Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

380

затримується на узліссях. Таку здатність лісу називають узлісним ефектом.

Поверхневий стік радіонуклідів на заліснених територіях набагато менший, ніж на відкритих і в агроекоценозах. Встановлено, що питома активність стічних вод, що випливають із лісового масиву, не перевищує 1 — 3 % стоку на відкритих просторах. Тобто показник радіоємності становить високе значення у 0,99 – 0,93 для рівнинного типу лісів. Зрозуміло, що для гірських екосистем фактори радіо ємності можуть бути значно меншими. Такий лісовий масив можна характеризувати коефіцієнтом виносу,який визначають за формулою:

В A

де V – об`ємна активність радіонуклідів, що виносяться із лісового масиму з водотоками (струмки, малі ріки), Бк/км3; А — поверхнева активність радіонуклідів, що випали па лісовий масив, Бк/км2 .

Такий коефіцієнт КВ може бути розрахований і для річного виносу, і на будь-який триваліший період.Радіонукліди, що осідають на кронах дерев, під впливом атмосферних опадів і внаслідок опадання листя переміщуються в лісову підстилку. Для характеристики цього процесу використовують такий показник,як період напіввтрат із крони дерев осілих на них радіонуклідів. Оцінки при глобальних випаданнях довели, що період напіввтрат Т1/2 —час, за який половина осілих на крону радіонуклідів переходить у підстилку, становить для листяних лісів 3 місяці, а для хвойних — 4 —5 місяців. Тривалість цього періоду залежить від багатьох характеристик: випадань, форми і типу радіонуклідів, сезону, клімату тощо.

Після потрапляння у лісову підстилку радіонукліди залучаються до основних екологічних процесів. Як камерну модель цей процес можна описати у вигляді такої блок-схеми: лісова підстилка — біота лісової підстилки (гриби та інші рослини) — ґрунти — корені — стовбури — кора — листя. Цей цикл може тривати довго.

Лісова екосистема є особливим видом екосистем, що міцно утримує радіонукліди. Якщо лісовий масив не використовується (наприклад, 30-кілометрова зона ЧАЕС), то чинник його радіоємності близький до 1. Весь можливий винос радіонуклідів пов'язаний лише з незаконними порубками, полюванням, збиранням грибів і ягід, а також із відносно малим поверхневим стоком радіонуклідів із лісового ландшафту і потраплянням їх у водотоки (малі струмки та річки). У цьому випадку досить оцінити річний винос радіонуклідів із лісового масиву усіма водотоками, порівняти з кількістю викинутих на нього

381

радіонуклідів і розрахувати чинник його радіоємності. У разі використання забрудненого радіонуклідами лісового масиву-потрібно додатково врахувати обсяги вивозу лісу, а також винос унаслідок полювання, збирання грибів і ягід. Оцінка рівня радіонуклідного забруднення цих лісових продуктів дасть змогу визначити антропогенний винос радіонуклідів. Ураховуючи природний і антропогенний винос радіонуклідів, можна оцінити залишкову радіоактивність лісового масиву на будь-який період часу і розрахувати чинник радіоємності лісової екосистеми. Відомо, що практично в усіх випадках із лісових екосистем за рік виноситься не більш ніж 1 — 3 % запасу відкладень радіонуклідів на ландшафті. Таким чином, чинник радіоємності лісової екосистеми досягає 0,97- 0,99.

Міграція радіонуклідів у лучних екосистемах. Потрапляння радіонуклідів у лучні екосистеми можливе в основному при випаданнях з атмосфери у відносно невеликих кількостях унаслідок поверхневого стоку з вищерозташованих територій, а також затоплення заплавних луків водами із забруднених радіонуклідами водотоків. Потрапляючи на трав'яну рослинність, радіонукліди впродовж вегетації переходять на поверхню ґрунту і залучаються до ґрунтового колообігу речовин. Відразу після потрапляння на поверхню ґрунту радіонукліди містяться в його шарі завтовшки 1 — 2 см, а потім під впливом опадів починається фільтрація і дифузія радіонуклідів за профілем ґрунту. Значну роль у процесах вертикальної міграції радіонуклідів у ґрунті відіграють біогенні чинники — транспортування кореневими системами, мікрофлора ґрунту і діяльність рийпих тварин. Перерозподіл радіонуклідів у ґрунті відбувається дуже повільно. Через 4 — 8 років після аварії 90 % радіонуклідів міститься в шарі ґрунту 5 см завтовшки. Для 90Sr характерний швидший процес міграції, ніж для 137Cs.

