Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

401

Як свідчать численні дослідження, проведені під керівництвом М. В. Тимофєєва-Ресовського (1961) на Уралі, серед вивчених ними ізотопів найбільш інтенсивно накопичуються гідробіонтами 59Fe, 60Co,

65Zn, 90Y, 95Zr, 144Се, 117Pr, 97Mg. Коефіцієнти накопичення для цих елементів досягають десятків тисяч одиниць (на суху масу). Меншою мірою накопичуються радіонукліди 35S, Са, 51Сг, 71Ge, 106Rb, 90Sr, 115Cd,Кк -для яких не перевищує кількох сотень одиниць.Рівень Кн визначається не тільки фізико-хімічними властивостями радіонуклідів, а й біологічними властивостями різних гідробіонтів. Серед гідробіонтів виділяють окремі види, які є специфічними щодо накопичення тих чи інших радіонуклідів.

Порівняння різних груп гідробіонтів за їхньою накопичувальною здатністю показало, що рослини мають більші Кн, ніж тварини, а одноклітинні й нитчасті водорості накопичують радіонукліди більше, ніж вищі рослини (Рис. 12.9). Дослідження коефіцієнтів накопиченняприродних радіонуклідів 238U, 232Th і 226Ra для прісноводної флори виявило, що середній Кн для 238U у вищих рослин (Кн == 80) значно більший, ніж у водоростей (Кн - 9). Для 226Ra у вищих рослин Кн становить 120 і також дещо вищий, ніж в

спостерігається протилежне: найбільший Кн (120) виявлений в одноклітинних водоростях. За накопиченням усіх природних радіонуклідів у цілому перше місце посідають одноклітинні водорості

(Кн - = 200-600).

У водоймищах радіонукліди активно поглинаються не тільки живими організмами, а й частинами тварин і рослин, що відмирають, при утворенні детриту. Для 137Cs і 90Sr у живих і мертвих рослин Кк

402

практично не відрізняються, а для 106Ru і 144Се у мертвих рослин вищі, ніж у живих. Унаслідок цього останні радіонукліди міцно захоронюються в донних відкладеннях, a 137Cs і 90Sr відносно легко можуть десорбуватися з донних відкладень і залучатися до біологічного колообігу. Порівняльну здатність до десорбції різних радіонуклідів із донних відкладень прісноводних водоймищ показано на Рис 3.10. Проведені численні дослідження Кк для штучних радіонуклідів за умов акваріума й природного озера (на Уралі) дали схожі результати. При цьому з'ясувалося, що в природних умовах Кн, як правило, більший, ніж у лабораторних.

Встановлено залежність накопичення 137Cs і 90Sr від екологічних особливостей існування рослин (табл. 12.10).Отже, найбільший Кн мають рослини, що плавають на поверхні води, а найменший — прибережно-водяні та занурені у воду і прикріплені до дна.

Серед великої кількості чинників, що впливають на Кк радіонуклідів гідробіонтами, виділяють такі: 1) концентрацію у воді ізотопних і неізотопних носіїв; 2) фізико-хімічний стан радіонуклідів у розчині й рН середовища; 3) температуру та освітленість води. Результати

більшості досліджень щодо вивчення залежності накопичення радіонуклідів від концентрації у воді ізотопних носіїв дають змогу стверджувати, що в зонах малих концентрацій (об'ємна активність радіонуклідів менше ніж 3,7 • 105 Бк/л, або 10-5 Кі/л) вміст елемента в гідробіонтах прямо пропорційний його концентрації у воді й, отже,

403

Кн залишаються постійними. В зонах значних концентрацій (10-5

—10-4 моль/л) спостерігається обернена залежність Кн від концентрації хімічного елемента у водній фазі. Виявлено залежність Кн радіонуклідів гідробіонтами від концентрації у воді відповідних радіонуклідних носіїв. Установлено, що Кн 90Sr перебуває в оберненій залежності від вмісту у воді його хімічних аналогів (Са і Mg), a KH 137Cs — від вмісту К у середовищі.

Таблиця 12.9. Усереднені коефіцієнти накопичення 90Sr і 137Cs для рослин різних екологічних груп

Таблиця 12.10. Залежність коефіцієнтів накопичення і дискримінації 90Sr у водяній рослині водопериці від вмісту Са у воді

404

Ці явища в радіоекології дістали назву процесів дискримінації, і для їх опису запропоновано коефіцієнти дискримінації, що визначають за формулою:

K Д K1 K2 (12.40)

де К1 — співвідношення вмісту 90Sr і Са в організмі, а K 2 — у воді.

