Историография событий социально-экономические и
3.4. Биогеохимические превращения радионуклидов
Радионуклиды, выделяющиеся в ходе ядерной аварии, попадали в атмосферу, откуда происходило их осаждение на поверхности разной природы: почвы, растительный покров, поверхность водных бассейнов, дороги, крыши строений и т.п. Последующая судьба радионуклидов зависела от их физико-химического состояния, растворимости и от взаимодействия с веществами, входящими в состав поверхностей, на которую попали радиоактивные вещества и материалы. Исходно радионуклиды обнаруживались в форме оксидов, карбидов, атомарной свободной формы, а также в составе более крупных аэрозольных частиц с размерами порядка микрона, а вблизи аварийного блока еще более крупных образований.
Так как масса 1 Ки короткоживущих радионуклидов очень мала, даже при высоких плотностях поверхностного загрязнения массовые количества радиоактивных веществ были весьма незначительными (см. табл. 1.3.32).
Поскольку эти крайне малые массы радионуклидов были распределены по очень большой территории, их поведение до смешивания с носителями следует рассматривать как состояние крайнего рассеяния, когда основную роль играют процессы сорбции.
Первоначально происходило преимущественно сорбционное связывание радионуклидов веществами, на которые попадали атомарные и молекулярные формы радионуклидов. При этом по отношению к массе радионуклидов вещества поверхностей обладали очень большой адсорбционной способностью и емкостью поглощения, что определило начальное состояние радионуклидов: они сосредотачивались в тонком поверхностом слое почвы или открытых пород, налипали на поверхностный слой растений - кутикулу листьев, кору стеблей, удерживались на поверхностях строительных сооружений. Поведение радиоактивных частиц агрегатной природы было таким же, как и обычной пыли: они вмывались в поры материалов, на которые попадали, переносились воздушными потоками, застревали на шероховатых поверхностях. Таким было исходное, стартовое состояние радионуклидов, когда осуществилось их соприкосновение с биосферой и началось их вовлечение в круговорот химических элементов, происходящий с участием живых организмов.
Со временем темп выброса радионуклидов из аварийного реактора изменялся (см. табл. 1.3.33).
^ Таблица 1.3.32
Масса радионуклидов, выделенных из реактора
Радионуклид
Масса одного кюри радионуклида, г/Ки
Общая активность радионуклида выделившегося из реактора, МКи
Общая масса выделенного из реактора радионуклида, г
89Sr
3,55·10-5
2,2
78,1
90Sr
6,80·10-3
0,22
1496
95Zr
4,67·10-5
3,8
177,4
103Ru
3,12·10-5
3,2
99,8
106Ru
3,10·10-4
1,6
496
131I
8,08·10-6
7,3
59
134Cs
8,24·10-4
0,5
412
137Cs
1,19·10-4
1
11800
141Ce
3,52·10-5
2,8
98,5
144Ce
3,16·10-4
2,4
758
238Pu
5,84-10-2
0,8·10-3
46,7
239Pu
16,3
0,7·10-3
11410
240Pu
4,39
1·10-3
4390
241Pu
1,48·10-2
0,14
2072
242Cm
1,86·10-6
1,86·10-6
3,72·10-6
^ Таблица 1.3.33
Темп выброса радионуклидов из аварийного реактора
Дата
Дни после аварии
Активность, MCi
26.04.1986
0
12
1
4
28.04
2
3,4
3
2,6
4
2,0
5
2,0
2.05
6
4,0
7
5,0
8
7,0
9
8,0
6.05
10
0,1
14
0,01
2305
28
2·10-6
Радионуклиды, высвобожденные из аварийного блока, распространились на огромную территорию, к тому времени еще не распались короткоживущие изотопы, поверхностная плотность загрязнения во многих местах, даже вдали Чернобыля, достигала весьма высоких значений. Например, в третью декаду июля 1986 г. в Киеве радиоактивность листьев некоторых деревьев была следующей:
Листья каштана конского Aesculus hippocastanum L. (станция метро "Дарница"), в Бк/кг сухой массы общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 312 000, в том числе:
141Ce
18 800
144Cе
63 300
140La
1 100
103Ru,103Rh
18 350
106Ru
14 600
95Zr
35 600
95Nb
53 650
134Cs
2 000
137Cs
4 030
144Pm
58 800
Листья липы сердцелистной Тilla cordata Mill (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 399 600, в том числе:
65Zn
400
140Ln
1 930
103Ru
36 600
106Ru
41 800
95Zr
61050
95Nb
94 350
144Pm
146 150
Листья березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 101 400, в том числе:
141Ce
6 500
144Ce
21 800
140Ln
390
103Ru
10 290
10бRu
400
95Zr
11400
95Nb
18 500
134Cs
1 540
137Cs
3 400
144Pm
10 800
Хвоя сосны обыкновенной Pinus silvestris L. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 70 300, в том числе:
141Ce
4100
144Ce
18 800
140La
660
103Ru
7 180
106Ru
5 700
95Zr
6 500
95Nb
9 900
134Cs
2 100
137Cs
4 300
Эти данные получены путем гамма-спектрометрии с присущей этому методу точностью. Как видно, уровень загрязнения листовой поверхности, обусловленный преимущественно налипанием радиоактивных аэрозолей, очень велик. В последующие годы источником радионуклидов в листовой массе служило корневое поступление, и радиоактивность листьев была существенно ниже. Однако сохранилась значительная активность первичного загрязнения внешней коры деревьев.
