Актуальність. На сучасному етапі розвитку нашого суспільства, при створенні та використанні новітніх технологій людина створює реальні небезпечні ситуації, що спричинені аваріями. Використання радіоактивного палива та недбале ставлення до техніки безпеки роботи з радіоактивними речовинами створює передумови виникнення аварій на АЕС.

Радіація значно відрізняється від інших видів забруднення навколишнього середовища, і ця відмінність виявилася життєво важливою.

По-перше, до багатьох забруднювачів біологічні системи адаптуються, і їх дія послаблюється. По-друге, відмінність радіоактивних речовин (РР) від отруйних хімічних речовин полягає в можливості їх впливу внаслідок іонізуючого випромінювання (IB) не тільки всередині організму, але й дистанційно (на відстані), а також в неможливості припинення цього випромінювання при будь-яких хімічних реакціях PP. По-третє - у тривалості дії РР і накопиченні дози опромінення протягом певного часу.

Досить небезпечним радіонукліди є для рослинної продукції, в яку вони потрапляють переважно із забруднених ґрунтів.

Мета роботи – проаналізувати вплив радіоактивного забруднення на флору.

Завдання роботи:

1) дати поняття про радіоактивне забруднення та одиниці вимірювання;

2) проаналізувати стан радіоактивного забруднення ґрунтів;

3) охарактеризувати особливості надходження радіонуклідів у рослини;

4) проаналізувати вплив радіонуклідів на рослини;

5) проаналізувати забруднення радіонуклідами ґрунтів та рослинної продукції Чернігівської області за 1998 – 2006 рр..

Практичне значення роботи. В умовах широкого застосування ядерної енергії перед фахівцями всіх категорій і рангів стоїть завдання серйозної підготовки в галузі радіаційної безпеки, вивчення критеріїв оцінки радіоактивного випромінювання як шкідливого фактору впливу на людей і об'єкти навколишнього середовища, в одержанні потрібних знань з радіоекології, які дозволять у практичній діяльності організувати роботу й керувати підлеглими так, щоб гарантувати безпеку, зберегти здоров'я і працездатність людини в умовах радіоактивного забруднення навколишнього середовища, сировини і продуктів харчування.

РОЗДІЛ 1 ПОНЯТТЯ ПРО РАДІОАКТИВНЕ ЗАБРУДНЕННЯ

1.1 Одиниці вимірювання доз радіації

Серед різноманітних видів іонізуючих випромінювань надзвичайно важливими при вивченні питання небезпеки для здоров'я і життя людини є випромінювання, що виникають в результаті розпаду ядер радіоактивних елементів, тобто радіоактивне випромінювання .

Однією з основних характеристик джерела радіоактивного випромінювання є його активність, що виражається числом радіоактивних перетворень за одиницю часу.

Активність А радіонукліда у джерелі - міра радіоактивності, яка дорівнює співвідношенню числа самовиникаючих ядерних перетворень у цьому джерелі за невеликий інтервал часу до цього інтервалу часу.

Одиниця активності - кюрі (Кі), 1 Кі = 3,7*1010 ядерних перетворень за 1 секунду. В системі СІ одиниця активності - бекерель (Бк). 1 Бк дорівнює 1 ядерному перетворенню за 1 секунду або 0,027 нКі.

Кількість такої енергії, переданої організму, або поглинутої ним, називається дозою. Розрізняють експозиційну, поглинуту та еквівалентну дозу іонізуючого випромінювання.

Ступінь іонізації повітря оцінюється за експозиційною дозою рентгенівського або гамма-випромінювання.

Експозиційною дозою називається повний заряд іонів одного знака, що виникають у малому об'ємі повітря при повному гальмуванні всіх вторинних електронів, котрі були утворені фотонами до маси повітря в цьому об'ємі.

Одиницею вимірювання експозиційної дози є кулон на 1 кг (Кл/кг). Позасистемна одиниця - рентген (Р); 1 Р = 2,58*10-4 Кл/кг.

Експозиційна доза характеризує потенційні можливості іонізуючого випромінювання.

Поглинута доза випромінювання (Д) - це фізична величина, яка дорівнює співвідношенню середньої енергії, переданої при випромінюванні речовині, в деякому елементарному об'ємі до маси речовини в ньому.

Одиниця вимірювання поглинутої зони - грей (Гр.); 1 Гр = 1 Дж/кг.

Застосовується також позасистемна одиниця - рад. 1 рад = 0,01 Гр.

Для оцінки можливої шкоди здоров'ю людини від дії радіоактивного випромінювання довільного складу введено поняття еквівалентна доза.

Еквівалентна доза (Н) - основна дозиметрична величина в зоні радіаційної безпеки. Еквівалентна доза дорівнює добутку поглиненої дози Д на середній коефіцієнт якості іонізуючого випромінювання у даному елементі об'єму біологічної тканини.

Одиниця еквівалентної дози - бер. 1 бер = 0,01 Дж/кг. У системі СІ одиниця еквівалентної дози - зіверт (Зв), 1 Зв = 100 бер. Для γ і β випромінювань 1 Зв = 1 Гр = 100 бер.

1.2 Природні джерела радіоактивного випромінювання

Опромінення від природних джерел переважає багато інших джерел і є істотним фактором еволюції живих організмів у біосфері.

