Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

340

Рис.11.15. Принципова блок-схема основних складових екосистеми с.Коцюбинчики Тернопільської області.

Структурована блок-схема екосистеми с. Коцюбинчики аналогічна до блок-схеми с. Галузія (рис. 11.13).Можна побудовати камерну модель для с. Коцюбинчики та провести для неї розрахунок. За результатами побудуємо графіки надходження радіонуклідів до людини від всіх полігонів екосистеми. Проведено аналіз результатів для даного населеного пункту та проведемо зіставлення отриманих результатів моделювання для двох вибраних селищ.

Відомо, що на території України є села, що забрудненні -137Cs або 90Sr. Зрозуміло, що такі екосистеми можуть мати різні особливості у радіоекологічних процесах та у формуванні дозових навантажень для населення. Чисельними дослідженнями було встановлено, що на території ряду сіл України формуються значні дозові навантаження у людей внаслідок великих значень коефіцієнтів переходу в системі ґрунт-рослини та високих рівнів забруднення сіна, молока, м`яса, лісових продуктів – грибів та ягід. Тому важливо було зробити порівняння особливостей радіоекологічних процесів у типових екосистемах селищ України з різними варіантами забруднення.

Для порівняння та подальшого розвитку даного підходу було важливо перевірити та застосувати цей метод камерних моделей для села, де домінує забруднення не 137Cs, а іншим дозоутворюючим біогенним радіонуклідом – 90Sr. Цей радіонуклід більш небезпечний, особливо для дітей, і формує свою дозу опромінення у людей, в основному, за рахунок вживання молока.

Для таких досліджень нами було обрано село Коцюбинчики Тернопільської області, що має невеликі рівні забруднення, але є достатньо багаторічних даних вимірювань на базі обласної СЕС.

Оцінки показали, що для даних територій є три основних потоки надходження радіонуклідів 137Cs та 90Sr до людини. Перший з них – через урочища (пасовища та сіножаті), рослинність яких є кормовою базою для худоби молочного і м`ясного напрямків. Він формує в середньому до 80% усієї дози. Другий потік – надходження радіонуклідів через лісові продукти (гриби та лісові ягоди), що складає в середньому 10% загальної дози. Третій – присадибна ділянка (город), він забезпечує середньому 10% від загальної внутрішньої дози для жителів цих населених пунктів.

Нам вдалося знайти та сформувати високу ступінь подібності у блок-схемах камерних моделей у селах, що досліджувалися. Ця подібність дозволила нам побудувати уніфіковані спрощені блок-

341

схеми камерних моделей потоків радіонуклідів 137Cs та 90Sr від пасовищ, деякі з них сіножаті (сіянки), від лісових продуктів (грибів і лісових ягід) та городньої продукції з присадибних ділянок. Схема розрахунку типової камерної моделі представлена на рис.2. До блоксхеми камерної моделі (рис. 2) нами додатково включені також потоки радіонуклідів від сусіднього лісу та від використання городньої продукції. Важливо, що дані села характеризується досить малими рівнями радіонуклідного забруднення ґрунту від 1-2 Кі/км2 137Cs (с. Галузія) та по 90Sr – від 1,2 до 1,3 Кі/км2 (с. Коцюбинчики).

За розробленою моделлю були отримані розрахункові дані щодо потоків радіонуклідів по камерах екосистеми, що досліджується. Показано, що значні дозові навантаження по трьох групах жителів села (діти, працюючи та пенсіонери) формуються за рахунок постійного вживання молока від корів, які випасаються на пасовищах, що були об’єктом дослідження. Доза від вживання молока становить до 40-60% для с. Галузія та 70% від усієї дози для людей у с.Коцюбинчики. Характерно, що рівень щоденного вживання молока для села Галузія становить, за даними експедиційних досліджень, від 0 до 3 літрів, а рівні забруднення молока радіонуклідами 137Cs (с. Галузія) складають від 40 до 1000 Бк/л. Для с.Коцюбинчики рівні забруднення молока 90Sr складають від 2 до 30 Бк/л. Діючий норматив на припустимі рівні забруднення молока становить по 90Sr до 20 Бк/л (ДР-2006) а по 137Cs – 100 Бк/л. Зокрема, за даними моделювання було встановлено, що помітні рівні забруднення молока формуються на цій території на малих рівнях відразу після аварії і накопичуються надалі у часі. Це пояснює дані про те, що дійсно суттєві рівні забруднення молока були визначені у с. Галузія тільки в 1993 році, і саме тоді село було віднесене до 2 зони. Водночас для с. Коцюбинчики картина інша. Дані літератури свідчать про те, що суттєві рівні забруднення молока за 90Sr були визначені у с.Коцюбинчики тільки в 1998 році.

