Шпаргалка по "Экологии"

55. Использование  меченых атомов

Меченые атомы (изотопные индикаторы) содержат изотопы, которые по своим свойствам (радиоактивности, атомной массе) отличаются от других изотопов данного элемента. Их добавляют к химическому соединению или смеси, где находится исследуемый элемент; поведение меченых атомов характеризует поведение элемента в исследуемом процессе. В качестве меченых атомов используют как стабильные (устойчивые) изотопы, так и радиоактивные (неустойчивые) изотопы. Для регистрации радиоактивных меченых атомов применяют счетчики, ионизационные камеры; нерадиоактивные изотопы регистрируют с помощью масс-спектрографов. Метод меченых атомов применяют в химии, биологии, медицине, металлургии. Они позволяют проследить круговорот какого-либо элемента в природе, в процессе обмена веществ в организме, в химических реакциях, в производственных процессах.

Применение методов меченых  атомов значительно расширило исследования процессов диффузии, сделав возможным  непосредственное определение параметров самодиффузии, т. е. перемещения атомов элементов в собственной кристаллич. решетке без изменения концентрации. Этим методом определяется самодиффузия свинца, олова, серебра, золота, меди, железа, кобальта, никеля, хрома, молибдена, тантала, вольфрама и др.

Метод меченых атомов может быть использован для быстрого и точного  исследования состава фаз, выделенных из сплава.

Исследование износа металла

С помощью радиоактивных  изотопов обнаруживаются загрязнения  неметаллич. включениями, напр. включениями кальция (в шарикоподшипниковой стали), сильно снижающими срок службы шарикоподшипников.

Радиоактивные изотопы применяются  для метки различных марок  стали. Для этого при плавке к  стали добавляется нек-рое количество радиоактивного изотопа.

38. Основные механизмы  закреплен⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в ППК. Прочность закрепления.

Значительная часть радионуклидов  находится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, её гранулометрического состава, водно-физических и агрохимических свойств.

Поглощение почвой стронция – 90 меньше цезия – 137, а следовательно, он является более подвижным радионуклидом.

В момент выброса цезия  – 137 в окружающие среду, радионуклид  изначально находится в хорошо растворимом  состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсные  частицы и т.д.)

В этих случаях поступления  в почву цезий – 137 легко доступен для усвоения растениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакции в почве и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепления, радионуклид “стареет”, а такое “старение” представляет комплекс почвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионуклида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов.

Сорбция радиоизотопов зависит  от многих факторов и одним из основных является механический и минералогический состав почвы тяжёлыми по гранулометрическому  составу почвами поглощённые  радионуклиды, особенно цезий – 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими  и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность закрепления  ими стронция – 90 и цезия – 137 повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией почвы.

Большему удержанию радиоизотопов  в почве способствует наличие  в ней химических элементов, близких  по химическим свойствам к этим изотопам. Так, кальций – химический элемент, близкий по своим свойствам стронцию – 90 и внесение извести, особенно на почвы с высокой кислотностью, ведёт к увеличению поглотительной способности стронция – 90 и к  уменьшению его миграции. Калий схож по своим химическим свойствам с  цезием – 137. Калий, как неизотопный  аналог цезия находится в почве  в макроколичествах, в то время  как цезий – в ультромикроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств цезия – 137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элементов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия.

Установлено, что стронций – 90 попавший на поверхность почвы, вымывается дождём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает  медленно и их основная часть находится  в слое 0 – 5 см.

Накопление (вынос) радионуклидов  сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы  и биологической особенности  растений. На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых. Снижение кислотности почвы, как правило, способствует уменьшению размеров перехода радионуклидов в растения. Так, в зависимости от свойства почвы содержание стронция – 90 и цезия – 137 в растениях может изменяться в среднем в 10 – 15 раз.

56. Датировка событий  при помощи радиоактивных изотопов

Радиоизото́пное или радиометри́ческое дати́рование  — метод определения возраста различных объектов, в составе которых есть какой-либо радиоактивный изотоп. Основан на определении того, какая доля этого изотопа успела распасться за время существования образца. По этой величине, зная период полураспада данного изотопа, можно рассчитать возраст образца.

Радиоизотопное датирование широко применяется в геологии, палеонтологии, археологии и других науках. Это источник практически всех абсолютных датировок различных событий истории Земли. До появления радиометрического датирования были возможны только относительные датировки — привязка к определённым геологическим эрам, периодам, эпохам и т. д., длительность которых была неизвестна.