Аналогічно обчислюють коефіцієнт дискримінації для пари 137Cs — К.У табл. 12.10 наведено для прикладу коефіцієнти накопичення і дискримінації 90Sr у водяній рослині водопериці (Myriophyllum spicatum L.) Коефіцієнти дискримінації відрізняються певною сталістю за значних коливань вмісту Са в середовищі і є видовою характеристикою гідробіонта, його здатності накопичувати Са і К.

Радіоемність прісноводної екосистеми зумовлюється сорбційною здатністю донних відкладень, а також біопродуктивною і кондиційною функціями біоти водоймища. Для скидання і захоронювання радіонуклідів чи їх дезактивації у прісноводному водоймищі слід попередньо визначити його радіоємність. Радіоємність водоймища щодо скидання радіонуклідів не вичерпується доти, доки функціонує біота водоймища, відтворюється його біомаса і зберігається здатність до кондиціювання середовища.

Для орієнтовного обчислення радіоємності водоймища візьмемо умовно за верхню межу питомої активності радіонуклідів біоти 3,7 • 105 Бк/кг (10-5 Кі/кг) її біомаси. За такого рівня активності можна не очікувати ніяких істотних порушень біопродуктивпості й кондиційної функції біоти. За середніх коефіцієнтів накопичення рослинної біоти (Кн = 1000) це означає, що активність радіонуклідів у воді може досягати 3,7 • 102Бк/л (10-8 Кі/л). Враховуючи,що близько 90% радіоактивних речовин, які надходять у прісноводне водоймище, осаджуються в донних відкладеннях, можна вважати, що рівень радіоактивності внаслідок скидання радіонуклідів у водоймище не має перевищувати 3,7 • 103 Бк/л (10-7 Кі/л).

Виходячи з цих розрахунків, можна оцінити робочу межу скидання радіонуклідів чи радіоємність певного водоймища. Тривалість скидання радіонуклідів можна визначити за часом вегетації основної частини біомаси водоймища. Після завершення

радіоємиість за період вегетації може становити 13,7 • 1015 Бк (3,7 • 105 Кі). Це приблизно рівень скидання радіонуклідів на початку аварії

405

на ЧАЕС. Для водоймища-охолоджувача ЧАЕС об'ємом 0,12км3 інтегральна радіоємність для сезонного скидання радіонуклідів не перевищує 18,5 • 1014 Бк (5,0 • 104 Кі). Реальні скидання у водоймище охолоджувач ЧАЕС у перші місяці після аварії були в кілька разів більшими і значно перевищили його загальну радіоємність. Це свідчить про нагальну потребу контролю стану екосистеми водоймища-охолоджувача і можливості його використання для скидання і захоронювання радіонуклідів.

Пригнічення чи загибель екосистеми, обмеження її біопродуктивної і кондиційної функцій, що можливо внаслідок вичерпання радіоємності екосистеми, можуть призвести до масового відмирання біоти і зниження рН води. Відомо, що при зниженні рН до 5,0 — 6,0 у прісноводних водоймищах відбувається значна десорбція (до 50 %) радіонуклідів із донних відкладень. Такий додатковий викид радіонуклідів у воду

може погіршити ситуацію у водоймищі й призвести до остаточної загибелі його біоти (принаймні багатоклітинних її представників). Отже, очевидною є необхідність суворого обліку і контролю за скиданням радіонуклідів у водоймища та оцінки радіоємності екосистем. Оцінюючи радіоємність, можна обґрунтувати екологічне нормування скидання радіонуклідів у природні водоймища, спеціальні водоймища-охолоджувачі і водоймища для захоронювання і дезактивації радіоактивних відходів.

Таким чином, коефіцієнти накопичення радіонуклідів різними гідробіонтами, а також донними відкладеннями прісноводних екосистем вивчені досить докладно. Близько 90 % радіонуклідів, що потрапляють у прісноводні водоймища, досить швидко зв'язуються донними відкладеннями, решта 10 % упродовж одного-двох сезонів звичайно переходять у донні відкладення разом Із детритом. Проте якщо активність радіонуклідів у такому водоймищі перевищує критичне значення, це може призвести до масової загибелі біоти, внаслідок чого сорбовапі в донних відкладеннях радіонукліди можуть десорбуватися, що остаточно виведе таке водоймище з ладу.

