АкушерствоАнатомияАнестезиологияВакцинопрофилактикаВалеологияВетеринарияГигиенаЗаболеванияИммунологияКардиологияНеврологияНефрологияОнкологияОториноларингологияОфтальмологияПаразитологияПедиатрияПервая помощьПсихиатрияПульмонологияРеанимацияРевматологияСтоматологияТерапияТоксикологияТравматологияУрологияФармакологияФармацевтикаФизиотерапияФтизиатрияХирургияЭндокринологияЭпидемиология

Радиоактивное загрязнение почв

Очень опасным видом загрязнения земель является радиоактивное. Радиоактивность как физическое явление – это способность самопроизвольного превращения неустойчивого изотопа химического элемента в устойчивый изотоп.

Такое превращение сопровождается испусканием элементарных частиц (альфа-, бета-) и излучения (гамма – кванты).

В природе выявлено более 230 радиоактивных ядер естественного происхождения, но их количество существенно дополняется техногенными (искусственными) радионуклидами практически всех элементов таблицы Д.И.Менделеева (Рихванов, 1997).

Искусственные радионуклиды имеют незначительные периоды полураспада (от долей секунды до десятков лет) и только элементы образующиеся в результате ядерных реакций присоединения (нептуний, плутоний, америций) имеют период полураспада от нескольких минут до десятков тысяч лет (²³⁹Pu – 24065 лет).

Источниками радиоактивных загрязнений являются атомные электростанции, другие предприятия, обеспечивающие полный ядерно-энергетический цикл, урановые шахты, обогатительные фабрики, рудники, заводы по разделению изотопов и переработке облученного ядерного топлива. хранилища радиоактивных отходов, а также тепловые электростанции, работающие на угле и горючих сланцах, зольные выбросы которых содержат такие радиоактивные элементы как полоний, радий, торий, уран в концентрациях, иногда многократно превышающих их естественный фон в почвах.

Характерная особенность радиоактивного загрязнения земель состоит в том, что в среднем по массе количество радиоактивных примесей чрезвычайно мало и они не вызывают изменений основных свойств почвы - ее рН, соотношения элементов минерального питания, уровня плодородия. С этих позиций наиболее важными характеристиками является концентрация радиоактивных веществ в почве, их биологическая доступность растениям, распределение в почвенном профиле и скорость самоочищения корнеобитаемого слоя почв.

Наибольшую опасность представляют долгоживущие антропогенные радионуклиды. которые характеризуются продолжительным временем пребывания их в почве – ⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru, ¹²⁹I, ¹³⁷Cs, ¹⁴⁴Се, ²²⁶Ra, ²³²Тh, ²³⁸U, ²³⁹Pu.

По степени подвижности в почвах долгоживущие антропогенные радионуклиды образуют следующий ряд: ⁹⁰Sr> ¹⁰⁶Ru> ¹³⁷Cs> ¹⁴⁴Се> ¹²⁹I> ²³⁹Pu. Скорость самоочищения почв от радионуклидов определяется скоростями их радиоактивного распада, вертикальной и горизонтальной миграции.

Поскольку антропогенные радионуклиды поступают, как правило, на поверхность почв, их распределение по профилю характеризуется четко выраженной неоднородностью. В районах с умеренным количеством атмосферных осадков в тяжелых по гранулометрическому составу почвах основная часть радионуклидов в течение многих лет остается в верхнем 10-сантиметровом слое почв. В легких почвах с промывным водным режимом значительная часть радионуклидов проникает до 40-50 см и может достичь уровня грунтовых вод, с которыми возможен горизонтальный перенос радионуклидов и поступление их в водоемы и речную сеть.

