Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

310

24.Які особливості надходження і розподілу радіонуклідів у прісноводних екосистемах?

25.Які особливості надходження і розподілу радіонуклідів у морських екосистемах?

26.Які особливості надходження і розподілу радіонуклідів у лісових екосистемах?

27.Який діапазон значень коефіцієнтів накопичення різних радіонуклідіву біоти водних екосистем?

28.Які закономірності розподілу радіонуклідів між гідробіонтами і водою?

29.Як визначають коефіцієнт затримання радіонуклідів у лісі?

30.Які особливості надходження і розподілу радіонуклідів у агроекосистемах?

31.Чому дослідження розподілу і міграції радіонуклідів на полях дуже важливі для оцінки дозових навантажень на людину?

32.Які основні шляхи надходження радіонуклідів у рослини?

33.Від чого залежить коефіцієнт накопичення радіонуклідів рослинами?

34.Які контрзаходи можна використовувати у рослинництві?

35.Як визначають коефіцієнт дезактивації?

311

РОЗДІЛ 11. КАМЕРНІ МОДЕЛІ В РАДІОЕКОЛОГІЇ

11.1.Блок схеми та шляхи надходження радіонуклідів в екосистеми. Радіоактивні викиди і випадання можуть потрапляти в атмосферу і переміщуватися з потоками повітря (рис 11.1). Частинки аерозолів і пилу, що містять радіонукліди, формують радіоактивну хмару і з вітром рухаються у просторі.

Рис 11.1. Схема повітряного надходження радіонуклідів до екосистем та до людини.

Під час руху повітряних мас ці радіонукліди залежно від погоди, опадів, зміни вітру і турбулентного переміщення потоків повітря поступово розсіюються. Переміщення радіонуклідів унаслідок атмосферних процесів відбувається значно швидше, ніж на поверхні землі, й визначається швидкістю вітру, яка досягає 10 км/год та більше. Завдяки вітровому перенесенню радіонуклідів атмосферна дифузія постійно їх розмиває (диспергує) і зрештою вміст радіонуклідів у повітрі знижується до мізерно малих значень. Середня

312

швидкість вітру —найважливіший параметр дисперсії, що визначає напрямок переміщення і кількість повітря, яке «розбавляє» радіонукліди. Інші важливі чинники, від яких також залежить випадання радіонуклідів з атмосфери, — це опади, що вимивають радіонукліди з хмари, атмосферні умови, наприклад шторм, структура ландшафту чи шорсткість (рельєфність) земної поверхні. Для радіоактивної хмари ступінь радіонуклідного забруднення за напрямком вітру в будь-якій точці залежить від потужності викиду (кількості аерозолів, зокрема пилу і радіонуклідів) в одиницях об'єму за одиницю часу (Рис 11.2.).

χ

x

0

y

Рис 11.2. Смолоскипова дифузна модель розподілу радіоактивності при повітряному викиді залежно від відстані від точки викиду:зміни поверхневої активності зп напрямком вітру (x,y, Χ- висота, ширина та дальність викиду, 0 – точка викиду, штиховими лініямі вказані невидима частина площа перерізу

Ймовірно, що ступінь забруднення повітря і підстильної поверхні ґрунту чи поверхні води зменшується зі збільшенням відстані від джерела і часу після викиду.Дисперсію радіоактивної хмари математично найчастіше описують у вигляді гауссової моделі:

де Х — активність радіонуклідів у повітрі, Бк(Кі)/м3; Q — потужність джерела викиду, Бк(Кі)/с); 3Sy —поперечний розмір передбачуваного розподілу за віссю у, м (див. рис 11.2); Sz — вертикальне стандартне відхилення домішки радіонуклідів, м; V — середня швидкість вітру, м/с. Кожний із параметрів розподілу Sy і Sz є функцією відстані -х за

