Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

Дані таблиці 13.2. по моделі розробленої Б. Аміро, дозволяють розраховувати дозові навантаження на дику біоту у різних типах екосистем.

13.2.Екологічне нормування в озерній екосистемі

Результати моделювання припустимих скидів в озерну екосистему. По оцінці гранично - припустимих концентрацій радіонуклідів 137Cs в елементах екосистеми, можливо оцінити критичні скиді та викиди в екосистеми (почнемо з прикладу - озеро): На основі моделі радіоємності озерної екосистеми нами показано, що для бентосу донних відкладів прісноводного водоймища гранично - припустимый скид радіонуклідів у водоймище (Nk) не повинен перевищувати слідуючу величину :

де L – розрахований на основі граничної дози в 4 Гр/рік, ліміт концентрації радіонуклідів 137Cs у водній біоті - 600 кБк/кг , S – площа водоймища, H –середня глибина водоймища, k – коефіцієнт накопичення радіонуклідів з води донними відкладами, F- фактор радіоємності донних відкладів водоймища Kb –коефіцієнта накопичення радіонукліді 137Cs в системі вода біота водної товщи .

Для біоти, що живе у товщі води гранично припустимий скид радіонуклідів не повинен перевищувати (Nb) :

Для конкретного прісноводного водоймища, де S= 2 км2, H= 4 м, Kb =1000, F=0,7 критична величина скиду радіонуклідів за розрахунками по цій модели складає не більше : Nb < 10 ТБк у воду всього водоймищаа. В той же час критична величина скиду радіонуклідів в водоймище для його бентосу оценюється по формуле (4.1) величиною - Nk < 110 ГБк. Ця величина у 90 разів меньша, чим припустимий скид 137Cs у воду даного озера, що оцінюється для біоти водноі товщи водоймища. Далі для наочності, наведемо

скинуто усього 1 МБк 137Cs. Хай глибина озера дорівнює 5 м, товщина активного шар ілу – 10 см, Кн. – ілів – 200 , а в разрухунок візьмемо варіанті коли Кн. – біоти доних відкладів складає від 1 до 100000. Проведемо аналіз того, які кількості радіонукліду можна скинути у таке озера, з тим, щоб доза на біоту бентосу не перевищила критичну межу у 4 Гр/рік. Використовуючи вище наведені формули проведемо розрахунок припустимих скидів 137Cs (таблиця 13.3)

Таблиця 13.3.Розрахунок величини дози на компоненти озерної

432

Розрахунки було проведено таким чином. Знаючи закономірність перерозподілу радіонуклідів по компонентах озерної екосистеми можна встновити рівні радіоактивності у цих складових. Потім спираючись на таблицю дозових цін (таб. 13.2.), можна розрахувати складові дози на біоту від різних компонент озерної екосистеми при різних значеннях Кн біоти-бентосу. Сумуючи дозу по відповідному стовбцю таблиці ми розрахуємо сумарну дозу на бентос при величні висхідного скиду радіонуклідів усього в 1 МБк 137Cs. Далі беремо, наприклад, сумарну дозу в останньому стовбці, яка дорівнює 4,7 10-3 Гр/рік, це при скиді в 1 МБк.А якщо припустима доза на донну біоту, як ми встановили не повинна перевищувати 4 Гр/рік, то поділивши величину 4 Гр/рік на величину 4,7 * 10-3 Гр/рік ми маємо оцінку кількості Бк у припустимому скиді , що складає – 8,5 +8 Бк/рік, або 0,023 Кі/рік. Таким чином, слід відмітити , що при надвисоких значеннях Кн –біоти (100000 одиниць) припустимий річний скид радіонуклідів у дане озеро, може складати надмалу величину усього 0,023 Кі/рік усього на 1км2 – площі озера. Аналогічний розрахунок ми провели для іншого біогенного радіонукліду – 90Sr. Видно в залежності від Кн. біоти припустимі скиді у дане озеро складають для 137Cs від 0,023 до 2100 Кі за рік. А для 90Sr, від 0,1 до 7800 Кі. І це якщо скиди відбуваються тільки один рік, як це було при аварії на ЧАЕС. Якщо, це діючи АЕС , то зрозуміло, що припустимі скиди на рік будуть значно менше, щоб не перевищити дозові ліміти. Тобто при реальних значеннях Кн для донної біоти , можуть діяти жорсткі ліміти на припустимі рівні скидів у таку озерну екосистему. При цьому у більшості випадків рівні забруднення води, на яку існують гігієнічні нормативи (2 Бк/л по 137Cs ), будуть оцінені, як значно менші за ці гігієнічні нормативи. Таким чином аналіз показує,

