169716 (625389), страница 2

Просмтор этого файла доступен только зарегистрированным пользователям. Но у нас супер быстрая регистрация: достаточно только электронной почты!

Текст из файла (страница 2)

Такой растягивающимся на десятилетия процесс вертикальной миграции дополняется горизонтальным перемещением и распространением радионуклидов на более обширные и менее контрастные по радиоактивности среды (в отличие от первичной загрязненности) территории. В процессе участвуют сообщества живых организмов почв (педоценозы), грызуны, травоядные. Перераспределения являются здесь следствием активной и пассивной мобильности представителей фауны, распространения продуктов их метаболизма, сложных пищевых цепей миграции радионуклидов. Скорость таких процессов зависит от химических свойств загрязнителей и соответственно функций выполняемых их нерадиоактивными аналогами в экологических цепях обмена. (Таблица 1.2)

1.2 Биогенная концентрация

Все животные и растения обладают способностью избирательно и интенсивно накапливать рассеянные в экосистемах в ничтожных концентрациях микроэлементы, к конкурентам которых (в том числе и по характеру биологических функций) относятся долгоживущие радиоактивные загрязнители среды. Коэффициенты накопления их (отношение радиоактивности радионуклида в составе среды к его радиоактивности в организме) колеблются от нескольких до десятков тысяч. Высокие коэффициенты накопления приводят к тому, что концентрация излучателей в биомассе загрязненных биоценозов становится более высокой по сравнению с радиоактивностью среды (что ведет к неадекватной оценке радиационного риска при простом санитарном анализе событий).

Мощный процесс избирательной биогенной концентрации рассеянных излучателей наиболее интенсивен в первые годы от момента выпадения радиоактивных осадков. Радионуклиды в этот период представляют собой новейшие для среды, легко диссоциирующие соединения, не вкрапленные, как это происходит в последующем, в кристаллические решетки глинистых минералов (процесс старения элементов). Комплекс почвенно-химических реакций старения и последующее включение радионуклидов в состав труднорастворимых почвенных и минеральных структур переводит метаболизм изотопов на равные с их естественными химическими аналогами права. Скорость таких процессов зависит от физико-химических свойств радионуклидов, а также характера загрязнения почв (влажности, концентрации ионов). Максимальная скорость поглощения радионуклидов растениями происходит при рН, близком к нейтральному и слабощелочному. В кислой среде усиливается сорбция твердой фазой почв, т.е. радионуклиды «консервируются» на более долгосрочные периоды. Влажность, как следствие увеличения массы сельскохозяйственной продукции, снижает концентрацию радионуклидов в биомассе. Высокие концентрации ионов стабильных элементов препятствуют проникновению радионуклида в корневую систему.

Наиболее доступен для корневых систем растительности, особенно в первые годы после загрязнения среды, стронций. Старение радионуклида происходит медленно. Через 12 лет после внесения ⁹⁰Sг в почву более 95% изотопа остается в обменной, кальцийподобной форме. Фиксация ⁹⁰Sг в необменную форму может явиться следствием включения его в кристаллы CaCO₃. В кислых почвах этот процесс связан с вхождением ⁹⁰Sг и Ca в нерастворимые трехкальциевые фосфаты и другие нерастворимые соединения почвы как результат взаимодействия с анионами PO₄, CO₃ и др. Накопление ⁹⁰Sг в растениях обратно пропорционально количеству обменного конкурента изотопа кальция почвы. Такая блокада метаболизма имеет предел. Избыточное (> 25 мг-экв на 100 г. почвы) внесение кальция не ведет к дальнейшему снижению скорости перехода радионуклида в растительность.

Цезий, судя по коэффициентам накопления в почвах, по разным источникам, относится либо к сильно, либо к слабо накапливаемой группе элементов. В экспериментах и наблюдениях по миграции изотопа (почва–вода-растительность) выявлено его преимущественное накопление в неорганической фазе почв (коэффициент накопления 0,25), но при высоком содержании излучателя в биомассе (8000–9000). У Юдинцевой (1981) имеются данные по влиянию емкости обмена почв и величины поглощенного калия на поступление ¹³⁷Cs в урожай растений (овес). На почвах различного типа (дерново-подзолистая, серая лесная и выщелоченный чернозем) установлена закономерность – при величине емкости обмена 4,5 и менее мг-экв на 100 г. ¹³⁷Cs в наибольшей степени поступает в растения. При увеличении поглотительной способности почв до 20 мг-экв и более поступление радионуклида мало зависит от этого показателя.