До природних джерел IB належать:

- космічні випромінювання;

- природні натуральні джерела;

- технологічні природні джерела (штучні джерела в навколишньому середовищі і в побуті).

Космічне випромінювання. Космічне випромінювання складається з галактичного і сонячного, яке пов'язане з сонячними спалахами. Сонячне космічне випромінювання відіграє важливу роль за межами земної атмосфери, але через порівняно низьку енергію мало впливає на дозу випромінювання біля поверхні Землі.

Слід розрізняти первинні космічні частинки, повторне і фотонне випромінювання, що утворюється в результаті взаємодії первинних частинок з ядрами атомів атмосфери.

Первинне космічне випромінювання більше ніж на 90% складається з протонів високих енергій. Крім них, до складу частинок входять альфа-частинки, нейтрони, ядра атомів різних елементів і інші частинки. Вступаючи у взаємодію з атмосферою Землі, ці частинки проникають до висоти 20 км над рівнем моря і утворюють повторне високоенергетичне випромінювання, яке складається з мезонів, нейтронів, протонів, електронів, фотонів тощо.

Інтенсивність космічного випромінювання залежить від сонячної активності, географічного розташування об'єкта і висоти над рівнем моря.

Залежність від широти пояснюється тим, що Земля подібна до гігантського магніту, унаслідок чого заряджені частинки відхиляються від свого шляху і проходять повз планети, інші - змінюють курс над екватором і збираються у вигляді воронки біля полюсів, закручуючись відповідно до напряму силових ліній прямо над геомагнітним полюсом (пояснення феномену північного сяйва, що виникає при проходженні інтенсивних космічних променів біля полюсів). Інтенсивність космічного випромінювання зберігається відносно постійною на географічній широті між ±15° по обидва боки від екватора, а далі в міру руху до північної або південної широти ±50° швидко зростає, після чого знову залишається практично незмінною аж до полюсів.

Потужність еквівалентної дози (ПЕД) космічного випромінювання значною мірою залежить від висоти над рівнем моря. Для різних висот ПЕД відповідно складає: 0-0,035; 4-0,2; 8-1,35; 20-12,75 мкЗв х год-1.

На вершині Евересту (Н = 8848 м), найвищої точки земної поверхні, еквівалентна доза космічного випромінювання складає близько 8 мЗв х год-1.

В орбітальному польоті на висоті 200-400 км потужність дози всередині корабля в 100 і більше разів вища, тобто за рік космонавти одержують 0,1-0,15 Зв. Рекордну дозу опромінення 0,16 Зв одержали американські астронавти у 84-добовому польоті на орбітальній станції «Скайлеб». Висота орбіти - 433 км. Допустима доза піврічного космічного польоту в СРСР була прийнята рівною 0,37 Зв.

Отже, області поблизу екватора, які знаходяться на рівні моря, одержують найменшу дозу космічного випромінювання - близько 0,35 мЗв х год-1. У географічних областях на широті 50° доза космічного випромінювання складає близько 0,5 мЗв х год-1. Таку дозу отримують жителі, що проживають поблизу даної широти, - такі міста, як Лондон, Нью-Йорк, Токіо, Торонто, Москва, Київ, Харків, Львів, Одеса.

Природні натуральні джерела. У біосфері Землі є більше 60 природних РН, які можна розділити на три групи.

Перша група. - ряд довгоіснуючих РН, які входять до складу Землі з часу її утворення - природні радіоактивні ряди.

Друга група - РН, що не утворюють радіоактивного ряду і генетично не пов'язані з ним. До цієї групи відносяться 11 довгоіснуючих РН (40К, S7Rb, i0Ca, l30Te, l3SLa, u7Sm,...), що мають періоди піврозпаду від 107 до 1015 років.

Третя група - космогенні РН, які безперервно виникають у біосфері в результаті ядерних реакцій під впливом космічних випромінювань. Космогенні РН утворюються переважно в атмосфері в результаті взаємодії протонів і нейтронів з ядрами азоту, кисню і аргону, а далі потрапляють на земну поверхню з атмосферними опадами. До них відносяться 3Н, 14С, 7Ве, 22Na, 25Mg, 32P, 35S, 39Аr,... - всього 14 РН. Помітний внесок у дозу опромінення роблять 3Н, 7Ве, 14С і 22Na. При цьому 3Н і 14С - це джерела внутрішнього опромінення, а основними джерелами зовнішнього опромінення є 7Ве, 22Nа і 24Na.

Уран, на якому тепер базується ядерна енергетика - широковживаний і сильно розсіяний у земній корі елемент. Середній вміст його в земній корі складає близько 3 х 10 4 %. У природі уран має три ізотопи: 238U (вміст 99,275%), 235U (0,72%) і 234U (0,0054). Усі ці ізотопи урану радіоактивні, довільно розпадаються з випромінюванням альфа-частинок.

Слід відзначити, що віт природного урану-238 міститься 54,8 г урану-234; 0,36 г радію-226; 2,35 х 10-6 г радону-222; 1,3 х 10-9 г полонію-218; 1,17 х 10-13 г полонію-214.

Опромінення людини всіма зазначеними природними РН може бути зовнішнім і внутрішнім.

