Реферат на тему:
Цезій – 137 у донних осадах озер Волині
Радіоактивний ізотоп цезію – це ефект модифікації реакції розщеплення.
До середовища він потрапляє внаслідок дослідів і експериментів з ядерною
зброєю та внаслідок аварій на атомних електростанціях. Уперше він
з’явився в атмосфері 1945 р., у наступних роках кількість ізотопу Cs137,
яка потрапила до середовища, прямо залежала від інтенсивності ядерних
випробувань. Великомасштабні ядерні експерименти проводили на планеті,
починаючи з середини 50-х років ХХ ст. Екстремальні кількості цезію
потрапили у середовище в таких часових інтервалах: 1944–1945, 1957–1959,
1962–1964 рр. З середини 60-х років унаслідок обмеження випробувань
ядерної зброї зафік-совано значне зменшення емісії цезію в навколишнє
середовище [10]. У 1986 р. після аварії на Чорнобильській атомній
електростанції зареєстровано чергове збільшення концентрації цезію на
поверхні Землі. Його поширення було значне, особливо в Україні,
Білорусії, західній частині Росії, а також у країнах Північної Європи
[5]. На території Волинського Полісся концентрація цього радіонукліда
мала досить суттєві територіальні відмінності (концентрація загалом
зростала у східному напрямі): від близько 5–10 кБк/м2 у західній частині
(Шацьке Поозер’я), до близько 200 кБк/м2 у східній частині [5].
Після ядерного вибуху цезій потрапляє до тропосфери, а згодом – і до
обігу в стратосфері. Поширення нукліда в атмосфері і наступне його
осадження на поверхні Землі може тривати від кількох тижнів до п’яти
років. Максимальне осадження цезію зафіксоване у середніх широтах
Північної півкулі (( 40—50о пн. ш.). Його кількість у цій зоні –
результат осадження з атмосфери, напряму вітру і типу ґрунтів, у які
відбувалось осадження. Цезій, який осаджується на поверхню, зазнає
надзвичайно швидкого адсорбування, особливо колоїдною фракцією. Доказом
сильної адсорбції є показове зменшення його концентрації з глибиною у
ґрунтовому профілі. Привертає також увагу факт зменшення сорбційної
здатності ґрунту внаслідок збільшення у відкладах субстанції органічного
походження [6]. Тому найліпшим для дослідження концентрації цезію є
середовище відкладів з великим вмістом мулистої фракції. Обмежена
рухливість нукліда у глибші партії профілю, його порівняно довгий час
піврозпаду (30,2 року) та сильна емісія гамма-випромінювання дають
підстави вважати цезій досконалим визначником (датівником) седиментації,
ерозії, транспортування [2, 13].
Цезій–137 з успіхом використовують для означення молодих озерних
відкладів. Він також дає змогу, особливо в разі додаткового застосування
інших методів, визначити типи сучасної седиментації в озерних улоговинах
[8, 10, 11]. З метою уникнути інтерпретаційних капканів треба пам’ятати
про можливість післяакумуляційної мобільності в озерних відкладах
радіоактивного цезію [9, 11, 12] унаслідок впливу фізичних (дифузія,
перенесення у завислому стані) і біологічних (біотурбації) процесів.
Радіоактивне забруднення цезієм вибраних озерно-болотних геосистем
Волинського Полісся почали вивчати 1999 р. у проекті спільних
польсько-українських досліджень еволюції озер і боліт Полісся [3, 4, 7].
Для детальних досліджень обрано два невеличкі замкнуті озера Окунін і
Черепаха й навколишні приозерні торфовища (рис. 1).
Озеро Окунін (51о12’N, 24о18’E) розташоване в розложистій карстовій
улоговині у водозбірному басейні верхів’я Вижівки (південно-західна
частина Волинського Полісся). Це невелике водоймище (площа 17,8 га,
довжина 530 м) у формі кола, оточене вузькою смугою приозерних торфовищ.
Улоговина озера вироблена безпосередньо у породах верхньої крейди.
Корінні породи виходять на поверхню й у зоні добре розвинутого кліфу
(північне узбережжя озера) і в широкій літоральній зоні. Озерну
улоговину заповнює п’ятиметрова товща голоценових біогенних відкладів
[4].
Озеро Черепаха (51о04’N 24 о30’E ) розміщене у водозбірному басейні
верхів’їв Турії в межах невеликої (довжина 2,2 км) карстової долини
(південна частина Волинського Полісся). Цe надзвичайно мале (площа 2,8
га) й одночасно надзвичайно глибоке водоймище (максимальна глибина 8,65
м). Безпосередній басейн озера займає площу до 1 км2. Водну масу оточує
широка (приблизно 30 м) смуга приозерного торфовища, розрізана ровом
навколо улоговини. Рів уберігає озеро від безпосереднього надходження
алохтонного матеріалу (площинний змив). Озерна улоговина, як і у випадку
озера Окунін, вироблена у верхньокрейдових відкладах. Вона заповнена
товщею (8 м) біогенних відкладів, у верхній частині яких залягає
темно-сіра пачка гітії.