Аккумуляция антропогенных радионуклидов в поверхностном слое почвы способствует повышенной их миграции и выносу за пределы загрязненных участков с поверхностным водным стоком. В равнинных условиях с достаточно высоким количеством атмосферных осадков (гумидная зона) годовой поверхностный и грунтовый сток ⁹⁰Sr составляет по многолетним данным 0,4% общего его запаса в почвенном покрове, при этом от 40 до 90% годового выноса приходится на период паводков (Белицина и др., 1988). В горных районах ежегодный сток ⁹⁰Sr достигает 5% общего запаса. Вынос в реки ¹³⁷Cs составляет 0,05-0,25%. В других экологических условиях эта последовательность может быть нарушена: в легких песчаных почвах ¹³⁷Cs оказывается иногда более активным мигрантом, чем ⁹⁰Sr. В целом, для большей части почв скорость выноса ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs из пахотного горизонта сопоставима со скоростью их радиоактивного распада. Период полуочищения пахотного слоя с учетом радиоактивного распада составляет примерно 0,4 - 0,7 периода полураспада этих радионуклидов, т.е. равен 10-20 лет. Время пребывания в почвенном профиле других долгоживущих радионуклидов, таких как, ¹⁴С и ¹²⁹I (после их включения в состав гумуса), ²³⁹Pu составляет сотни и тысячи лет.

Научно-обоснованное нормирование содержания радиоактивных веществ в почвах требует учета почвенных свойств - способности почв к закреплению радионуклидов и их разбавлению в почвенном растворе. В этом плане к наиболее важным свойствам почвы следует отнести емкость поглощения и состав обменных катионов, рН. ОВП, минералогический состав, содержание гумуса.

Поскольку тяжелые почвы характеризуются обычно большей емкостью поглощения, более высокими концентрациями ионов в почвенном растворе и содержанием гумуса по сравнению с легкими, в таких почвах радиоактивные вещества фиксируются более прочно почвенным поглощающим комплексом, а в почвенном растворе ионы радионуклидов в большей степени разбавляются ионами других химических элементов, из которых наиболее существенны ионы элементов, являющихся химическими аналогами радионуклидов. Так, Са - элемент, близкий по своим химическим свойствам к ⁹⁰Sr, поэтому всякая прибавка в кислые почвы соединений типа СаСО3(при известковании кислых почв) или СаS04(при гипсовании солонцов) ведет к увеличению поглотительной способности по отношению к ⁹⁰Sr и к уменьшению степени его миграции.

Калий по своим химическим свойствам близок к радиоактивному цезию, поэтому при внесении калийных удобрений, последний связывается почвой и теряет свою миграционную способность.

Прочная сорбция радионуклидов и повышенная конкуренция с ними ионов других элементов, и прежде всего элементов-аналогов за места сорбции на поверхности корней, приводит к снижению их поступления в фитомассу. т.е. в продукцию растениеводства. Таким образом, тяжелые почвы по сравнению с легкими, с одной стороны, характеризуются повышенной буферностью к загрязняющим радиоактивным веществам и меньшим поступлением этих веществ в продукцию растениеводства, с другой - повышенной способностью к их аккумуляции в верхней части почвы. Иными словами, чем выше уровень плодородия почв, тем более высокие нагрузки допустимы на такие почвы без превышения установленных предельно допустимых концентраций токсикантов в продукции растениеводства. Однако надо иметь ввиду, что со временем эти почвы могут оказаться более загрязненными по сравнению с менее плодородными почвами.

В России крупномасштабное радиоактивное загрязнениев ряде областей на Южном Урале связано с деятельностью радиохимического предприятия по переработке ядерного топлива и получению плутония – ПО “Маяк”. Прямой материальный ущерб от катастрофы оценивается в 10 млрд. руб.., косвенный – до 250 млрд. руб. (в ценах 1987 г.). Создана 30-км зона отселения, территория которой полностью выведена из народнохозяйственной деятельности.

На современном этапе радиоактивное загрязнение почв России в большей части обусловлено глобальными выпадениями в результате испытания ядерного оружия, а также аварийными выбросами предприятий ЯТЦ (например, авария на Чернобыльской АЭС). В настоящее время в России наиболее значимое загрязнение почв отмечается на территории Тульской, Калужской, Брянской и Орловской областей.

Наиболее опасным из радионуклидов является плутоний, который имеет 15 радиоактивных изотопов, в основном, a-излучателей.