^ Гетерогенность исходного радионуклидного загрязнения среды.Разнос струи радиоактивных веществ зависел от направления ветра, а выпадение радионуклидов из атмосферы на поверхность земли определялся как природой радиоактивных материалов (размер частиц, их парусность, растворимость), так и рядом метеорологических факторов, из которых основную роль играли атмосферные осадки. Если радиоактивное облако по пути следования попадало в место выпадения дождя, то возникало радиоактивное пятно на поверхности земли. Этим определилось формирование макрогетерогенности радиоактивного загрязнения территории, проявившейся в том, что поверхностное радионуклидное загрязнение имеет пятнистый характер, что хорошо прослеживается на картах, отражающих, радиоактивность территории. Здесь речь идет о достаточно протяженных размерах пятен радионуклидного загрязнения - от сотен метров до многих десятков километров. Даже в пределах 30-километровой зоны имеются отдельные участки с низким уровнем радионуклидного загрязнения, примыкающие к пятнам с очень высоким уровнем содержания радионуклидов. Вместе с тем, даже на больших удалениях от места аварии возникли участки повышенного уровня радиоактивности.
Особенности микрорельефа, наличие деревьев, строений, которые оказывают влияние на локальную скорость ветрового переноса радионуклидов и интенсивность выпадения осадков, определили микрогетерогенность поверхностного загрязнения, состоящую в том, что радионуклидное поверхностное загрязнение имеет пятнистую структуру, когда пятна, различающиеся по плотности радиоактивного загрязнения, могут быть очень мелкими, не превышающими подчас одного квадратного метра. Такие мелкие пятна можно было обнаружить в зоне набегания волны на берегах водоемов; в месте отекания воды с крыш; на склонах всхолмлений, обращенных в сторону, с которой двигалось радиоактивное облако. Весьма неодинаковой была радиоактивность наружной коры деревьев с разных сторон ствола. С наличием такой микрогетерогенности поверхностного радионуклидного загрязнения приходится считаться при проведении радиометрических и дозиметрических измерений на загрязненных территориях. Количественно микрогетерогенность поверхностного радионуклидного загрязнения можно характеризовать значением дисперсии плотности загрязнений в ряду измерений для отдельных микроплощадок. Для 10-километровой зоны дисперсия для этой величины превышала 110 %.
В связи с тем, что радиоактивное загрязнение, особенно в чернобыльской зоне, в определенной мере обусловлено выпадением более или менее крупных частиц, имеет место объемная гетерогенность радиоактивности природных объектов, например почв, когда варьируют значения локальной удельной радиоактивности загрязненных материалов. Если отбирать пробы почвы в одном микропятне радиоактивного загрязнения, то в следствие объемной гетерогенности радиоактивного загрязнения регистрируются весьма различные уровни содержания в них радионуклидов. Методом квартования можно добраться до частицы, которая определяет повышенную радиоактивность отдельной пробы.
^ Вхождение радионуклидов в биогеохимические циклы.Поскольку, как ухе отмечалось выше, массовые количества радионуклидов, попадающих в биосферу, крайне малы, их химическое влияние не может изменить исторически установившийся ход биогеохимических циклов, и только сосредоточение значительной радиоактивности в каком-либо компоненте биосферы вследствие радиационного воздействия на организмы может сказываться на темпах круговорота веществ.
Первоначально (фаза адсорбции на поверхностях) радионуклиды еще не разбавлены своими изотопными и неизотопными носителями и распределены в малом объеме в более или менее концентрированном состоянии, когда наблюдается весьма высокая удельная активность адсорбированного слоя. Однако в последующем начинается процесс распространения радионуклидов в объемы почвы, растительной ткани, природных вод (при этом происходит разбавление носителями), и поведение радионуклидов все больше начинает определяться биогеохимическими свойствами их носителей. В сравнении с массой выделившихся из аварийного блока радионуклидов концентрации носителей в биосфере очень велики. Например, кларковое содержание некоторых носителей в земной коре, г/т,
Na - 24500, К - 28200, Са - 28700, Sr - 290, Zr - 160, I - 0,4 , Cs - 2,7, Ba - 590, Y, V, La, Ti, U - 2,5.
На рис. 1.3.15 в упрощенном виде показаны основные пути вхождения радионуклидов в биосферу.
Радионуклиды попали на листовую поверхность в конце апреля - начале мая: период наиболее активного роста растений и интенсивной метаболизации элементов. С поверхности листьев радионуклиды вовлекались внутрь клеток, и те из них, которые являлись изотопами биогенных элементов, подвергались метаболическому усвоению. Естественно, при этом происходило их первичное разбавление носителями:134-137Cs - внутриклеточным калием,89-90Sr-кальцием, радионуклидов йода - стабильным йодом, радионуклидов редкоземельных элементов - редкоземельными элементами, содержащимися в клетках. По-видимому, имеются основания к биогенным элементам практически отнести все радионуклиды. Конечно, в процессе внутриклеточного разбавления радионуклидов носителями степень разбавления тех или иных радионуклидов была неодинаковой: наиболее значительным разбавление было для радиоактивных цезия и стронция, для которых обычно в клетках содержится большое количество неизотопных носителей. Скорости поступления радионуклидов в живую ткань растения были весьма значительны, что обнаруживалось с помощью автографии, дающей возможность различать отпечатки "налипшей" активности и появление сплошного изображения всего листа. Радионуклиды извлекались даже из "горячих" частиц, которые отличаются крайне малой растворимостью. Это видно из рис. 1.3.16, где изображены автографы некоторых растений в средине лета 1986 г. Как видим, для ветви груши Pyrus communis L., растущей в Киеве, плотность "горячих" частиц на поверхности листьев была довольно высокой, и активность появляется в мезофилле листовой ткани. Растворяющая ряющая способность листовой поверхности обусловлена наличием во внеклеточном пространстве клеточных выделений, в состав которых входят комплексообразующие соединения. Растения разных видов неодинаково способны растворять "горячие" частицы. Например, радиоавтографы частиц на листьях ореха грецкого Juglans regia L. свидетельствуют о том, что последние весьма длительное время остаются лишь поверхностно-связанными с листом и не растворяются. На листьях же березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. такие же частицы растворяются довольно быстро и, поступая в ткани листовой пластинки, формируют детально проработанный радиоавтограф целого листа.