зашкодить». Аналіз який ми тут провели, показує, що це зовсім не так. Тобто ситуація безпечна для людини, може обернутися високими дозами для біоти, внаслідок перерозподілу радіонуклідів та високих значень Кн., які властиві біоти. Тобто в умовах озера, коли гігієнічні нормативи на питну воду легко можна виконати, ліміти на дозу для біоти озера можуть бути не виконуваними. Слід підкреслити, що перевищення дозових лімітів на біоту донних відкладів призведе до

що, в свою чергу, може викликати десорбцію радіонуклідів, що накопичені в донних відкладах. А це буде означати, значне підвищення забруднення води, що вочевидь буде перевищувати і гігієнічні нормативи. Зрозуміло, що встановлення реально діючих екологічних нормативів для України та інших держав задача дуже і дуже не проста. Проблема в тому , що практично неможливо встановити єдині екологічні нормативи на припустимі скиди радіонуклідів для різних екосистем. Кожне озеро, взагалі всяка окрема екосистема, буде потребувати розробки окремої моделі та оцінки діючої величини екологічного нормативу. Але проблема залишається і ії треба розробляти. Точно такі ж проблеми стосуються інших типів екосистем.

13.3.Екологічне нормування для схилової екосистеми

Спостереженея в зоні ЧАЕС за переросподілом радіонуклідів у схилових екосистемах на березі р. Уж, показали швидку динаміку та концентрування радіонуклідів на береговій терасі і в донних відкладах річки. Нами була побудована модель радіоємності схиловоі екосистеми та показана ії еврістичність (рис 13.1). Таким чином можна вважати, що аналіз радіоємності перспективний і в випадку лінійно організованих екосистем, по типу схилових. Розроблені моделі дозволяють оцінити та прогнозувати закономірності розподілу радіонуклідів та визначати критичнy биоту, котра може отримувати помітні дозові навантаження.

СХИЛОВА ЕКОСИСТЕМА

435

Оцінка екологічних нормативів на гранично-припустимі скиди та депонування радіонуклідів у схилових екосистемах.

Розроблена модель оцінки радіоємності схиловоі екосистеми дозволяє оцінити час і місце очікуваного у динаміці міграції, концентрування радіонуклідів в декотрих елементах схилової екосистеми. По формулі (13.3) може бути оцінений фактор радіоємності схилової екосистеми (Fs), що представлена на рис 13.2.

i 1

де Pi - ймовірності стоку радіонуклідів з відповідного елементу схилової екосистеми за рік (Р1- стік з лісової екосистеми,Р2 - з камянистої осипи, Р3 -з лугової екосистеми, а Р4 - з екосистеми тераси до озера). Практично це означає, що параметри міграції та

доних відкладах водотоку (річка, струмок, озеро, болото і т.і.) визначають, у кінці кінців, гранично - припустимий скид радіонуклідів у дану екосистему. Для випадку первинного скиду

где Nk(f) – ліміт скиду в озеро, оцінений нами вище, для конкретного вибраного озера, він не може перевищувати величину у 110 ГБк, Т - кількість років скиду (нами були виорристані оцінки за 20 років стоку). Щоб виконати цю нерівність скид у лісову екосистему не повинен перевищувати визначеного за цією формулою величини скиду у ліс - Nk(L).

