SORPCE RADIOAKTIVNÍCH LÁTEK V HYDROSFÉŘE Eva Juranová1,2, Eduard Hanslík1, Michal Novák1 a Michal Komárek1 Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v.v.i, Oddělení Radioekologie, Podbabská 2582/30, 160 00 Praha 6 2 Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, Ústav pro životní prostředí, Albertov 6, 128 43 Praha 2 1
Klíčová slova: umělý radionuklid, sorpce, hydrosféra, sediment, nerozpuštěné látky, povrchová voda Transport umělých radionuklidů v hydrosféře je ovlivňován jejich sorpcí na pevnou fázi. Rozdělení radionuklidu mezi pevnou a vodnou fázi v důsledku sorpce je charakterizováno distribučním koeficientem. V této práci byly vsádkovou metodou stanovovány distribuční koeficienty pro vzorky systémů sediment-voda a nerozpuštěné látky-voda pro vybrané umělé radionuklidy. Bylo zjištěno, že v závislosti na druhu radionuklidu i na lokalitě odběru materiálu se distribuční koeficienty mohou lišit i o několik řádů. Některé radionuklidy (např. 60 Co) se sorbují velmi ochotně a lze předpokládat, že budou z vody téměř úplně odstraněny v důsledku jejich fixace na pevnou fázi a sedimentace nerozpuštěných látek ve vodních nádržích. Radionuklidy, které se sorbují méně (např. 85Sr), naopak zadržovány nebudou a mohou způsobit kontaminaci rozsáhlejších částí toku.
1 Úvod Jaderná energetika je v současné době jedním z hlavních zdrojů elektrické energie na světě. Vyvolává však mnohé otázky, především co se týče bezpečnosti a vlivů na životní prostředí. Jak prokázaly zátěžové testy v roce 2011 [1], zajištění bezpečnosti obou našich jaderných elektráren – Jaderné elektrárny Dukovany a Temelín – je na vysoké úrovni a pravděpodobnost závažné havárie je velmi nízká. Havárie jaderné elektrárny v japonské Fukušimě v roce 2011 po zemětřesení a následné tsunami nebývalé síly však ukázala, že otázka bezpečnosti jaderné energetiky je stále aktuální [2, 3] a je třeba se zabývat i takto nepravděpodobným scénářem. Tato práce je věnována studiu chování radioaktivních látek, uvolněných do hydrosféry řeky Vltavy a následně i Labe při hypotetické těžké havárii Jaderné elektrárny Temelín. V říčním toku by byla radioaktivní kontaminace transportována proudem níže po toku, způsob migrace ve vodním toku by však byl ovlivněn schopností radionuklidů sorbovat se na pevné části hydrosféry.
2 Metodika Rozdělení radionuklidu mezi vodnou a pevnou fázi v důsledku sorpce bývá vyjadřováno distribučním koeficientem [2]: (1) kde KD je distribuční koeficient sediment-voda [l g -1], ae rovnovážná hmotnostní aktivita radionuklidu adsorbovaná na sedimentu [Bq g-1], ce rovnovážná objemová aktivita radionuklidu ve vodné fázi [Bq l-1].
Distribuční koeficienty byly v radioekologické laboratoři VÚV TGM stanovovány pomocí vsádkových pokusů – metodika je podrobně popsána v článku [3]. Experimenty byly prováděny s cílem zjistit míru sorpce umělých radionuklidů na pevné složky hydrosféry: sedimenty, nerozpuštěné látky. Pro tento účel byly odebrány vzorky sedimentů a povrchových vod z podélného profilu Vltavy a Labe. Do pokusných nádob je dávkována pevná a vodná fáze zkoušeného systému. V případě systému sediment-voda byl dávkován sediment v množství 100 g sušiny na 1 l vody, pro systém nerozpuštěné látky-voda byla použita povrchová voda s přirozeným obsahem nerozpuštěných látek (většinou v jednotkách mg/l). Poté byly přidány radionuklidy, které reprezentují široké spektrum radioaktivních látek, které mohou být uvolněny v průběhu jaderné havárie (60Co, 85Sr, 131I, 133Ba, 134Cs, 139Ce a 241Am). Tato směs je promíchávána do dosažení sorpční rovnováhy, to je po dobu asi 24 h. Poté jsou jednotlivé fáze odděleny a je v nich změřen obsah sledovaných radionuklidů gamaspektrometrickou metodou podle [4]. Z naměřených hodnot je vyhodnocen distribuční koeficient KD jako směrnice závislosti hmotnostní aktivity radionuklidu sorbovaného na pevné fázi na objemové aktivitě radionuklidu v rozpuštěné formě za ustáleného stavu podle rovnice (1).
