Радиобиология с основами радиоэкологии

ма, астата, как и йод, входящие в седьмую группу периодической системы элементов. Иногда отдельно выделяют печеночный (изотопы лантана, прометия, церия, плутония, тория, марганца) и почечный (изотопы висмута, сурьмы, мышьяка, урана) типы распределения. Некоторые радионуклиды трудно отнести к какому-либо определенному типу распределения. Например, плутоний накапливается и в печени, и в костях, уран – и в почках, и в костях. Но если из активно функционирующих печени и почек они все же постепенно выводятся, то в костях остаются практически на всю жизнь.

Степень радиационного влияния таких включившихся в организм инкорпорированных радионуклидов на отдельные органы и организм в целом зависит от их количества и времени пребывания в организме. Некоторые из них, включаясь в процессы метаболизма быстро метаболизирующих тканей, могут быстро выводиться из организма вместе с продуктами обмена. Так, изотоп водорода тритий (3H), участвующий в обмене воды, уже на протяжении нескольких недель выводится с мочой. В то же время 45Са и 90Sr, принимающие участие в формировании костной ткани, могут пребывать в организме на протяжении всей жизни, количественно практически не изменяясь, как и упомянутые изотопы плутония (238–241Рu) и урана (235, 238U).

Для характеристики сроков пребывания в организме отдельных радионуклидов существует понятие периода их полувыведения. Период полувыведения (биологический) Тб – это время, в течение которого радиоактивность нуклида, нако­ пленного в организме (или в отдельном органе), уменьшается в два раза в ходе естественных процессов обмена и выделения.

В табл. 4.9 приведены усредненные данные продолжительности периодов полувыведения некоторых радионуклидов из организма человека. Они в целом отражают общие тенденции их поведения у всех млекопитающих, хотя, естественно, абсолютные показатели могут существенно различаться вследствие биологических особенностей видов животных, характера процессов обмена и активности радионуклидов.

Радионуклиды выводятся из организма не только с обычными продуктами выделения – испражнениями, но и с молоком. На загрязненных радионуклидами территориях коровье молоко является основным источником поступления радионук­ лидов в организм человека. Так, после аварии в Челябинской области на Южном Урале с молоком в рацион населения поступало до 80% 90Sr. Вследствие аварии на Чернобыльской АЭС поступление 90Sr и 137Сs с молоком и в настоящее время достигает 70–80% всего их количества в рационе человека. Именно поэтому молоко отнесено к так называемым «критическим продуктам».

Степень перехода радионуклида в молоко из рациона коров характеризует величина, называемая коэффициентом перехода (КП), которая рассчитывается аналогично коэффициенту всасывания (КВС) и коэффициенту накопления (КН). Максимальные значения КП, характеризующие объемы выделения радионуклидов с молоком, естественно, свойственны радионуклидам, стабильные изотопы которых и их химические аналоги принимают активное участие в обмене веществ: 3Н, 14С, 32Р, 35S, 40К, 45Са, 131I, 134,137Сs. Они достигают значений 1–3 (табл. 4.10). Для 90Sr КП в 10–20 раз ниже. Это связано с тем, что преобладающим минеральным компонентом молока является кальций (более 1 г/л), выступающий в роли конкурента и дискриминатора своего химического аналога – стронция. Радионуклиды – представители редкоземельных металлов, а также трансурановые элементы, как правило, переходят из рациона в молоко в незначительных количествах – КП оценивается сотыми-десятитысяч- ными долями единицы.

Таблица 4.10

Коэффициенты перехода (КП) радионуклидов из рациона коров в молоко и мясо (мышцы), % суточного поступления радионуклида в 1 кг

(Е.М. Теверовский и др., 1985)

Продолжительность периода полувыведения (Тб) из организма радионуклида существенно зависит от характера и интенсивности метаболизма и соответственно – возраста. Так, для человека период полувыведения 90Sr варьирует от 25 лет у детей до 70 лет у пожилых людей, а 137Сs, соответственно, – от 30 до 90 сут. В табл. 4.9 приведены усредненные значения – 50 лет и 70 сут.

В табл. 4.9. представлены также значения периодов полураспада радионуклидов. Период полураспада (физический), Т1/2 – время, в течение которого радиоактивность нуклида уменьшается в два раза вследствие его физического распада.