На Земле плутоний встречается в виде следов лишь в урановых рудах. Основная масса плутония, находящаяся в биосфере, создана человеком. 50 лет назад зеленые растения и животные не содержали в своем составе плутоний. В настоящее время 10 т его распылено в атмосфере. Около 650 т плутония выработано атомной энергетикой и 300 т военным производством. Значительная часть всего произведенного плутония находится в России (Рихванов, 1997).

Попадая в биосферу, плутоний мигрирует по земной поверхности и включается в биогеохимические циклы. Как отмечает Л.П.Рихванов (1997), удельная активность плутония в 200 000 раз выше, чем у урана. Миграция плутония в природной среде тесно связана с растворимостью его соединений (Пицунова, Жарков, 2000). Соединения плутония в выбросах предприятий ядерного топливного цикла представлены в основном растворимыми формами.

Содержание различных радиоизотопов, и, прежде всего плутония, в различных регионах России далеко неодинакова. В особенности это касается радиационной обстановки в Красноярском крае. По данным Красноярского регионального радиологического центра (КРРЦ) специфика радиационной обстановки в Красноярском крае обусловлена особенностями, присущими только краю. К ним относятся: 1) локальное загрязнение долины Енисея в результате многолетней деятельности горно-химического комбината в г. Железногорске; 2) размещение еще двух предприятий ядерно-промышленного комплекса, расположенных в г. Красноярске и Зеленогорске; 3) функционирование исследовательского реактора в г. Норильске; 4) наличие на территории края девяти участков подземных ядерных взрывов. Исследования КРРЦ показали, что наиболее существенное влияние на радиационную обстановку в крае оказывает только горно-химический комбинат. КРРЦ ведет систематические наблюдения за радиационной обстановкой (воздух, почва, вода) в 30-км зоне вокруг комбината и в зоне, ограниченной долиной р. Енисея, на протяжении 1500 км вниз по течению реки от г. Железногорска.

В.П.Атурова и В.В.Коваленко в результате многолетних исследований установили, что по удельной активности плутония ^{239, 240}Pu в почвах территории Красноярского края условно может быть разделена на 3 категории:

1-я категория – это основная часть края, где влияние горно-химического комбината и других локальных источников радиоактивного техногенного загрязнения практически не сказывается.

Плутоний в почвах независимо от генетического типа почв представлен изотопами ^{239, 240}Pu с удельной активностью 0,05-1,8 при среднем значении 0,4 Бк/кг. Эти значения ниже средних показателей для почв бывшего СССР. Авторы отмечают, что лишь в дерново-подзолистой почве горы Сухая (юг края) активность изотопов, ^{239, 240}Pu равнялась 1,8 Бк/кг, что выходит за рамки фонового диапозона. Этот факт исследователи объясняют тем, что гора Сухая находится на траектории воздушных потоков, которые переносили продукты ядерных взрывов на Семипалатинском полигоне (Казахстан). Этим же обусловлено, по мнению авторов, загрязнение плутонием почв Байкальского хребта, в которых удельная активность изотопов плутония колеблется от 0,5 до 6,2 Бк/кг.

2-я категория включает в себя зону наблюдения горно-химического комбината, радиоактивное загрязнение которой обусловлено деятельностью комбината.

В эту категорию входят целинные, сельскохозяйственные и селитебные земли в радиусе 30 км вокруг горно-химического комбината, а также донные отложения Енисея и аллювиальные почвы поймы Енисея и островов на протяжении 1500 км вниз по течению реки от г. Железногорска. Удельная активность плутония в них колеблется от 0,06 до 48,8 Бк/кг при среднем значении 3,8 Бк/кг.

Максимальная активность плутония характерна для донных отложений Енисея и аллювиальных почв. Так, на острове Городской вблизи г. Енисейска активность плутония аллювиальных почв достигает 48,8 Бк/кг, а в почвах острова Искупский в низовьях Енисея – 22 Бк/кг. Такая высокая активность плутония в аллювиальных почвах свидетельствует о водном пути поступления изотопов в Енисей с жидкими сбросами горно-химического комбината. Кроме того, в аллювиальных почвах острова Городской содержание ³⁷Cs превышает 15000 Бк/кг.