Рис I.3.15 Схема основных путей вхождения радионуклидов в биосферу
Дальнейший этап этой части радионуклидов, поглощенной растительностью - попадание на почвенный покров в виде листового спада. В природных биоценозах широколиственных лесов основная часть радионуклидов переместилась в лесную подстилку. В хвойных лесах этот процесс происходил медленнее, так как срок жизни хвои больше одного года. Для иллюстрации приведем содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева в 1987 г. (рис. 1.3.17).
В культурных фитоценозах, где были полностью прекращены сельскохозяйственные работы, радионуклиды постепенно заполняли ткани разных органов оставшихся культурных растений и сорняков, и при их отмирании образовывали слой органических остатков, откуда радионуклиды при участии почвенной микрофлоры и других организмов постепенно переходили в почву.
На тех территориях, где продолжались сельскохозяйственные работы, радионуклиды, содержащиеся в хозяйственно полезной части урожая, вместе с последней попадали в ту часть круговорота веществ, которая связана с использованием урожая. Радионуклиды с кормами попадают в организм домашних животных, и далее, в животноводческую продукцию либо в навоз и иные отходы, с продуктами питания - в организм человека и далее, с выделениями в окружающую среду, продолжая свое движение в биогеохимическом круговороте [22].
Радионуклиды, выпавшие на поверхность водных бассейнов довольно быстро связываются различными веществами, растворенными в воде либо в виде частиц, находящихся во взвешенном состоянии. Большую роль в связывании радионуклидов играют органические вещества. Адсорбированные радионуклиды попадают на дно водоемов, поэтому первоначально весьма активными оказались поверхностные слои ила. С этого начинается участие радионуклидов в биогеохимических циклах, приуроченных к природным водам.
В 1986 г. водные растения содержали весьма существенные активности радионуклидов. Приведем некоторые примеры радиоактивности биомассы водных высших растений, произраставших в Припят-ском отроге в 1986 г., где накопление радионуклидов в гидромакрофи-тах было наиболее значительным (данные Института гидробиологии НАНУ - табл. 1.4.33).
Биогеохимические циклы и трофические цепи.В общем виде биогеохимические циклы можно представить так, как это показано на рис. 1.3.18. Естественно, за каждой стрелкой обычно скрывается сложная трофическая цепь, которую можно исследовать методами радиоэкологии. Поскольку скорость передачи радионуклидаот одного компонента трофической цепи к другому определяется их способностью накапливать радионуклиды, продолжительностью пребывания последних в них, то общий поток радионуклидов преимущественно зависит от биологических процессов: скорости образования биомассы; концентрации в ней тех или иных радионуклидов и их носителей; темпов перехода радионуклидов в продукты, выделяемые организмами во внешнюю среду. Органические вещества, содержащие радионуклиды, практически всюду перерабатываются микроорганизмами. Следовательно, в биосфере судьба радионуклидов неразрывно связана с совокупной деятельностью организмов, объединенных в биоту. Как видно, биогеохимический цикл осуществляется в системе трофических цепей, в которые вовлекаются радионуклиды, выпавшие при аварии на поверхность земли и попавшие или в атмосферу, или природные воды.
Рис. 1.3.16. Автографы некоторых растений середины лета 1986 г
Рис. 1.3.17. Содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева
Таблица 1.4.33
Растение
Активность радионуклида, Бк/кг сухой массы
144Cе
103Ru103Rh
106Ru,106Rh
137Cs
134Cs
95Nb95Zr
90Sr
Рдест блестящий Potamogeton natans L.
44400
4800
33300
12600
8100
63000
925
Тростник обыкновенный Phragmites communis L. (надводная часть)
26000
3700
8900
12900
4800
3700
5
То же (подводная часть)
99900
6700
129500
66600
21800
13700
2400
Рогоз узколистный Typha angustifolia L.
20350
7000
24800
3700
1370
1330
270
Рис. 1.3.18. Общая схема биогеохимических циклов.
Трофическая, или пищевая цепь описывает взаимодействия организмов, через которые в экосистеме происходит преобразование веществ и энергии. В описании этих взаимодействий основным является связь "пища - потребитель". В состав пищи каждого вида обычно входит не один, а несколько видов. В свою очередь каждый вид может служить пищей для многих видов. Поэтому трофические цепи образуют трофическую сеть. Поскольку экологическая система в отсутствие ее нарушений пребывает в определенном равновесном состоянии, потоки веществ характеризуются известным постоянством скоростей, которые, впрочем, подвергаются определенным сезонным колебаниям. Попавшие в экосистемы радионуклиды заполняют эти трофические сети.
Биогеохимический круговорот радионуклидов, осуществляющийся посредством функционирования трофических цепей, включает в себя:
поглощение растениями, животными, микроорганизмами отдельных радиоактивных изотопов, при этом происходит постепенное перемешивание радионуклидов с их изотопными и неизотопными носителями и их включение в состав биологических структур;
выделение надземными частями и корневыми системами растений радионуклидов в составе определенных соединений, вымывание из листьев дождями подвижных радионуклидов, например, цезия;
выделение животными продуктов, образующихся в результате пищеварения, которые поступают в почву в составе новых соединений или как их примеси;
отмирание надземных и подземных органов растений - листового опада или растений, завершивших свой онтогенез;
разложение органических остатков микроорганизмами, сопровождающееся включением радионуклидов в состав бактериальной массы или их переходом в почвенный раствор.