Таблиця 12.5. Коефіцієнти переходу радіонуклідів у біомасу лучних трав (дерново-лучний ґрунт)

382

Особливо швидко процеси вертикальної міграції радіонуклідів спостерігаються в легких супіщаних типах ґрунту зони Чорнобильської аварії (Полісся України і Білорусі). Ґрунт як компонент біогеоценозу, з одного боку, сорбує і міцно утримує більшість радіонуклідів, знижуючи їх доступність для кореневих систем, а з другого — закріплення радіонуклідів ґрунтом призводить до тривалого затримання їх у верхньому коренезаселеному шарі й перешкоджає винесенню радіонуклідів за межі кореневої зони.

Ґрунт утримує радіонукліди шляхом ионного обміну, адсорбції і хімічного осадження. 137Сз і 90Sr сорбуються за типом ионного обміну. Велика група радіонуклідів (60Со, 90Y, 95Zr, 95Nb, 106Ru, 141Ce, 144Ce) copбується і міцно утримується твердою фазою ґрунту. Для деяких радіонуклідів важливу роль у сорбувашіі відіграє органічна речовина ґрунту. Швидкість вертикальної і горизонтальної міграції радіонуклідів залежить від механічних і фізико-хімічних властивостей ґрунту (ємність поглинання, склад обмінних катіоиів-носіїв, структура і рН ґрунту, мінеральний склад і ступінь обводнення луки). У трав'яні рослини луків радіонукліди потрапляють кореневим і позакореневим шляхом. Позакореневий шлях пов'язаний із початковим періодом випадання, коли рослини сорбують і утримують близько 25 % радіонуклідів. Згодом вони переходять у ґрунт і беруть участь у кореневому надходженні, в якому основну роль відіграють радіонукліди 137Cs і 90Sr. Діапазон варіювання коефіцієнта переходу ґрунт — трав'яні лучні рослини дуже значний і залежить насамперед від типу ґрунту. Він максимальний для легких супіщаних ґрунтів і мінімальний для важких суглинистих ґрунтів і чорноземів. Для торф'яних ґрунтів характерні високі значення коефіцієнтів переходу радіонуклідів у лучні трави. У табл. 12.5 наведено середні значення - Кп для різних лучних трав.

Таблиця 12.6. Радіочутливість основних типів екосистем залежно від кількості та об'єму хромосом

Із таблиці (12.5)випливає, що кореневий перехід 90Sr у лучні трави набагато (до 10 разів) перевищує перехід 137Cs, а перехід 144Се незначний. Чим вищий ступінь обводнення луків, тим вище значення Кп. Залежно від ступеня обводнення Кп може збільшуватись до 600 разів у разі переходу від суходільної до заплавної вологої луки.

Таблиця 12.7. Форми променевого ураження соснового лісу внаслідок Чорнобильської аварії

385

забруднення чи пригнічення біоти? Найбільш радіочутливими організмами лісового біоценозу є хвойні породи дерев. Загибель і пригнічення молодняку починається при дозах випромінювання 10 Гр, а масова загибель дорослих дерев — 50 Гр. Загибель трав'яних формацій відбувається при дозах, у 10 разів більших (табл. 12.6). Подібні ситуації мали місце після Киштимської і Чорнобильської аварій, коли спостерігалося порудіння і масова загибель соснового лісу («рудий» ліс). Порівняльний аналіз форм ураження соснового лісу внаслідок опромінювання сумішшю ізотопів наведено в табл. 3.7.