Повышенная активность плутония в почвах селитебных территорий (деревень и поселков), расположенных в непосредственной близости к горно-химическому комбинату (5,9-14,4 Бк/кг говорит о том, что источником плутония в данном случае являются газо-аэрозольные выбросы горно-химического комбината.

Таким образом, в почвах селитебных территорий, расположенных в зоне наблюдения горно-химического комбината и попадающих в зону подтопления паводкими водами, а также в донных отложениях и аллювиальных почвах ниже точки сброса охлаждающих вод ГХК активность плутония достигает 48,8 Бк/кг, что превышает фоновый уровень в 30-40 раз.

В почвах населенных пунктов, расположенных в 30-км зоне ГХК, на участках, никогда не затопляемых водами Енисея, загрязнение изотопами плутония превышает фоновый уровень в 5-6 раз.

3-я категория – переходная между ними зона.

Активность изотопов плутония в почвах этой категории не превышает уровня фона – 0,4 Бк/кг, но имеет тенденцию роста до 1 Бк/кг по мере приближения к г. Железногорску.

Радиационная обстановка в пойме Енисея и на островах ниже г. Железногорска в целом неблагоприятная. От с. Атаманово до устья р. Канна отмечается аномальный уровень гамма-поля – более 40 мкр/час (Беседин, 1997). Здесь же выявлена максимальная гамма-активность – 120-400 мкр/час. Ниже устья р. Кана аллювиальные почвы островов на р. Енисей характеризуются аномальным уровнем гамма-поля – до 40-75 мкр/час. Поэтому следует запретить выпас скота на этих территориях.

Плутоний, попавший в организм человека, остается в нем практически в течение всей жизни и становится постоянным источником a-излучения, вызывая костные опухоли, рак печени и лейкомию.

Особенности поведения и распределения радионуклидов в почвах. Почвы являются одним из основных компонентов биосферы, где происходит локализация техногенных радионуклидов. Поступление радионуклидов в почвы в значительной степени определяется целым комплексом фактором:

– химической природой и химическими свойствами радиоактивных элементов;

– физико-химическими формами соединений радионуклидов в выпадениях;

– составом и свойствами почв;

– ландшафтными особенностями территории загрязнения;

– климатическими показателями.

В ряду биологически значимых искусственных радионуклидов поглощение одной и той же почвой возрастает в ряду ¹⁰⁶Ru > ⁹⁰Sr > ¹⁴⁴Ce > ¹³⁷Cs. Механизм поглощения различных радионуклидов почвой неодинаков. Для изотопов стронция в наибольшей степени характерно поглощение по обменному типу. Для редкоземельных радионуклидов, таких как ¹⁴⁴Ce, ¹⁰⁶Ru, ⁹⁵Zn, обменное поглощение имеет второстепенное значение. Они обычно образуют трудно растворимые гуматы, фосфаты, карбонаты и т.д., которые отличаются меньшей растворимостью, чем соответствующие соединения Са.

Радионуклиды поступают на поверхность почвы в составе аэрозолей, частиц диспергированного топлива, оплавленных частиц почвы. Все это сказывается на растворимости радиоактивных выпадений. Максимальная доля растворимой фракции отмечается в составе глобальных выпадений, от 30 до 90% в зависимости от химической природы радионуклида. В ряду же радионуклидов она максимальна у ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr.

Влияние состава и свойств на поведение радионуклидов следующее. Так, для одного и того же радионуклида поглощение почвой возрастает в ряду: подзолы > дерново-подзолистые песчаные > дерново-подзолистые суглинистые > серые лесные > черноземы. Такая последовательность обусловлена увеличением в данном ряду содержания илистой фракции и минералов группы монмориллонита.

Подвижность радионуклидов в почвенном блоке находится в зависимости от реакции среды (подкисление приводит к увеличению миграционной подвижности), содержания пылеватых и илистых фракцийих минералогического состава и коррелирует с содержанием органического вещества в почвах.

На интенсивность миграции радионуклидов в почвенном профиле оказывает влияние гидрологический режим почв. В почвах гидроморфного ряда интенсивность миграции радионуклидов почти на порядок выше и они проникают на большую глубину.

