РАДИОХИМИЯ, 2023, том 65, № 6, с. 593-600

УДК 631.438:546.42

ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ СЕЗОННЫХ

КОЛЕБАНИЙ РАСТВОРЕННОГО ¹³⁷Cs

В ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОДАХ:

ФУКУСИМА И ЧЕРНОБЫЛЬ

Институт радиоактивности окружающей среды Университета Фукусимы, Канаягава 1,

Фукусима, 960-1296 Япония

e-mail: alexeikonoplev@gmail.com

Поступила в редакцию 05.09.2023, после доработки 20.10.2023, принята к публикации 23.10.2023

Анализ массива доступных данных мониторинга о сезонных колебаниях растворенного радиоцезия

аварийного происхождения в водных объектах показывает, что существуют два основных физико-хи-

мических механизма, отвечающих за сезонные изменения концентрации растворенного радиоцезия в

водных объектах в течение года - температурная зависимость десорбции радиоцезия с взвешенного

материала и ионообменная ремобилизация радиоцезия катионами аммония, образующимися при раз-

ложении органического вещества в восстановительных условиях при недостатке кислорода. Получено

уравнение, описывающее сезонный ход концентрации растворенного радиоцезия в водных объектах

с учетом двух основных факторов - температуры воды и комбинированной концентрации основных

конкурентных катионов.

Ключевые слова: Фукусима, Чернобыль, ¹³⁷Cs, реки, пруды, сорбция-десорбция, сезонные колебания.

DOI: 10.31857/S0033831123060126, EDN: NUFHYT

ВВЕДЕНИЕ

ного (с 1986 по 1992 гг. суммарного - растворенно-

го и взвешенного) ¹³⁷Cs в водоеме-охладителе (ВО)

Изменение во времени концентрации радиоце-

ЧАЭС в 1986-2014 гг. до начала спуска воды в ВО.

зия в водных объектах представляет интерес как с

Видно, что отношение концентраций раство-

точки зрения адекватной оценки доз радиации для

ренного ¹³⁷Cs в максимуме и минимуме одного ка-

населения и биоты, в частности рыб, так и с точки

лендарного года составляет, как правило, 2-3 раза.

зрения прогнозирования его миграции в окружаю-

Аналогичный сезонный ход растворенного черно-

щей среде, поскольку водная среда является основ-

ным долговременным путем распространения ради-

быльского ¹³⁷Cs наблюдался в оз. Форзее в Герма-

оактивного загрязнения, включая трансграничный

нии и других водных объектах [2, 4, 7].

перенос [1]. После аварии на Чернобыльской АЭС

После аварии на АЭС Фукусима-1 (АЭС Ф-1)

(ЧАЭС) в 1986 г. в ряде водных объектов, на кото-

такие же регулярные сезонные вариации концен-

рых проводился регулярный мониторинг загрязне-

трации растворенного ¹³⁷Cs были зафиксированы

ния воды ¹³⁷Cs, были обнаружены регулярные коле-

не только для прудов [8, 9], озер [10] и водохрани-

бания растворенного ¹³⁷Cs в воде [2-6]. В пределах

лищ [11], как в случае радиоцезия чернобыльского

года максимальные концентрации наблюдались

происхождения, но и для рек на загрязненной тер-

летом, а минимальные - зимой. При этом отноше-

ритории [12-15]. Так, на рис. 2 приведены зависи-

ние максимума концентрации растворенного ¹³⁷Cs

к минимуму было в пределах 1.5-3.0. На рис. 1

мости концентрации растворенного ¹³⁷Cs в р. Укедо,

приведена долговременная динамика растворен-

протекающей по зоне отчуждения АЭС Ф-1 [14].

593

594

КОНОПЛЕВ

180

160

140

120

100

1986

1990

1994

1998

2002

2006

2010

201

Ƚɨɞ

Рис. 1. Регулярные сезонные вариации растворенного ¹³⁷Cs в водоеме-охладителе (ВО) ЧАЭС в 1993-2014 гг.

