На головну

Визначення питомої активності будівельних матеріалів відносним методом | МЕТОДИ ВИЗНАЧЕННЯ РАДІОАКТИВНОСТІ харчових продуктів | МЕТОДИ ВІДБОРУ ПРОБ харчових продуктів для ВИЗНАЧЕННЯ ПИТОМОЇ АКТИВНОСТІ | ПІДГОТОВКА ПРОБ ДО ВИМІРЮВАННЯ | МЕТОДИ ВИЗНАЧЕННЯ РАДІОАКТИВНОСТІ ПОВІТРЯ | радонозащитних заходи | Коротка характеристика аерозолів | Методи відбору проб аерозолів | ВИЗНАЧЕННЯ ОБ'ЄМНОГО РАДІОАКТИВНОСТІ ПОВІТРЯ БЕТА-радіометр РКБ4-1еМ | скринінгові обстеження |

© um.co.ua - учбові матеріали та реферати

МЕТОДИ ВИЗНАЧЕННЯ РАДІОАКТИВНОСТІ ВОДОЙМ

  1. Способи визначення положення ЕОС.
  2. D. Іменник з лівими і правими визначеннями
  3. I. Лабораторні методи дослідження
  4. I. Деякі відомості про радіоактивність
  5. II. Наука як процес пізнання. Форми і методи наукового пізнання. Структура естественнoнаучного пізнання
  6. II. Спеціальні (активні) методи лікування.
  7. IV Порядок визначення та класифікація доходів організації

КОНТРОЛЬНІ ПИТАННЯ:

1. Радіоактивність водойм, чим вона обумовлена. Джерела надходження радіонуклідів в воду.

2. Поведінка радіонуклідів у воді відкритих водойм.

3. Поведінка радіонуклідів у воді підземних вододжерел.

4. Методи дослідження радіоактивності водойм.

САМОСТІЙНА РОБОТА:

1. Використовуючи радіометр РУБ-01П6, визначити об'ємну радіоактивність проби води.

2. Порівняти отримані результати з НРБ-99.

Радіоактивні речовини можуть надходити в воду відкритих і закритих водойм з грунту, грунтів, з повітря разом з опадами, а також з відходами, що містять радіоактивні речовини.

Вміщені в воді радіоактивні речовини поділяються на природні та штучні. природні радіоактивні речовини в воді представлені солями До40, Урану, радію, торію, радоном і ін. штучні радіоактивні речовини представлені головним чином Sr90 + Y90, А також Cs137 і різноманітними радіоактивними ізотопами, що потрапляють у воду з відходами підприємств і установ.

Значна частина радіонуклідів первинного забруднення середовища змивається з забруднених поверхонь і з талими, дощовими водами надходить у відкриті і, частково, грунтові води. Джерелами постійних (незначних) забруднень є АЕС, що будуються, як правило, на берегах водойм - річок, озер, морів: в ядерно-енергетичних установках для охолодження реакторів використовуються великі обсяги води, в які потрапляють радіоактивні продукти корозії і незначна частина радіоактивних відходів. В цілому у водне середовище Землі надходить до 80% антропогенних радіоактивних забруднень, перетворюючи її в найбільш потужне депо не тільки природних, але і штучних радіонуклідів. Сток радіонуклідів у водойми залежить від швидкості взаємодії радіонуклідів з грунтами. Період напівочищення стоку 90Sr з грунтів в водойми дорівнює 2,4 років, 137Cs в 10 разів менше в порівнянні зі стронцієм.

Практичний інтерес представляє поведінка радіонуклідів у морській воді, в прибережних районах, в місцях впадання (естуарії) річок, в легенях, водних просторах над континентальним шельфом, так званих «окраїнних» морях континентів з глибиною не більше 1 км.

Вступники на водну поверхню і в верхні її шари радіоактивні речовини спочатку містяться в верхніх горизонтах морів, поступово мігруючи вниз. На глибині 700 м вміст стронцію становить 20-30% від концентрації поверхневих шарів моря. вміст радіонуклідів 90Sr і 137Cs у відкритих морях вище в порівнянні з океаном. Наприклад, фонова активність радіонуклідів в Балтійському морі в 6-10 разів вище, ніж в Атлантичному океані на тих же широтах.

У прибережних водах вертикальні переміщення радіонуклідів з подальшим накопиченням в донних відкладеннях протікають зі значно більшою швидкістю в порівнянні з відкритим океаном. Основні причини відмінностей:

· Сорбція і осадження радіонуклідів масивними крупнодісперсной стоками, які надходять в прибережні води;

· Велика біологічна і біохімічна активність биогенной і литогенной суспензії, легко піднімається під час шторму з дна прибережних вод з подальшим захопленням радіонуклідів і осадженням;

· Велика кількість і величезна біологічна активність биогенной маси прибережних вод мілководдя, естураціі річок, лагун.

