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.

  1. 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.

  1. Маслоўскі І.У. Міграцыйныя асаблівасці радыёнуклідаў 137Cs и 90Sr // Весці БДПУ. — 1998. — №1. — С. 92-95.