до начала спуска воды в ВО и суммарного ¹³⁷Cs (растворенного и на взвеси) в 1986-1992 гг. [5, 6].

Целью настоящего обзора является анализ до-

Ремобилизация радиоцезия

ступных данных по сезонным вариациям раство-

в водоемах катионами аммония

ренного ¹³⁷Cs в различных водных объектах за-

грязненных территорий для определения основных

После аварии на ЧАЭС для объяснения сезонно-

механизмов, отвечающих за это явление, и его пара-

го хода растворенного радиоцезия в озерах и прудах

метризации посредством ключевых характеристик

была выдвинута гипотеза о том, что его ремобили-

среды.

зация летом происходит благодаря накоплению ам-

IV VI VIII XI I III V VIII IX XI I III V VIII IX XI I III

2015

2016

2017

2018

300

200

100

IV VI VIII XI I III V VIII IX XI I III V VIII IX XI I III

2015

2016

2017

2018

Рис. 2. Временной ход и сезонные вариации температуры воды (а) и растворенного ¹³⁷Cs (б) в р. Укедо в зоне

аварии на АЭС Ф-1 в 2015-2018 гг. [14].

РАДИОХИМИЯ том 65 № 6 2023

ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ СЕЗОННЫХ КОЛЕБАНИЙ

595

мония в придонной области стратифицированных

менном квазиравновесии с растворенным радио-

водоемов в результате разложения органического

цезием, в то время как все формы необменного ра-

вещества в восстановительных условиях, т.е. при

диоцезия в обмене с раствором в текущий момент

низкой концентрации растворенного кислорода [2-

времени не участвуют. Поэтому целесообразно ис-

5]. Сезонные вариации растворенного радиоцезия в

пользовать понятие обменного коэффициента рас-

озерах, прудах и водохранилищах территорий, за-

пределения K^exd, равного отношению текущей квази-

грязненных в результате аварии на АЭС Ф-1, были

равновесной концентрации обменного радиоцезия

также объяснены его ремобилизацией катионами

в твердой фазе [R]_ex к его концентрации в растворе

аммония, образующимися в результате разложе-

[R]_d [6, 22, 23]:

ния органического вещества в донных отложениях

в восстановительных условиях [8-11]. Действи-

(2)

тельно, аммоний является наиболее сильным кон-

где α_ex - доля обменной формы радиоцезия в поч-

курентным ионом радиоцезия за селективные со-

ве или наносах, а K_d - его суммарный коэффициент

рбционные места, расположенные в клиновидных

распределения.

краевых областях межпакетных пространств FES

В соответствии с теорией ионного обмена об-

(от английского «Frayed Edge Sites») глинистых ми-

менный коэффициент распределения

¹³⁷Cs при

нералов с кристаллической решеткой 2 : 1. Эффек-

постоянной температуре зависит от концентрации

тивность аммония в замещении радиоцезия на FES

в растворе конкурентных по отношению к цезию

в 5 раз превышает эффективность калия - другого

обменных катионов калия и аммония следующим

важнейшего конкурентного иона по отношению к

образом [16, 17, 24]:

радиоцезию [16, 17]. Селективные сорбционные

места FES составляют относительно небольшую

(3)

долю общего количества ионообменных сорбци-

онных мест (от 1 до 5%) для большинства почв и

где RIP^ex(K) - обменный потенциал связывания

донных отложений [18]. Однако емкости FES боль-

радиоцезия, свойство почв или наносов, характе-

шинства минеральных почв и наносов существенно

ризующее их способность селективно сорбировать

превосходят содержание в почве стабильного и ра-

радиоцезий на центрах FES глинистых минералов

диоактивного цезия, в том числе в зонах особо вы-

[16-19, 25]; K_c(NH₄/K) - коэффициент селективно-

сокого загрязнения, поэтому обменный радиоцезий

сти адсорбции аммония на FES по отношению к ка-

концентрируется на FES [18, 19].