На рис. 11.16 представлені дані розрахунків для камерної моделі у с. Галузія, за якими можна простежити динаміку формування дозових навантажень у різних соціальних груп населення даного села за рахунок вживання молока. Верхня крива відображає накопичення радіонуклідів, а значить і дози від вживання молока, для когорти працюючих, нижче – для дітей, і мінімальна доза отримана від молока для пенсіонерів. Зрозуміло, що такий хід кривих обумовлено насамперед раціоном харчування, зокрема великим рівнем вживання молока у працюючих та дітей у

343

Порівнюючи дані розрахунків на рис. 11.16 та 11.17, слід відзначити, що в цілому дози для с. Коцюбинчики практично вдвічі менші, ніж для с. Галузія. Це зрозуміло, оскільки рівні забруднення у с. Галузія вдвічі більші, ніж у с. Коцюбинчики. Важливо, що практично на 20 рік після аварії рівень накопичення колективної дози у населення с. Коцюбинчики значно менший, ніж для с. Галузія.

Різниця між цими типовими агроекосистемами щодо радіоекологічних процесів та параметрів накопичення колективних доз чітко пов`язана з різними радіонуклідами, кліматичними чинниками, різницею в споживанні продуктів харчування. Позитивну роль у формуванні меншої колективної дози в с. Коцюбинчики відіграє відсутність внеску лісової компоненти у накопиченні колективної дози. В той же час для с. Галузія лісова компонента відіграє ведучу роль у формуванні колективної дози в мешканців села. Вважаємо, що ці явища відображають фундаментальні особливості у формуванні колективної дози для населення України щодо агроекосистем при значному внеску лісової складової (приклад с. Галузія) та для випадку агроекосистеми, де відсутня лісова складова, накопичення колективної дози.

Можна зробити за даними цього прикладу, слідуючи основні висновки:

1.Модифікований метод камерних моделей, у якому застосовано параметри-швидкості переходу між камерами екосистеми, а не швидкості переходу розраховані на одиницю ваги або об’єму. Цей підхід дозволяє робити загальну системну оцінку стану потоків радіонуклідів та прогнозувати їх динаміку.

2.Цей підхід дозволяє створити системний тип радіологічного дослідження населених пунктів (що охоплює основні ланки: ґрунти, сіно, корови, молоко, лісові продукти, людей). Показано, що для досліджуваної території України, що адекватно відображені у характеристиках агроекосистем (с. Галузія та с. Коцюбинчики), є три

344

основних потоки надходження радіонуклідів -137Cs та 90Sr до людини. Перший з них – через урочища (пасовища та сіножаті), рослинність яких є кормовою базою для молочної і м`ясної худоби. Другий – присадибна ділянка (город), забезпечує близько 10-20 % від загальної дози для жителів двох населених пунктів. Третій потік – надходження радіонуклідів через лісові продукти (гриби та ягоди), що складає біля 10 % загальної колективної дози (характерний для с. Галузія).

3.Розроблено та проаналізовано камерні моделі реальних екосистем села Галузія Маневицького району Волинської області та с. Коцюбинчики Чортківського району Тернопільської області, що зазнали вплив аварії на Чорнобильській АЕС. В моделях враховані всі основні потоки радіонуклідів цезію-137 та стронцію-90. Блок-схеми для камерних моделей включають всі основні пасовища. До блоксхем, там де це необхідно, включені також потоки радіонуклідів від лісових продуктів (гриби та ягоди), а також – від використання городньої продукції.

4.В результаті моделювання отримані оцінки та прогноз очікуваного забруднення радіонуклідами 137Cs та 90Sr основних продуктів харчування людей: молока, м’яса, картоплі та овочів, – що відображено у значеннях колективних дозових навантажень для людей.

5.Встановлено, що важливою складовою дозоутворення у регіоні Волині є використання лісових продуктів (грибів, ягід). За результатами моделювання визначено, що у селищах типу Галузія, помітні дозові навантаження сформувались не одразу після аварії, а тільки у 1992-1994 роках. Зараз, через 20 років після аварії на ЧАЄС,

улюдей формуються помітні дози опромінення від 137Cs: від 40 до 80 людино-зіверт. На даних територіях є великий внесок у колективну дозу лісової складової. Для селищ типу Галузія характерне помітне накопичення колективної дози для населення протягом 30-40 років після аварії, що становитиме біля 1% від запасу радіонуклідів 137Cs в даній екосистемі.