Зовнішнє гамма-опромінення людини поза приміщеннями (будинками) зумовлене наявністю РН у різних природних середовищах (ґрунті, приземному повітрі, гідросфері і біосфері).

Основний внесок у дозу зовнішнього гамма-опромінення дають гамма-РН урано-радієвого і торієвого рядів і калій-40. При цьому головними джерелами зовнішнього гамма-опромінення в повітрі торієвої серії РН є торій-228 і радій-224, а в урановому ряду 99% дози визначається гамма-випромінюванням свинцю-214 і вісмуту-214.

Так, щорічна доза, яку отримує населення від РН, що знаходяться в зовнішньому середовищі, складає від 0,32 до 0,82 мЗв залежно від умов місцевості.

Середня щорічна еквівалентна доза зовнішнього опромінення для населення всієї земної кулі приймається рівною 0,65 мЗв. Якщо людина знаходиться в приміщенні, доза зовнішнього опромінення змінюється під впливом двох протилежно діючих чинників: екранування зовнішнього випромінювання будинком і випромінювання природних РН, що знаходяться в матеріалах, з яких збудовано будинок. Залежно від концентрації 40K, 226Rа, 232Th у різних будівельних матеріалах потужність дози в будинках значно змінюється.

Якщо за одиницю взяти такий матеріал, як дерево, то мешканці, що проживають у будинках з іншого будівельного матеріалу, одержують річну дозу:

- з вапняку - в 1,3 рази більшу;

- з бетону, цегли - в 3 рази;

- з пемзового каменю - в 10 разів;

- з граніту - в 10-12 разів.

При цьому потужність дози всередині будинків у всіх цих містах перевищує потужність дози поза приміщеннями на 16-46% , виняток складає Севастополь, де потужність цих доз практично однакова.

Пояснюється це просто: у гранітах урану в 2-3 рази, а торію - у 3-10 разів більше, ніж у вапняках.

Внутрішнє опромінення людини створюється РН, що потрапляють в організм разом із їжею, повітрям і водою. З них найбільш високий вклад в ефективну еквівалентну дозу вносять 40K,14С,87ЯЬ,210Ро,226Да, а також радон-222 і радон-220 (торон).

Найбільш вагомими з усіх природних джерел радіації є полоній-210 (8%), калій-40 (13%) і особливо радон-220 і 222 (близько 75%).

Радон надходить до організму при диханні разом з повітрям. Він є продуктом розпаду радію, який у свою чергу повсюди міститься в ґрунті, стінах будинків та інших об'єктах зовнішнього середовища.

Основна частина опромінення спричинена не самим радоном, а продуктами його розпаду.

Радон - це невидимий важкий газ, який не має ні смаку, ні запаху (у 7,5 разів важчий за повітря). При розпаді випромінює альфа-частинки. Радон вивільняється із земної кори повсюди. Концентрація його в закритих приміщеннях звичайно у вісім раз вища, ніж на вулиці, а на верхніх поверхах нижча, ніж на першому.

Джерелами надходження радону є будівельні матеріали, вода і природний газ.

При кип'ятінні радон випаровується, у сирій воді його набагато більше. Основну небезпеку викликає його попадання в легені з водяною парою. Найчастіше це відбувається у ванній кімнаті, коли людина приймає гарячий душ.

Під землею радон змішується з природним газом, який потім використовується в побутових газових плитах, і таким чином попадає в приміщення. Концентрація його значно збільшується за відсутності надійних витяжних систем.

За даними наукового комітету з атомної енергетики ООН, концентрація радону разом з продуктами його розпаду всередині будинків приблизно у 25 разів перевищує середній рівень у зовнішньому повітрі.

Радон, потрапляючи в організм, відразу ж уражає залози внутрішньої секреції, гіпофіз, кору надниркових залоз. Це викликає задишку, серцебиття, мігрень, тривожний стан, безсоння. Іноді розвиваються злоякісні пухлини в легенях, печінці, селезінці.

Український науковий центр радіаційної медицини стверджує, що близько 70-75% дози опромінення населення України від усіх джерел природної радіоактивності припадає на радон. Винним є Український щит - тектонічна структура, яка проходить з півночі на південь майже посередині України і займає близько 30% усієї території. Складається щит з гранітів та інших кристалічних порід, що характеризуються підвищеною радіоактивністю.

Підвищену радіоактивність мають сланці, фосфорити. Тому фосфорні (а також азотні і калієві) мінеральні добрива часто є носіями радіоактивного забруднення ґрунтів і ґрунтових вод. Високу радіоактивність мають кальцієво-силікатний шлак, фосфогіпс, доменний шлак, вугільний шлак.

Аномалії природного фону. На планеті є місця, де рівні радіаційного фону підвищені внаслідок значних покладів радіоактивних мінералів. Виявлено п'ять основних населених місць, які мають істотно збільшений природний рівень радіації через певний склад ґрунту і гірських порід. Це Бразилія, Франція, Індія, острів Німує (Тихий океан) і Єгипет.

У ряді місць Бразилії, головним чином у прибережних смугах, кожна з яких має довжину в кілька кілометрів і ширину в кілька сотень метрів, потужність випромінювання з ґрунту і скельних порід складає 5 мЗв х рік-1.