Наименее исследована миграция и последующее накопление в теле человека плутония и сопутствующих ему нептуния, америция, кюрия. Эти элементы относятся к сильно дискриминированным метаболитам, не включающимся в активный экосистемный обмен. Первичная загрязненность почв радионуклидами этого ряда регистрируется в виде «горячих частиц» PuO₂ диаметром порядка 10 мкм, активностью от 50 до 1000 мкБк. Включение в почвенную миграцию происходит медленно, после образования Fe-Pu-Al-комплексов с низкомолекулярными фульвокислотами. Скорость последующего вертикального движения в прикорневую систему зависит от сформировавшейся в почвах скорости движения нерадиоактивных носителей. До 9% от плутониевых выпадений мигрируют на глубину 10–90 см чернозема и до 20% на аналогичную глубину – серозема торфяников спустя 10 – 15 лет после загрязнения среды. Почвенные загрязнения плутонием, их долгосрочное содержание в поверхностных слоях ведут к аэрозольному проникновению α-излучателя в организм человека и накоплению радионуклида в легких (от 4 до 83 мБк). После чернобыльской аварии лучевые нагрузки от плутония возросли в среднем в 1,5 раза и достигли 2 мкЗв/год.

Период полуочищения корнеобитаемых слоев от радионуклидов цезия и стронция (совокупность функций экспоненты радиоактивного распада, минерализации, перехода в подкорневую систему и др.) представлен в таблице 1.3. для различных видов почв. Он минимален для чернозема и торфяных почв, а для почв, пострадавших от аварий, максимален, что позволяет прогнозировать радиационную «чистоту» таких территорий только через 600 – 1000 лет.

Таблица 1.3. Периоды полуочищения корнеобитаемых слоев почв от суммарной радиоактивности (по Михалеву, 2004)

1.3 Экосистемные реакции на радиоактивность

Экосистемные реакции на радиационную деформацию среды не систематизированы. Ряд исследований указывает на рост видового разнообразия растительности, средней продолжительности жизни, функциональной активности животных и человека, проживающих в зонах повышенного радиационного фона (см. таблицу 1.4). Аналогичная (новейшая) радиационная обстановка на территориях с мощным токсичным фоном ведет к крайне противоположным результатам (гибель лесов, повышенная частота генетических дефектов у новорожденных, повышенная заболеваемость, деградация интеллекта) (см. таблицу 1.5). Системные исследования, проведенные Н.В. Тимофеевым-Ресовским, указывают на расслоение симбиотической согласованности функциональной активности составляющих биоценозов: увеличение скорости роста и функциональной активности низших биологических видов на фоне угнетения пролиферации высших форм растений, животных. Такие реакции подтверждаются на территориях с загрязнением среды > 40 Ки/км². К тому же они ведут к активации олиготрофной (пассивной в дорадиационный период) микрофлоры почв, снижению численности разрыхлителей почв, беспозвоночных, изменениям устоявшихся дорадиационных структур почвенных биоценозов, снижению плодородия почв. Реакции, тем не менее, будут развиваться по типу «экологического стресса» с последующей нормализацией экосистемных взаимодействий, на что указывает ряд прослеженных в динамике данных по состоянию биоценозов на территориях, радиоактивных от аварий и ядерных испытаний. Особенно при отсутствии антропогенных вмешательств в экологический метаболизм.

