Sr и 137Cs из растительной компоненты (до 90%), при незначительной разнице между радионуклидами. Скорость перехода водорастворимых форм радионуклидов из почвы существенно ниже: 90Sr - до 12 %, 137Cs - менее 1 %.