Аномальні райони в Україні - Хмельник, Миронівка, Жовті Води, а також Дніпропетровська, Кіровоградська і Миколаївська області, де знаходяться рудники з видобування урану. У цих місцях рівні природного фону в десятки і сотні разів більші, ніж на іншій території.

У цілому, за даними спеціального наукового комітету ООН, середня еквівалентна доза опромінення населення в промислово розвинених країнах земної кулі за рахунок природних джерел випромінювання складає 2,5 - 3,0 мЗв х рік-1.

У табл. 1.1 наведено сумарну середньорічну ефективну дозу від природних джерел випромінювання.

Таблиця 1.1

Середньорічний фон природної радіації (Константінов М.П.)

Джерела випромінювання	Ефективна еквівалентна доза, мЗв
Джерела випромінювання	Зовнішнє опромінення	Внутрішнє опромінення	сумарна доза
Космічне випромінювання	0,5	-	0,5
Космогенні радіонукліди	-	0,015	0,015
Природні радіонукліди:
Радон-220, 222	-	1,22	1,22
Радій - 226, 228	-	0,02	0,02
Полоній - 210	-	0,13	0,13
Калій - 40	0,12	0,18	0,3
Інші РН	0,53	0,035	0,565
Разом	1,15	1,6	2,75

Слід зазначити, що діти до 10 років через вікові особливості організму одержують дозу в 1,5 рази більшу внаслідок надходження в організм продуктів розпаду радону з повітрям, оскільки частота дихання в дітей більша.

РОЗДІЛ 2 РАДІОАКТИВНЕ ЗАБРУДНЕННЯ

2.1 Забруднення ґрунтів

Біологічні процеси, супутні утворенню ґрунтів, істотно впливають на накопичування в них PP. Концентрація природних РН у природі змінюється в широких межах.

У табл. 2.1. дана характеристика основних довгоіснуючих природних РН, що знаходяться в земній корі і об'єктах зовнішнього середовища з моменту утворення Землі.

Таблиця 2.1

Концентрація природних РН у земній корі (Константінов М.П.)

Радіону-клід	T1/2, років	Вид і енергія випромінювання, МеВ	Концентрація, рН у ґрунті, г/г
14С	5,5 х 103	β 0,165 (100%)	1х10-4
40К	1,3 х 109	β 1,32 (88%) γ 1,46 (12%)	2х10-3
87Rb	4,8 х 1010	β 0,27 (100%)	3х10-4
226Ra	1,62 *х 103	α 4,76 (92%) α 4,59 (4%) γ 0,187 (4%)	1 х 10-12
232Th	1,41 х 1010	α 4,01 (76%) γ 0,59 (24%)	1 х 10-5
235U	7,1 х 108	α 4,18 (33%) γ 0,185 (55%) γ 0,43 (12%)	7 х 10-9
238U	4,51 х 109	α 4,19 (77%) γ 0,05 (23%)	5 х 10-6

У земній корі, наприклад, з усіх РР найбільше міститься калію (2,5%), тоді як вміст урану і торію в десятки і сотні (урану-238 - 3 • 10-4%), а радію - у мільйон разів менше порівняно з вмістом радіоактивного калію.

Значною є різниця концентрації РН у ґрунтах різних типів. Концентрація РН у ґрунтах різних типів і відповідні потужності поглинутої дози (ППД) у повітрі на висоті 1 м від поверхні землі наведені в табл. 2.2.

РН, що потрапляють в атмосферу, врешті-решт концентруються в ґрунті. Через декілька років після випадання на земну поверхню надходження РН у рослини з ґрунту є основним шляхом надходження їх у їжу людини і корм тварин.

Як показала аварія на ЧАЕС, уже на другий рік після випадання основний шлях попадання РН у харчові ланцюги - надходження РН з ґрунту в рослини.

Поглинання ґрунтами РН перешкоджає їх пересуванню по профілю ґрунтів, проникненню в ґрунтові води. Так, на цілинних ділянках, природних луках і пасовищах РН затримуються у верхньому шарі (0-5 см). Після оброблення ґрунту РН знаходяться переважно в орному шарі.

Таблиця 2.2

Концентрація РН у ґрунтах різних типів (Константінов М.П.)

Ґрунт	Концентрація, пКі, г-1			ППД, мкрад • год-1
Ґрунт	40К	238U	232Th	ППД, мкрад • год-1
Сірозем	18	0,85	1,3	7,4
Сіро-коричневий	19	0,75	1,1	6,9
Каштановий	15	0,72	1,0	6,0
Чорнозем	11	0,58	0,97	5,1
Підзолистий	4,0	0,24	0,33	1,8
Торф'яний	2,4	0,17	0,17	1,1
Середнє для всього світу	10	0,7	0,7	4,6

Кожний ґрунт у природному стані містить певну кількість обмінно-поглинених катіонів Са, Н, Mg, Na, NH4, A1 та ін., у більшості ґрунтів переважає Са, друге місце посідає Mg, а в деяких ґрунтах у поглиненому стані в значній кількості міститься Н і, звичайно, відносно небагато Na, К, NH4 і А1.

Характер взаємодій РН з ґрунтовим поглинаючим комплексом (ГПК) загалом можна показати такою схемою обмінної реакції:

ГПК М + т ↔ ГПК т + М,

де М - іони елементів поглинаючого комплексу, т - іони РН.