313

напрямком вітру і станом атмосфери, температурною стратифікацією від дуже нестійкої до досить стійкої, властивої для кожної конкретної місцевості. Із переміщенням радіоактивної хмари в атмосфері відбувається процес осадження аерозольних частинок на землю і поверхню води під дією електростатичних сил (аерозолі несуть позитивний заряд, а ґрунт і особливо вода мають негативний заряд); гравітаційного осадження (чим більші частинки аерозолю, зокрема пилу, тим ближче від джерела викиду вони випадають); через фільтрацію аерозолів і пилу деревами, будівлями і вимивання дощем. Період, протягом якого радіонукліди можуть перебувати в повітрі, не перевищує звичайно кількох днів. Виняток становлять стратосферні викиди радіонуклідів на значну висоту (ядерні вибухи в атмосфері, викид радіонуклідів унаслідок аварії на ЧАЕС). Із формули (11.1) випливає, що чим більші швидкість вітру, нестабільність атмосфери, дисперсія розсіювання радіонуклідів, відстань від джерела, тим менші концентрація радіонуклідів в атмосфері та ступінь випадання їх на поверхню ґрунту чи води. Найпростіше оцінювати рівень випадань залежно від відстані до джерела за формулою:

де Ах — щільність випадань на відстані (X) від джерела, Бк(Кі)/км2;С

— константа загального об'єму випадань.

Для вірогіднішого розрахунку можна використовувати точнішу формулу (11.3) :

де Q — активність (потужність) викиду джерела, Бк(Кі)/км2; Т — час викиду; V — швидкість вітру під час викиду, м/с; h — висота джерела викиду (наприклад, вентіляційнї труби АЕС), м; п — параметр турбулентності за спеціальними таблицями; С — лінійний коефіцієнт турбулентної дифузії за Сеттоном. Усі згадані процеси в джерелі й атмосфері призводять до формування рівня (щільності) випадань, що зумовлює рівень радіонуклідного забруднення водних і наземних екосистем.

Радіонукліди, що випали з атмосфери на поверхню ґрунту, потрапляють із поверхневим стоком на відповідні водозбірні площі струмків, рік та інших водоймищ. Поверхневий стік радіонуклідів залежить від характеру ландшафту, типу і шорсткості підстильної

314

поверхні, щільності рослинного покриву, пори року, характеру і кількості опадів. В умовах гірського ландшафту, при гладкому кам'яному покритті, позбавленому рослинності, і в період інтенсивних дощів об'єм поверхневого рідкого і твердого стоку радіонуклідів є максимальним. Для рівнинних ландшафтів, типових для Полісся України, об'єм поверхневого стоку радіонуклідів становить: для 137Cs

— близько 0,01—0,4 % на рік, а для 90Sr — 0,2 — 4 %. Якщо об'єми випадання радіонуклідів на водозбірну територію великі, як у випадку Чорнобильської аварії на водозбірній площі Дніпра, загальний об'єм надходження радіонуклідів у водотоки з поверхневим стоком може бути дуже значним. Так, за активності 90Sr на Краснянській заплаві р. Прип'ять — 3,7 • 1014 Бк (10 кКі) поверхнева активність стоку може досягати 1,5 • 1013 Бк (400 Кі) і більше. Велике значення для поверхневої активності стоку радіонуклідів із водозбірної площі, особливо із заплав рік, мають періоди весняних і осінніх паводків, властивих нашим рікам. Спеціальні розрахунки показали, що у випадку затоплення заплави Дніпра за високих рівнів паводків (10 — 25 % ймовірності водного забезпечення) поверхневий стік радіонуклідів 90Sr може досягати 4 —8 % відкладень радіонуклідів на заплаві за рік. Фізико-хімічні властивості міграції радіонуклідів у ландшафтах (їх рухливість і водорозчинність) відіграють визначальну роль у здійсненні поверхневого стоку, але ці питання стосуються біогеота агрохімії і розглянуті у спеціальній літературі.

Крім поверхневого стоку потрібно враховувати вторинне вітрове підіймання (або дефляцію) радіонуклідів, що осіли на поверхню ґрунту. У разі високої вітрової активності на прибережних територіях можливе потрапляння радіонуклідів у водяні екосистеми і в органи дихання людини внаслідок дефляції (осадження) чи вторинного вітрового підіймання, пов'язаних із пилоутворенням. Утворення пилу може бути зумовлене дією вітру, рухом транспорту, будівельними і сільськогосподарськими роботами. Вторинне вітрове підіймання радіонуклідів у повітря оцінюють за допомогою коефіцієнтів вітрового підіймання, або дефляції, Кв(м-1):