В отличие от варьирующих в широких пределах значений периодов полувыведения, эта величина, определяемая с помощью сведений о средней продолжительности существования радиоактивных ядер, представляет собой постоянную величину, не зависящую от каких-либо факторов окружающей среды или биологических особенностей организма.

Однако, определяя степень очищения организма от радио­ нуклидов, следует учитывать и данный показатель, так как уменьшение количества радиоактивных веществ происходит одновременно и за счет их выведения, и за счет распада. С учетом этих обоих процессов используют понятие эффективного периода полувыведения. Эффективный период полувыведения, Тэф – время, в течение которого радиоактивность нуклида, на­ копленного в организме (или отдельном органе), уменьшается в два раза за счет его биологического выведения и радиоактив­ ного распада. Эта величина рассчитывается по формуле:

Тэф = Тб × Т1/2 / (Tб + T1/2).

Совершенно понятно, что при длительных периодах полураспада таких радионуклидов, как 239Рu, 241Аm, даже 90Sr и

137Сs и сравнительно непродолжительном периоде жизни чело-

века, а тем более домашних и сельскохозяйственных животных, учет показателя Т1/2 не окажет реального влияния на эффективный период полувыведения радионуклида. Так, Тэф 239Рu из костей снизится с 200 до 198 лет. Но при относительно коротких периодах полураспада многих радионуклидов, например 32Р, 35S, 131I, Т1/2 будет оказывать очень сильное влияние на него. Расчетный период полувыведения 32Р из костей снижается с 3.16 лет до 14.1 сут., т.е. практически оценивается перио­ дом его полураспада – 14.3 сут.

Понятие периода полувыведения радионуклида практически неприемлемо для растений. Во-первых, у растений отсутствует такая активная и эффективная система выведения продуктов метаболизма, как у животных. Элементы, поступающие в растения, почти полностью усваиваются и остаются в нем, расходуясь на постоянный рост – увеличение количества и массы органов. Именно это является одним из принципиальных отличий организма растений и животных. В особенности это касается однолетних растений, так как у многолетних в качестве системы активного выведения можно рассматривать, хотя и с большими условностями, осеннее опадание листьев и плодов. Во-вторых, процесс реального выведения радионуклидов у растений маскируется их разбавлением в тканях за счет постоянного увеличения массы. В-третьих, метаболизм растений, а следовательно, их рост и развитие, представляет собой очень чувствительный процесс, зависящий от многих факторов окружающей среды и отражающий их малейшие отклонения от оптимальных, в отличие от более или менее стабилизированного метаболизма теплокровных животных. Поэтому величина периода полувыведения радионуклидов в зависимости от условий выращивания растений может изменяться во много раз. Но, по-видимому, в специальных модельных экспериментах можно было бы дать оценку данного показателя, создав для растений определенные условия роста. Конечно, его значения будут носить условный характер.

Определенная роль принадлежит животным в миграции радионуклидов в окружающей среде. Они принимают самое активное участие в деструкции растений и растительных остатков, приводя к изменению химического состояния радионуклидов и их доступности. Концентрация радионуклидов в биомассе животных при совмещении с подвижным образом жизни, роющей, гнездостроительной, перелетной деятельностью способствует миграции радионуклидов как в ценозе, так и за его пределы, порой на весьма значительные расстояния.

Среди огромного разнообразия обитателей зооценозов особого внимания заслуживают дождевые черви, по праву считающиеся одним из интереснейших объектов радиоэкологии. Исследование их деятельности может дать определенное представ-

осадков из атмосферы. В качестве первичного источника поступления радионуклидов в водоемы выступают аэральные выпадения. Другим, не менее существенным долговременным источником поступления радионуклидов в водоемы является их смыв с поверхности почвы площадей водосборов.

Водоемы – важнейшее звено многих трофических цепочек на пути к человеку: вода (питьевая)–человек, вода (питьевая)– животные–человек, вода (оросительная)–растения–человек, вода (оросительная)–растения (кормовые)–животные–человек, вода (среда обитания)–водные организмы (гидробионты)–человек и др. По всем этим путям радионуклиды с водой в самом прямом смысле слова «стекаются» к человеку.