Кількісними критеріями, які описують взаємодії РН з ґрунтами, є повнота поглинання (сорбція) їх ГПК і стійкість закріплення в поглиненому стані.

Наприклад, якщо порівняти стійкість закріплення в поглиненому стані довгоживучих РН 90Sr і 137Cs, то виявиться, що вони неоднаково витісняються з ґрунтів. З усіх ґрунтів 90Sr витісняється в більшій кількості, ніж 137Cs, тобто поглинений цезій закріплюється міцніше. На різних ґрунтах стійкість закріплення РН неоднакова. Міцніше вони закріплюються в чорноземі.

На сорбційні процеси РН у ґрунтах впливає дисперсний склад ґрунтів (гранулометричний).

Ґрунти, які утримують більшу кількість високодисперсних частинок (розміром менше 0,001 мм), характеризуються високою ємністю поглинання, у якій поглинається до 77% від загального вмісту РН у ґрунті.

Різниця в закріпленні мікрокількості 90Sr і 137Cs різними за розміром фракціями зумовлена не тільки неоднаковою площею поверхні цих частинок, їх різним хімічним складом, але й різним мінералогічним складом.

Відмінності в повноті сорбції РН і ступеня їх закріплення різними мінералами зумовлені, перш за все, неоднаковою структурою кристалічної ґратки мінералів.

Загалом цезій, на відміну від стронцію, стійкіше сорбується (закріплюється) мінералами, зокрема, глинами.

За однакової щільності забруднення ґрунту радіаційна небезпека від стронцію у 6 разів вища, ніж від цезію.

Щоб зменшити ступінь міграції, проводять агрохімічні заходи: вапнування кислих ґрунтів, бідних на обмінний кальцій, внесення органічних добрив - перегною, торфу, намулу, гною. Так, для зниження надходження стронцію застосовують фосфорні, а для цезію - калійні добрива.

На чорнобильській аварії — найбільшій техногенній катастрофі в історії людства — необхідно акцентувати особливу увагу.

Жодна катастрофа XX сторіччя не мала таких тяжких екологічних наслідків, як чорнобильська. Це трагедія не регіонального, навіть не національного, а глобального масштабу. Вже загинуло більш як 50 тис. чоловік із 100 тис, які брали участь у ліквідації наслідків аварії в перший рік. Підірвано здоров'я сотень тисяч людей. Забруднені мільйони гектарів ґрунтів. У водосховищах осіли десятки мільйонів тонн радіоактивного мулу. І це тільки відомі на сьогодні наслідки.

Територія із сильним радіоактивним забрудненням ґрунту становить 8,4 млн. га й охоплює 32 райони шести областей України. Більша частина цих ґрунтів припадає на сільськогосподарські угіддя. Радіонуклідами забруднено також 3 млн. га лісу. На територіях із забрудненням цезієм-137 більш як 45 Кі на 1 км2 проживає понад 15 тис. чоловік, 15 — 45 Кі — близько 46 тис, 5 — 15 Кі — ще 150 тис. Близько 1,5 млн. чоловік проживає на території, де радіоактивний фон перевищує допустимі норми (Київська, Житомирська, Чернігівська, Рівненська, Черкаська, Вінницька, Чернівецька, Кіровоградська, Івано-Франківська області). Дезактиваційні роботи, на які в 1986—1989 рр. були витрачені мільйони, бажаних результатів не дали.

У водах Прип'яті, Дніпра та його водосховищ (особливо в Київському) різко зросла концентрація радіонуклідів. Навіть через 6 років після аварії вона була в 10—100 разів вищою, ніж до неї, а в донних осадах, особливо мулах, багатих на органіку, нагромадилася величезна кількість радіоактивних відходів. Вважають, що забруднення заплавних територій і річок 30-кілометрової зони становить: і37Сs — 14 400 Кі, 905г — 7360 Кі, Рu — 250 Кі. А в Київському водосховищі на дні нагромадилося вже більш як 60 млн. т радіоактивного мулу (забруднення І37Сs — близько 2000 Дж).

2.2 Зона відчуження Чорнобильської АЕС та діючі АЕС - джерела радіонуклідного забруднення

Внаслідок аварії на ЧАЕС у природне середовище надійшов широкий спектр радіонуклідів, але особливо велику екологічну небезпеку становлять такі довгоіснуючі радіонукліди. Загальна площа забруднення 137Сs щільністю від 3,7x1010 до 18,5х1010 Дж на 1 км2 оцінюється у 150000 км2.

Радіонуклідному забрудненню були піддані 9 млн. га території 12 областей України (3,1 млн. га орної землі). Із господарського користування вилучено 180 тис. га сільськогосподарських угідь і 157 тис. га лісів, обмеження агропромислового виробництва і лісогосподарського користування поширені на площі 256 тис. га. В результаті післяаварійних і дезактиваційних робіт у зоні відчуження створено понад 800 могильників радіоактивних відходів. Зруйнований реактор ізольований залізобетонними конструкціями (об'єкт "Укриття") і за оцінками містить близько 180 т ядерного палива, в якому знаходиться понад 7,4х1017Бк радіоактивних речовин. Викид радіоактивних речовин із зруйнованого реактора продовжується, хоч і в значно меншій кількості, і за оцінками на 2000 рік досяг близько 33,3х1017 Бк (90 МКі) [19].