лию. Согласно работе [17], для более 100 изученных

Динамика растворенного радиоцезия в водных

типов почв и наносов K_c(NH₄/K) = 5 ± 2. Из уравне-

объектах определяется изменением его распреде-

ния (3) следует, что искать корреляции концентра-

ления между твердой и жидкой фазами. Наиболее

ции растворенного ¹³⁷Cs отдельно с концентрацией

распространенным параметром, используемым

калия или аммония бессмысленно в тех случаях,

для количественного описания распределения ра-

когда оба эти конкурента ¹³⁷Cs присутствуют в рас-

дионуклидов в системе почва-вода, является ко-

творе в значимых количествах и имеют сравнимый

эффициент распределения K_d, равный отношению

вклад в десорбцию ¹³⁷Cs. На рис. 3 приведена зави-

равновесных концентраций радионуклида в твер-

симость обменного коэффициента распределения

дой [R]_p и жидкой [R]_d фазах системы [20,21]:

¹³⁷Cs в воде пруда Фуназава в ближней зоне АЭС

Ф-1 от обратной эффективной концентрации конку-

(1)

рентных катионов ([K⁺]K_c(NH₄/K)[NH⁺⁴])^-1 . Видно,

что в целом эта зависимость подчиняется уравне-

[R]_p включает в себя радиоцезий, входящий в со-

нию (3), хотя отклонение целого ряда эксперимен-

став горячих частиц (R_h), обменно-сорбированный

тальных точек от теоретической прямой достаточно

радиоцезий (R_ex) и радиоцезий, фиксированный

велико. Две возможные причины таких отклонений

глинистыми минералами (R_f).

достаточно очевидны: 1) нестабильность аммония в

Обменно-сорбированный радиоцезий в любой

пробах воды ввиду его легкой окисляемости кисло-

конкретный момент времени находится в ионооб-

родом воздуха и 2) существование альтернативного

РАДИОХИМИЯ том 65 № 6 2023

596

КОНОПЛЕВ

где ΔH - энтальпия десорбции ¹³⁷Cs с взвеси в рас-

10.0 × 10⁵

твор при температуре T (К), R - газовая постоянная,

8.0 × 10⁴

равная 8.3 кДж/моль. ΔH = -E_A, где E_A - энергия

активации по Аррениусу [27, 28].

6.0 × 10⁴

В лабораторных исследованиях сорбции-десор-

4.0 × 10⁴

бции стабильного Cs на грунтах площадки Хэнфорд

(США, штат Вашингтон), где расположены емкости

2.0 × 10⁴

R² = 0.85

высокоактивных радиоактивных отходов, было по-

казано, что для FES этих грунтов энергия актива-

0 0

([K] + 5[NH₄])^-1 ɥ ɦɦɨɥɶ

ции десорбции Cs составляет 18 ± 2 кДж/моль [26].

Если принять ряд упрощающих предположений о

Рис. 3. Зависимость обменного коэффициента рас-

постоянстве состава воды и незначительности доли

пределения ¹³⁷Cs K^exdот обратной эффективной кон-

десорбированного радиоцезия от его общего содер-

центрации основных конкурентных ионов по отно-

жания на взвеси, температурную зависимость рас-

шению к Cs [K⁺] + 5[NH₊]^-1 для пруда Фуназава в

творенного ¹³⁷Cs в водоеме в пределах одного ка-

ближней зоне АЭС Ф-1 в 2015-2019 гг. [6, 25].

лендарного года по Аррениусу можно представить

в виде уравнения:

фактора, влияющего на распределение ¹³⁷Cs между

взвесью и раствором.