Не имеет смысла еще раз подчеркивать роль воды в миграции радиоактивных веществ. Вода – это основное транспортирующее средство их перехода от звена к звену. Только в ра­ створенном виде радионуклиды через надземные органы либо корни проникают в растения, только в виде растворов они всасываются в желудочно-кишечном тракте животных и человека, в виде растворов их основная масса и выводится из организма.

Участь выпавших на водоемы радионуклидов радиоактивных осадков определяется многими факторами, но главными являются физико-химическое состояние выпадений и их растворимость. Гидрозоли образуют с водой однородную систему и сразу же включаются в пути миграции по трофическим цепочкам. Аэрозоли, представляющие собой твердые частицы различной природы, образовавшиеся, как правило, при высокой температуре, плохо растворимы в воде или практически нерастворимы и, обладая высокой удельной массой, оседают на дно водоемов. К концу 1986 г., т.е. через семь-восемь месяцев после прекращения аварийных выпадений Чернобыльской АЭС, до 95–98% радиоактивности, попавшей в водоемы, находилось в донных отложениях и только 2–5% – в воде (в растворенном и взвешенном состоянии) и биоте, примерно поровну.

Однако дальнейшее поведение радионуклидов в водных экосистемах очень сложно, так как определяется влиянием большого количества чисто физических, а также биологических факторов. Некоторые из них обусловливают рассеивание радионуклидов­ в водоеме, другие – приводят к их концентрации в отдельных его компонентах.

В воде, как и в почве, под влиянием окислительных процессов, деятельности микрофлоры и некоторых других происходят разрушение радиоактивных частиц, переход радионуклидов в иные физико-химические состояния, результатом чего является увеличение растворимости и переход радионуклидов в массу воды. Однако увеличения ее радиоактивности не происходит. С одной стороны – это обусловлено поглощением радионуклидов богатыми илистой фракцией и органическими веществами

донными отложениями, с другой – старением многих из них, как например, 137Сs. Кроме того, вода водоемов, в отличие от почвы, представляет собой динамическую постоянно обновляющуюся систему, в которой кумулятивные процессы практически невозможны. Последнее утверждение касается в основном рек, в меньшей степени озер – источников водоснабжения населения питьевой и оросительной водой. Радиоактивное загрязнение вод мирового океана постепенно возрастает.

Однако снижение количества радионуклидов в воде может сопровождаться увеличением их концентрации не только

вабиотических,­ но и биотических компонентах водоемов. При этом, как и для наземных организмов, у гидробионтов наблюдается четкая корреляция между содержанием радионуклидов и их стабильными аналогами. И чем выше трофический уровень, тем более четко прослеживается эта закономерность.

Вотличие от наземных организмов, поступление радионук­ лидов у водных организмов осуществляется не только при питании, но и за счет постоянной адсорбции на поверхности и через мембраны клеток в водной фазе. Это означает, что водные растения, животные, микроорганизмы могут накапливать радионуклиды не только по длинным и коротким пищевым цепочкам, но и прямым их поглощением из водной среды. Такой путь несколько напоминает поступление радионуклидов у наземных растений через надземные органы, клубни, луковицы, у животных – через кожу. Но объемы поступления радионук­ лидов этими путями у наземных и водных организмов несравнимы. И коэффициенты накопления радионуклидов гидробионтами достигают огромных значений – сотен и тысяч единиц.

Наиболее интенсивно накапливаются гидробионтами радионуклиды­ железа, кобальта, цинка, калия, цезия, церия, иттрия, циркония, прометия. Именно для них коэффициенты накопления достигают тысяч единиц. В меньшей степени накапливаются радионуклиды серы, кальция, стронция, хрома, кадмия, йода. Для них коэффициенты накопления оцениваются сотнями единиц. Как свидетельствуют данные, приведенные

втабл. 4.11, среди растений самые высокие их значения характерны для плавающих на поверхности воды, самые низкие – для прибрежно-водных.

Адсорбция, как главный путь накопления радионуклидов, свойственна водным растениям, микроводорослям и другим микроорганизмам,­ беспозвоночным животным. Для позвоночных важную роль играет и их поступление по пищевым цепочкам, хотя и у них посредством прямой адсорбции из водной фазы через поверхность тела и особенно через жабры может поступать свыше половины всех радионуклидов. В целом водные высшие растения обладают более высокими коэффициентами накопления радионуклидов (и не только их), чем животные,

Таблица 4.11

Коэффициенты накопления 90Sr и 137Сs растениями различных экологических групп (Н.В. Куликов, И.В. Молчанова, 1996)

а одноклеточные и нитчатые водоросли более значительными, чем высшие растения. Беспозвоночные водные животные накапливают больше, чем позвоночные; плотоядные позвоночные животные больше, чем фитофаги.