З метою гасіння у палаючий реактор було скинуто 1780 т піску, 900 т доломіту, 40 т карбіду бору і 2400 т свинцю. Температура в реакторі коливалась від 2500 до 10000°С, становлячи в середньому за різними оцінками близько 3000°С. Через деякий час вияснилось, що в шахту реактора потрапили далеко не всі матеріали, які скидались, значна їх частина і зараз знаходиться у фізичній залі. У зв'язку з тим, що температура палаючого реактора значно перевищувала температуру кипіння свинцю (1740 °С), велика кількість цього елемента була викинута потоками повітря у природне середовище.

У післяаварійний період запаси радіонуклідів у водних екосистемах поповнюються зі стоком талих і дощових вод з територій зони відчуження, на яких питома радіоактивність ґрунтів досягає 40,7x103 Бк/кг. Функціональна схема виносу радіонуклідів з 30-кілометрової зони ЧАЕС відображає складність і направленість процесів, що визначають водний шлях транспорту радіонуклідів (рис.2.1.)

Україна відзначається розвинутою атомною енергетикою, джерелами водопостачання для якої служать ріки і водосховища (рис.2.2.). Після того, як 15 грудня 2000 р. був зупинений третій реактор Чорнобильської АЕС в Україні залишилось діючими чотири АЕС, які в якості джерел водопостачання використовують: Запорізька - Каховське водосховище, Рівненська - р. Стир (притоку р. Прип'яті), Хмельницька - р. Горинь (притоку р. Прип'ять), Південноукраїнська - р. Південний Буг. У басейні р. Десни на території Росії працюють Курська та Смоленська АЕС. Курська розташована на притоці Десни р. Сейм. Водозабезпечення Смоленської АЕС здійснюється з використанням водосховища, побудованого шляхом перекриття верхньої ділянки русла р. Десни земляною дамбою. Досить інтенсивно розвинута атомна енергетика і в країнах басейну р. Дунай: у Болгарії, Угорщині, Федеративній Республіці Німеччині та інших, що обумовлює актуальність радіоекологічних досліджень всього басейну і особливо нижньої ділянки цієї ріки в межах України. Вирішення основних наукових, технічних і соціально-економічних проблем, пов'язаних з виводом із експлуатації реакторів АЕС України, намічено на друге десятиліття XXI століття. Серед великої кількості екологічних проблем, які породжує атомна енергетика, слід виділити споживання води, її витрати на випаровування, теплове, хімічне і радіонуклідне забруднення.

Рис. 2.1. Функціональна схема виносу радіонуклідів з 30-кілометрової зони Чорнобильської АЕС

Рис. 2.2. Схема розміщення АЕС в Україні

У складі газоаерозольних викидів АЕС особливе екологічне значення належить 3Н і 14С, які мають великі періоди напіврозпаду і, відповідно, вносять значний вклад в очікувану колективну дозу. За оцінками (Крышев, Рязанцев, 1998) викиди АЕС в атмосферу становлять: з реакторами ВЕР - Н - 25-30; І4С - 0,1-0,2; з реакторами РБМК - 3Н - 0,2; 14С - 1,3 ТБк/(ГВтхрік).

До складу різних скидів радіонукліди надходять внаслідок протікання у проміжному контурі, із системи охолодження конденсаторів турбін із дебалансними водами. У формування радіонуклідного забруднення водойм найбільший вклад вносять 3Н, 14С, 51Cr, 54Mn, 59Fe, 58Co, 60Co, 65Zn, 89Sr, 90Sr, 131І, 134Cs, 137Cs, плутоній та ін. До найбільш екологічно небезпечних радіонуклідів належать 3Н, 14С, 89Sr, 137Cs і плутоній.

Оцінка забруднення водойм стронцієм-90 і цезієм-137 діючими АЕС, особливо оснащеними реакторами РБМК, на фоні тотальних інтенсивних чорнобильських випадінь до останнього часу залишається досить проблемною. Це завдання значно спрощується для АЕС з реакторами ВВЕР, при експлуатації яких основним радіонуклідним забрудненням є тритій. А як відомо, після аварії на ЧАЕС з тритієм особливих проблем не виникало (Абагян й др., 1986).

Вміст тритію в об'єктах зовнішнього природного середовища, особливо в регіонах діючих АЕС з реакторами ВВЕР, і може служити одним з найважливіших показників їх екологічної надійності. В акваторіях, що зазнають впливу АЕС, активність тритію коливається від кількох до nх103Бк/л [19].

Радіоекологічна ситуація, що склалася в Україні після чорнобильської катастрофи і за умов експлуатації АЕС, потребує вирішення найскладнішого комплексу наукових і практичних проблем, пов'язаних перш за все з екологічно надійною переробкою, захороненням і зберіганням радіоактивних матеріалів і відходів у зоні відчуження ЧАЕС і в регіонах експлуатації АЕС. Мова йде про найгостріші практичні завдання, вирішення яких не терпить зволікання, оскільки будь-яка відстрочка тягне за собою багаторазове зростання фінансових витрат. Це в свою чергу потребує подальшого розвитку глибоких наукових радіоекологічних досліджень і адекватних практичним завданням технологічних рішень. Дослідження динаміки, розподілу, міграції радіонуклідів і їх дії на біосистеми на різних рівнях організації служать основою для оцінки стану екосистем та їх найважливішої складової - біоти, а також відкривають перспективу встановлення критеріїв оцінки дії радіонуклідного забруднення на біосистеми за умов тотального інтенсивного антропогенного пресу. Мова йде про критерії ступеня ураження біосистем, що, в свою чергу, могло б служити і показником ефективності заходів, які проводяться на території зони відчуження ЧАЕС, яка є техногенною радіонуклідною аномалією, та в регіонах експлуатації АЕС [10].