Керни відбирали з льоду взимку 1999 р. (оз. Окунін) і в 2002 р. (оз.
Черепаха) за допомогою бура фірми Eijkelkamp (внутрішній діаметр 9 см)
Відібрано дев’ять колонок (рис. 2) з профундальної (свердловини Ok-55,
Cz-35) і літоральної частин обох озер (свердловини Ok-54a, Ok-56a,
Cz-12, Cz-27) та з приозерних торфовищ (свердловини Ok-61, Cz-11). Керни
донних відкладів розділено на сегменти товщиною 1 (св. Cz-35) і 5 см (з
інших свердловин). Зразки висушено при температурі 40 оС, а потім
розтерто у ступці. Після гомогенізації матеріалу виміряно активність
Cs137 з використанням гамма-спектрометрії. Зразки поміщено в олов’яну
захисну коробку спектрометричного пристрою з германійовим детектором.
Дані про концентрацію цезію опрацьовано на комп’ютері. Час вимірювання –
259200 с. Маркування виконано на кафедрі геоморфології і геології
антропогену Гданського університету.
В оз. Черепаха (Cz-35) концентрацію цезію зареєстровано до глибини 31
см. Чорнобильський пік відображений на глибині 2 см. Концентрація цезію
на цій глибині становила 162,3 Бк/кг (див. рис. 2). У пробах, узятих
нижче по розрізу, кількість цезію зменшується, і досить радикально.
Чергове збільшення концентрації в глибинному профілі виявлене на глибині
11, 13 і 14 см. Важко однозначно відповісти, який із зареєстрованих
цезієвих піків відповідає 1963 р., тому що концентрація нуклідів дуже
подібна (відповідно, 106,1 Бк/кг у зразку 11 та 103,9 і 101,5 Бк/кг у
зразках 13 і 14). Максимуми у зразку 11 та 13 і 14 розділені мінімумом
концентрації цезію у зразку 12 (40 % зменшення концентрації). Можна
було б зробити висновок про те, що зразок 11 відображає седиментацію
цезію у 1963 р., а піки нижче на глибині (зразки 13 і 14) відповідають
седиментації цезію у 1959–1963 рр. Якби ці міркування були правильними,
то темп озерної седиментації у 1962–1986 рр. становив би 3,9 мм за рік,
а в 1959– 1963 рр. – близько 7мм за рік. Найповільніший темп
седиментації зареєстровано після 1986 р. Протягом останніх 15 років в
оз. Черепаха нагромадилось лише 1,3 см осаду.
gd. 2
*, довготривалого проникання радіоактивного цезію у водоймище за
посередництвом приозерного торфовища. У чергових 3–5 см зразках
кількість цезію різко зменшується, натомість у п’ятому зразку
на глибині 20–25 см збільшується до 120 Бк/кг. Другий максимум цезію
відповідає, ймовірно, слідові глобального викиду 1963 р.
Наявність двох чітких максимумів цезію використано для визначення темпу
сучасної біогенної седиментації в озері. Середня її кількість для
періоду 1963–2001 рр. становить 5,92 мм/рік [7].
В усіх кернах, взятих у приозерному торфовищі Черепаха (свердловини
Cz-11, Cz-12, Cz-27), чітко зафіксовано два рівні підвищеної
концентрації радіоактивного цезію. Перший з піків (чорнобильський) – у
приповерхневих зразках (на глибині 5 см). Концентрації, які йому
відповідають, становлять 155–245 Бк/кг (див. рис. 2). Другий, старший,
пік цезію виявлено в аналізованих зразках на глибині близько 30 см.
Можна його пов’язувати (як і в озерних зразках) зі слідами глобального
осадження цезію у 1963 р. Цікаво те, що концентрації цезію в часових
піках мають порівнювальні значення на торфовищах і в оз. Черепаха.
Концентрація Cs 137 у торфових профілях біля оз. Окунін виявляє дещо
більші відмінності, ніж у торфовищі околиць оз. Черепаха. Підвищені
концентрації радіонукліда, які відповідають періодам його збільшеної
емісії, зареєстровані у зразках двічі, а то й тричі (св. Ok 56a), і
мають чітке зміщення глибше по профілю. Чорнобильський пік у всіх
випадках порівняно слабко виражений, а концентрація цезію, яка йому
відповідає, набагато менша (60–134 Бк/кг), ніж на дні озера (див. рис. 2
). Другий пік зафіксовано на глибині 25–40 см від топографічної
поверхні, йому відповідає концентрація цезію близько 155–240 Бк/кг. Така
значна концентрація радіоактивного ізотопу на глибинах, які дають змогу
відкинути тезу про його первинне залягання, свідчить про значну дифузію
нуклідів у торфах (орієнтовно, на глибині близько 15– 20 см).
