
26 Апр Миграция радионуклидов, как фактор качества жизни человека
26 апреля 1986 года на Чернобыльской АЭС произошла авария, последствия которой для Беларуси стали катастрофическими. В результате аварии в атмосферу выброшено около 1 млрд. кюри радиоактивных веществ. Из них 70% выпало на территории Беларуси. 23% территории Беларуси было загрязнено цезием-137 с плотностью больше 1 Ки/км2 там, где проживало 2 миллиона человек, из них 500 тыс. детей.
По мнению экспертов, замалчивание информации об истинных масштабах Чернобыльской катастрофы властями нанёс ущерб здоровью населения в 5-10 раз выше, чем он мог бы быть.
Наибольшее негативное влияние оказала и оказывает радиация на детей. Детский организм в 2-5 раз более активно, чем взрослый, накапливает радионуклиды и во столько же раз радиация оказывает более вредное воздействие на детей, чем на взрослых. В 2001 году, спустя 15 лет после аварии, 80% детей с загрязненных районов имели показания радиации выше безопасной нормы. Следует отметить, что радионуклиды имеют свойства накапливания в организме как в мягких тканях — цезий-137 (137Cs) , так и в костях — стронций–90 (90Sr). В настоящее время основной вклад в формирование доз облучения населения, проживающего на загрязнённых территориях, вносит внутреннее облучение за счёт потребления содержащих радионуклиды продуктов питания.
Продукты радиоактивного распада, выброшенные в результате аварии на ЧАЭС, стали составной частью почв, вод, растений, животных и самого человека. Перемещение радионуклидов по биогеохимическим цепям и обусловило загрязнение биогенных и абиогенных элементов (компонентов), которые даже не подверглись первичному загрязнению. Изотопы 137Cs и 90Sr в настоящее время содержатся в почве до глубины 0,8 м. Обнаружено их присутствие в грунтовых водах, а также в костях и тканях людей, которые никогда не были в загрязнённых районах. Однако до настоящего времени около 90% радионуклидов содержится в верхнем 15-25-сантиметровом почвенном слое, т.е. в пределах корневых систем растений.
Интенсивность включения радиоизотопов в цепи миграции определяется преимущественно звеном почва-растения. Перенос радионуклидов в этом звене является наиболее активным видом биогенной миграции. Звено почва-растения обеспечивает основной путь поступления 137Cs и 90Sr в организм человека [1], что вызывает необходимость изучения причин, факторов и механизмов миграции радионуклидов в биомассу. К факторам, оказывающим влияние на перемещение радиоизотопов в растительность, можно отнести следующие: состояние радионуклидов в почве, плотность загрязнения, гранулометрический, минералогический и химический составы почвы, гидроморфизм почвы, видовой состав растений, а для культурных растений — агротехника их возделывания.
В табл.1 по результатам исследований в Чернобыльской зоне отчуждения и отселения (Гомельская и Могилёвская области) приведены показатели валового содержания радионуклидов в природной растительности.
Плотность загрязнения исследованных ландшафтов варьирует в пределах 438-2961 кБк/м2 для 137Cs и 7-371 кБк/м2 для 90Sr. Широкий диапазон плотности загрязнения обеспечивает и пестроту загрязнения растительности. Влияние этого фактора прослеживается при учёте валового содержания (количественных показателей) радионуклидов в массе растений, и роль его возрастает с увеличением интервала значений в плотности загрязнения. Отличия в загрязнённых образцах растительности наблюдается при изменении показателей плотности загрязнения на 1,5-2 порядка и выше. Ниже этого уровня выявить определённые зависимости не удаётся из-за влияния других не менее значимых факторов загрязнения растительности. К тому же каждый вид растений (родственные виды) имеет определённый порог накопления, и увеличение содержания радиоактивных элементов в почве не приводит к повышению их концентрации в биомассе, как это видно из табл.1.
Для оценки качественных параметров биогенной миграции радионуклидов (в численном выражении) при учёте ряда других факторов необходимо использовать такой показатель, как коэффициент накопления (КН).
КН = удельная активность растительности (абсолютно сухой вес, Бк/кг) / удельная активность почвы (абсолютно сухой вес, Бк/кг) [2].
Таблица 1. Плотность загрязнения почв и удельная активность растительности (июнь, 1997г).
|
137Cs |
90Sr |
||
Раститель-ность |
Плотность загрязнения
почвы, кБк/м2 |
Удельная активность растений, Бк/кг | Плотность загрязнения
почвы, кБк/м2 |
Удельная активность растений, Бк/кг |
Злаки
Злаки Злаки Разнотравье Разнотравье Разнотравье Осоки Осоки Осоки |
438
517 672 604 1430 2961 494 627 1043 |
267
98 216 398 98 677 4210 941 22200 |
50
55 47 57 28 371 99 7 202 |
102 779 323 1100 222 1135 1629 74 7535 |
* Примечание. Таблица составлена автором на основе собственных исследований проведенных в загрязнённых районах Гомельской и Могилёвской областей. Механизмы и тенденции накопления радионуклидов растительностью не поменялись и на сегодняшний момент.
В табл. 2 приведены данные характеризующие процесс переноса нуклидов 137Cs и 90Sr в растительность. При сравнении КН 137Cs и КН 90Sr в идентичных или максимально схожих почвенных условиях, их значения во всех случаях значительно отличаются. Превышение интенсивности биогенных миграционных процессов радиостронция над радиоцезием составляет 2-235 раз. Наибольшие отличия характерны для древесной растительности (см. табл. 2). У 90Sr КН значительно выше, чем у 137Cs и в различных почвенных условиях. Исключением являются отдельные виды, которые в силу высокого порога накопления, являются своеобразными «аккумуляторами» радиоактивных элементов. Это грибы, мхи, лишайники, некоторые виды высших растений [3].