Адекватно ситуації, що склалася в Україні, сформувались основні напрями радіоекологічних досліджень водних екосистем:

1. оцінка запасів радіонуклідів, їх транспорт, розподіл і міграція у водних екосистемах у просторі та часі;

2. математичне моделювання та прогнозування поведінки радіонуклідів;

3. фізико-хімічні форми радіонуклідів чорнобильського походження;

4. процеси накопичення в організмі і виведення з нього радіонуклідів, а також дозові навантаження на гідробіонтів різних трофічних рівнів;

5. оцінка відгуку біосистем на різних рівнях організації на радіонуклідне забруднення водойм;

6. фактори, що модифікують радіаційне ураження і процеси репарації;

7. технологічні рішення, спрямовані на захист джерел питного водопостачання, зрошуваних земель та біологічних ресурсів водойм від радіонуклідного забруднення.

Актуальність вказаних напрямків зростала або, навпаки, знижувалась із врахуванням не тільки регіонального характеру проблем, але і фактора часу. При всій трагічності чорнобильської катастрофи радіоекологічна аномалія зони відчуження з перших же годин її появи послужила унікальним науковим полігоном для фундаментальних і прикладних радіоекологічних досліджень і технологічних розробок. "Чорнобильські" радіонукліди, їх фізико-хімічні форми, міграційні особливості і дія на біосистеми з неослабною актуальністю продовжують служити об'єктом всебічних польових і лабораторних досліджень.

РОЗДІЛ 3 РАДІОАКТИВНЕ ЗАБРУДНЕННЯ РОСЛИН

3.1 Надходження РН у рослини залежно від їхніх фізико-хімічних властивостей

Радіоактивне ураження рослин виявляється в гальмуванні росту, зниженні врожайності, репродуктивної якості насіння, а при великих дозах викликає загибель рослин.

Рослини можуть забруднюватися двома шляхами: аерозольним (некореневий шлях) і кореневим (ґрунтовий шлях надходження).

Особливість некореневого шляху надходження полягає в тому, що при безпосередньому осіданні радіоактивних частинок з різних шарів атмосфери відбувається забруднення надземної маси рослин усіма РН, що випадають.

Радіоактивні частинки неповністю затримуються на рослинах. Ступінь затримання радіоактивних частинок рослинами характеризується величиною первинного затримання відношенням кількості осілих на рослинах радіоактивних частинок до загальної їх кількості, яка випала з атмосфери на даній площі.

Коефіцієнт первинного утримання Кпу = ξР/ξВ, Дж

де ξ,в - густота випадань (кількості радіоактивності, що випала на одиницю площі посіву або травостою); ξ,р - густота радіоактивного забруднення надземної маси рослин (кількості радіоактивності в надземній масі з одиниці площі посіву).

Різні сільськогосподарські культури мають неоднакову здатність до утримання радіоактивних опадів з атмосфери, що зумовлено як специфікою морфологічної будови рослин, так і ступенем розвитку надземної маси. (Морфологія та будова рослин - форма, розміри, розташування листя, ступінь шорсткості їх поверхні.)

Коефіцієнт первинного утримання Кпу може змінюватися в дуже широких межах - від кількох до 95%.

Так, Кп мають: пшениця яра - 71%, просо - 51% , горох -74%, гречка - 39%, картопля - 25%.

Неоднаковою здатністю до утримання радіоактивних опадів характеризуються не тільки різні види сільськогосподарських культур, але й різні частини і органи однієї і тієї ж рослини. Так, для ярої пшениці первинне утримання складає: для листя - 41%, для стебел - 18%, для полови - 11%, для зерна - 0,6%.

Вміст РН в одиниці маси зерна залежить від строків їх випадання. Найбільша концентрація РН у зерні (пшениці та жита) спостерігається при їх випаданні в період цвітіння і молочної стиглості, більш низька — при випаданні їх у фазі кущіння і виходу в трубку.

Найбільш чутливі до радіації в різних фазах розвитку квасоля, кукурудза, жито, пшениця; більш стійкі - льон, конюшина, люцерна, рис, томати.

Це зумовлено перш за все тим, що колосся, яке вже з'явилося, має високу здатність до утримання радіоактивних опадів, і частково тим, що в період наливання зерна відбувається відтікання поживних речовин з вегетативних органів у зерно. Випадання 90Sr з атмосфери на поверхню рослин практично не забруднює зерно сільськогосподарських культур із закритим насінням (горох, кукурудза). Бульби картоплі і коренеплоди столового і цукрового буряку також виявляються практично чистими, тому що стронцій при попаданні на листя дуже слабко проникає всередину рослин.

