Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

350

Цей параметр відношення швидкостей поглинання трасеру до швидкості відтоку трасера у воду, або співідношення факторів радіо ємності біоти д фактору радіо ємності середовища (води, наприклад)

– будемо визначати як S.

Модель оцінки характеру взаємодії декількох факторів на параметри радіоемності на прикладі водної культури рослин кукурудзи, при штучному внесенні радіоактивного трасеру -

137Cs .

Побудуємо модель взаємодії декількох факторів (наприклад гаммарадіації та внесення солі важкого металу – Сd , в наших реальних дослідах) на прикладі простої двокамерної модельної екосистеми – водній культурі рослин кукурудзи. Хай параметри - фактори радіоємності екосистеми визначаються через формулу (11.18):

Fb a12 / a12 a21 , Fw a21 / a12 a21 , S Fb /Fw a12 /a12 (11.18).

Вплив любого поллютанту на ці параметри можна задавати следуючим чином. Очевидно, що гамма-опроміненя біоти екосистеми повинно міняти швидкість обміну трасеру між камерами екосистеми. Тоді при дії гамма-опромінення вираз для швидкостей можно

де с і d - коефіцієнти впливу гамма-радіації на параметри -фактори радіоємності по штучному трасеру. Тоді зручний параметр S (відношення факторів радіоємності біоти до фактору радіоємності води) буде мати слідуючий вид при дії радіації - SR (S –це значення фактору для контрольного варіанту, коли не діють ніякі негативні фактори):

Відношення величин SR/S може служити мерою впливу радіації на параметри радіоємності екосистеми. Чем більше це відношення відрізняється від одиниці, тим більше ступінь впливу радіації на биоту екосистеми. При цьому якщо це відношення дорівнює 1, то впливу просто нема, а якщо меньше 1, то мова ідт про пригнічення стану біоти, а при значеннях більше 1, мова іде про покращення стану біоти. При цьому швидкість поглинання трасеру зростае та/або швидкість відтоку трасера у воду з біоти зменьшуєтся.

351

Аналогично побудуємо таке співідношення при дії любого іншого негативного фактору, наприклад внесення в воду солі важкого металу - Cd. Тоді швидкості обміну трасером між камерами можно задавати слідуючим виразом:а1=а12*m, а2=а21*n, де m и n - коефіцієнти впливу важкого металу на параметри радіоємності по трасеру. Тоді:

Тоді при дії на екосистему одночасно двох факторів (у нашому окремому випадку - гамма-радіації та внесення у водне середовище солі важкого металу), можно отриматити вираз для параметру S Сd+R - слідуючого виду :

S Cd R S ( c m / d n ) (SCd S R )/S , або (S Сd R S ) / (SCd S R ) 1 ( 11.21).

Даний вираз наведено для випадку відсутності взаємодії впливів обох факторів. В загальному випадку, коли така взаємодія можлива, відношення /4/ може служити мірою такої взаємодії - Р2:

Аналіз показує, що коли Р2=1, то ніякої взаємодії факторів в екосистемі нема і спострерігається проста аддитивність. Якщо по результатах експеріментів - Р2 1, то проявляється чіткий ефект - синергізму двох факторів, що виражається у пригніченні потоку трасера до біоти екосистемы при дії одночасно двох поллютантів, на більшу величину, ніж при незалежній дії кожного з них. В екосистемах можливі також ефекти антагонізму, коли спострерігається взаємне послаблення впливу факторів на біологічні показники Р2 1. Мова іде про явища взаємної часткової компенсації негативних впливів різних факторів.

Моделювання показує, що таким чином можно ввести показаник взаємлдії для 3, 4 та більше діючих факторів. Для ситуації додавання -3 - поллютанту, наприклад - цинку – нами було отримано вираз для - Р3:

Природньою мірою взаємодії трьох поллютантів, через параметри радіоємності, може бути добуток величин - Р2* и Р3. Тоді показник взаємодії 3 - поллютантів - Р(3) - може бути обчислений слідуючим чином:

Тут S Σ - показник- S за умов дії усіх n- досліджуваних факторів, S- показник для контролю, Π Si – добуток усіх показників за умов окремої дії на поведінку раідактивного трасеру – 137Cs кожного з досліджуваних факторів впливу. Тоді :

Таким чином побудована модель оцінки комбінованого впливу декількох поллютантів на екосистему, та введені необхідні параметри синергизма (взаємодії факторів) та формули для їх розрахунку по натурным та експеріментальним даним.

