Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

361

замаскувати ці проблеми, у практичній радіоекології використовують інше визначення коефіцієнта neрexoдv (К п ):

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 х 1010 Бк/км2 (5 Кі/км2) I37Cs. 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 (3.5):

Кн = 3,7 Бк/кг / 7,4 102 = 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 Кп 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 (12.6), то в перші роки після аварії він становив:

Кп= 3,7 Бк/кг / 185 кБк/м2 = 0,02.

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 Кп) не 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

362

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 (1 Кі) активності радіонуклідів, які випали на поверхню цієї території. У практичній радіоекології застосовують також коефіцієнт виносу(КВ) радіонуклідів із біомасою.

Для його обчислення можна скористаємося слідуючою формулою:

Кв = С В / А (12.7)

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:

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 (3.7), 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 розрахунку Кп і Кн, але обов'язково треба вказувати, який спосіб застосовувався в тому чи іншому випадку. При використанні сухої маси біоти бажано вказувати, який відсоток маси свіжовзятої проби вона становить.

12.4. Особливості надходження радіонуклідів та радіоємність агроекосистеми

Радіоємність екосистеми — це максимальна кількість радіонуклідів,що може міститись у певній екосистемі, не порушуючи її основних трофічних властивостей, тобто продуктивності, кондиціонування і надійності. Для порівняння за радіоємністю різних екосистем введено поняття питома радіоємність — відношення радіоемності певної екосистеми до площі, яку вона займає.Зазначене в попередніх розділах дає змогу сформулювати важливий постулат:

363

будь-яка екосистема, мала чи велика, проста чи складна,здатна міцно і досить довго утримувати радіонукліди, що надходять до еї, шляхом активного накопичування чи пасивної сорбції, а то й фіксування на тривалий час значних за активністю кількостей радіонуклідів.

Проте потрібно враховувати, що високі рівні активності радіонуклідів (до 3,7 • 107 Бк, або (10-3 Кі/л і більше) можуть бути зумовлені дуже малими їх хімічними концентраціями, до яких закон дії мас незастосовний, і тому токсикологічних проблем щодо екосистем, забруднених радіонуклідами, як правило, не виникає.

Відсутність властивості міцно утримувати накопичені радіонукліди за будь-якої природної ситуації означає порушення трофічних зв'язків між компонентами екосистеми, руйнування шляхів міграції і поглинання елементів живлення чи їхньої сорбції, а звідти і деградацію екосистеми. Здатність екосистем накопичувати і міцно утримувати радіонукліди, що надходять до них, є їхньою фундаментальною властивістю. Мірою цієї властивості екосистем може бути чинник радіоємності — відношення активності радіонуклідів, що міцно сорбовані компонентами екосистеми, до всієї радіоактивності цієї екосистеми. Верхньою межею є такий ступінь активності радіонуклідів, який ще не порушує функціонування екосистеми, тобто не знижує ії продуктивності, задності до кондиціювання і надійності.

Категорії продуктивності, кондиціювання і надійності екосистем належать до невизначених кількісних понять. Це природний наслідок природних властивостей екосистем. Так, продуктивність будь-якої екосистеми може значно змінюватися залежно від сезону, погодних умов і багатьох інших чинників. Кондиціювання залежить від продуктивності, різних навантажень на екосистему і специфіки умов її існування. Надійність екосистем, чи властивість зберігати свої особливості в зовнішніх умовах, що змінюються, залежить не тільки від режиму таких змін (тобто повільні ці зміни чи відбуваються швидко, на зразок катастроф), а й від того, про які особливості екосистеми йдеться. Так, можна говорити про порушення надійності при змінах видової сталості екосистеми. Проте якщо мати на увазі функцію, яку виконує певна екосистема стосовно екосистеми вищого рангу в ієрархії біосфери (наприклад, постачання біосфери киснем чи поглинання діоксиду карбону), то видова сталість відступає на другий план, тому що навіть у разі її істотних змін екосистема може добре виконувати цю функцію. Те саме стосується відновлення структури зруйнованої екосистеми. Так, вирубання ділянки лісу чи оранка

364

природної луки є знищенням відповідних екосистем. Проте якщо антропогенний вплив припинено, то через кілька років чи десятиліть ці порушення поступово зменшуються і зруйновані екосистеми відновлюються. Тривалі антропогенні впливи можуть так уплинути на вихідну екосистему, що вона необоротно заміниться новою екосистемою, яка більше відповідає зміненим умовам. Усе це означає, що кількісну оцінку продуктивності, кондиціювання і надійності потрібно давати для кожної конкретної екосистеми, обов'язково зазначаючи особливості супутніх умов.