Различают два основных типа трофических цепей - пастбищные и детритные. В пастбищной трофической цепи основу составляют растения, которые поедаются растительноядными животными, затем следуют хищники (консументы) 1-го порядка и далее - хищники 2-го порядка. Обычно число звеньев в трофической цепи не превышает 4-5. Более длинные цепи характерны для океанических трофических цепей [5].
Вхождение радионуклидов в биомассу разных групп организмов происходит соответственно их положению в трофической цепи. Так, в водной экосистеме, которая содержит пастбищные трофические цепи, первоначально радионуклиды попадали в планктонные организмы, затем - в рыбы, питающиеся планктоном (консументы 1-го порядка), а затем - в хищники, питающиеся другими рыбами (консументы 2-го порядка). После аварии легко прослеживалась такая динамика заполнения радионуклидами трофических цепей: сначала радионуклиды появились в илах, затем - в донных рыбах, а позже - в хищниках, питающихся донными рыбами.
В детритной трофической цепи большая часть растительной биомассы не потребляется растительноядными животными, а отмирает и подвергается разложению сапрофитными организмами. В результате возникает детрит - остатки разложившейся биомассы вместе с перерабатывающими ее микроорганизмами. Детрит служит пищей так называемым детритофагам, а также является источником элементов питания для повторного питания растений. Детритофаги - дождевые черви, личинки некоторых насекомых, в водоемах - донные животные служат пищей для консументов 1-го порядка. Детритная трофическая цепь характерна для лесов, т. е. для тех экосистем, в которые были инжектированы радионуклиды. С осени 1986 г. и поныне в лесах и лесопарках, которым свойственны детритные трофические цепи, наблюдается концентрирование радионуклидов в лесной подстилке. В водоемах, где также имеются детритные трофические цепи, также регистрируется нагнетание радионуклидов в илы.
Вследствие замкнутости биогеохимического круговорота радионуклиды не должны были бы выходить за пределы определенной экосистемы. Однако в природных условиях биогенная миграция веществ, в том числе радионуклидов, сочетается с физико-химическими процессами превращений и транспорта элементов, зависящими от геохимических особенностей ландшафта. Перенос радионуклидов осуществляется, например, местным стоком, фильтрацией, зависящими от формирования химизма вод, и т.д. Помимо этих геохимических факторов, перемещение вещества, включая радионуклиды, осуществляется благодаря мигрирующим животным. Например, сезонные миграции перелетных птиц, в частности уток, сопровождаются выносом из загрязненных зон ряда радионуклидов; благодаря жизнедеятельности роющих животных радионуклиды проникают в глубь почвы значительно быстрее, чем это допускают процессы переноса радионуклидов грунтовым раствором.
В результате совокупного действия биогеохимических и физико-химических процессов происходит перераспределение радионуклидов в масштабе ландшафта. За более или менее продолжительный интервал времени установится относительное равновесное состояние распределения радионуклидов, при котором будет достигнут постоянный уровень содержания радионуклидов в биомассе отдельных звеньев трофических цепей со свойственными им сезонными колебаниям. Как уже отмечалось, помимо биогеохимического превращения радионуклидов, сопряженных с трофическими цепями, благодаря ряду геохимических процессов и таких явлений, как эрозия грунтов, смыв, формирование твердого стока, пылеперенос и т.п. всегда имеет место утечка радионуклидов из биогеохимического круговорота и расширение ареала распространения радионуклидов в среде. Со временем устанавливаются постоянные значения потоков латерального и вертикального переноса радионуклидов как показатели их утечки из конкретной трофической цепи. Такой структурой миграции радионуклидов определяется характер их концентрирования в отдельных компонентах ландшафтов.
Например, приведем схему распределения радиоактивности в лесном фитоценозе и изменения профиля распределения радиоактивности с течением времени после аварии на ЧАЭС. На землях, находящихся в сельскохозяйственном пользовании, утечка радионуклидов связана с вывозом части биомассы в виде урожая - зерна, соломы, сена, корнеплодов, другой продукции растениеводства, овощеводства и садоводства. Частично радионуклиды, отчлененные в ходе хозяйственной деятельности, возвращаются в исходные культурные фитоценозы в составе навоза или компостов. Однако возвращение радионуклидов в этом случае не может быть полным.
За годы, прошедшие после аварии на ЧАЭС, в большей части экосистем равновесие в сфере трофических цепей еще не наступило. Следует отметить, что равновесие могло бы наступить быстрее, если бы радионуклиды изначально попали в среду в растворимой форме. Однако часть активности сосредоточена в составе "горячих" частиц, которые отличаются крайне слабой растворимостью, и это замедляет усвояемость радионуклидов растениями [З].
Поскольку радионуклиды выпали на поверхность почв и на растительный покров, то они оказались сосредоточенными в самом поверхностном слое, будучи поглощенными там почвенным поглощающим комплексом или находясь в составе органического вещества отмерших осенью частей загрязненных ими растений. Зона, в которой размещена основная часть поглощающих минеральные вещества корневых систем, находится глубже места сосредоточения радионуклидов, и поэтому должно было пройти определенное время, чтобы радионуклиды могли проникнуть к корнеобитаемой зоне, что обеспечивает их корневое поступление в растения. Там, где не было вспашки, еще и поныне радионуклиды не достигли корнеобитаемой зоны, и биогеохимические циклы установились лишь в отдельных частях ценоза, например, в лишайниково-моховом ярусе.