12.9.Радіоекологія та радіоємність морської екосистеми

Море й океан є кінцевими депо захоронювання радіонуклідів, куди поступово переміщуються всі радіонукліди, викинуті на великі території. Так, стік радіонуклідів унаслідок Чорнобильської аварії каскадом Дніпровських водосховищ практично весь депонується в північнозахідній частині Чорного моря, в основному в прибережній зоні. Відбувається дуже слабкий обмін з іншими частинами Чорного

406

моря і винос радіонуклідів з видобутою морською біопродукцією. Незначна частина радіонуклідів унаслідок хвильової обробки берегів потрапляє в зону рекреації, тобто на пляжі. Основна відмінність за радіоємністю морів і океанів від більшості прісноводних водоймищ — це значно більша їх глибина Я щодо товщини h шару донних відкладень, що сорбує радіонукліди. Тому чинник радіоємності F у визначенні радіоємності морів і океанів, як і середня активність біоти (на одиницю об'єму води), у цьому випадку відіграє третьорядну роль.

Прикладом морської екосистеми є Чорне море, яке може бути представлене простою стаціонарною камерною моделлю з п'яти камер.

Рис. 12.11. Блок-схема спрощеної стаціонарної камерної моделі Чорного моря

Запишемо систему простих диференціальних рівнянь для характеристики такої стаціонарної камерної моделі:

де А — активність радіонуклідів, що надходять у Дніпро внаслідок аварійного викиду зі швидкістю К. Розв'язуючи цю систему рівнянь, можна розрахувати ступінь радіоємності північно-західної частини Чорного моря в будь-який конкретний момент часу після аварії (FM — чинник радіоємності морської

екосистеми — в цьому випадку частка активності радіонуклідів,утримуваних у цій частині Чорного моря):

407

Попередні оцінки продемонстрували, що істотних втрат радіонуклідів із ІІівнічно-західної частини Чорного моря не відбувається, а чинник її радіоємності становить близько 0,7 — 0,9. Природно, що як депо кінцевого захоронювання радіонуклідів Чорне море має досить високу радіоємність.

Міграція радіонуклідів у морських екосистемах. Наведені вище відомості щодо радіоємиості екосистем дають змогу розглянути міграцію радіонуклідів у різних великих екосистемах - морських, прісноводних, наземних і агроекосистемах. У цьому розділі розглянемо принципи розподілу таких радіонуклідів серед компонентів морських екосистем і спробуємо оцінити радіоємність шельфів, тобто особливо багатих на біоту ділянок морів, що межують із суходолом.

Роль морів і океанів у підтриманні стабільності всієї біосфери величезна. Для розуміння цієї ролі розглянемо явище транспортування радіонуклідів, трейсерів (міток) чи маркерів, що характеризують екосистеми. Найбільші надходження радіонуклідів у моря й океани були під час випробувань ядерної зброї в 1950-1960 pp. Додаткове локальне забруднення морських екосистем відбувається від скидань і викидів ядерних реакторів, заводів із виробництва ядерного палива, від захоронювання у морях радіоактивних відходів, а також аварій та інших джерел.Природні радіонукліди потрапляють у моря внаслідок ерозії гірських порід.

Більшість ядерних військових випробувань проводилися на континентальному шельфі й островах Тихого океану в 1946—1962 pp. Так, Велика Британія провела кілька ядерних випробувань на Тихому океані в 1952 — 1958 pp., Росія проводила ядерні випробування на полігонах у полярних морях біля Кольського півострова і на Новій Землі.

Ядерні випробування у Тихому океані призвели до локальних радіонуклідних забруднень. Дослідники вважають, що внаслідок таких випробувань у океани і моря (які займають 71 % земної поверхні)

випадає більше радіонуклідів, ніж на сушу. Частина радіонуклідів, що випали на сушу, потрапляє в океан через вітровий і поверхневий стоки. Найважливішою складовою поверхневого стоку радіонуклідів у морські екосистеми є стік рік. Так, стік Дніпра є визначальним в оцінці депонування радіонуклідів, зумовлених Чорнобильською

408

аварією, в Чорному морі й Світовому океані. За натурними даними активність стоку радіонуклідів у Чорне море становить (185 — 740) • 1010 Бк (50-200 Кі) на рік.Добре відомі ситуації з потраплянням у моря й океани радіонуклідів із локальних джерел радіонуклідного забруднення. Так, наприклад, у водах річки Колумбія (США), що впадає в Тихий океан, міститься близько 3,7 • 1013 Бк (103 Кі) активності радіонуклідів на добу. Джерелом такого забруднення є фірма HANFORD ATOMIC PRODUCTS OPERATION, розташована за

370 миль вище за течією цієї річки. Цей стік містить близько 60 різних радіонуклідів. У морській воді містяться також природні радіонукліди. Це насамперед калій-40, уран, торій, радій і рубідій. Штучні радіонукліди представлені продуктами поділу урану і радіонуклідами, що утворилися зі стабільних елементів після активації нейтронами. Найважливішими продуктами поділу ядер, що виявлені в морській воді і біоті, є 90Sr, 90Y, 137Cs, 144Се, 95Zr-Nb, 103,106Ru, 103,106 Rh і короткоіснуючі ізотопи – 131I і 140Ba. Основні продукти активації — це 55Fe, 59Fe, 65Zn, 57Co, 60Co,54Мп. У низьких концентраціях містяться в морській воді 51Сг, 14С і 3Н, в дуже низьких

—239Ри та інші ТУЕ.