Роль грунту як депонакопичння радіонуклідів у рослинних екосистемах. Агроекосистеми відіграють провідну роль у формуванні дози випромінювання для людини внаслідок надходження радіонуклідів у організм із продуктами сільськогосподарського виробництва.

Найважливішим елементом агроекосистеми, безумовно, є ґрунтовий покрив. Радіонуклідне забруднення ґрунту визначається радіонуклідними випаданнями безпосередньо на поверхню ґрунту і тією частиною радіонуклідів, що змивається з рослин опадами і здувається вітром. Відразу після випадання практично всі радіонукліди зосереджені у верхньому шарі ґрунту І см завтовшки. Потім починають діяти механізми фільтрації, вимивання дощем, дифузія і перемішування ґрунту під впливом вітру, дощу і рійних представників біоти. Значну роль у процесі вертикальної міграції радіонуклідів у ґрунті відіграють біогенні чинники: транспортування по кореневих системах, наявність у ґрунті мікроорганізмів і рійних тварин. Унаслідок цього відбувається переміщення радіонуклідів у ґрунті зі швидкістю 1 — 3 см на рік. При цьому 137Cs мігрує повільніше, a 90Sr — швидше. У цілому ґрунт є найважливішим депо накопичення радіонуклідів. При цьому роль його подвійна: з одного боку, ґрунт міцно сорбує більшість радіонуклідів, знижуючи їхню доступність для рослин; з другого — закріплення радіонуклідів твердою фазою ґрунту призводить до тривалого утримування їх у верхньому коренезаселеному шарі ґрунту і перешкоджає винесенню радіонуклідів за межі зони коренів. Тверда фаза ґрунту може утримувати радіонукліди, що надходять у нього внаслідок ионного обміну, адсорбції (захоплення колоїдною фракцією ґрунту) та хімічного осадження (утворення самостійних сполук радіонуклідів із колоїдами ґрунту). Відомо, що за здатністю радіонуклідів до сорбції в ґрунті їх можна розмістити в такій послідовності:

106Ru > 90Sr > 144Се >90Y> 60Co > 137Cs .

365

При цьому для 90Sr здатність до сорбції в ґрунті на два порядки вища, ніж для 137Cs. Одночасно із сорбцією радіонуклідів частинками ґрунту відбувається також їх десорбція. За здатністю до десорбції радіонукліди утворюють такий ряд: 90Sr > 106Ru >144Се > 60CО > І37Cs. Таким чином,і за цією властивістю 90Sr набагато перевищує інший важливий радіонуклід 137Cs. Надходження радіонуклідів у рослини можна описати за допомогою камерних моделей і коефіцієнтів переходу. Безпосереднє забруднення рослин охоплює адсорбцію радіонуклідів поверхнею листя і стебел, а також поглинання кореневою системою. Тому в радіоекології розрізняють два типи надходження радіонуклідів у рослини — кореневий і позакореневий. Позакореневе надходження радіонуклідів у рослини особливо інтенсивне під час опадів чи зрошення рослин краплинним методом водою, що містить радіонукліди. Накопичення в рослинах радіонуклідів унаслідок надходження повітряним позакореневим і ґрунтовим шляхами описують такою формулою:

де С — активність радіонуклідів у рослинах, Бк/кг; Da — активність радіонуклідів, що випадають із повітря на рослинний покрив протягом вегетації, Бк; Dk — кумулятивна активність радіонуклідів у ґрунті; а — коефіцієнт переходу повітря — рослина; в — коефіцієнт переходу ґрунт — рослина.Надходження радіонуклідів із повітря в рослини особливо значне в перший період випадання і під час поливу. У перший рік після аварії на ЧАЕС практично 80 — 90 % радіонуклідів надходило в рослини позакореневим шляхом.

Для оцінки міграції і розподілу активності радіонуклідів після потрапляння їх в екосистему звичайно використовують коефіцієнти переходу і накопиченняКоефіцієнти переходу (Кп) для різних радіонуклідів і різних представників біоти можуть значно відрізнятися. Міграцію радіонуклідів у екосистемі зручно описувати за допомогою стаціонарних чи динамічних камерних моделей, що дають змогу наочно відобразити цей процес. Визначення /С„ — найважливіша радіоекологічна процедура, що має передувати розв'язанню завдань не тільки стосовно динаміки радіонуклідів у екосистемах, а й впливу радіонуклідів на живих представників будьяких екосистем.