Однак випадання аерозольних частинок 90Sr з атмосфери на деякі рослини дуже небезпечне. Це перш за все овочеві культури. Томати, огірки, капуста, листкові овочі можуть сильно забруднюватися.

При випаданні з атмосфери 137Cs не тільки механічно забруднює урожай, але й інтенсивно проникає в тканини наземних органів рослин, включається в метаболізм, переміщується всередині рослини і накопичується в урожаї. Досить інтенсивно рухається всередині рослини при попаданні на її поверхню 131І. Незважаючи на порівняно короткий період піврозпаду, цей РН може проникати з кормом тварин у молоко, а через молоко - в організм людини.

Механізм засвоєння РН корінням рослин подібний до поглинання основних поживних речовин макро- і мікроелементів.

Головна відмінність полягає в тому, що здебільшого РН у зовнішньому середовищі наявні в гранично низьких концентраціях. Наприклад, стронцію 90 міститься 1,4 х 10-12г х кг-1 ґрунту, а маса 1 Кі 90Sr складає 7 х 10-3г.137Cs є хімічним аналогом калію, a 90Sr - кальцію, тому спостерігається певна подібність поглинання рослинами і пересування по них К, Са і їх хімічних аналогів Cs і Sr.

Найбільше поглинається рослинами з поживного розчину 137Cs, значно менше - 90Sr. Таких РН, як 60Со, 106Ru, 144Ce, 147Рт, надходить з водного розчину в наземну масу рослин у 10 разів менше, ніж Cs і Sr.

При просуванні РН по різних органах надземної частини рослин зберігається певна закономірність. РН, що надійшли в надземну частину рослин, переважно концентруються в соломі (листя, стебла), менше - у полові (колосся, волоття зерна) і в невеликих кількостях - у зерні. Деякий виняток з цієї закономірності складає цезій, відносний вміст якого в насінні може досягати 10% і вище загальної кількості його в надземній частині.

Загалом накопичення РН і їх вміст на одиницю маси сухої речовини в процесі росту рослин має таку ж закономірність, як і накопичення біологічно важливих елементів: з віком рослини у надземних органах збільшується абсолютна кількість РН і знижується вміст на одиницю маси сухої речовини.

При збільшенні врожаю, як правило, зменшується вміст РН на одиницю маси.

3.2 Надходження РН у рослини з різних типів ґрунтів

Забруднення продукції рослинництва (ступінь засвоєння) РР залежить від специфіки шару ґрунту, тобто від типу і властивостей ґрунтів, на яких зростають рослини.

Серед фізико-хімічних характеристик ґрунту виділяють близько 10 параметрів, що вважають найбільш значимими при визначенні поводження радіонуклідів у ґрунті і переходу їхній у рослини. У загальному вигляді вплив ґрунту виявляється в зниженні біологічної рухливості радіонуклідів при збільшенні вмісту в ґрунті обмінних катіонів, органічної речовини, мулу, мінералів, ємності поглинання. Спрямованість впливу кислотності, карбонатів і вологості ґрунтів залежить від фізико-хімічних властивостей радіонуклідів. У кількісному відношенні вплив різних властивостей ґрунту виявляється в різному ступені. Для більшості радіонуклідів нагромадження їх у рослинах у залежності від зміни ґрунтових характеристик може коливатися в середньому в 10-20 разів, а для деяких радіонуклідів до 100-200 разів.

Різні типи ґрунтів мають закономірне сполучення основних ґрунтових показників. Так, чорноземи характеризуються підвищеним вмістом гумусу, обмінних катіонів, великою ємністю поглинання, підвищеним вмістом мінералів, а дерено-підзолисті ґрунти, навпаки, відрізняються невеликою кількістю поживних речовин, незначною ємністю обміну, низькими рН, низьким вмістом гумусу. У зв'язку з цим виявляється залежність між надходженням радіонуклідів у рослини і типом ґрунту. Нагромадження радіонуклідів рослинами знижується в ряді ґрунтів: алювіально-шарові, дерено-підзолисті, сірі лісові, сіроземи, каштанові, чорноземи.

Ємність катіонного обміну і вміст обмінних катіонів. Ємність катіонного обміну характеризує здатність ґрунту сорбувати катіони. Радіонукліди, сорбовані в ґрунті за обмінним типом, є найбільш доступними для рослин. Міцність сорбції радіонуклідів у ґрунті тим вища, чим більша ємність катіонного обміну. Поряд з обмінним поглинанням радіонуклідів ґрунтом існує необмінне поглинання - фіксація.

Ємність катіонного обміну і сума обмінних катіонів у ґрунті змінюються в залежності від реакції середовища, складу органічних і мінеральних компонентів і природи ґрунтових мінералів. Збільшення лужності ґрунтів сприяє зростанню їх ємності поглинання. Унаслідок високої поглинальної здатності гумусових кислот (до 400-930 мг екв/100 г), а також монтморілоніту (70-175 мг екв/100 г) ґрунту, що містять велику кількість органічної речовини і мінералів, відрізняються найбільшою ємністю поглинання (чорноземи, чорноземно-лугові ґрунти). Ці ґрунти характеризуються найбільш високою сорбцією радіонуклідів і мінімальною їх біологічною рухливістю.

Страницы: 1, 2