На пахотных почвах радионуклиды были "размазаны" по профилю почвы, и корневое усвоение радиоактивных веществ установилось с
^ Биогеохимические циклы и миграция радионуклидов в ландшафтах.Поскольку биогенная миграция радионуклидов происходит в условиях определенных экосистем в ландшафтах и сочетается с процессами геохимического характера, которые определяют перераспределение радионуклидов между ландшафтами, следует учесть особенности и самих ландшафтов, и роль ландшафтно-геохимических барьеров.
В 30-километровой зоне основными типами ландшафтов являются элювиальные, транзитные, транзитно-аккумулятивные и аккумулятивные. Они представлены надпойменными террасами, моренными водораздельными равнинами, широкими речными долинами, в которых развиты разнообразные биогеоценозы: заболоченные луга, пойменные луга, черноолыпанник, сосняк, смешанные леса. На оставленных ранее культивируемых землях развились типичные залежи. Биогеоценозы, развившиеся в этих ландшафтах, характеризуются соответствующими трофическими цепями и отличаются определенной автономностью в отношении удерживания радионуклидов. Чем большая активность вовлечена в сферу биогеохимических циклов, тем выше степень автономности ландшафта, так как радионуклиды связаны с "живым веществом", и очень малые их количества остаются в состоянии, при котором достаточно высока их способность к геохимическим абиотическим превращениям, радиальной и латеральной миграции.
В зоне Украинского Полесья часто встречаются биогеоценозы с весьма скромной растительностью, Например, это характерно для редких сосняков на бедных песках. В этом биогеоценозе преобладают чисто геохимические процессы миграции радионуклидов. Наличие биогеохимической автономности отдельных ландшафтов, когда макро-и микроэлементы питания растений удерживаются в фитомассе или детрите, позволяет говорить о наличии ландшафтного биогеохимического барьера для ряда химических элементов, в том числе и для радионуклидов. Поскольку не все радионуклиды являются органогенными, степень проницаемости биогеохимических барьеров для разных радионуклидов может оказаться неодинаковой. Так, в настоящее время отмечают повышенную миграционную способность ^Ru. В общем же пока наблюдаются перераспределение радионуклидов, обусловленное постепенным заполнением звеньев трофических цепей, и некоторые потери радионуклидов по каналу геохимической вертикальной миграции. В последние годы отмечается переход части радионуклидов из подгоризонта лесной подстилки в подподстилочный слой.
Латеральная миграция видна только лишь на очень малых расстояниях в элементах микрорельефа. Вследствие проведенных после аварии гидротехнических работ на значительной территории изменился гидрологический режим и повысился уровень грунтовых вод, что влияет на состояние отдельных экосистем, в которых происходит изменение биоценозов. Уровень залегания грунтовых вод существенно сказывается на вертикальной миграции радионуклидов в глубь почвенного профиля.
Водные экосистемы характеризуются большой динамичностью круговорота радионуклидов. Это определяется очень сильным накоплением радионуклидов водной растительностью, фито-, зоопланктоном, большой скоростью переноса растворенных форм радионуклидов в воде [28]
^ Биогенные свойства радионуклидов.Основная биомасса, в которую оказались вовлеченными радионуклиды после их попадания в среду, представляет собой массу растений - фитомассу. Действительно, биомасса животных по сравнению с фитомассой очень мала. Так, в травянистых сообществах на долю животной массы в зоне Полесья Украины приходится не более 1 - 2 %. Поэтому очевидно, что степень участия радионуклидов в биогеохимических циклах определяется тем, с какой эффективностью используются в жизнедеятельности растений соответствующие тем или иным радионуклидам носители. Такая эффективность носителей определенных химических элементов называется их биогенностью.
Показателем биогенности элемента является отношение содержания элемента в живом организме к кларку биосферы. Чем выше значение биогенности элемента, тем полнее вовлекается в биогеохимические циклы радионуклид, для которого этот элемент является носителем.
Для характеристики биогенности радионуклидов используют следующие величины:
коэффициент аккумуляции (КА)
Бк/кг растительного материала
КА= -----------------------------------------
Бк/кг почвы
почвенный коэффициент пропорциональности (КЛ)
Бк/кг растительного материала
КП= --------------------------------------------------------------
Плотность поверхностного загрязнения,Бк/м2
коэффициент биологического поглощения (КБП)
Бк/кг золы растительной массы
КБП= -----------------------------------------------------------
Плотность поверхностного загрязнения,Бк/м2
коэффициент дискриминации (КД)
Активность радионуклида
(-------------------------------------) в растении
Концентрация носителя
КД=--------------------------------------------------------
Активность радионуклида
(------------------------------------)в почве
Концентрация носителя
Эти единицы характеризуют скорость вовлечения радионуклидов в растительность, как в основное звено биогеохимического круговорота веществ, и их использование позволяет количественно описывать движение радионуклидов в тех или иных экосистемах и ландшафтах.
Значения КА радионуклидов зависят от многих факторов: природы радионуклида и его физико-химического состояния; вида растений и периода его онтогенеза; типа почв и содержания в почве питательных веществ и элемента-носителя; условий увлажнения, кислотности почвенного раствора; аэрации почвы. В табл. 1.3.34 приведены пределы варьирований значений этих коэффициентов для растений. Данные являются итогом обобщения результатов определений значений этих коэффициентов на многих видах растений [22].
Значения КА радионуклидов были предметом очень обстоятельных исследований, проводимых с начала испытаний ядерного оружия и в связи с крупными ядерными авариями. Конечно, эти значенияносят только ориентировочный характер, так как они были получены в условиях экспериментов, в которых, естественно, не представлялось возможным испытать исчерпывающе широкий круг видов растений и воспроизвести условия загрязнения почв радионуклидами, которые сложились в зоне влияния аварии на ЧАЭС.