Ми провели критичний аналіз стану теоретичної радоекології в плані евристичности та інформативності параметрів, що широко використовуються в радіоекології. Показано, шо тільки параметри швидкості переходів радіонуклідів між камерами, та зв`язані з ними похідні параметри –фактори радіоємності можуть слугувати, як фундаментальні показники стану та поведінки біоти екосистем в умовах радіонуклідного забруднення, та , що особливо важливо, при комбінованій дії на біоту екосистем різних поллютантів фізичної та хімічної природи.

353

Контрольні запитання і завдання

1.Що таке повітряний шлях надходження радіонуклідів до екосистем? Назвіть його основні закономірності.

2.Від чого залежить розподіл радіонуклідів, що надходять до екосистем повітряним шляхом?

3.Що такс коефіцієнт вторинного повітряного піднімання радіонуклідів?

4.За якою формулою обчислюють коефіцієнт вторинного повітряного піднімання радіонуклідів?

5.Від чого залежить значення коефіцієнта вторинного повітряного піднімання радіонуклідів?

6.Визначте коефіцієнт вторинного повітряного піднімання радіонуклідів, якщо рівень забруднення повітря стронцієм становить

5Бк/м3, а рівень забруднення грунту - 3,7 - 10'° Бк/км2 (Кі/км2). 7- Що таке поверхневий стік радіонуклідів на поверхні ґрунту?

8.Наведіть основні значення величин поверхневого стоку радіонуклідів.

9.Визначте поверхневий стік цєзІю-137, якщо з площі 50 га із рівнем забруднення 18,5 Бк/км2 (5 Кі/кмг) до річки потрапляє 10 кБк/рік цього радіонукліда.

10.Назвіть основні шляхи надходження радіонуклідів у екосистему.

11.Як визначають коефіцієнт накопичення радіонуклідів у різних типах екосистем?

12.Що таке коефіцієнт переходу радіонуклідів?

13.Як І для чого розраховують коефіцієнт виносу радіонуклідів?

14.Які співвідношення між коефіцієнтами накопичення, переходу і виносу радіонуклідів?

15.Що таке камерні моделі в радіоекології?

16.Що таке стаціонарні камерні моделі в радіоекології?

17.Що такс динамічні камерні моделі в радіоекології?

18.Які основні параметри камерних моделей?

19.Яку розмірність мають параметри швидкості перенесення радіонуклідів між камерами?

20.Побудуйте блок-схему камерної моделі лісової екосистеми.

21.Побудуйте блок-схему камерної моделі озерної екосистеми.

22.Побудуйте блок-схему камерної моделі річкової екосистеми.

23.Побудуйте камерну модель озерної екосистеми.

354

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?

355

РОЗДІЛ 12. ОСНОВИ КОНТИНЕТАЛЬНОЇ ТА ВОДНОЇ РАДІОЕКОЛОГІЇ

12.1. Закономірности осадження радіонуклідів з атмосфери на поверхню Землі.

Радіоактивні викиди і випадіння можуть потрапляти в атмосферу і переміщуватися з потоками повітря (див рис. 11.1.). Частинки аерозолів і пилу, що містять радіонукліди, формують радіоактивну хмару і з вітром рухаються у просторі. 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.

Завдяки вітровому перенесенню радіонуклідів атмосферна дифузія постійно їх розмиває (диспергує) і зрештою вміст радіонуклідів у повітрі знижується до мізерно малих значень. Середня 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 12.1). 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:

X / Q 2(3Sy ) 1(Y2 S2 ) 1V 1 , (12.1)

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 (Рис. 12.1); Sz — вертикальне стандартне відхилення домішки радіонуклідів, м; V — середня швидкість вітру, м/с.

357

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, 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.

12.2. Інші шляхи наджодження радіонуклідів в екосистему.

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 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 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.

358

Крім поверхневого стоку потрібно враховувати вторинне вітрове підіймання 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):

Kв Сп / Сг (12.4.)

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

12.3. 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 демонструють, у скільки разів більшою (чи меншою) може бути активність певного радіонукліда в елементах екосистеми порівняно з навколишнім

359

середовищем, 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 І кг повітряносухого ґрунту (С2), на якому ці рослини вирощено, Бк/кг. У найпростішому випадку ці коефіцієнти обчислюють у такий спосіб

(3.5.):

Kн С1 / С2 (12.5)

Для характеристики випадання радіонуклідів на ґрунт прийнято застосовувати поняття про поверхневу активність (щільність випадання) радіонуклідів, вимірювану в кілобекерелях (кюрі) на км2 (км2) грунту.

Відомо, що відразу після випадання радіонукліди зосереджені тільки в поверхневому шарі ґрунту, а згодом повільно мігрують у глибину ґрунтового шару, у зону розміщення коренів рослин. Активність радіонуклідів у верхньому і нижче розташованих шарах ґрунту може відрізнятися в десятки разів і більше (рис. 12.2).