Фізико-хімічні форми радіонуклідів значною мірою виливають на їх міграцію в природному середовищі. Різноманітність речовин, що містяться у морській воді, утруднює передбачення фізичних і хімічних форм перебування для більшості радіонуклідів. За даними літератури, 137Cs, 90Sr, 95Zr існують тут в йоніїій формі, а тенденція для 103Ru, 144Ce, 90Zn, 90Y,95Nb і 59Fe — перебувати в морській воді у вигляді колоїдів. Установлено, що радіонукліди 57Со, 54Мп і 59Fe містяться в морській воді в нерозчинній формі. Розчинні радіонукліди, такі як 90Sr, можуть необоротно зв'язуватися із Са і переходити в нерозчинний стан.

Океан порівняно з прісноводними екосистемами є відносно гомогенним середовищем. Проте і в ньому також можна виділити кілька різних підсистем: а) відкритий океан; б) глибоководну частину; в) континентальний шельф; г) коралові рифи; д) естуарії (гирла) рік з унікальними властивостями. Океан займає 60 % поверхні Північної і 80 % Південної півкуль.Середні глибини океану становлять 4 км і містять 1,4 • 109 м3 води. Це величезне депо радіонуклідів. Континентальні шельфи займають лише 6 % поверхні океану, але вони найважливіші для його біологічної продуктивності. Океанічні води вертикально стратифіковані чи розподілені за температурою і густиною, що залежить від температури і вмісту солей. Глибинні води холодніші, ніж поверхневі, і містять більше солей.Поверхневі води

409

змішуються дуже швидко до глибини термоклину, пікноклину (різкий перепад за температурою і щільністю води) і галоклину (різкий перепад за солоністю води на великих глибинах). Верхній шар води під дією вітру і хвиль відносно легко розподіляється у глибину до 75 м. Глибинні шари води нижче від пікноклину також перемішуються, але повільніше. На рівні термоклину звичайний рух води припиняється. Тому горизонтальне розсіювання в морі завжди відбувається швидше, ніж вертикальне. Інший важливий чинник міграції радіонуклідів у морях і океанах —це хімічний склад води. Встановлено, що вміст Н, О, Na, Сl досягає 10 —19 г/л, а К і Са — 380

— 400 мкг (у прісній воді їх вміст становить близько 10-8 г). Унаслідок цього прісноводні організми, у тому числі риби, поглинають значно більше 137Cs і 90Sr, ніж морські (табл. 12.11).

Інша причина меншого накопичення цих радіонуклідів у морських організмах полягає в тому, що море, на відміну від прісноводних водоймищ, містить величезний об'єм води для розведення радіонуклідів.Радіонукліди 137Cs і 90Sr у морській воді містяться в розчинній формі й унаслідок високої концентрації хімічних аналогів (носіїв) у незначній кількості входять до складу морської біоти. У відкритому океані, де мала кількість біоти, радіонукліди перерозподіляються між водою і різними суспензіями. Дослідження розподілу радіонуклідів за глибиною показали, що значна частина радіонуклідів міститься па глибині менш ніж 100 м, а решта — до 1000 м. Біота справляє незначний вплив на рух радіонуклідів у морській воді. Ступінь біотичного впливу залежить від радіонуклідів та інших чинників середовища. Так, планктон і вищі організми накопичують радіонукліди в значній кількості і захоронюють їх завдяки екскреції. Популяції малих організмів, наприклад фітопланктон, для якого характерні швидкі процеси обміну, переносять значні кількості радіонуклідів у глибокі шари води й у седименти після відмирання (рис. 12.12). Підсумовуючи дані щодо накопичення радіонуклідів у морях і океанах, можна зробити висновок, що продукти розподілу й активації, що існують переважно в колоїдній формі, краще захоронюються в морських екосистемах, ніж 137Cs і 90Sr. У прісноводних водоймищах навпаки. Незважаючи на нерозчинну форму, 103Ru, 144Ce і 65Zn легко акумулю ються в морських фільтрувальних організмах, у тому числі зоопланктоні й молюсках.

Таблиця 12.11. Типові коефіцієнти накопичення 137Cs і 90Sr в деяких компонентах морської і прісноводної екосистем