Надходження радіонуклідів у сільськогосподарські рослини.

Основним компонентом агроекосистем є ґрунт. Шляхи надходження радіонуклідів у рослинні агроценози такі самі, як і для інших наземних екосистем: осадження радіонуклідів з атмосфери на рослинність і потім на ґрунт; поверхневий вітровий і/або водний

367

площі, кг/км2; К3 — коефіцієнт затримування радіонуклідів, Tеф — ефективний час напіввтрат радіонуклідів.

2. Формула для постійних (хронічних) випадань:

Ct d / P K3 exp( Tеф / t)dt (12.13)

де d — інтенсивність випадань в умовах хронічного режиму.

Таблиця 12.1. Середня тривалість періоду напіввтрат слабко- і міцно фіксованих фракцій радіонуклідів при забрудненні посівів їх водорозчинними сполуками

Існують також механізми позакореневого надходження радіонуклідів у біомасу рослин унаслідок вторинного вітрового підіймання. Не вдаючись до подробиць цього процесу, що залежить від властивостей повітряних потоків, підстильної поверхні ландшафту і ґрунту, можна зазначити, що частка вторинного повітряного забруднення у випадку глобальних випадань становить 1—2 % загального забруднення радіонуклідами біомаси рослин. На природних травостоях він може досягати 47 % у напівпустельній зоні й до 11 % в інших кліматичних і ґрунтових зонах. Особливо складним і різноманітним за результатами є кореневий шлях надходження радіонуклідів. Основними чинниками, що визначають кореневе надходження радіонуклідів у рослини, є властивості ґрунту і активність у них радіонуклідів. Вплив інших чинників, а саме концентрації стабільних аналогів радіонуклідів у ґрунті, вмісту гумусу тощо, розглянуто вище. Найважливішими показниками звичайно є тип ґрунту і вид рослин. Тому узагальнені таблиці коефіцієнтів накопичення (переходу) радіонуклідів для різних видів сільськогосподарських рослин розділено за основними типами грунтів.

368

Подані в табл. 12.2 і 12.3 коефіцієнти накопичення є усередненими за багатьма параметрами. Наведені в літературі значення коефіцієнтів накопичення радіонуклідів варіюють і порівняно з усередненими значеннями можуть бути більшими у 10 разів. Тому доцільно використо вувати ці таблиці для оцінки зменшення радіонуклідного забруднення сільськогосподарської рослинності лише на великих територіях.

Таблиця 12.2. Усереднені коефіцієнти накопичення 137Cs у біомасі різних видів сільськогосподарських рослин

Таблиця 12.3. Усереднені коефіцієнти накопичення 90Sr у біомасі різних видів сільськогосподарських рослин

Якщо йдеться про певне поле чи полігон, то потрібно використовувати реальні значення коефіцієнтів накопичення радіонуклідів для цього поля, що відповідають його особливостям, а також виду і сорту вирощуваних па ньому рослин. Встановлено, що коефіцієнт накопичення для рослин на полігонах 30-кілометрової зони ЧАЕС залежить від культури, яка є попередником у сівозміні. Вказано також на обернену залежність коефіцієнта переходу від рівня забруднення ґрунту. Пояснюється це тим, що за високого рівня питомої активності радіонуклідів у ґрунті (3,7 • 104 Бк/кг, або 10-6 Кі/кг, і вище) значну частку його становлять «гарячі» частинки, через наявність яких переважна кількість радіонуклідів перебуває в нерозчинній малорухливій формі і тому мало накопичується в рослинах.

Коефіцієнт накопичення 90Sr у різних сільськогосподарських рослинах варіює і для вивчених сортів зернових і бобових культур може бути більшим від усереднених у 80 разів, а для коренеплодів і овочевих культур — у 350 разів. Накопичення 137Cs приблизно у 20 разів менше, ніж 90Sr. Проте за деяких біогеохімічних умов (легкі торфовища Полісся України, наприклад у Рівненській та Волинській областях) надходження 137Cs є вищим, ніж 90Sr. Отже, засвоєння радіонуклідів із ґрунту рослинами у процесі їх мінерального живлення