(5)

где С(Т) - концентрация ¹³⁷Cs в растворе при тем-

Температурная зависимость десорбции ¹³⁷Cs

пературе Т; А - величина, не зависящая от темпе-

с взвешенных наносов в раствор

ратуры. В линеаризованном виде эта зависимость

может быть записана как:

Другим важным фактором, определяющим рас-

(6)

пределение ¹³⁷Cs между взвесью и раствором яв-

ляется зависимость его адсорбционно-десорбци-

где В - не зависящая от температуры постоянная

онного равновесия от температуры воды. Данные,

для заданного состава воды.

приведенные на рис. 2, указывают на то, что сезон-

Такой подход был применен для анализа сезон-

ные колебания концентрации растворенного ¹³⁷Cs в

ных вариаций растворенного ¹³⁷Cs в реках Абукума

р. Укедо зоны аварии на АЭС Ф-1 происходят син-

и Хирай, протекающим по умеренно загрязненным

хронно с изменениями температуры воды - с ро-

районам Фукусимской префектуры после аварии

стом температуры весной/летом наблюдается рост

на АЭС Ф-1 [12, 15]. Энергия активации десорб-

концентрации ¹³⁷Cs в растворе, а при уменьшении

ции ¹³⁷Cs с FES для взвеси р. Абукума оказалась

температуры воды осенью/зимой концентрация

равной 19.3 кДж/моль [12], а для взвеси р. Хирай -

растворенного ¹³⁷Cs падает. Аналогичные данные

34.7 кДж/моль [15]. Этот метод можно использо-

были получены и для других рек зоны аварии на

вать и для других доступных данных мониторинга

АЭС Ф-1 [12, 15] и водоемов [8-10].

¹³⁷Cs в реках загрязненной зоны аварии на АЭС

Ф-1, и, в частности, для результатов, опубликован-

При неизменном составе раствора и характери-

ных в работе [29] по девяти рекам в течение года с

стик взвеси сезонные изменения температуры воды

2017 по 2018 гг. На рис. 4 приведены зависимости

влияют на скорость ионообменной десорбции ¹³⁷Cs

логарифма концентраций растворенного ¹³⁷Cs в ре-

в соответствии с уравнением Гиббса-Гельмгольца,

ках ближней зоны АЭС Ф-1 в 2017-2018 гг. от об-

записанного для обменного коэффициента распре-

ратной абсолютной температуры воды по данным

деления ¹³⁷Cs - K^exd [12, 26]:

мониторинга [29].

В целом Е_А для более десяти рек Фукусимской

(4)

префектуры, мониторинг которых осуществлял-

ся после аварии, варьирует в пределах от 16 до

РАДИОХИМИЯ том 65 № 6 2023

ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ СЕЗОННЫХ КОЛЕБАНИЙ

597

4.0

5.5

E_A

ɤȾɠ ɦɨɥɶ

E_A

ɤȾɠ ɦɨɥɶ

5.0

3.5

4.5

3.0

= 0.7526

R²=0.8507

4.0

3.5

3.3 × 10^-3

3.4 × 10^-3

3.5 × 10^-3

3.6 × 10^-3

3.3 × 10^-3

3.4 × 10^-3

3.5 × 10^-3

3.6 × 10^-3

1/T, K^-1

4.5

6.0

E_A

ɤȾɠ ɦɨɥɶ

5.5

4.0

E_A

ɤȾɠ ɦɨɥɶ

5.0

3.5

4.5

²=

0.7191

R²=0.9382

3.0

4.0

3.3 × 10^-3

3.4 × 10^-3

3.5 × 10^-3

3.6 × 10^-3

3.3 × 10^-3

3.4 × 10^-3

3.5 × 10^-3

3.6 × 10^-3

1/T, K^-1

Рис. 4. Зависимости натурального логарифма удельной активности растворенного ¹³⁷Cs (мБк/л) от обратной аб-

солютной температуры воды (К) и соответствующие энергии активации десорбции ¹³⁷Cs с взвеси рек ближней

зоны АЭС Ф-1 по данным мониторинга [29]. Реки: (а) Укедо, (б) Такасе, (в) Одака, (г) Маеда.