1.4. Радиационно-экологические принципы нормирования загрязненных территорий

Нормирование радиационного фактора с учетом реакций экосистем представляет серьезную и нерешенную проблему вследствие незначительного накопленного материала «радиационных стрессов», экосистем и отсутствия теоретических разработок такого ряда. Считается, что максимальным накопителем радионуклидов, загрязняющих среду, и максимально радиочувствительным (критическим) звеном биоценозов является человек. Ввиду этого (во многом оправданного положения), принятые нормы радиационной безопасности (НРБ), являются правомерными для переноса в экосистемы в целом. Вместе с тем в ряде ситуаций экосистемного метаболизма радионуклидов, критическим звеном могут быть труднопредсказуемые без специальных исследований виды и их совокупности. Так, скорость накопления радионуклидов елью, сосной в 20 раз превышает скорость накопления радиационного фактора человеком, что лежит, по всей вероятности, в болезненности хвойных лесов, прилегающих к АЭС (регистрируемой в промышленных центрах США, Европы). Чрезвычайно большие лучевые нагрузки, по сравнению с человеком, формируются на радиационных территориях у оленей, лосей, коров при свободном выпасе, что связано с максимальным накоплением радионуклидов в травах.

Сравнивая предельные радиационно-гигиенические дозы с радиационно-экологическими, следует иметь в виду, что при разработке антропогенных норм радиационных воздействий в них закладывается высокий коэффициент запаса: доза, вызывающая непосредственные соматические радиогенные реакции у человека, в 100 – 1000 раз выше принятых ПДД. Экологические разработки, указывающие на размеры «радиологической емкости» экосистем, отсутствуют. Поэтому основным ориентиром допустимых пределов радиоактивности среды должны оставаться НРБ с учетом регистрируемых и расчетных величин лучевых нагрузок при нахождении в составе биоценоза.

2. Профилактика последствий радиоактивного загрязнения среды

2.1 Организация мер по профилактике последствий в случае радиационных аварий

Эксплуатация источников ионизирующих излучений и особенно ядерно-энергетических установок, ведет к неизбежному риску аварий и последующего радиоактивного загрязнения среды. Особенно это касается радиохимических заводов и АЭС на первых этапах их работы из-за неотработанной технологии. Для принятия экстренных мер по профилактике последствий национальными организациями по радиационной защите (НКДАР, МАГАТЭ, ООН, МКРЗ, НКРЗ) разработаны организационные и методические аспекты предпринимаемых действий с учетом характера радиоактивных загрязнений, мощности выброса радионуклидов в окружающую среду, площади радиоактивных загрязнений

Разработка и совершенствование мероприятий по ликвидации последствий аварии является наиболее сложной проблемой. Решение ее основывается на многолетнем опыте по изучению закономерностей формирования лучевых нагрузок на население, экосистему и ее составляющие с учетом характера миграции радионуклидов, зависимостей доза-эффект.

На основании накопленного опыта с учетом рекомендаций МКРЗ, ВОЗ предполагается радиационно-экологическая подготовка населения, проживающего в непосредственной близости от АЭС, ядерных хранилищ. Население и администрация территорий должны знать схему простых и четких действий на случай аварии. Радиационно-защитные мероприятия подразделяются на три последовательных этапа:

• начальный, в период угрозы и первые часы выброса радионуклидов в окружающую среду;

• первичный, ликвидации последствий аварии, в условиях состоявшегося выброса и осаждения радионуклидов.

• проведения и завершения работ по ликвидации аварии и ее последствий

Третий этап представляет наибольший интерес для экологов-прикладников, т. к. дает шанс проявить им свои многочисленные таланты. Он проводится после выпадений радиоактивных осадков и зонирования территорий и строится с учетом расчетных лучевых нагрузок на население. На территрории должны проводится плановые мероприятия по дезактивации местности.

2.2 Построение мер реабилитации агроценозов

Период естественного полуочищения почв, загрязненных радионуклидами ядерно-энергетического происхождения, составляет от 30 до 275 лет, что с учетом экспоненты процесса предполагает полное исключение фактора из состава среды через 1500–2000 лет, не менее. Поэтому при радиоактивной загрязненности среды, превышающей пределы допустимого радиационно-экологического риска, необходимо активное искусственное вмешательство в процесс – дезактивацию радиоактивных территорий.

Различают полную и частичную дезактивацию среды. Полная дезактивация – комплекс мероприятий, исключающих радиационный фактор из состава среды и его вторичное включение в экосистемный метаболизм. Частичная дезактивация – временное исключение либо подавление процесса поступления радиационного фактора в звенья экосистемного метаболизма, ведущее к снижению его накопления в организме жителей радиоактивных территорий, в конечной сельскохозяйственной продукции до допустимых величин.

2.2.1 Полная дезактивация

Характеристики

Список файлов курсовой работы