3 Výsledky Souhrnně jsou hodnoty distribučních koeficientů, zjištěných pro sledované radionuklidy, uvedeny v tabulka 1. Distribuční koeficienty KD se pro sedimenty ve sledovaných profilech pohybovaly v rozmezí od desítek do tisíců l·kg-1. Výjimku tvoří 131I, pro který byl zjištěn distribuční koeficient v jednotkách l·kg-1, nejnižší hodnota distribučního koeficientu KD byla zjištěna pro 131I v profilu Vltava-Podolí (1,5 l·kg-1). Obecně lze konstatovat, že hodnoty distribučních koeficientů KD v systému sediment-voda se pro sledované radionuklidy snižují v pořadí: 139Ce > 134Cs > 133Ba >241Am > 60Co > 85Sr > 131I. 139Ce je tedy na sedimenty sorbován nejvíce, 131I nejméně. Protože jsou ale v různých profilech zjišťovány velmi rozdílné hodnoty Kd, může se toto pořadí v jednotlivých profilech lišit. Tabulka 1. Hodnoty distribučních koeficientů KD v systému sediment-voda: průměrné hodnoty pro jednotlivé radionuklidy v různých profilech – směrodatná odchylka souboru zjištěných hodnot, nejnižší a nejvyšší zjištěná hodnota KD (sediment) [l·kg-1] Počet hodnot
Radionuklid Průměr
Sm. odch.
Minimum
Maximum
60
Co
5,1E + 02
2,0E + 02
3,0E + 02
8,5E + 02
11
85
Sr
4,7E + 01
2,5E + 01
1,0E + 01
9,8E + 01
15
131
I
1,4E + 01
1,7E + 01
1,5E + 00
5,8E + 01
15
133
Ba
5,7E + 02
3,2E + 02
1,6E + 02
1,3E + 03
15
134
Cs
1,2E + 03
7,4E + 02
2,1E + 02
3,0E + 03
15
139
Ce
2,2E + 03
1,8E + 03
5,1E + 02
6,0E + 03
9
241
Am
6,1E + 02
3,5E + 02
2,1E + 02
1,2E + 03
10
Tabulka 2. Hodnoty distribučních koeficientů KD v systému nerozpuštěné látky-voda: průměrné hodnoty pro jednotlivé radionuklidy v různých profilech – směrodatná odchylka souboru zjištěných hodnot, nejnižší a nejvyšší zjištěná hodnota KD (nerozpuštěné látky) [l·kg-1] Počet hodnot
Radionuklid Průměr
Sm. odch.
Minimum
Maximum
60
Co
3,1E + 06
5,4E + 06
5,9E + 04
2,1E + 07
15
85
Sr
1,5E + 03
1,1E + 03
4,2E + 02
2,6E + 03
2
131
I
1,4E + 04
1,0E + 04
4,8E + 03
4,2E + 04
15
133
Ba
1,4E + 04
1,7E + 04
3,7E + 03
7,5E + 04
15
134
Cs
6,2E + 03
7,2E + 03
1,6E + 03
3,2E + 04
15
139
Ce
1,4E + 06
1,3E + 06
2,2E + 05
5,1E + 06
15
241
Am
1,1E + 06
1,9E + 06
1,0E + 05
7,9E + 06
15
Pro nerozpuštěné látky v povrchové vodě jsou distribuční koeficienty KD souhrnně uvedeny v tabulka 2. Pohybovaly se převážně v rozmezí od tisíců do miliónů l·kg-1, nejvyšší hodnota, řádově v desítkách miliónů l·kg-1, byla zjištěna v profilu Vltava-Orlík nad hrází pro 60Co. Lze říci, že hodnoty distribučních koeficientů KD v systému nerozpuštěné látky-voda jsou v případě 60Co, 139Ce a 241Am významně vyšší než pro 131I, 133Ba a 134Cs. U radionuklidu 85Sr nebyl distribuční koeficient KD vyčíslen ve všech profilech. V některých případech byla aktivita sorbovaná na pevné fázi velmi nízká, za podmínek experimentu neměřitelná. Ve srovnání s distribučními koeficienty KD u nerozpuštěných látek jsou distribuční koeficienty KD na sedimentech přibližně tisíckrát nižší, to znamená, že při stejné rovnovážné objemové aktivitě ve vodě je množství radionuklidu