лука – сільсьскогосподарська тераса – озеро. Ймовірності скиду, що фігурують у формулі (13.3), встановимо такі реальні значення : ліс – лука = 0,03; лука – тераса = 0,1 ; тераса – озера = 0,2. Як показав попередній розрахунок , критичним у цій схиловій екосистемі буде донна біота озера. Для прикладу аналізу виберемо варіант, коли Кн –

436

донної біоти складає 104 одиниц. Тоді, якщо припустити, що процес поверхневого стоку по схиловій екосистеми такий, як було розраховано у табл. 4.3, то припустимий рівень разового річного скиду не повинен перевищувати 2, 3/20 = 0,11 Кі/рік. Виходячи з такої оцінки, можна розрахувати що рівень забруднення тераси не повинен перевищувати слідуючу величину 0,11 / 0,2 = 0,55 Кі. Для виконання такої оцінки рівень забруднення луків не повинен перевищувати слідуючу величину 0,55 / 0,1 = 5,5 Кі . Тоді ми можемо

компоненти не повинен перевищувати слідуючу величину: 5,5 /0,03 = 183 Кі. Це загальний запас радіонуклідів у всій лісовій екосистемі А якщо площа лісу складає біля 10 км2 , то густина його забруднення не може перевищувати 18 Кі/км2 . Практично, такий рівень забрудненя є на значній території 30-км зони відчуження Чорнобильської аварії та сел 2, 3 зони. Це означає, що навіть при існуючих рівнях забрудення радіонуклідами схилових екосистем, можна чекати у депонуючих компонентах (в нашому прикладі, це –озеро) перевищення дозових навантажень на біоту. Ще слід зауважити, що у вибраному нами прикладі, забрудненим вважається тільки – джерело

–лісова компонента схилової екосистеми. Реальні ситуації на Україні таки, що первинне забруднення може лежати і на всіх складових схилової екосистеми. У цьому реальному випадку рівні припустмого забруднення складових схиловї екосистеми будуть значно жорсткішими.

Приклад аналізу припустимих скидів радіонуклідів до лісової екосистеми. Навіть у вибраному простому типі силової екосистеми, критичною складовою біоти екосистеми, окрім донної біоти озера, слід розглянути і ситуацію у лісовій екосистемі. Аналіз радіоекології лісової екосистеми показує, що у лісі можна чекати помітних дозових навантажень у лісовій підстілці, де також можуть бути досягнуті критичні значення доз. Відомо, що стан лісової підстілки визначають комплекс видів –редуцентів (мікоризні гриби, мікроорганізми, черві і т.і.). Якщо радіонуклідне забруднення призведе до пригнічення та/або загибелі біоти лісової підстілки, може призвести до загибелі усього лісу. Розглянемо приклад такої лісової екосистеми і проведемо розрахунок припустимих рівнів забруднення лісу по методиці розрахунку, яку ми використовували у розділі 4.3.1. при розгляді ситуації в озерній екосистемі. Висхідна ситуація у лісовій екосистемі : Стаціонарний рівень розподілу забруднення у лісі слідуючий -у підстилці знаходиться 80% усього забруднення – 137Cs, у грунті -10%,

437

ще 10 % радіонуклідів знаходяться у деревині. Кн. для деревини лісу оцінюється - 1, Кб – для біоти лісової підстілки варіює 1, 10, 100. Коефіцієнт вітрового підйому радіонуклідів у повітря становть – 10-6 м-1. Розрахунок ведемо аналогічно тому , як це було для озерної екосистеми, для гіпотетичного рівня скиду у ліс 1 МБк/км2 137Cs до лісу.

Таблиця 13.4.Розрахунок величини дози (Гр.) на компоненти лісової екосистеми та припустимого річного скиду 137Cs в залежності від значень Кб -для біоти лісової підстілки.

Оцінивши сумарну дозу на біоту підстілки від гіпотетичного рівня скиду в ліс у розмірі 1 МБк/км2 137Cs , ми маємо таку оцінку дози при Кб = 100, в величини 6,6 * 10 -6 Гр/рік. А припустима доза , як ми оцінили становить - 4 Гр/рік. Знову поділивши (4 Гр /6,6 * 10 - 6 Гр) 1 МБк = 6.1 * 1011 Бк/рік для варіанту з Кб = 100. Для менших значень Кб, маємо і більши рівні припустимих рівнів скиду радіонукліду 137Cs у лісову екосистему. Слід зуважити, що при Кб =100, припустимий скид 137Cs не повинен перевищувати 16,5 Кі/км2. Водночас у попередньому розрахунку для силової екосистеми ми отримали оцінку припустимого скиду радіонуклідів 137Cs у лісову екосистему в розмірі 18 Кі/ км2. Тут дані обох розрахунків близькі