Найбільша концентрація радіонуклідів виявляється в біомасі гідробіонтів і особливо в планктоні. Включення Cs - Sr-випромінювачів в метаболізм водних биот багато в чому залежить від ступеня мінералізації води. З її збільшенням швидкість і величина захоплення радіоактивності знижуються. Так, вміст стронцію-90 в кістках риб Балтійського моря в 5 разів вище в порівнянні з рибами Атлантики. Найбільший вміст радіонуклідів виявляється в біомасі прісноводних.

Гідробіонти поглинають радіонукліди безпосередньо з води і по харчових ланцюгах. Найбільш потужне поглинання радіонуклідів відбувається в верхніх шарах води і здійснюється її обов'язковими біологічними складовими - планктоном і Нектоном. Велика сумарна біомаса фіто-, зоопланктону прибережних морів, найбільший коефіцієнт накопичення радіонуклідів цією ланкою (10000 і більше) і найбільша швидкість екосистемного обміну (репродукція маси одноклітинних з подальшим осадженням омертвілої частини і її подальшої донної міграції по біологічних ланцюгах) ставлять цей вид біологічної дезактивації водної середовища на перше місце по ефективності. До 90-99% радіонуклідів йдуть в донні відкладення по цьому ланцюзі міграції.

Коефіцієнт накопичення знижується в міру переходу до більш високих трофічних рівнів (до 360 у зоопланктону, до 33 у риб). Як і в разі грунтового забруднення, велике значення в міграції грає екосистемна «новизна» ізотопу: накопичення Fe у зоопланктону в 670 разів вище в порівнянні з накопиченням стабільного заліза. Прісноводні мікроорганізми, будучи основним початковою ланкою водної міграції, більш активно поглинають радіонукліди ядерно-енергетичного походження. При цьому слабкі концентрації випромінювачів стимулюють активність і сорбционную здатність біомаси. Такі особливості, простежуються і в подальших ланках обміну, ведуть до більш ефективному очищенню прісних водойм в порівнянні з морськими при інших рівних умовах. Час напівочищення непроточних вод, озер середньої смуги від 137Cs, 90Sr становить 10-20 років. У річках процес йде значно швидше, посилюючись стоком забруднених вод в океан.

Коефіцієнти накопичення радіонуклідів в ґрунті дна прісних водойм невеликі, перевищуючи активність води в 5-10 разів; в біомасі вищих водних рослин цей коефіцієнт дорівнює 200-1000; в планктоні - до 1000 (в середньому), в мулових відкладеннях - 400-4000.

За загальним характером розподілу радіонукліди поділяються на чотири групи:

гідротропние, Що залишаються у відносно високих концентраціях у воді;

рівномірно розподіляються в воді, ґрунті, біомасі;

педотропние, Переважно накопичуються в грунті;

біотропного - В біомасі.

Основний сучасний забруднювач середовища - цезій - переважно накопичується в грунті; стронцій відносно рівномірно розподіляється між водою, грунтом, біомасою. Підрозділ проте умовно: при перерахунку накопичення радіонуклідів на масу складових водойм очевидна найбільша активність біологічної компоненти водного середовища, ефективно поглинає і накопичує радіонукліди середовища, навіть при надзвичайно малих концентраціях ізотопів. В подальшому біомаса з поглиненої радіоактивністю відкладається в донних відкладеннях, що мають самостійні цикли обміну.

Поведінка радіонуклідів у підземних водах різко відрізняється від їх міграції в грунті, відкритих водоймах. Радіаційні ємності цих вододжерел істотно різняться в залежності від шляхів, гідрогеологічних умов надходження радіонуклідів в підземні води і характеру гідродинаміки (руху) води, дренування підземних вод, їх хімічного складу. Така многофакторность процесу обумовлює різноманітність поведінки радіонуклідів в цих водоймах.

Найбільш схильні до радіоактивного забруднення ненапорние грунтові води, які мають безпосередній зв'язок з атмосферними опадами, відкритими водоймами. Разом з тим більшість грунтів, особливо глинистих, є потужним бар'єром для проникнення цих забруднень в грунтові води.

Напірні (артезіанські) вододжерела, що не харчуються безпосередньо від опадів і поповнюються за рахунок повільної низхідній фільтрації підземних вод, радіоактивного забруднення не схильні.

В цілому міграція радіонуклідів техногенного походження як в грунті, так і у водному середовищі підпорядковується загальним закономірностям. Первинний викид в середу внаслідок легкої дисоціації нових ізотопних з'єднань до їх мінералізації, переходу в донні відкладення, веде до масивного первинного включенню в грунтово (водно) -рослинне метаболізм і подальшого активного включення радіонуклідів в трофічні ланцюги міграції.

Радіаційна ємність ланцюгів (грунту - вода, первинна сапрофітна мікрофлора - рослинність - тварини) в цілому залежить від мінеральної негативною іонної насиченості середовища; в досить мінералізованою грунті (чорноземі), морській воді процеси міграції та накопичення радіонуклідів в кінцевих, радіаційно небезпечних для людини ланках обміну (продуктах харчування) йдуть значно повільніше.

Слід зазначити, що багато радіоактивні ізотопи, в тому числі радій, 90Sr та ін. Здатні накопичуватися в рослинних і тваринних організмах, що мешкають у воді.