^ Таблица 1.3 34
Коэффициенты аккумуляции (КА) радионуклидов растениями
Радионуклид
КА
Радионуклид
КА
35S
20 -60
140Ba
(2 - 5)·10-2
45Са
(4 - 6)·10-2
141Ce144Ce
(6 - 30)·10-4
54Mn
0,02 - 15
147Pm
(3 - 30)·10-5
55Fе 59Fе
(1 - 8)·10-2
195W
0,13 -0,3
60Со
(4 - 50)·10-3
210Pb
0,05 - 0,43
65Zn
3,3 - 15
226Ra
(1 - 40)·10-3
90Sr
0,02 - 12
232Th
(1 - 700)·10-3
91Y
(3 - 70)·10-3
238U
1,6·10-3- 0,1
95Zr
(3 - 80)·10-3
237Np
n·10-2- n·10-1
103Ru106Ru
(2 - 3)·10-3
239Pu240Pu
n·10-8- 1
115Cd
(4,3 - 8,5)·10-2
24lAm
n·10-6- 0,1
137Cs
0,02 - 1,1
244Cm
n·10-4- n·10-3
КА радионуклидов водными растениями значительно выше, чем наземными. Не только для водорослей, но и для высших растений характерно концентрирование радионуклидов в многие сотни и тысячи раз. В известной мере это объясняется тем, что в воде разбавление радионуклидов носителями меньше, чем в почвах. Весьма высоки значения коэффициентов накопления радионуклидов и для водных животных. Например, для сома в 1987 г. в водоеме-охладителе коэффициент накопления137Cs составил 1500 [21].
^ Биологическое разнообразие коэффициентов накопления радионуклидов растениями.Разные виды растений очень сильно различаются по способности накапливать радионуклиды в своей биомассе. В этой их особенности находит проявление свойство растений избирательно накапливать те или иные элементы минерального питания. Те виды, которые характеризуются способностью к накоплению повышеного количества элемента, являющегося носителем для соответствующего радионуклида, естественно, - накопители последнего. Так, растения-кальциефилы накапливают большую активность радиоактивных изотопов89Sr и90Sr,а калиефилы отличаются повышенной способностью к накоплению радионуклидов134Cs и137Cs. Поэтому заведомо следует ожидать, что растения семейства мотыльковых Faboideae как кальциефилы должны накапливать в своей биомассе больше радионуклидов стронция, чем подсолнечник Helianthus annus L. и картофель Solanum tuberosum L., которые, являясь калиефилами, должны иметь повышенную склонность к накоплению радионуклидов цезия. Иначе говоря, в способности растения накапливать радионуклид основную роль играет степень потребности для организма соответствующих элементов носителей, их органогенность. Поэтому радионуклиды, относящиеся к макроэлементам питания растений, обладают относительно большей подвижностью, чем радионуклиды тех элементов, которые не относятся к элементам минерального питания растний. Вследствие этого наиболее подвижными являются радионуклиды-аналоги макроэлементов питания растений -134Cs,137Cs,89Sr,90Sr.
Вместе с тем, поведение радионуклидов других элементов, в частности тех, которые находятся в среде в рассеянном состоянии, может и не отражать степень соответствия коэффициентов накопления радионуклида и их причастность к органогенным элементам. Поведение рассеянных элементов отличается известным своеобразием, которое еще предстоит исследовать. Кроме того, радионуклиды из редкоземельных элементов, видимо, более усвояемы растениями, чем это ранее полагали. Поэтому наблюдается накопление радионуклидов цезия в фитомассе.
В пределах одного участка с равномерной плотностью радионуклидного загрязнения наиболее радиоактивными являются лишайники, грибы и мхи. В некоторых случаях на лесных участках с высоким уровнем радионуклидного загрязнения содержание137Cs достигает миллионов беккерель на килограмм. Не меньшие уровни радионуклидного содержания и в талломе лишайников, которые по этой причине могут служить очень чувствительным индикаторными видами для оценки радиоактивного загрязнения территории. Например, для лишайника кладонии мягкой Cladonia silvatica, отобранной на песчаном грунте в 30-километровой зоне в 1989 г., КА радионуклидов составил 180. В 1986 г. активность его таллома была свыше 400 000 Бк/кг.
Виды грибов различаются по способности к накоплению радионуклидов. Наиболее радиоактивными в зоне влияния аварии на ЧАЭС являются такие виды: горькушка, говорушка, свинушка тонкая, волнушка розовая, ежевик выемчатый, сыроежки. Менее других видов накапливает радионуклиды белый гриб, хотя и в нем содержится намного больше радионуклидов, чем в высших цветковых растениях. Из съедобных грибов менее радиоактивными являются лисичка настоящая, подосиновик красный, дождевик жемчужный. Наиболее высокую радиоактивность наблюдают у гриба польского.
Накопление радионуклидов в грибах зависит не только от вида, но и от условия их произрастания. Например, грибы в микропонижениях рельефа накапливают радионуклидов значительно больше, чем в микроповышениях, в случае более кислых почв радиоактивность плодовых тел грибов выше, чем при меньшей кислотности почвенного раствора, в гидроморфных условиях радиоактивность плодовых тел грибов намного больше, чем в более засушливых условиях.
Хотя грибы, лишайники и мхи отличаются высокой способностью накапливать радионуклиды, их вклад в биогеохимический круговорот не очень большой, что объясняется малым значением биомассы, продуцируемой этими организмами на единицу площади.
Повышенные количества радионуклидов накапливают некоторые лесные кустарнички - черника Vasinium myrtillus L., брусника Vasinicum vitis-ideaL. и др.