438

оде до одного. Але для силової екосистеми, якими є практично всі екосистеми України, слід чітко розрахувати, яка саме біота є критичною по дозі. Тобто де саме при реальних оцінках Кб и Кн. можна раніше чекати прервищення встановленого ліміту для екологічного нормативу у 4 Гр/рік. Апріорі, це не можна сказати. Тому кожного разу починаючи розрахунки для конкретних локальних екосистем потрібно порівняти ступінь критичностиі різних складових біоти реальної локальної екосистеми, та оцінити для неї екологічний норматив на припустимі рівні забруднення екосистеми. Задача досить складна, бо потребує серйозного наукового дослідження Кн., Кб і т.і. для встановлення критичної складової біоти, на яку треба орієнтуватися при розрахунках екологічних нормативів на припустимі скиди до них різних радіонуклідів. Більш того, такі оцінки можуть мінятися за порами року, коли відбуваються скиди, від інтенсивності скидів, і динаміки росту біомаси біоти ,та ї видової структури тощо. Але все це, насамперед і означає жорстку необхідність проведення таких досліджень і розрахунків. Особливо, це важливо в умовах дії на біоту різних поллютантів, при можливості їх синергічної (взаємно підсилюючої) дії на біоту екосистем. Без проведення таких досліджень, та оцінок, можна легко втратити не тількі окремі види біоти, а і усю біотичну компоненту, яка забезпечує благополуччя і навіть виживання екосистем різного рівня.

Досі ми говорили про окремі локальні екосистеми (озеро, ліс тощо) , та про лінійні екосистеми (схилові екосистеми). Але ж реальна біота живе і функціонює в просторових ландшафтних екосистемах. Тому у наступному розділі книги ми зупинемося на проблемах ландшафтних екосистем.

Вступ. Для оцінки стану та благополуччя екосистем використовують до 30 різних показників і параметрів – від показника різноманіття видів до біомаси і т.і. Важлива особливість цих показників, що практично всі вони починають суттєво змінюватися тільки коли біота потерпає значних змін. З практичної точки зору, дуже важно мати показники та параметри, котрі дозволяли б випереджаючим чином оцінювати стан біоти екосистем та особливості розподілу і перерозподілу поллютантів в реальних ландшафтах. На основі теоретичного аналізу та експеріментальних досліджень, запропоновано використовувати таку міру – як радіоємність і/або

439

фактор радіоємності екосистем та ії складових. Радіоємність, як ми вже говорили вище, визначається, як гранична кількість поллютантів

чисельності та кондиціювання середовища існування). Фактор радіоємності визначається як доля поллютантів, що накопичуються в тому чи иншому компоненте екосистеми (у ландшафті) [4]. Нами біло запропоновано для оцінки благополучяя біоти в екосистемі використовувати у якості визначающих – два параметри – біомаса видів в екосистемі та їх здатність очищати - кондиціювати середовище від відходів життядіяльності та поллютантів, що попадають в екосистему.

Концепція трасерів в радіоекології. Наші локальні дослідженея

на схилі біля річки Уж у 30-км зоні ЧАЕС біля села Новоселки. Висхідними матеріалами для застосованої нами математичної

моделі та ГІС-аналізу є картографічні матеріали, дані польових досліджень та дистанційного зондування, статистичні матеріали по природним та антропогенним характеристикам території досліджень, показникам ії забруднення, а також любі інши матеріали котрі мають просторову прив`язку і можуть бути переведені у компьютерний формат для використання в межах даноі моделі.

Висхідні матеріали проходять попередню обробку, котра включає в себе сканування і графічну корекцію, просторову прив`язку (регистрацію) та геометричну корекцію, векторизацію і класифікацію інформації, групування отриманих векторних інформаційних шарів та їх об`єднання з базами даних.

Проведений нами цикл досліджень на модельній екосистемі – водній культурі рослин, показав, що фактор радіоємності біоти, по відношенню до штучного трасеру (137Cs), є дуже чутливим показником стану біоти, і корелює із змінами ростових показників. Встановлено, що чим краще проходить ростовий процес, тим вище фактор радіоємності біоти модельної екосистеми. Ми розповсюдили цей підхід на реальні екосистеми – озеро, каскад водоймищ. Показано, що зміни параметрів радіоємності можуть слугувати адекватним показником розподілу та перерозподілу радіонуклідів в екосистемі, та мірою благополуччя біоти в ній. Таким чином