Зважаючи на це дослідження проб води відкритих водойм обов'язково супроводжується дослідженням активності водної рослинності, тварин і донних відкладень.

Сам характер досліджень залежить від завдання досліджень і передбачуваної активності води.

Контроль радіоактивності води водойм здійснюється за програмою, яка включає наступні етапи: 1) топографічне обстеження вододжерела; 2) радіометричні вимірювання на місці; 3) відбір проб води, планктону, бентосу і донних відкладень; 4) радіометричні й радиохимические дослідження відібраних проб в лабораторії; 5) аналіз отриманих результатів.

Топографічне обстеження вододжерел проводиться за картками і має на меті визначення умов забруднення вододжерела радіоактивними речовинами. При цьому необхідно враховувати гідрогеологічні, топографічні особливості місцевості, характер потенційних джерел забруднення, відстань від місця забруднення до пункту відбору проби води, дебіт водойми та ін.

Радіометричного обстеження на місці піддаються берегова смуга, що заливається заплава, ділянки з застояної водою. Вимірювання радіоактивності по лініях розрізу водойми (річки) може дати уявлення про забруднення окремих шарів, струменів і т. П. Для радіометричних досліджень застосовують дозиметри, датчики яких при вимірюванні занурюють прямо в воду. Радіометричні вимірювання на місці дають тільки орієнтовні величини, проте ці відомості корисні, тому що по них можна скласти уявлення про ступінь забруднення і його розподілі.

Відбір проб води. При наявності джерела забруднення проби з відкритого водоймища відбирають за такою схемою: вище спуску стічних вод (контрольний пункт), безпосередньо нижче місця їх спуску на різних відстанях за течією (0,25-0,5-1 км). У кожному пункті проби відбирають в декількох точках (біля берега і посередині), зазвичай на глибині 0,5 м. У глибоких водоймах проби відбирають з різних глибин. У місця спуску стічних вод і в пунктах водозабору відбирають середньодобові проби, а при необхідності організують динамічне спостереження. При відборі проби не слід взмучивать воду. Необхідно також стежити, щоб з пробою води не потрапили донні відкладення, водорості.

Для радіометричних досліджень беруть 0,5-1 л води, для радіохімічного аналізу - не менше 10 л. Проби відбирають в ретельно вимиті пляшки. Відібрану пробу води підкисляють хлористоводневою кислотою до слабокислою реакції для запобігання адсорбції радіоактивних речовин склом бутлі. Одночасно відбирають проби планктону, бентосу і донних відкладень.

Донні відкладення беруть за допомогою стратометра, планктон відловлюють спеціальними сітками, бентос соскабливают за допомогою ножа. Рибу ловлять звичайним шляхом. Відібрані проби консервують в 4-5% розчині формаліну. Проби води з артезіанських свердловин, колодязів, джерел відбирають аналогічним чином.

Одночасно з відбором проб складається паспорт проби, в якому вказується номер проби, дата і час її відбору, назву вододжерела, місце відбору (відстань від берега, глибина), метеорологічні умови, обсяг проби і прізвище особи, яка відбирала проби.

Визначення загальної активності відібраних проб. Доставлену в лабораторію пробу води переливають порціями в чисту, попередньо зважену порцелянову чашку і випарюють на водяній бані у витяжній шафі до отримання сухого залишку, який висушують до постійної маси в сушильній шафі при 105 ° С протягом 2 год. Чашку знову зважують і по різниці маси розраховують кількість сухого залишку на 1 л води. Потім сухий залишок злегка розтирають в тій же чашці і з нього відважують на аналітичних вагах наважку, товщина якої на мішені не повинна перевищувати 5 - 8 мг / см2 (Визначення активності в тонкому шарі).

Якщо після випарювання води кількість отриманого сухого залишку досить велика і дозволяє наносити на мішень не менше 3 г сухого залишку, то визначають активність за методом товстого шару, не вимагає взяття точних наважок і, отже, зважувань на аналітичних вагах.

При наявності значних концентрацій радіоактивних речовин у воді активність визначають в точно отмеренном обсязі досліджуваної води (1-2 мл). Цей обсяг води поміщають на мішень, висушують під інфрачервоною лампою і потім обраховують на лічильної установці. За отриманими результатами розраховують активність води (Бк / л).

З доставлених в лабораторію зразків донних відкладень, фіто-, зоопланктону і риби відбирають середні проби масою по 10 г. Відібрані проби подрібнюють, висушують в сушильній шафі при температурі 105 ° С, обвуглюють на електроплитці, потім озолюють в муфельній печі при температурі 400 ° С ; охолоджують в ексикаторі і зважують для визначення маси золи. Залежно від кількості отриманої золи її наносять на мішень тонким або товстим шаром і проводять підрахунок активності на установці. Далі розраховують активність проб (Бк / кг).

 



Радіоекологічна супровід споруджуваних будинків | ВИЗНАЧЕННЯ ОБ'ЄМНОГО РАДІОАКТИВНОСТІ ВОДИ БЕТА-радіометр РУБ-01П6