В различных методах радиоизотопного  датирования используются разные изотопы  разных элементов. Поскольку они  сильно отличаются по химическим свойствам (и, следовательно, по содержанию в различных  геологических и биологических  материалах и по поведению в геохимических  циклах), а также по периоду полураспада, у разных методов отличается область  применимости. Каждый метод применим только к определённым материалам и  определённому интервалу возрастов. Самые известные методы радиоизотопного  датирования — это радиоуглеродный, калий-аргоновый и уран-свинцовый анализ.

36. Характеристика  ¹³⁷Сs и особенности его радиоэкологии.

Це́зий-137, известен также как радиоце́зий — радиоактивный нуклид химического элемента цезия с атомным номером 55 и массовым числом 137. Образуется преимущественно при делении ядер в ядерных реакторах и ядерном оружии.

Цезий-137 — один из главных компонентов радиоактивного загрязнения биосферы. Содержится в радиоактивных выпадениях, радиоактивных отходах, сбросах заводов, перерабатывающих отходы атомных электростанций. Интенсивно сорбируется почвой и донными отложениями; в воде находится преимущественно в виде ионов. Содержится в растениях и организме животных и человека. Коэффициент накопления ¹³⁷Cs наиболее высок у пресноводных водорослей и арктических наземных растений, особенно лишайников. В организме животных ¹³⁷Cs накапливается главным образом в мышцах и печени.

Накапливается в грибах, ряд  которых (маслята, моховики, свинушка, горькушка, польский гриб) считается «аккумуляторами» радиоцезия.

Цезий-137 является дочерним продуктом β⁻-распада нуклида ¹³⁷Xe (период полураспада составляет 3,818(13) мин):

.

Цезий-137 претерпевает бета-распад (период полураспада 30,17 лет), в результате которого образуется стабильный изотоп бария ¹³⁷Ba:

.

В 94,4% случаев распад происходит c промежуточным образованием ядерного изомера бария-137 ¹³⁷Ba^m (его период полураспада составляет 2,55 мин), который в свою очередь переходит в основное состояние с испусканием гамма-кванта с энергией 661,7 кэВ.

Выброс цезия-137 в окружающую среду происходит в основном в  результате ядерных испытаний и аварий на предприятиях атомной энергетики.

Внутрь живых организмов цезий-137 в основном проникает через  органы дыхания и пищеварения. Хорошей  защитной функцией обладает кожа (через  неповрежденную поверхность кожи проникает  только 0,007 % нанесенного препарата цезия).

Около 80 % попавшего в организм цезия накапливается в мышцах, 8 % — в скелете, оставшиеся 12 % распределяются равномерно по другим тканям. Цезий-137 выводится в основном через почки и кишечник. Через месяц после прекращения поступления цезия из организма выводится примерно 80 % введенного количества.

Биологический период полувыведения  накопленного цезия-137 для человека принято считать равным 70 суткам.

Развитие радиационных поражений  у человека можно ожидать при  поглощении дозы примерно в 2 Гр и более.

Дозам в 148, 370 и 740 МБк соответствуют лёгкая, средняя и тяжелая степени поражения, однако лучевая реакция отмечается уже при единицах МБк.

39. Механизмы вовлечения  радионуклидов в биоту.

Данные о содержании радионуклидов  в компонентах биоты имеют очень важное значение для оценки радиационно-экологического воздействия объектов ядерного комплекса.

Согласно данным наблюдений, концентрации 90Sr и 137Cs в компонентах  наземной природной биоты в районах АЭС весьма малы (табл. 9) [11, 17-19]. Кроме 90Sr и 137Cs, следовые количества других техногенных радионуклидов (54Mn, 60Co, 95Zr, 106Ru) обнаруживаются в почве, траве, хвое и других компонентах наземной биоты ближней зоны АЭС в концентрациях, существенно меньших (в 10 и более раз) по сравнению с природными. На содержание 137Cs в объектах биоты значительное воздействие оказала авария на Чернобыльской АЭС [1, 6].

Вследствие процессов  накопления вероятность определения  искусственных радионуклидов в  водорослях и некоторых других компонентах  биоты существенно выше, чем в пробах воды, что может использоваться для биоиндикации радиоактивного загрязнения. Представляет интерес биологический перенос следовых количеств техногенных радионуклидов (54Mn, 60Co, 65Zn) некоторыми видами рыб в реки, впадающие в водоем-охладитель АЭС (табл. 10) [11]. По данным многолетних наблюдений, содержание техногенных радионуклидов в рыбе водоемов-охладителей АЭС было значительно ниже допустимых нормативов. В целом, можно сделать вывод, что при штатных условиях работы влияние АЭС на радиоактивность биоты незначительно при сравнении с природным радиационным фоном.