де Сп — об`ємна активність радіонуклідів у повітрі, Бк/м3; Сг — поверхнева активність радіонуклідів на поверхні ґрунту, Бк/м2. За експериментальними даними, відразу після випадання Кв становить 10-4 —10-6 м-1, а після заглиблення радіонуклідів у ґрунт через кілька

315

років після випадання чи аварії зменшується до 10-8 —10-10 м-1. Коефіцієнт вітрового підіймання варіює від 10-2 в умовах польових робіт до 10-12 для заасфальтованих міських територій. Це особливо важливо для оцінки інгаляційної складової еквівалентної дози випромінювання для людини. Так, за рівня поверхневої активності ґрунту 3,7- 1010 Бк/км2 (1 Кі/км2) і коефіцієнта вітрового підіймання 10-8 концентрація радіонуклідів у повітрі може досягати 3,7 • 10-4 Бк/м3, що становить значний рівень для органів дихання людини, але не дає значущого вітрового стоку радіонуклідів на поверхню прісноводних водоймищ і морів.

Після потрапляння радіонуклідів у екосистему повітряним шляхом чи поверхневим стоком вони залучаються до участі у житті екосистеми і підкоряються дії її внутрішніх законів. Усі радіонукліди, що потрапили в екосистему, так чи інакше беруть участь у кругообігу речовин, зумовленому трофічною структурою цієї екосистеми, — від сталих елементів середовища (вода, повітря, ґрунт) до популяцій організмів різних трофічних рівнів.

11.2. Коефіцієнти накопичення і переходу радіонуклідів у екосистемах.

Для характеристики перетворень і міграції радіонуклідів у екосистемах у радіоекології прийнято застосовувати коефіцієнти накопичення і переходу. Ці коефіцієнти -Кн ,демонструють, у скільки разів більшою

чи меншою) може бути активність певного радіонукліда в елементах екосистеми (С1 – Бк/кг, зокрема, сухоі маси рослин) порівняно з навколишнім середовищем (С2 – Бк/ кг грунту, де ростуть ці рослини), і щодо цього є специфічною для радіоекології характеристикою екосистем і біоценозів. Коефіцієнт накопичення (Кн) — термін, звичайно уживаний для організмів, що мешкають на поверхні, в глибині ґрунту, у воді. Коефіцієнт переходу (Кп) застосовують також для наземних організмів чи мешканців водоймищ, коли йдеться про міграцію радіонуклідів трофічними ланцюгами. Ці коефіцієнти відбивають частку радіонуклідів, що потрапляють від одного елемента екосистеми до іншого. Для системи ґрунт — рослини — це відношення активності радіонукліда на 1 кг повітряно-сухої біомаси рослин (С1,) до його вмісту в 1 кг повітряносухого ґрунту (С2), на якому ці рослини вирощено, Бк/кг. У найпростішому випадку ці коефіцієнти обчислюють по формулі 11.5.

317

оцінки Кп можуть відрізнятися у десятки разів.За найпоширенійшими методиками розрахунку Кп для спектрометричного чи радіохімічного дослідження слід брати ґрунт 20-сантиметрового шару, добре його перемішувати, а потім вимірювати питому активність радіонуклідів у ньому. Практично такий спосіб є зручним для сільськогосподарських рослин (зернові і кормові культури), але непридатним для чагарників і деревних порід, де глибина залягання коренів може досягати кількох метрів. Для точної оцінки Кн рослин конкретного виду за певної ситуації радіонуклідного забруднення потрібно брати для дослідження різні шари грунту від кількох сантиметрів (трав'яні культури) до кількох метрів (деревні культури) завтовшки. Імовірно, для того щоб замаскувати ці проблеми, у практичній радіоекології використовують інше визначення коефіцієнта переходу :

Kп С1 / С3 (11.6)

Де С1 — питома активність радіонуклідів у 1 кг повітряно-сухої маси рослин, Бк/кг; С3 — поверхнева активність радіонуклідів в 1 м2 ґрунту, кБк/м2. Кп - дає змогу усереднити ситуацію для великих територій.