Із табл. 3.7. зрозуміло, що значного ураження наземних екосистем можна очікувати при рівнях поверхневої активності радіонуклідів грунту (18,5-37)1013 Бк/км2 (500-1000 Кі/км2) чи 3,7 • 105 Бк/кг (10-5

Кі/кг). Цей рівень можна використовувати для оцінки радіоємності наземної екосистеми. Добуток рівня активності радіонуклідів (18,5 • 1012 Бк/км2, або 500 Кі/км2) на площу екосистеми становить конкретну граничну радіоємиість на випадок можливого надходження радіонуклідів у реальну наземну екосистему. Потрапляючи в наземні екосистеми (луки чи ліси) з повітря чи внаслідок поверхневого стоку, радіонукліди, як правило, міцно фіксуються ґрунтом. Подальша їхня міграція, як вертикальна, так і горизонтальна, відбувається дуже повільно, досягаючи максимум 1 — 3 % на рік. Приймаючи за допустимий рівень поверхневої активності радіонуклідів лісової екосистеми 18,5 • 1012 Бк/км2 (500 Кі/км2), можна розрахувати її радіоємність, помноживши цю дозу на площу екосистеми. У зв'язку з більшою радіорезистентністю рослинності луків можна вважати, що отриманий рівень є нижньою межею радіоємності наземних екосистем.

12.7. Водні екосистемиміграція радіонуклідів та їх радіоємність.

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: будь-яка екосистема, мала чи велика, проста чи складна, здатна міцно і досить довго утримувати радіонукліди, що надходять

до неї, шляхом активного накопичування чи пасивної сорбції, а то й фіксування на тривалий час значних за активністю кількостей

386

адіонуклідів. 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, дантості до кондиціювання середовища 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 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

387

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.

Радіємність нерпоточного прісноводного водоймища.

Для введення кількісної міри радіоємності розглянемо непроточне прісноводне водоймище, на прикладі якого в 1960 р. було вперше запропоноване це поняття (О. Л. Агре, В. І. Корогодін). Камерна модель такого водоймища складається з трьох блоків: вода — донні відкладення — біота (рис. 12.5). При забрудненні водоймища радіонукліди надходять у воду, а потім розподіляються в зазначених блоках.

Рис. 12.5. Блок-схема камерної моделі прісноводного водоймища (тут і далі двома цифрами позначено камери, між якими відбувається перерозподіл радіонуклідів)

Вода у водоймищі відіграє роль сполучної ланки в ланцюзі міграції радіонуклідів до його грунту і біологічних компонентів. Радіоактивні забруднення, що звичайно є сумішшю різних радіонуклідів,можуть міститись у воді в складі різних хімічних сполук, у водорозчинній формі чи у вигляді суспензій. Вивчення розподілу радіоактивних речовин у водоймищах, що Були місцем скидання радіонуклідів, а також експерименти, проведені в штучних водоймищах і акваріумах, засвідчили, що мулові маси та інші донні відкладення мають високу сорбційну здатність щодо різних радіонуклідів. Концентраційна рівновага між водою і ґрунтом встановлюється з коефіцієнтом k, що, як правило, перевищує 100 (тобто 1 доля радіонуклідів знаходиться у воді а 99 у доних відкладах). Якщо водоймище має ґрунт суто піщаний чи торф'яний, то глибина проникнення в нього радіонуклідів та їх кількість можуть істотно змінюватися. Проте, як свідчать

388

практика і дані літератури, у звичайних непроточних водоймищах із донними відкладеннями сапропелевого типу скинута в них суміш

радіонуклідів концентрується в основному у верхньому шарі 10 —20 см завтовшки і відношення активності радіонуклідів у мулах і воді в середньому становить 102 —103. Ця висока поглинальна здатність донних відкладень зумовлена, ймовірно, великою кількістю органічних речовин, що містяться в них і перебувають у високодисперсному колоїдному стані. Завдяки цьому саме донні відкладення відіграють у водоймищі роль депо, у якому концентруються радіонукліди, що потрапляють до нього.