sorbované na 1 g nerozpuštěných látek přibližně tisíckrát vyšší než na sedimentech. To lze vysvětlit odlišnou strukturou nerozpuštěných látek, které jsou ve vznosu ve vodě – mají výrazně menší zrnitost a větší specifický povrch než dnové sedimenty. Zjištěné distribuční koeficienty KD se značně lišily pro jednotlivé radionuklidy, a to i o několik řádů. Jak již bylo naznačeno, byly zjištěny také rozdíly mezi hodnotami distribučních koeficientů KD pro stejný radionuklid v různých profilech. Tyto odchylky jsou způsobeny rozdílnou kvalitou sedimentů a nerozpuštěných látek ve sledovaných profilech. Ze zjištěných distribučních koeficientů je pak možné vyčíslit rozdělení radionuklidu mezi pevnou a vodnou fázi pomocí podílu radionuklidu sorbovaného na pevné fázi, který je definován rovnicí: (2) kde δe je c0 R ae
podíl radionuklidu sorbovaný na sedimentu v rovnováze, počáteční objemová aktivita radionuklidu dávkovaná do pokusné směsi [Bq l-1], poměr pevné a vodné fáze v pokusné směsi [g l-1], rovnovážná hmotnostní aktivita radionuklidu sorbovaná na pevné fázi [Bq g-1].
Sorbovaný podíl radionuklidu na pevné fázi může být vypočítán na základě zjištěných distribučních koeficientů KD: (3) kde význam symbolů je stejný jako v rovnicích (1) a (2). Pro ilustraci bylo na základě rovnice (3) vypočítáno rozdělení jednotlivých radionuklidů mezi pevnou a vodnou fázi v modelové povrchové vodě s obsahem nerozpuštěných látek 10 mg l-1 a dále pro modelový systém sediment-voda, kde je poměr pevné a vodné fáze R = 100 g l-1. Pro výpočet byly využity průměrné hodnoty distribučních koeficientů, zjištěných ve sledovaných profilech pro jednotlivé radionuklidy podle tabulka 1 a tabulka 2.
Sediment
Voda
60Co 85Sr 131I 133Ba 134Cs 139Ce 241Am 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Obr. 1. Procentuální rozdělení jednotlivých radionuklidů mezi pevnou a vodnou fázi v modelovém systému sediment-voda
Z obr. 1 je vidět, že většina sledovaných radionuklidů se sorbuje na sediment velmi ochotně, na pevnou fázi je v rovnováze fixováno více než 98 % aktivity a pouze malá část zůstává rozpuštěná v roztoku. Nižší míra sorpce byla zaznamenána pouze pro 85Sr (82 %) a pro 131I (56 %). Třebaže hmotnostní aktivita radionuklidů sorbovaných na nerozpuštěné látky je vyšší než u sedimentů, jsou podíly radionuklidů δe sorbované na pevné fázi nižší, jak je vidět na
Nerozpuštěné látky
Voda
60Co 85Sr 131I 133Ba 134Cs 139Ce 241Am 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Obr. 2. Procentuální rozdělení jednotlivých radionuklidů mezi pevnou (nerozpuštěné látky) a vodnou fázi v modelové povrchové vodě Nerozpuštěné látky
Voda
60Co 85Sr 131I 133Ba 134Cs 139Ce 241Am 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
obr. 2. Důvodem je nižší poměr pevné a vodné fáze u systému nerozpuštěné látky-voda. Přesto byla pozorována značná míra sorpce na nerozpuštěné látky u 60Co, 139Ce a 241Am. U ostatních radionuklidů je zjištěný sorbovaný podíl nižší než 15 %, nejnižší byl u 85Sr (1 %).