Древесные растения в первое время после аварии были преимущественно механически загрязнены аэрозольными частицами. При этом наибольшая доля радиоактивности была сосредоточена в наружной коре. Даже в Киеве регистрировалась высокая удельная радиоактивность внешней коры деревьев, которая достигала в 1987 г. значений порядка десятков тыся·беккерель на килограмм. Внутренние ткани деревьев не содержали существенной активности радионуклидов, поскольку еще не могло осуществляться их корневое поглощение. Спустя 5-6 лет после аварии вследствие естественного самоочищения наружной коры стволов, радиоактивность этой части растений несколько снизилась. Вместе с тем, стала возрастать радиоактивность древесины, внутренней коры, ассимилирующих органов, что было обусловлено преимущественно корневым поступлением радионуклидов, которые достигли зоны корнеобитания.
Основным радионуклидом корневого поступления в древесных растениях является137Cs. КА радионуклидов для культурных растений обычно ниже, чем для дикорастущих. Значение КА радионуклидов зависят не только от вида растения, но и от влияния многих факторов, в частности от условий выращивания. Поэтому для одного и того же вица растения, но в разных местах произрастения КА радионуклидов могут различаться в несколько раз. Особенно сильное влияние оказывает кислотность почвенного раствора, что видно из данных следующей табл. 1.3.35.
^ Таблица 1.3.35
Почвенные коэффициенты пропорциональности для от кислотности почвы [19]137Cs в зависимости
Культура
pH почвенного раствора
4,5 - 5,5
5,6 - 6,5
6,6 - 7,5
Люцерна Medicago saliva
0,90
0,20
0,10
Клевер Trifolium arvensis L.
0,80 - 2,90
0,30
0,10
Вика Visia sativa
1,10 - 4,50
0,40
0,20
Люпин Medicago sp.
0,90 - 2,70
0,30
0:10
Горох Pisum sativum L.
0,50
0,30
0,20
Кукуруза Zea mays L.
0,60
0:30
0,10
Озимая пшеница (зерно) Triticum acstivum L.
0,50
0,20
0:05
Озимая рожь (зерно) Secalc cereale L.
0,40
0,10
0,07
Озимый ячмень (зерно) Hordcum vulgare L.
0,30
0,10
0,00
Картофель Solanum tuberosum L.
0,30
0,10
0,04
Сахарная свекла Beta vulgaris
0,60
0,30
0,06
Тыква Cucurbita pcpo L.
0,30
0,10
0,04
Огурец Cucumis
0,10
0,06
0,03
Томаты Lycopersicon
0,20
0,09
0,03
Лук AUium сера L,
0,60
0,20
0,11
Зеленые овощи
0,30
0,12
0,02
Морковь Daucus sativus
0,30
0,12
0,05
Поскольку основная зона, подвергшаяся загрязнению радионуклидами, в основном содержит кислые почвы легкого механического состава с низким содержанием органического вещества и глинистых минералов, для биогеохимических процессов характерна высокая мобильность радионуклидов
ЛИТЕРАТУРА
1.Алексахин P.M., Буфатин О. И., Маликов В.Г.Радиоэкология орошаемого земледелия.-М.: Энергоатомиздат, 1985.
2.Богатов Т.А., Боровой А.А., Дубасов Ю.В., Ломоносов В. В.Форма и характеристики частиц топливного выброса на ЧАЭС// Атомная энергия - 1990. - 69,вып. 1. - С 36 - 40.
3.Викторова U.S., Гродзинский Д.М.Физико-химическое состояние топливных частиц и поступление радионуклидов в растения// Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Ч. 2. - С. 54 - 60.
4.Герасимов А. С., Зарицкая Т. С., Рудик А. П.Справочник по образованию нуклидов в ядерных реакторах. -М.: Энергоатомиздат, 1989. - 575с.
5.Глазовская М.А.Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. -М.:Высш. школа, 1988. - 328 с.
6.Глобальныевыпадения продуктов ядерных взрывов как фактор облучения человека/ Под ред. А.П. Марея. -М.: Атомиздат, 1980.
7.Голиков В.Я.Радиация и окружающая среда: Науч. обзор// Медицина и здравоохранение: Обзор, инф. ВНИИМИ. - М., 1981. - 77 с. - (Гигиена).
8.Гродзинский Д.М., Колонией, К.Д.Уровни радиоактивного загрязнения растений и изыскание способов их снижения// Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Ч. 2. - С.49 - 54.
9.Долин В.В., Бондаренко Г.Н., Соботови·Э.В.Диффузионный механизм миграции137Cs и90Sr топливных выпадений ЧАЭС// Докл. АН Украины Сер. Б. - 1992. -в„- 12. - С. 6 - 10.
10.Коеда В.А.Биохимия почвенного покрова. -М.: Наука, 1985. - 363 с.
11.Крысюк Э.М.Радиационный фон помещений. -М.: Энергоатомиздат, 1989. - 119 с.
12.Ластман В.Радиационные явления в двуокиси урана. -М.: Атомиздат, 1964. - 211с.
13.Малы М.Социально-экономические проблемы развития энергетики// Энергетика. Топливо: Сборник. - 1986. - в„-8. - С. 18 - 30.
14.Исследованиеформ нахождения радионуклидов в экосистеме, образующейся в пунктах временной локализации радиоактивных отходов: Москва, 1992: отчет/ в/·52609. ~ М., 1992.
15.Радиохимическиеисследования характера радионуклидного загрязнения в системе РАО-почва-подземные воды в зонах ПВЛРО ЧАЭС: отчет/ /Радиевый институт, с-п 1992. Инв. в„- 1863-И.
16.ПетросянсА.Авария на АЭС// Бюлл. МАГАТЭ. - 1986. - 28. - в„-3. - С. 5.
17.Петряев Е.П., Овсянникова С.В., Рубинчик С.Я., Любкина И.Я., Соколик Г.А.Состояние радионуклидов чернобыльских выпадений в почвах Белоруссии.// - Изв. АН БССР. Сер. физ.-энерг. наук. - 1991. - в„-4. - С. 48 - 55.