Концентраційна рівновага між водою і ґрунтом може зміщуватися в той чи інший бік. Одним із найважливіших чинників, що впливають на здатність донних відкладень до поглинання, є кислотна (активна) реакція (рН) води водоймища. Так, більшою є сорбція продуктів поділу ядер урану, тобто в основному елементів лужноземельної і рідкісноземельної груп, що відбувається в слабколужному середовищі (при рН = 8,5 —9,0). За такої самої активної реакції води солі важких і лужноземельних елементів утворюють нерозчинні гідроксиди, що випадають в осад. Десорбція радіонуклідів із донних відкладень за нейтральної реакції середовища (рН - 7,0) дуже незначна і становить, наприклад за стронцієм і цезієм, лише 0,4 — 4,0 % на рік. Якщо рН водоймища знижується у кислий бік, вихід раніше абсорбованих радіонуклідів у воду може досягати 50 % і більше. Тому для того щоб донні відкладення депонували і міцно утримували радіонукліди, їхня реакція має бути лужною або нейтральною.

Тепер розглянемо, яку роль у розподілі радіонуклідів, що потрапили до водоймища, відіграє біота. Ще B.I. Вернадський, вивчаючи накопичення радію деякими водяними організмами, встановив факт значного поглинання цього радіонукліда живими істотами. Пізніше, у 1950 —1960 pp., було виявлено здатність різних водяних організмів, особливо планктону і мікробентосу, накопичувати радіонукліди активністю, що в кілька десятків разів перевищує їхню активність у навколишньому середовищі. Час, протягом якого концентрація радіонуклідів досягає граничних значень за певної їх активності у воді, у зоопланктону вимірюється хвилинами, багатоклітинних водоростей — днями, риб — місяцями. При цьому середній сумарний коефіцієнт накопичення радіонуклідів цими організмами є сталим показником і становить близько 103. Проте, незважаючи на високі коефіцієнти накопичення, відносна активність радіонуклідів у біоті забруднених водоймищ є незначною і

389

становить 10-2 —10-3 їхньої активності у воді, адже відносна кількість живої речовини у водоймищах на кожний момент часу дуже мала. Тому роль біоти як депо радіонуклідів звичайно незначна, і нею можна нехтувати. Виняток становлять ситуації з високим вмістом біоти у воді (1 — 10 г/м3 і більше). Яке ж значення у таких випадках мають флора і фауна водоймищ у розподілі радіонуклідів, що надходять до них? Основну масу живої речовини в будь-якому природному водоймищі становлять планктон і мікробентос. Швидкість розмноження максимальна саме в мікроорганізмів — бактерій, одноклітинних водоростей, грибів і найпростіших. Час розмноження цих організмів становить від десятків хвилин до десятків годин. Саме тому продуктивність мікроорганізмів є набагато вищою від продуктивності всіх інших представників біоти. Тому біомаса водоймища завдяки швидкій зміні циклів поколінь зазначених її представників відіграє величезну роль у транспортуванні радіонуклідів із води в донні відкладення. Радіонукліди, накопичені живими мікроорганізмами, при їх відмиранні міцно утримуються в детриті І разом із ним осідають на дно, переходячи в донні відкладення (безпосередньо чи трофічними ланцюгами). Загальна активність радіонуклідів, що переноситься біомасою протягом одного сезону з води у донні відкладення, може в сотні і тисячі разів перевищувати їх активність у біоті в кожний момент часу. Таким чином здійснюється і кондиціювальна функція біоти (очищення води водоймищ від забруднень радіонуклідами), і функція транспортування радіонуклідів із води в донні відкладення.

Іншою важливою особливістю діяльності біоти в забрудненому радіонуклідами водоймищі є стабілізація кислотно-ос повної рівноваги, насамперед активної реакції води. Як уже зазначалося, це сприяє створенню кращих умов для осадження на дно радіонуклідів та їх сорбції донними відкладеннями. В умовах прісноводного водоймища зі значно розвиненою біомасою активна реакція води нейтральна чи слабколужна (рН = 7,8 — 8,1). У періоди рясного цвітіння планктону рН води може підвищуватися до 9—1О. Відомо, що в періоди такого цвітіння і наступної загибелі планктону відбувається істотне зниження рівня радіоактивного забруднення водоймищ, що, безумовно, є наслідком зазначених двох чинників — захоронювання радіонуклідів на дні водоймища разом із детритом і змін рН води, що є сприятливим для сорбції. Не менш важливою є роль активно функціонуючої біоти (особливо тієї, що населяє донні відкладення) як для створення власне донних відкладень, так і для фіксації в них сорбованих радіонуклідів.