46 кДж/моль. Тот же подход использовали и для

ции форм его нахождения, включающие выщелачи-

обработки ранее опубликованных данных долго-

вание из «горячих» частиц, фиксации («старения»)

временного мониторинга прудов ближней зоны

и ремобилизации. Процессы трансформации форм

АЭС Ф-1 Инкиозака, Сузуучи и Фуназава [8, 9], Е_А

нахождения могут приводить к долговременным из-

для которых получились близкими между собой и

менениям квазиравновесной доли обменного ¹³⁷Cs

равными 16.6, 22.2 и 22.7 кДж/моль соответствен-

в почвах и наносах [6, 8, 20, 22].

но. Эти пруды находятся на незначительном удале-

нии друг от друга (порядка 2-3 км), поэтому есте-

Комбинированный учет температурной

ственно предположить, что их наносы обладают

зависимости десорбции радиоцезия и влияния

близкими свойствами, в том числе в части сорбции

изменения концентрации катиона аммония

радиоцезия [30]. Кроме того, эти значения оказа-

в растворе

лись близки к величине, полученной в лаборатор-

ных экспериментальных исследованиях с наносами

Зависимости, представленные на рис. 3 и 4,

Хэнфорда [26] - географически достаточно удален-

характеризуются серьезным разбросом данных

ного от Фукусимы района.

вокруг теоретических прямых. В случае темпера-

Необходимо иметь ввиду, что сезонные колеба-

турной зависимости концентрации растворенного

ния удельной активности растворенного ¹³⁷Cs в во-

радиоцезия это особенно характерно для прудов,

дных объектах накладываются на долговременный

озер и водохранилищ [8-11, 31]. Это может быть

тренд ее снижения за счет более медленных процес-

обусловлено как вариациями сорбционных свойств

сов поведения ¹³⁷Cs в окружающей среде, таких как

взвешенного материала (в обоих случаях), так и из-

вертикальная миграция радионуклида в почвах во-

менением состава раствора (в случае температур-

досбора и донных отложениях, а также трансформа-

ной зависимости - рис. 4), т.е. взаимным влиянием

РАДИОХИМИЯ том 65 № 6 2023

598

КОНОПЛЕВ

изменения состава раствора (концентрации катиона

наблюдаться для рек при отборе проб воды на их

аммония) и температурной зависимости десорбции

застойных участках. По всей видимости, такая си-

радиоцезия. Учесть влияние обоих факторов на се-

туация наблюдалась для р. Хирай [12]. Предложен-

зонный ход растворенного радиоцезия позволяет

ный метод параметризации по уравнениям (7) и (8)

объединение или комбинация уравнений (3) и (5) в

позволяет в будущем соотнести влияние описанных

одно. В этом случае зависимость концентрации рас-

двух факторов на сезонный ход растворенного ра-

творенного ¹³⁷Cs С может быть представлена следу-

диоцезия.

ющим образом:

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

(7)

где D - постоянная величина, не зависящая ни от

Радиоцезий различного происхождения в во-

температуры воды, ни от гидрохимического соста-

дных объектах демонстрирует регулярные сезон-

ва воды. Или это уравнение может быть записано

ные вариации: рост его концентрации в растворе

для температурной зависимости концентрации

летом и падение зимой. Различие максимальных и

растворенного радиоцезия, нормированной на эф-

минимальных концентраций в течение календарно-

фективную концентрацию конкурентных катионов

го года, как правило, составляет 2-3 раза.

[K⁺] + 5[NH₊], следующим образом:

Показано, что существуют два основных меха-

низма, отвечающих за сезонные изменения концен-

(8)

трации растворенного радиоцезия в водных объ-

ектах в течение года - температурная зависимость

Достоинством уравнения (8) является тот факт,

десорбции радиоцезия с взвешенного материала и

что учитываются одновременно два основных фак-

ремобилизация радиоцезия катионами аммония,

тора, определяющих сезонную ремобилизацию

образующимися при разложении органического

радиоцезия в природных водах - зависимость де-

вещества в восстановительных условиях при недо-

сорбции радиоцезия с взвеси в раствор от темпера-

статке кислорода.