18.Поуверс Д.А.Науглсроживание как механизм выброса радионуклидов во время Чернобыльской аварии.// Первая международная рабочая группа по тяжелым авариям и их последствиям. -М.: - 1990. - С. 112 - 122.
19.Пристер Б.С. и др.Эффективность мероприятий, направленных на уменьшение загрязнения продукции растеневодства в районах, загрязненных вследствие аварии на Чернобыльской АЭС/ Б.С. Пристер, Н.А. Лощилов, Л.В. Перепслятникова, Г.П. Перепелятников //Докл. АН Украины. - 1992. - в„-1. - С. 157 - 161.
20.Прохоров В.М.Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. Физико-химические механизмы и моделирование. -М.: Энергоиздат, 1981. - 98 с.
21.Романенко В.Д., Кузьменко М.И., Дробот П.И. и др.Радиоактивное загрязнение Днепровских водохранилищ в результате аварии на ЧАЭС // Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Ч. 2. - С. 9 - 16.
22.Сельскохозяйственная радиоэкология. -М.: Экология, 1991. - 397 с.
23.СоботовичЭ.В., Бартниикий Е.Н., Цьонь О.В. и др.Справочник по изотопной геохимии. -М.: Энергоатомиздат, 1982. - 241 с.
24.Соботови·Э.В., Ольховик Ю.А., Коромысличенко Т.И., Соколик Г.А.Сравнительная характеристика миграционной способности радионуклидов в донных отложениях водоемов ближней зоны ЧАЭС// Докл. АН Украины. - 1990. - в„-8. - С. 12 - 18.
25. Соботович Э.В., Чебаненко С.И. Изотопный состав урана в почвах ближней зоны ЧАЭС// Докл. АН СССР. - 1990. - 315, в„-4. - С. 885 - 888.
26.Чебаненко С.И.Степень окисления топливного урана, диспергированного в ближней зоне ЧАЭС// Принципы и методы ландшафтно-геохимических исследований миграции радионуклидов: Тез. докл -М., 1989. - С.71.
27.Шемля М., Перье Ж.Разделение изотопов. -М.: Атомиздат, 1980. - 169 С.
28.Шокодъко Т.И., Матвиенко Л.П., Паньков И.В.Накопление радионуклидов высшими водными растениями в Киевском водохранилище// Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Р§. 2. - С. 39 - 43.
29.Brown P.E., Faircloth R.L.Metal fission product behaviour in high temperature reactors U02 coated particle fuel// J. Nuclear Materials, 1976. - 59. - P. 29.
30.Demchuk V., Victorova N., Morowv V., Gamfia E.Migration and transformation of fuel particles in soil-water system in near zone NPP// Proceedings of the International Symposium on Radioecology: Chemical Spcciation - Hot Particles, Oct. 1992.
31.El-ffinnawi E.Review of the environmental impact of nuclear energy// Proceedings of at Int. conf. on nuclear power and fuel cycle.: Salcburk, 1977. -7.- P.57.
32.Friskney C.A., Sivpson K.A.The behaviour of fission product Ba and Sr in irradiated UOi// J. of Nuclear Materials. - 1975. -57.-P.121.
33.Freeze R.AIntegratedsurface-groundwater transport of radionuclides and its impact on the siting of power systems// Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, Sept. 23 - 25, 1992. - P. 25.
34.Konoplev A.V., Bulgakov A.A.Behaviour of the Chemobyl-origin hat particles in the enviroment. - Proceedings of the International Symposium on Radioecology. Chemical Speciation - Hat Particles. Znaima, Oct. 1992.
35.Mercado A.Assessment of ground water contamination resulting drom a major nuclear power playnts. - Part I and II// J. Contaminant Hydrology. - 1989. - в„-5. - P. 33 - 66.
36.Prister B. and others.Risk assessment and environmental problem of water use in Chcmobyl influenced zone/ B. Prister, 0. Nasvit, N. Tkachenko, Y. Kutlakhmedov, M. Fomovsky // Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, September 23 - 25, 1992. - P. 19.
37.Schenk W.Storfallsimulatium an bcstrahlten Kugelbrennelementen bei Temperaturen von 1400 bis 2500 CВ°,KFA,JuUch, в„-1883, 1983.
38.Shestopalov V. and others.Combined analysis, modelling and forecast of long-term underground water contamination inside the Chemobyl fallout influenced zone/ Shestopalov V., Gudzenko V., Rudenko Yu., Biguslavsky A.//Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, 1992 September 23 - 25 - P. 18.
39.Ugajin M., Shiba K.Stability the simulated fission-product phases in (Th, U)0i// J Nuclear Materials. - 1982. - 105. - P. 211.
40.Vakulovsky S. and others.Formation of the system for monitoring radioactie contamination of water bodies in Byelorussia, Rassia and Ukraine after the Chemobyl Nuclear Power Plant Accident and the Results Obtained for Caesium-137 and Strontium-90 Contamination of Natural Waters// Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, 1992 September 23 - 25. - P. 34.
41.Voitsekhovich 0. and others.Hydrological Processes and Their Influence on Radionuclide behaviour and Transport by Surface Water Pathways as Applied to Water Protection after Chemobyl Accident/ 0. Voitsekhovich, V. Kanivets, G. Laptev, I. Bfley// Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, 1992 September 23 - 25. - P. 25.
42.Wright S.A., Cano G.L., Worledge D.H.Fuel Disruptive Experiments Under High-Ramp Heating Conditions, NUREG/CR-3662, SAND 81-0413, Sandia National Laboratories, Albuguergue, NM, Oct. 1983.
|
|