В почвах залежи и заболоченных лугов повышенное количество радионуклидов отмечается в верхней двух– трехсантиметровой толще.

В почвах агроценозов основное количество радионуклидов сосредоточено в пахотном слое, где оно распределено достаточно равномерно; в подпахотной толще оно резко падает.

Доступность радионуклидов для растений. Биологическая доступность радионуклидов оценивается на основании таких количественных показателей, как коэффициент накопления (КН) и коэффициента перехода (КП). Коэффициенты рассчитываются по формулам:

При широком диапазоне плотностей загрязнения и значительном разнообразии почвенных условий на загрязненной территории в целом наиболее удобно пользоваться таким показателем, как коэффициент перехода радионуклидов в растения.

Наибольшее влияние на накопление радионуклидов растениями оказывает тип почвы и ее гидрологический режим, затем тип фитоценоза и возраст древостоя. Кратность различий в накоплении радионуклидов (на примере ¹³⁷Cs в зависимости от этих факторов составляет в среднем 100 – 10 – 4 – 1,5 раза, соответственно).

В ряду типов почв на загрязненной территории наибольшей доступностью радионуклидов характеризуются торфяно-глеевые почвы, затем, по мере убывания величин КП ¹³⁷Cs →торфяно-подзолистые огленные → дерново-подзолистые → серые лесные → черноземы.

Минимальный КП ¹³⁷Cs в растения в целом наблюдается на черноземных почвах. Это связано с тем, что эти почвы характеризуются в основном тяжелым гранулометрическим составом, обогащены глинистыми минералами, т.е. минералами, способными к необменному закреплению радионуклидов.

Другим не менее значимым фактором, определяющим величины коэффициентов перехода ¹³⁷Cs в растения, является тип фитоценоза. В хвойных фитоценозах (сосняках, ельниках) наблюдаются в 10 раз больше КП ¹³⁷Cs во все структурные компоненты древостоя, чем в лиственных лесах. Объясняется это тем, что почвы лиственных лесов насыщены основаниями, больше содержат обменного калия, а также характеризуются менее кислой реакцией среды.

Меры борьбы с радиоактивным загрязнением почв. Индивидуальные дозы облучения и уровни загрязнения продукции считаются главными критериями для определения уровня вмешательства и контрмер, направленных на снижение негативных последствий радиоактивного загрязнения. Они делятся на три категории (Тихомиров, Щеглов, 1997):

● ограничение обычной деятельности;

● применение мелиорантов или мелиоративных мер;

● стратегия использования загрязненной территории и продукции.

Эти контрмеры являются в основном административными и включают комплекс запретов или ограничений на разные виды народнохозяйственной деятельности в зависимости от величины плотности загрязнения.

В лесах и парках налагается запрет на поселение загрязненных насаждений. Период налагаемых ограничений зависит от плотности загрязнения и мощности экспозиционной дозы. Он может варьировать от нескольких недель до нескольких десятков лет. Ограничение вводится на лесоводство и использование продукции леса.

Агропромышленное производство на загрязненных территориях также организуется в соответствии с плотностью загрязнения угодий и разбивкой территории по принципу зонирования (в зависимости от загрязненности территории).

К числу наиболее эффективных мер в растениеводстве относится подбор видов и сортов растений с минимальным уровнем накопления радионуклидов. В животноводстве важную роль играет откорм животных чистыми кормами, а также использование специальных добавок сорбентов (ферроцинов), подавляющих переход радионуклидов в молоко. Контрмерой является также переработка загрязненной продукции.

Важной мерой является применение мелиорантов и мелиоративных мероприятий, в частности, внесение органических и минеральных удобрений, извести, различных сорбентов. Известкование почвы, внесение цеолитов, вермикулита, органики, калийных и других удобрений предпринимается с целью насыщения почвы химическими аналогами радиоактивных элементов и уменьшения потенциала связывания радионуклидов, т.е. снижения коэффициентов их перехода в растения.

В земледелии существенное снижение их накопления растениями достигается путем агротехнических приемов: вспашки с оборотом пласта, плантажной вспашки, т.е. значительном заглублении радиоактивных веществ (Алексахин и др., 2000).