Совершенно очевидно, что накопление радионуклидов гид­ робионтами зависит от концентрации в воде изотопных и не­ изотопных носителей, физико-химического состояния радионуклидов и реакции среды, видовых особенностей, температуры и освещенности воды и многих других факторов. Как и у наземных организмов, накопление 90Sr и 137Сs находится в обратной зависимости от содержания в субстрате (в данном случае в воде) соответственно кальция и калия. Легко растворимые радионуклиды накапливаются в больших количествах. Кислая реакция воды способствует усилению накопления. Более того, при сдвиге рН до 5–6, а это возможно при сбросах в воду некоторых видов промышленных стоков, при выпадении кислых дождей, происходит резкая десорбция (высвобождение) – до половины радиоактивности из донных отложений. Видовая спе­ цифика накопления определенных элементов определяет содержание их радиоактивных нуклидов или химических аналогов. Повышенная температура и освещенность, благоприятствуя обмену веществ, также усиливают накопление радионуклидов.

Радионуклиды в водоемах активно поглощаются не только гидробионтами, но и детритом – осевшими на дно либо находящимися во взвешенном состоянии в толще воды останками разложившихся животных и растений. Коэффициенты накоп­ ления детритом некоторых радионуклидов, в частности 106Ru, 144Се, значительно выше, чем живыми животными и растениями, но 90Sr и 137Сs – ниже либо близки к таковым у гидробионтов. Это означает, что если первые радионуклиды могут прочно фиксироваться и захороняться в донных отложениях, то вторые относительно легко могут десорбироваться и включаться в биологические циклы.

И хотя со временем после попадания радионуклидов в водоемы их содержание в отдельных компонентах экосистемы ста-

билизируется или начинает снижаться, содержание радиоактивных веществ в гидробионтах остается, как правило, выше, чем в воде.

Смыв радиоактивных частиц с площадей водосборов дождевыми и талыми водами, в отличие от аэральных выпадений, – долговременный источник поступления радионуклидов в воду. Он может обусловливать периодическое увеличение ее радиоактивности, но в дальнейшем участь смытых радиоактивных частиц такова, как и выпадений из атмосферы.

Таким образом, водоемы вблизи мест радиоактивного загрязнения по сравнению с почвой довольно быстро очищаются от радионуклидов. Именно поэтому вклад питьевой воды в формирование дозы внутреннего облучения относительно невелик. Но это очищение в значительной степени происходит за счет переноса радионуклидов реками на далекие расстояния от источников загрязнения, приводя к радиоактивному загрязнению других регионов. Одним из источников такого загрязнения посредством воды является орошение почв в зонах недостаточного естественного увлажнения.

Орошение загрязненной радионуклидами водой приводит к их накоплению в почве и в дальнейшем к загрязнению растений. При постоянном поливе такой водой процесс накопления в почве 137Сs продолжается около 200 лет, а 90Sr – около 70 лет. Затем может наступить стабилизация ситуации, когда процесс поступления радионуклидов с водой будет уравниваться с их потерями.

При поливе дождеванием, а это наиболее распространенный способ орошения в большинстве стран СНГ, радионуклиды непосредственно попадают на растения, в том числе и на продуктивные органы, минуя почву. Именно такая ситуация сложилась в настоящее время в степной зоне юга Украины, где искусственное орошение является обязательным элементом технологии растениеводства и где до 60% земель орошается водой р. Днепр. Именно в верховье Днепра, на его притоке р. Припять, находится Чернобыльская АЭС и располагается наиболее загрязненная в результате аварии территория 30-километровой зоны, формирующая до 40% его радиоактивного стока.

4.7.Роль микроорганизмов

вмиграции радиоактивных веществ

Деятельности микроорганизмов принадлежит большое значение на всех этапах миграции радионуклидов по трофическим цепочкам. Особенно велика роль почвенной микрофлоры в первичном звене их перехода из почвы в растение.

Микроорганизмы, заселяющие почву, в процессе обмена веществ выделяют соединения, многие из которых представляют