4 Závěr Zjištěné výsledky naznačují, že sorpce bude hrát významnou roli v chování znečištění po případné havárii s uvolněním radioaktivních látek do toku. Předpokládáme, že značnou roli zde bude hrát vodní nádrž Orlík a další nádrže vltavské kaskády, kde můžeme očekávat významnou sedimentaci nerozpuštěných látek. Ukázalo se, že většina sledovaných radionuklidů je ve velké míře fixována na dnové sedimenty. V případě havárie by došlo ke zvýšení obsahu umělých radionuklidů v dnových sedimentech nádrží vltavské kaskády, a to nejen vlivem přímé sorpce radionuklidů na sedimenty uložené na dně, ale především v důsledku sorpce umělých radionuklidů na
nerozpuštěné látky, které mohou následně sedimentovat a stávat se tak součástí dnových sedimentů. Pro sorpci jednotlivých radionuklidů na nerozpuštěné látky byly zjištěny značné rozdíly. U skupiny radionuklidů, které jsou na nerozpuštěné látky fixovány ve velké míře, budou procesy sorpce a sedimentace vést ke zvýšení aktivity těchto radionuklidů ve dnových sedimentech. Naopak dojde v důsledku sedimentace kontaminovaných nerozpuštěných látek ke snižování radioaktivního znečištění vody. Předběžné zpracování výsledků naznačuje, že v některých případech by mohlo dojít téměř k odstranění konkrétního radionuklidu z vody při průtoku kontaminace systémem nádrží vltavské kaskády. U radionuklidů, které spíše zůstávají v rozpuštěné formě, lze očekávat, že nádržemi projdou ve významném množství, budou se šířit dále a podílet se na kontaminaci dalších úseků toku. Sorpce radionuklidů na pevné části hydrosféry, popisovaná distribučními koeficienty, se značně liší nejen pro jednotlivé radionuklidy, které mají odlišné chemické vlastnosti, ale také pro různá místa na toku kvůli rozdílným podmínkám v těchto lokalitách. Pro odhad chování a transportu radioaktivních látek ve vodním prostředí je tedy nutno pracovat s daty zjištěnými pro konkrétní kontaminanty i lokality.
Poděkování Tato práce byla provedena v rámci projektu VG20122015088, podpořeného Ministerstvem vnitra České republiky.
Literatura 1. EUROPEAN NUCLEAR SAFETY REGULATORS GROUP. Peer review country report, Czech Republic. 2012 [cit. 2014-08-25]. Dostupné z: http://www.sujb.cz/fileadmin/sujb/docs/aktualne/ Country_Report_CZ_Final.pdf 2. INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY. Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in terrestrial and …. Vienna: 2010. Technical reports series, ISSN 0074–1914 ; no. 472. ISBN 978-92–0–113009–9. 3. JURANOVÁ, E. a E. HANSLÍK. Determination of sorption characteristics for artificial radionuclides in the hydrosphere. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry. Springer, 2014, s. 1-6. ISSN 1588-2780. DOI: 10.1007/s10967-014-3665-1. Dostupné také z: http://link.springer.com/article/ 10.1007/s10967-014-3665-1# 4. ČSN ISO 10703. Jakost vod - Stanovení objemové aktivity radionuklidů - Metoda spektrometrie záření gama s vysokým …. ČNI, 2008. Třídící znak 757630. 5. HANSLÍK, E. D. MAREŠOVÁ a E. JURANOVÁ. Vliv atmosférických testů jaderných zbraní a významných jaderných havárií na obsah radioaktivních …. SOVAK. 2013, 22 (10). ISSN 1210-3039. 6. JURANOVÁ, E. a E. HANSLÍK. Havárie jaderné elektrárny Fukušima Daiiči a její vliv na životní prostředí. VTEI. Praha: VÚV TGM, 2012, 54 (6), 1-3. ISSN 0322-8916.
Sorption of radioactive substances in hydrosphere Keywords: artificial radionuclide, sorption, hydrosphere, sediment, suspended solids, surface water In the hydrosphere, transport of artificial radionuclides is affected by sorption onto solid phase. The radionuclide allocation between the solid and water phase caused by sorption is
characterized by the distribution coefficient. In this study, distribution coefficients are determined for selected radionuclides in sediment-water and suspended solids-water interphase using batch experimental method. It was found that the distribution coefficients can vary of several orders of magnitude, depending on the sort of the radionuclide and on the site of the experimental material origin. Some radionuclides (e. g. 60Co) are absorbed easily and it can be supposed that they would be almost completely removed from water as a consequence of their fixation onto the solid phase and sedimentation of the suspended solids in reservoirs. On the other hand, the radionuclides of lower sorption (e. g. 85Sr) will not be retained and the might cause contamination of larger parts of the river.