Розглянемо цю ситуацію на конкретному прикладі. На пасовищі, яке не орють, поверхнева активність радіонуклідів унаслідок аварії на ЧАЕС становила 18,5 · 1010 Бк/км2 (5 Кі/км2) 137Cs. У перші роки після аварії весь 137Cs був зосереджений у 2 — 5 см грунту, а корені кормових трав досягали 20 см у глибину. Наступного року після аварії, коли повітряним забрудненням трави можна було нехтувати, питома активність l37Cs у біомасі рослин становила, наприклад, 3,7 Бк/кг (1 • 10-10 Кі/кг), а в 5-сантиметровому шарі ґрунту — 7,4 • 102 Бк/кг (2•10-8Кі/кг). Звідти за формулою (11.5):

Кн. = 3,7 Бк/кг / 7,4 • 102 Бк/кг = 0,005

На 10-й рік після аварії можна було очікувати, що І37Сз розподілиться у шарі грунту на глибину 20 см, а біомаса коренів, які беруть участь у накопиченні радіонуклідів у рослинах, збільшиться приблизно в 4 рази. Середня активність радіонуклідів у ґрунті за цей час також могла зменшитися приблизно в 4 рази. У цьому випадку К„ мав би таке саме значення — 0,005. У цьому розрахунку враховували лише довгоіснуючі радіонукліди, що дало змогу нехтувати їхнім розпадом. Не брали до уваги також можливості зміни рухливості і розчинності радіонуклідів у ґрунті. Якщо обчислити Кп - за формулою (11.6), то в перші роки після аварії він становив:

318

Кп = 3,7 Бк/кг / 18,5 кБк/м2 = 0,2

Через 10 років після аварії внаслідок збільшення кореневої маси, що бере участь у накопиченні радіонуклідів, активність 137Cs у надземній біомасі мала зрости в 4 рази. Проте з урахуванням розведення активності у ґрунтовому шарі (також приблизно в 4 рази) зміни Кпне очікувалося. Таким чином, із наведеного спрощеного прикладу видно, що обидва варіанти коефіцієнтів переходу Кн і Кп аналогічні, проте між ними немає простого математичного співвідношення. Це пов'язано, зокрема, із труднощами розрахунку питомої активності радіонуклідів у ґрунті через відмінності в питомій щільності різних типів ґрунтів. Правомірно використовувати обидва варіанти розрахунку залежно від завдань дослідження. Поряд з цим треба враховувати, що один із цих коефіцієнтів не замінює інший. Практично це означає необхідність оцінювати обидва значення коефіцієнта переходу. Кн.-дає змогу оцінити частку активності радіонуклідів, що переходять із 1 кг ґрунту в 1 кг біомаси рослин, а Кп — розрахувати частку активності радіонуклідів, що переходять у 1 кг біомаси рослин від 3,7 • 1010 Бк/км2 (1 Кі/км2) активності радіонуклідів, які випали на поверхню цієї території. У практичній радіоекології застосовують також коефіцієнт виносу (КВ) радіонуклідів із біомасою. Для його обчислення можна скористатися такою формулою :

Kв СВ / А (11.7)

де С — питома активність (концентрація) радіонукліда в 1 кг біомаси рослин Бк/кг; В — врожай із 1 км2 площі, кг; А — поверхнева активність (щільність) радіонуклідів, що викинуті на територію, Бк/км2.Коефіцієнти накопичення, як уже зазначалось, відбивають частку радіонуклідів, що переходять в одиницю біомаси з одиниці об'єму середовища проживання і використовуються найчастіше в радіоекології водних екосистем за формулою 11.5. Тут де СІ — питома активність радіонукліда в 1 кг біомаси, Бк/кг; С2 —об'ємна активність радіонукліда 1 л води, Бк/л.

Коефіцієнт виносу радіонуклідів у цьому випадку можна визначити за тією самою формулою (11.7), де під -В розуміють біомасу гідробіонтів в одиниці об'єму середовища їхнього проживання, а під А — активність радіонуклідів, що потрапили в цю саму одиницю об'єму середовища. При розрахунку Кн і Кп часто постає питання: як розраховувати масу біоти — виходячи з маси сухої речовини чи маси свіжовзятої проби? Різні автори використовують різні способи розрахунку, і кожний обстоює перевагу обраного ним способу. Напевно, прийнятними є обидва способи