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
- Методика выполнения измерений удельной активности 90Sr и 137Cs в образцах природных вод
- Методика выполнения измерений объемной активности изотопов урана (234, 238) пробах природных вод и грунтов альфа-спектрометрическим методом с радиохимической подготовкой
- Качественная оценка источников поступления 90Sr в воды реки Теча 72 3.3 Характер атмосферных выпадений в зоне, прилегающей к водосборной территории реки Теча
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 %.