Отже, усі проаналізовані зразки керну документують підвищену
концентрацію Cs137 до глибини 25–30 см на дні озер та до глибини 40–45
см у приозерних торфовищах. Вертикальний розподіл концентрації цезію у
профілях нерівномірний. Екстремальні концентрації нукліда зареєстровані,
як звичайно, двічі: у верхній і нижній частинах профілів. Вони
відповідають періодам його збільшеної емісії: після чорнобильської
катастрофи у 1986 р. (верхній пік) та після активізації випробувань
ядерної зброїї у 1963 р. (нижній пік). Зафіксовано такі максимальні
концентрації цезію: 245 Бк/кг – район дослідження “оз. Черепаха”
(приповерхневі партії торфовища) та 486 Бк/кг – у районі дослідження
“оз. Окунін” (верхня частина озерних відкладів).
За наявністю в аналізованих профілях двох виразних максимумів
концентрацій цезію, які часово корелюють, визначено темп сучасної
озерної седиментації: його показник для всього періоду останніх 40 років
становить 5,92 мм/рік в оз. Окунін, 2,89 мм/рік в оз. Черепаха.
Отримані результати корелюють з концентраціями, які виявлено в озерах
Північної Польщі [8]. Удвічі повільніший темп седиментації в оз.
Черепаха – наслідок штучного обмеження його живлення після створення
рову навколо озерної улоговини.
Сьогодні доцільним було б цілеспрямоване виконання в майбутньому
додаткових досліджень відібраних озерних кернів, яке б охопило аналіз
концентрації свинцю (Pb 210) у зразках, у яких уже зроблено аналіз
Cs137. Одночасне дослідження вмісту цих радіоактивних ізотопів дало б
змогу з більшою точністю визначити темп сучасної седиментації. Аналіз
концентрації Pb 210 допоміг би додатково визначити вік відкладів.
Використана література
Bulgakov A.A., Konoplev A.V., Smith J.T. et al. Modelling the long-term
dynamics of radiocaesium in closed lakes // Journal of Environmental
Radioactivity. – 2002. – Vol. 61. – P. 41–53.
Che?micki W., ?wi?chowicz J., Araszkiewicz E.. Zastosowanie cezu-137 do
badania procesow stokowych na Pogorzu Karpackim // Przegl?d Geofizyczny.
– 1992. – Vol. 37, 3–4. – P. 221–228.
Dobrowolski R., Ba?aga K., Bogucki A. et al. Chronostratigraphy of the
Okunin and Czerepacha lake–mire geosystems (Volhynia Polesiye, NW
Ukraine) during the late glacial and holocene // Geochronometria. –
2001. – Vol. 20. – P. 107–115.
Dobrowolski R., Fedorowicz S., Turczy?ski M., Zaleski I.
Geologiczno-geomorfologiczne i hydrologiczne warunki rozwoju zespo?u
jezior krasowych Okunin-Somino na Polesiu Wo?y?skim (Ukraina NW) //
Naturalne i antropogeniczne przemiany jezior. Konf. limnologiczna.
Radzy? k. –Warszawa, 1999.
Dubois G., De Cort M., 2001, Mapping 137Cs deposition: data validation
methods and data interpretation // Journal of Environmental
Radioactivity. – 2001. – Vol. 53. – P. 271–289.
Dumat C., Staunton S. Reduced adsorption of caesium on clay minerals
caused by various humic substances // Journal of Environmental
Radioactivity. – 1999. – Vol. 46. – P. 187–200.
Fedorowicz S., Tylmann W., Dobrowolski R., Turczy?ski M. Application of
Cs137 to estimate modern sedimentation rate in the Okunin and
Czerepacha lakes in the Volhynia Polesie (NW Ukraine) // Limnological
Review. – 2002. P. 2.
Go??biewski R., Bojanowski R., Tylmann W. et al. Tempo wspo?czesnej
sedymentacji osadow w jeziorach wybranych pojezierzy m?odoglacjalnych //
Funkcjonowanie geoekosystemow w zro?nicowanych warunkach
morfoklimatycznych. Monitoring, ochrona, edukacja. – Pozna?: Wydawnictwo
Naukowe, 2001. – S. 143–156.
Hamilton-Taylor J., Davison W. Redox-driven cycling of trace elements in
lakes // Physics and chemistry of lakes. – New York: Springer Verlag,
1995. – P. 217–264.
He Q., Walling D.E., Owens P.N. Interpreting the 137Cs profiles observed
in several small lakes and reservoirs in southern England // Chemical
Geology. – 1996. – Vol. 129. – P. 115–131.
Smith J.T., Ireland D.G., Comans R.N.J., Nolan L. The mobility of
radiocaesium in lake sediment and implications for dating studies //
Dating of sediments and determination of sedimentation rate, STUK A-145,
Finland. –1998. – P. 76–93.
Smith J.T., Comans R.N.J., Elder D.G. Radiocaesium removal from European
lakes and reservoirs: key processes determined from 16
Chernobyl-contaminated lakes // Water Res. – 1999. – Vol. 33. – P.
3762–3774.
Zalewski M., Kapa?a J., Tomczak M., Mnich Z., Cez promieniotworczy w
osadach dennych niektorych jezior mazurskich // Przegl?d Geologiczny. –
1995. – Vol. 43. – P. 656–659.
0 20 км
Рис. 1.
Локалізація
досліджуваних
озер.
Нашли опечатку? Выделите и нажмите CTRL+Enter