6.Для селищ типу Коцюбинчики, де домінує забруднення від стронцію-90 та відсутня лісова складова колективної дози, формуються незначні дози опромінення від даного радіонукліда у перші десятиліття після аварії на ЧАЕС: через 20 років колективна доза становить 0,3-0,5 людино-зіверт. Накопичення певної дози у с. Коцюбинчики на 40 рік після аварії ще мале, не перевищує 0,1% від запасу радіонукліду 90Sr в даній екосистемі. Але з часом тут можна очікувати досить стрімкого накопичення колективної дози. В

345

результаті досліджень виявлена закономірність невпинного зростання колективної дози у селах зі стронцієвим забрудненням. Це означає, що екосистеми такого типу з часом можуть стати небезпечними.

7.Встановлено за даними моделювання та верифіковано за даними натурного дослідження та за даними обласної СЕС, що значна частина колективної дози не формується локально в даних селах, а експортується на інші території через вивіз молока, м’яса і лісових продуктів. Таке явище експорту колективної дози за межі сіл

єзагальною характеристикою для всієї території України.

8.Отримані результати свідчать, що екологічна безпека даної території може бути досягнута лише за умов використання цілої системи захисних контрзаходів серед яких можна запропонувати: внесення мінеральних добрив та покращення умов живлення рослин, що приведе до збільшення біомаси і, як наслідок, “розбавлення” радіонуклідів; близьким до попереднього є застосування певної схеми фітодезактивації – за допомогою рослин здійснювати очищення радіонуклід-забруднених ґрунтів; зміна доступності радіонуклідів для кореневих систем внаслідок їх переводу у важкодоступні сполуки в результаті реакцій радіонуклідів та добрив, що вносять; підвищенням в ґрунті обмінних катіонів, в першу чергу калію та кальцію; оранка ґрунтів, що веде до веде до перерозподілу радіоактивних речовин у шарі ґрунту, де ростуть кореневі системи (як правило, 0-25 см); переведення природних пасовищ у штучні; Використання контрзаходів на сьогоднішній день є недостатнім.

11.5.Критичний аналіз основних параметрів у радіоекології

Основні параметри застосовані в радіоекології. Для критичного аналізу параметрів, що використовують в радіоекології , розглянемо спрощену екосистему : середовище – біота. Це може бути вода та рослини, що в ній ростуть, або грунт та рослини.

Рис.11.18. Схематичне зображення камерної моделі спрощеної рослинної екосистеми.

346

Для теоретичного аналізу використаємо метод камерних моделей (спираючись на детельний шлях застосуванні програмового продукту –MAPLE 5) у найбільш спрощеному видіусього 2 камери : середовище – біота. За методом камерних моделей сформуємо систему з двох диференційних рівнянь, при заданих початкових умовах : Y(0) =1, Z (0) = 0. Тобто на початку радіоекологічного процессу весь запас радіонуклідів (хай це буде - 137Cs) знаходиться в камері середовище.ю Для простоти, початковий вміст радіонуклідв у середовищі, приймемо за -1). Параметри а12 та а21т – задають швидкість переходу радіонуклідів з камери до камери, і визначають яка доля запасу переходить за одиницю часу (зокрема -а12 – швидкість накопичення радіонуклідів у біоті , а21 – швидкість відтоку радіонуклідів з біоти до середовища, внаслідок кореневого виділення радіонуклідів разом з елементами харчування, тощо :

дорівнювати =0. Тоді для запасу радіонуклідів, що буде у камері середовище :

Fs (a 21/a12 a 21 ) , а в камері біота Fb (a12 /a12 a 21 ) . (11.14)

У слідуючих розділах книги величина F–яка визначає долю радіонуклідів, що депонуються у тій чи іншій камері (складовій) екосистеми , будемо називати фактором радіоємності. Це новий параметр, який ми вводимо у радіоекологію. Проілюструємо ці дані конкретними розрахунками. З даних натурних експериментів на водній культурі рослин кукурудзи, візьмемо реальні дані про- a12 =0,5

347

a21 = 0,05. Тут співвідношення поглинання радіонуклідів біотою до величини відтоку у середовище складає 10 одиниць. Тоді система диференційних рівнянь (11.12) буде мати вигляд :