Единственным фактором, которым можно объяснить такие значительные отличия в активности биогенной миграции между 137Cs и 90Sr, является состояние радионуклидов. 137Cs имеет сильную зависимость от свойств почвенного поглощающего комплекса (ППК), 75-98% от валового содержания радионуклида сорбировано глинистыми минералами и органическими веществами почвы. Это количество радиоцезия исключено из биогенной цепи миграции. Состояние 90Sr в почвах характеризуется как мобильное, 56-99% форм радионуклида являются доступными для усвоения растениями. Такое состояние обеспечивает радиостронцию высокую биогенную миграционную активность. Следовательно, состояние 137Cs и 90Sr является главным дифференцирующим фактором биогенного переноса радиоизотопов. Главенствующее влияние этого фактора обеспечивается большим интервалом значений между состоянием 137Cs и 90Sr (отличия в 3,5-50 раз).
Таблица 2. Коэффициенты накопления 137Cs и 90Sr в природной растительности.
Почва (район) |
Растительность |
КН 137Cs |
КН 90Sr |
Дерново-подзолистая Песчаная (Наровлянский р-н) |
Лишайник (олений мох) |
44,94 |
95,00 |
Дерново-подзолистая Песчаная (Наровлянский р-н) |
Злаки |
0,08 |
1,95 |
Дерново-подзолистая Песчаная (Краснопольский р-н) |
Берёза бородавчатая Ель европейская |
0,17
0,25 |
39,89 32,40 |
Дерново-подзолистая Супесчаная (Славгородский р-н) |
Разнотравье |
0,24 |
18,26 |
Дерново-глееватая Суглинистая (Хойникский р-н) |
Злаки |
0,08 |
6,00 |
Дерново-подзолисто-глеевая супесчаная (Брагинский р-н) |
Злаки, разнотравье |
0,21 |
5,7 |
Дерново-глеевая Песчаная (Хойникский р-н) |
Осоки |
3,37 |
6,00 |
Пойменная дерново-глеевая супесчаная (Славгородский р-н) |
Осоки |
0,59 |
4,6 |
Пойменная дерново-глеевая суглинистая (Наровлянский р-н) |
Осоки |
3,92 |
8,15 |
* Примечание. Таблица составлена автором на основе собственных исследований проведённых в загрязнённых районах Гомельской и Могилёвской областей. Механизмы и тенденции накопления радионуклидов растительностью не поменялись и на сегодняшний момент.
Из других факторов поступления радионуклидов в растительность наиболее заметное влияние оказывает гидроморфизм почв. КН у травянистых растений, произрастающих на гидроморфных почвах, для 137Cs варьируют в пределах 0,59-3,92, для 90Sr 4,60-8,15, у растений на автоморфных почвах для 137Cs 0,08-0,24, для 90Sr 1,95-6,00 (см. табл. 2). Увеличение степени гидроморфности вызывает более интенсивные миграционные потоки радионуклидов в растительность. В ряде случаев подобной зависимости не прослеживается из-за более сильного влияния других факторов на процессы биогенной миграции. Активность биогенных миграционных процессов радионуклидов возрастает с уменьшением количества гумуса, обменного калия для 137Cs и обменного кальция для 90Sr, суммы поглощённых оснований, рН среды.
В науке считается, что для полного очищения земли от радиоактивных элементов должно пройти 10 периодов полураспада того или иного элемента. В настоящее время для 137Cs и 90Sr прошел только один период полураспада. Учитывая, что период полураспада цезия-137 составляет 30 лет, стронция-90 — 29 лет, то для самоочищения радиоактивных земель от этих элементов необходимо еще 270 лет. А вот с плутонием-241 ситуация еще хуже (период полураспада 14 лет), но он постепенно превращается в америций-241 с периодом полураспада 433 года. К тому же он обладает наиболее опасным для человека альфа-излучением, из-за чего его называют смертоносным. Он активно поступает из почвы в растения или воду, затем в животных или человека. Даже очень малые его количества приносят значительный вред живому организму. К сожалению, данная проблематика пока мало изучена в Беларуси.
Изучение механизмов биогенной миграции показывает, что 137Cs и 90Sr, 241Am активно поступают в растения, в том числе в сельскохозяйственные, а затем по пищевой цепочке животным и человеку. Постоянное проживание жителей на территориях, загрязнённых свыше 15 Бк/км2 или использование этих территорий для ведения сельского хозяйства является прямой угрозой для жизни и здоровья настоящего и будущих поколений граждан Беларуси.
Об авторе.
Игорь Масловский, окончил Брестский университет с красным дипломом, аспирантуру в Минске при Белорусском государственном педагогическом университете. Преподавал в Брестском государственном университет, автор курса «Радиоэкология». Автор трех десятков публикаций о миграции радионуклидов в ландшафтах Беларуси. Неоднократно проводил исследования в Чернобыльской зоне с целью уменьшения влияния радиации на здоровье людей.
Литература.
- Руководство по ведению агропромышленного производства в условиях радиоактивного загрязнения земель Республики Беларусь на 1997-2000 гг. / Под общ. ред. И.М. Богдевича. — Минск, 1997.-76 с.
2. Сельскохозяйственная радиология / Под общ. ред. Р.М. Алексахина, Н.А. Корнеева.- М.: Экология, 1991. — 400 с.
- Маслоўскі І.У. Міграцыйныя асаблівасці радыёнуклідаў 137Cs и 90Sr // Весці БДПУ. — 1998. — №1. — С. 92-95.