туры воды и рост концентрации катионов аммония

Предложены количественные зависимости рас-

в растворе за счет разложения органического веще-

творенного радиоцезия в природных водах отдельно

ства в восстановительных условиях при недостатке

от температуры воды и эффективной концентрации

кислорода.

основных конкурентных катионов [K⁺] + 5[NH₊].

Необходимо отметить, что реки загрязненной

Получено уравнение, описывающее сезонный

территории после аварии на АЭС Ф-1, как правило,

ход концентрации растворенного радиоцезия в во-

достаточно быстрые и неглубокие. Вследствие это-

дных объектах с учетом двух основных факторов -

го концентрации аммония в их воде, как правило,

температуры воды и комбинированной концентра-

пренебрежимо малы, так как он быстро окисляется

ции основных конкурентных катионов.

растворенным в воде кислородом, насыщение кото-

рым в таких реках происходит достаточно быстро.

Рекомендовано в дальнейшем для анализа и про-

Поэтому ярко выраженные сезонные колебания

гнозирования сезонного хода радиоцезия в растворе

растворенного ¹³⁷Cs в фукусимских реках объяс-

водных объектов использовать его нормированную

няются в основном температурной зависимостью

концентрацию на комбинированную концентрацию

десорбции радиоцезия [12]. Определение энергии

конкурентных катионов

активации десорбции Е_А по температурной зависи-

мости концентрации растворенного радиоцезия в

непроточных или малопроточных водоемах может

ФОНДОВАЯ ПОДДЕРЖКА

приводить к завышенным расчетным ее значениям

вследствие дополнительного влияния концентра-

Работа финансировалась Межуниверситетским

ции катионов аммония. Такой же эффект может

центром радиоактивности окружающей среды Япо-

РАДИОХИМИЯ том 65 № 6 2023

ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ СЕЗОННЫХ КОЛЕБАНИЙ

599

нии ERAN (Университет Цукубы), гранты I-23-11 и

15. Nanba K, Moritaka S, Igarashi S. // Behavior of

I-23-12.

Radionuclides in the Environment III: Fukushima / Eds

K. Nanba, A. Konoplev, T. Wada Singapore: Springer

КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ

Nature, 2022. P. 137.

16. Wauters J., Madruga M.J., Vidal M., Cremers A. // Sci.

Автор заявляет об отсутствии конфликта инте-

Total Environ. 1996. Vol. 187. P. 121.

ресов.

17. Wauters J., Elsen A., Cremers A., Konoplev A.,

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Bulgakov A., Comans R.N.J. // Appl. Geochem. 1996.

Vol. 11. P. 589.

Radiological Conditions in the Dnieper River Basin.

18. Коноплев А.В., Коноплева И.В. // Геохимия. 1999.

Vienna: IAEA, 2006. 185 p.

Kaminski S., Richter N., Walser M., Lindner G. //

N 2. С. 207.

Radiochim Acta. 1994. Vol. 66/67. P. 433-436.

19. Konoplev A., Kaminski S., Klemt E., Konopleva I.,

Nasvit O. // Recent Research Activities about Chernobyl

Miller R., Zibold G. // J. Environ. Radioact.

2002.

NPP Accident in Belarus, Ukraine and Russia. Kyoto:

Vol. 58. P. 1.

Research Reactor Inst., Kyoto Univ. 2002. P. 74-85.

20. Коноплев А.В. // Радиохимия. 2015. Т. 57, № 5. С. 471.

Ries T., Putyrskaya V., Klemt E. // J. Environ. Radioact.

21. Handbook of Parameter Values for the Prediction of

2019. Vol. 198. P. 893.

Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater

Kanivets V., Laptev G., Konoplev A., Lisovyi H.,

Derkach G., Voitsekhovich O.