яка згідно формул (11.13) буде становити у даному конкретному

348

фундаментальних властивостй біоти і середовища, тобто здатності накопичувати радіонукліди та віддавати іх у середовище. Використаємо цю спрощену модель для аналізу статусу та якостей інших параметрів у радіоекології. Розглянемо через призму даної моделі –параметр коефіцієнт накопичення – Кн, або Tf – трансферфактор, як його називають у західній літературі. Він означає співвідношення активності біоти -С б (Бк/кг) до вмісту радіонуклідв у С в (Бк/л): Кн = Сб (Бк/кг) / Св (Бк/кг, л), або інакше використовуючи формули (11.2)( у загальному випадку Yo –може мати любє значення) це співвідношення буде мати вигляд:

Кн = Z/P / Y0/V = (V/P) * a12/(a12+a21)* {1 – exp[-(a12+a21)* х]},

де Y0 - початковий вміст раідонуклідв у воді, V – об`єм середовища в якому живе біота, P – біомаса біоти. У стані рівноваги цей вираз перетвориться на:

Якщо Х , то Кн (V/P) * a12/ a21 + a12 = (V/P) * Fb (11.16).

Ми отримали дуже важливий результат, про те, що Кн , на жаль залежить від об`єму середовища в якому живе біота, та від P – біомаси біоти, тобто від умов експерименту, які звісно можуть змінюватися. Якщо буде рости об`єм середовища- V, то буде також зростати Кн. Тобто, якщо ту ж саму біомасу помістити у маленьку банку або у великій акваріум, то отримані дані по значення - Кн , будуть сутт`єво різні. Це буде означати , що Кн - відображає не фундаментальні якості біоти, як накопичувача радіонуклідів, а умови дослідів. Для нас це означає, що такий параметр як Кн, не можна порівнювати для разних видів біоти, бо умови експерименту для них будуть принципово різні. Таким чином параметр Кн, який широко використовується в радіоекології, неможливо вважати адекватним інваріантним показником, що відображає фундаментальні особливості об`єкту досліджень, але лише показником допоміжним, до такого інваріантного параметру , як швидкість переходу радіонуклідів з однієї камери до іншої (з грунту до рослин, з води д біоти і т.і .). Аналогічно можна показати залежність від умов експерименту, іншого популярного в радіоекології параметру Кп – коефіцієнту переходу від камери грунт до камери рослини. Кп – також залежить від об`єму камери грунт, що небажано, за умов використання – Кп, як сталого показника для радіоекологічних процесів.

Параметр виносу радіонуклідів дає оцінку долі того, що виносить біота з середовища - Z, по відношенню до висхідного запасу радіонуклідів у середовищіYo.

швидкості переходу радіонуклідів між камерами, та зв`язані з ними параметри –фактори радіоємності можуть бути адекватними інваріантами для опису радіоекологічних процесів. Інші параметри – Кн, Кп –можна використовувати зі значними обмеженнями на їх еврістичність та інформативність.

Це особливо важливо знати, на тлі того, що дослідження радіоекологічних процесів, відображає фундаментальні властивості екосистем. Мова іде про те, що радіонукліди, як біогенні аналоги ( Cs

–аналог важливого для харчування боти елементу – K , а Sr – аналог Ca) , можуть бути широко використовуватися як трасери – свідки фундаментальних фізіологічних процесів. Ідеологія трасерів може бути використана у радіоекологічних та екологічних дослідженнях стану та благополуччя біоти екосистем. Відомо, що накопичення рослинами К – є свідком високого благополуччя біоти. Тому можна вважати, що слідкуючи за аналогом К, 137Cs ми можемо оперативно отримувати дані про стан біоти. Чим більша швидкість та об`єм накопичення 137Cs, біотою, тим кращий стан біоти екосистеми можна прогнозувати. Розвивати метод радіоактивних трасерів , важливо ще потому, що такі радіоактивні трасери ми «щедро» розкидали по усій території України та інших держав. Тому легкість іх визначення (простота та точність методів радіометричного радіаційного моніторингу) та фундаментальність фізіологічних процесів у рослин, які представляють трасери, через параметри швидкості переходу радіонуклідів, та через оцінку факторів радіоємності роблять метод трасерів дуже перспективним та ефективним у радіоекології та загальної екології.

Спираючись на цей підхід нам вдалося розробити метод оцінки взаємодії різних факторів фізичної та хімічної природи, через аналіз поведінки параметрів-факторів радіоємності біоти щодо штучно введеного до досліджуваної екосистеми – радіоактивного трасеру - 137Cs. Для цього ми введемо ще один допоміжний параметр - S :

FБ/FB а12/а21 S (11.15)