На загрязненных лесных территориях предусматривается создание специальных заповедников (например, Полесский радиоэкологический заповедник). Создание новых лесных плантаций эффективно на сильно загрязненных пахотных угодьях, которые длительное время не могут быть использованы в сельском хозяйстве.

Радиоактивность поверхностных вод, как части природных систем возрастает в последние десятилетия вследствие ряда причин, приводящих к глобальному выпадению радионуклидов. В формировании радиоактивного загрязнения воды наиболее значительную роль играют следующие радионуклиды:

1) вездесущие, накопившиеся в биосфере вследствие испытаний ядерного оружия и образующиеся при эксплуатации АЭС – стронций-90 и цезий-137;

2) поступающие в водоемы с продуктами коррозии технологических схем ядерных реакторов – хром-51, марганец-54, железо-59, кобальт-58,-60, цинк-65;

3) появляющиеся при аварийных выбросах осколки деления урана – стронций-89, ниобий-95, рутений-103,-106, сурьма-125, йод-131, цезий-134, церий-141,-144.

Принятыми в настоящее время нормативами содержания радионуклидов в воде являются допустимые концентрации (ДК_Б), рабочие пределы концентраций (или "выведенные рабочие лимиты") и рекомендуемые пределы концентраций (Нормы радиационной безопасности, 1988, 1996). Для оценки радиоэкологической ситуации поверхностных вод суши следует использовать классификацию Оксиюк и др., (1993), где уровни (классы) радиоактивного загрязнения для воды установлены на основе значений рабочих и рекомендуемых предельных концентраций и допустимых концентраций наиболее экологически значимых радионуклидов: I класс ("не загрязненная") характеризуется уровнем содержания стронция-90 и цезия-137 ниже обычных фоновых концентраций и отсутствием радионуклидов осколочного и коррозийного происхождения; II класс ("слабозагрязненная") – от фоновых значений стронция-90 и цезия 137 до уровня рабочих пределов всех радионуклидов, включая коррозионные и осколки деления; III класс ("умеренно загрязненная") – от уровня рабочих пределов до уровня рекомендуемых пределов; IV класс ("сильно загрязненная") – от уровня рекомендуемых пределов до промежуточных значений между рекомендуемыми пределами и допустимыми концентрациями; V класс ("весьма грязная") – от промежуточных значений между рекомендуемыми пределами и допустимыми концентрациями до значений допустимых концентрацией; VI класс ("предельно грязная") – выше допустимых концентраций.

Оценку состояния объектов поверхностных вод суши при выявлении зон чрезвычайной ситуации необходимо проводить параллельно с оценкой состояния почв.

Контрольные вопросы

1. Назовите источники радиоактивных загрязнений.

2. В чем состоит специфика радиоактивного загрязнения земель?

3. Назовите радионуклиды, представляющие наибольшую опасность для живых организмов.

4. Как располагаются долгоживущие антропогенные радионуклиды по степени подвижности в почве?

5. От чего зависит скорость самоочищения почв от радионуклидов?

6. Каков период полуочищения пахотного горизонта почв от радионуклидов?

7. Какое время могут пребывать долгоживущие радионуклиды в почвенном профиле?

8. При разработке научно-обоснованных норм содержания радиоактивных веществ в почве, какие ее свойства прежде всего нужно учитывать?

9. К чему приводит прочная сорбция радионуклидов и повышенная конкуренция с элементами-аналогами за места сорбции на поверхности корней?

10. Назовите наиболее опасный для живых организмов техногенный радионуклид и какова его удельная активность?

11. Каковы особенности поведения и распределения радионуклидов в почвах?

12. Какой фактор прежде всего влияет на интенсивность миграции радионуклидов в почве?

13. Как определить доступность радионуклидов для растений?

14. Что влияет на накопление радионуклидов растениями?

15. Какие факторы влияют на коэффициент перехода Cs¹³⁷ в растения и почему?

16. Какие болезни у человека вызывают радиоизотопы?

17. Каковы меры борьбы с радиоактивным загрязнением почв?

Дата добавления: 2015-05-19 | Просмотры: 2807 | Нарушение авторских прав