Behavior of

Environments: Tech. Rep. Ser. no. 472. Vienna: IAEA,

Radionuclides in the Environment II: Chernobyl / Eds

2010. 194 p.

A.Konoplev, K. Kato, S.N. Kalmykov. Singapore:

22. Konoplev A.V., Bulgakov A.A., Popov V.E.,

Springer Nature, 2020. P. 349.

Bobovnikova Ts.I. // Analyst. 1992. Vol. 117. P. 1041.

Konoplev A. // Toxics. 2022. Vol. 10. Article 578.

23. Коноплев А.В., Булгаков А.А. // Атом. энергия. 2000.

Kaminski S., Richter T., Walser M., Lindner G.,

Т. 88, № 2. С. 152.

Schink B. // Freshwater and Estuarine Radioecology:

Proc. Int. Seminar. Lisbon, March 21-25, 1994 / Eds G.

24. Cremers A., Elsen A., De Preter P., Maes A. // Nature.

Desmet, R.J. Blust, R.N.J. Comans, J.A. Fernandez, J.

1988. Vol. 335. P. 247.

Hilton, A. De Bettencourt. Amsterdam: Elsevier, 1997.

25. Konoplev A., Wakiyama Y., Wada T., Igarashi Y.,

P. 141.

Kanivets V., Nanba K. // Behavior of Radionuclides

Коноплев А.В., Вакияма Й., Вада Т., Иванов М.М.,

in the Environment III: Fukushima / Eds K. Nanba,

Комиссаров М.А., Нанба К. // Метеорология и гидро-

A. Konoplev, T. Wada. Singapore: Springer Nature,

логия. 2021. № 5. С. 38.

2022. P. 33.

Konoplev A., Wakiyama Y., Wada T., Udy C., Kanivets V.,

Ivanov M., Komissarov M., Goto A., Nanba K. //

26. Liu C., Zachara J.M., Qafoku O., Smith S. // Environ.

Chemosphere. 2021. Vol. 265. Article 129058.

Sci. Technol. 2003. Vol. 37. P. 2640.

10. Matsuzaki S., Tanaka A., Kohzu A., Suzuki K.,

27. Семенов Н.Н. О некоторых проблемах химической

Komatsu K., Shinohara R., Nakagawa M., Nohara S.,

кинетики и реакционной способности. М., 1954.

Ueno R., Satake K., Hayashi S. // Sci. Total Environ.

350 с.

2021. Vol. 761. Article 143257.

28. Lee S.S., Fenter P., Nagy K.L., Sturchio N.C. // Nature

11. Funaki H., Tsuji H., Nakanishi N., Yoshimura K.,

Commun. 2017. Vol. 8. Article 15826.

Sakuma K., Hayashi S. // Sci. Total Environ.

2022.

Vol. 812. Article 152534.

29. Nakanishi T., Funaki H., Sakuma K. // J. Radioanal.

12. Igarashi Y., Nanba K., Wada T., Wakiyama Y., Onda Y.,

Nucl. Chem. 2021. Vol. 38. P. 1243.

Moritaka S., Konoplev A. // J. Geophys. Res. Biogeosci.

30. Коноплев А.В., Вакийяма Й., Вада Т., Голосов В.Н.,

2022. Vol. 127, N 1. P. 1.

Нанба К., Такасе Ц. // Вод. ресурсы. 2018. Т. 45, № 4.

13. Tsuji H., Nishikiori T., Yasutaka T., Watanabe M., Ito S.,

С. 433.

Hayashi S. // J. Geophys. Res. Biogeosci. 2016. Vol. 121,

31. Funaki H., Sakuma K., Nakanishi T., Yoshimura K.,

N 10. P. 2588.

14. Nakanishi T., Sakuma K. // Chemosphere. 2019. Vol. 215.

Katengeza E.W. // Sci. Total Environ. 2020. Vol. 743.

P. 272.

Article 140668.

РАДИОХИМИЯ том 65 № 6 2023