35. Опасность для  человека от ¹³⁷I при аварийных выбросах из ядерного реактора. Возможности и способы защиты.

Иод-131 (йод-131, ¹³¹I), также называемый радиойодом (несмотря на наличие других радиоактивных изотопов этого элемента), — радиоактивный нуклид химического элемента иода с атомным номером 53 и массовым числом 131. Период его полураспада составляет около 8 суток. Основное применение нашёл в медицине и фармацевтике. Также является одним из основных продуктов деления ядер урана и плутония, представляющих опасность для здоровья человека, внесших значительный вклад во вредные последствия для здоровья людей после ядерных испытаний 1950-х, аварии в Чернобыле. В связи с бета-распадом, иод-131 вызывает мутации и гибель клеток, в которые он проник, и окружающих тканей на глубину нескольких миллиметров.

Основные количества ¹³¹I получают в ядерных реакторах путём облучения теллуровых мишеней тепловыми нейтронами. Облучение природного теллура позволяет получить почти чистый иод-131 как единственный изотоп с периодом полураспада более нескольких часов.

Авария на АЭС Фукусима I в марте 2011 вызвала значительный рост содержания ¹³¹I в продуктах питания, морской и водопроводной воде в регионах вокруг АЭС.

Согласно принятым в России нормам радиационной безопасности НРБ-99/2009, решение об ограничении потребления продуктов питания обязательно принимается при удельной активности иода-131 в них, равной 10 кБк/кг (при удельной активности от 1 кБк/кг такое решение может приниматься по усмотрению уполномоченного органа). Для персонала, работающего с источниками радиации, предел годового поступления с воздухом иода-131 составляет 2,6·10⁶ Бк в год (дозовый коэффициент 7,6·10⁻⁹Зв/Бк), а допустимая среднегодовая объемная активность в воздухе 1,1·10³ Бк/м³ (это относится ко всем соединениям иода, кроме элементарного иода, для которого установлены ограничения соответственно 1,0·10⁶ Бк в год.

37. Взаимодействие  радионуклидов с почвой.

Радионуклиды при  попадании в почву могут находиться в различных формах. К водорастворимой форме радионуклидов, в частности ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs, относится та часть их, которая переходит из почвы в водный раствор; к обмен' ной форме - количество радионуклидов, которое вытесняется из почвы 1 н раствором ацетата аммония (CH₃COONH₄); к необменной форме - количество радионуклидов, извлекаемое из почвы 6 н соляной кислотой после экстракции ацетатом аммония; к прочно фиксированной форме - количество радионуклидов, которое не вытесняется из почвы после обработки соляной кислотой никакимиэкстрагентами.

Сорбционные процессы радионуклидов в почвах влияют на перераспределение их форм, особенно при длительном пребывании в почвах. С течением времени после попадания  радионуклидов в почву изменяются их физико-химические формы, радионуклиды становятся менее доступными растениям, происходит так называемый процесс  их «старения» в почвах, или другими  словами, имеет место комплекс химических реакций, связанных с вхождением их в кристаллическую решетку  глинистых минералов, ионным обменом, химическим соосаждением и т. п.

Большая часть радионуклидов  при взаимодействии с почвой довольно быстро переходит из водорастворимой  формы в обменную. Затем часть радионуклидов переходит из обменной в необменную форму. Через 7 лет после внесения ⁹⁰Sr в почву значительное количество его находится в обменном состоянии. Содержание необменных форм ⁹⁰Sr с течением времени увеличивается примерно в 3 раза. Доля ⁹⁰Sr, прочно связанного с ППК, и на седьмой год после внесения составляла всего 4%, что свидетельствует о незначительном переходе этого радионуклида в фиксированное состояние со временем.

Содержание обменных форм ¹³⁷Cs при 5-7-летнем нахождении его в почве не превышает 24%. В зависимости от времени взаимодействия этого радионуклида с почвой содержание обменных и кислоторастворимых форм его нахождения в почве уменьшается примерно в 2,5-3 раза. Значительная часть ¹³⁷Cs (70%) переходит в прочно фиксированное состояние, причем с течением времени доля фиксированного цезия возрастает. Содержание обменного ⁹⁰Sr не зависит от времени взаимодействия его с почвой.

Формы нахождения радионуклидов  в почве определяют дальнейшее поведение  их в почвенном покрове и, в  частности, миграцию по профилю почв. Перемещение радионуклидов по профилю  почв изменяет их распределение в  корнеобитаемом слое почвы, что влияет на их доступность корневым системам растений.