CC BY
91
Технологии гражданской безопасности, том 6, 2009, № 3-4 (21-22)
/221
УДК 614.8:621.039
О перспективных мероприятиях по снижению ущерба от радиоактивного загрязнения лесных экосистем на территории РФ в результате аварии на Чернобыльской АЭС
© Технологии гражданской безопасности, 2009
А.А. Железнов Н.Н. Хомяков
Аннотация
В статье проведен анализ особенностей миграции радионуклидов в лесных экосистемах, а также определены наиболее значимые проблемы, требующие решения при осуществлении мероприятий по снижению ущерба от радиоактивного загрязнения территории Российской Федерации.
Ключевые слова: радиоактивное загрязнение, лесные экосистемы, миграция радионуклидов, мероприятия по снижению ущерба.
About perspective actions for decrease in a damage from radioactive pollution of wood ecosystems in territory of the Russian Federation as a result
of failure on the Chernobyl atomic power station
© Civil Security Technology, 2009
A. Zheleznov N. Homiakov
Abstract
In article the analysis of features of migration радионуклидов in wood ecosystems is carried out, and also the most significant problems demanding the decision at realisation of actions for decrease of a damage from radioactive pollution of territory of the Russian Federation are defined.
Key words: radioactive pollution, wood ecosystems, radioisotope's migration, actions for damage decrease.
/222
См! БесигШуТесИпоЬду, Уо!. 6, 2009, N0 3-4 (21-22)
Особенности радиоактивного загрязнения территории Российской Федерации в результате аварии на Чернобыльской АЭС
В результате аварии на Чернобыльской АЭС произошло радиоактивное загрязнение территорий Украины и сопредельных государств, в том числе — Российской Федерации. Радиоактивное загрязнение территории России произошло в результате сухих и влажных выпадений в период с 28 апреля до середины мая 1986 г. Сложный характер метеоусловий определил сильную неравномерность уровня первичного загрязнения местности относительно как величины, так и радионуклид-ного состава. Масса и активность некоторых долгожи-вущих радионуклидов, накопившихся в активной зоне четвертого энергоблока Чернобыльской АЭС к моменту аварии представлена в табл. 1.
возрастов — в отдельных случаях дозы у детей достигали 10 Зв [2].
Начиная с осени 1986 г., радиационная обстановка стала формироваться преимущественно изотопами цезия, в т.ч. 137Св. Ее изменение во времени стало определяться несколькими процессами: распадом 134Св;
заглублением изотопов в почву; химической фиксацией изотопов цезия глинистыми минералами почв.
Отметим, что третий процесс влияет на миграцию радионуклидов из почвы в растительность и в грунтовые воды.
Непосредственно в период радиоактивных выпадений существовало три пути облучения:
внутреннее ингаляционное (с вдыхаемым воздухом);
внутреннее за счет поступления радионуклидов с загрязненными продуктами питания;
внешнее облучение от облака и загрязненной местности.
Именно в ранний период происходило преимущественное облучение щитовидной железы за счет накопления в ней короткоживущих радиоизотопов йода, поступавших с продуктами питания и за счет ингаляции. Содержание 1311 в молоке достигало в отдельных районах Брянской области сотен тысяч беккерелей на литр, что в силу физиологических особенностей привело к преимущественному поражению детей младших
В связи со сложными метеоусловиями в период активных выпадений радионуклидов, плотность радиоактивного загрязнения на расстоянии в десять километров зачастую различалась в десятки и сотни раз, т.е. четко проявлялась «пятнистость» загрязнения. При этом, например, максимальные значения плотности загрязнения почвы 137Св достигали 200 Ки/км2 и более (табл. 2) [2].
Особенности миграции радионуклидов в лесных экосистемах
Как показали исследования, основными процессами «природной» миграции чернобыльских радионуклидов
Таблица 1
Масса и активность некоторых долгоживущих радионуклидов, накопившихся в активной зоне четвертого энергоблока Чернобыльской АЭС к моменту аварии [1]
Радионуклид Период полураспада Масса, кг Активность
Бк МКи
Р-у-излучатели
Стронций-90 28,6 года 43 2,2х1017 5,9
Рутений-106 268,2 сут 6,9 8,6х1017 23
Сурьма-125 2,77 лет 0,65 1,9х1016 0,52
Цезий-134 2,06 лет 3,2 1,5х1017 4,1
Цезий-137 30,19 лет 81 2,6х1017 7,0
Цезий-144 284,3 сут 33 3,9х1018 110
Плутоний-241 14,7 лет 50 1,8x1017 5,0
а-излучатели
Плутоний-238 86,4 года 1,5 9,4х1014 2,5х10-2
Плутоний-239 24110 лет 420 9,5х1014 2,6х10-2
Плутоний-240 6553 года 175 1,5х1015 4,0х10-2
Плутоний-242 376000 лет 14 2,1х1012 5,5х10-5
Америций-241 433 года 1,1 1,4х1014 3,7х10-3
Америций-243 7380 лет 0,73 5,4х1012 1,5х10-4
Кюрий-242 162,8 сут 0,26 3,1х1016 8,3х10-1
Кюрий-244 18,11 лет 0,056 1,8х1014 4,8х10-3
Технологии гражданской безопасности, том 6, 2009, № 3-4 (21-22) /22 3
Таблица 2
Загрязнение территории Российской Федерации 137Cs
Область Зона загрязнения, тысяч кв.км (Ки/кв. км)
1-5 5-15 15-40 более 40 всего
Брянская 6,8 2,6 2,1 0,3 11,8
Калужская 3,5 1,4 4,9
Тульская 10,3 1,3 11,6
Орловская 8,8 0,1 8,9
Остальные области 20,4 20,4
Всего 49.8 5,4 2,1 0,3 57,6
являются: перенос в системе растение-почва, миграция радионуклидов по почвенному профилю, смыв с водосборных бассейнов рек, миграция в пределах ландшафта. Меньшее значение имеют такие процессы, как ветровой перенос и сток с грунтовыми водами [3].
«Пятнистость» первичного радиоактивного загрязнения обусловила высокую пространственную неоднородность распределения радионуклидов не только на больших территориях, но и в пределах локальных участков. Как показали исследования ряда авторов, неравномерность распределения выпадений по территории РФ, занятой лесами, первоначально колебалась по средним данным в диапазоне от 22 % до 30 % [4, 5].
В монографии А.И. Щеглова [6], посвященной изучению миграции радионуклидов в лесных экосистемах, выделяются три периода в многолетней динамике содержания радионуклидов в древесном ярусе:
1. Период интенсивного механического самоочищения (от 1 до 3 месяцев).
После выпадений в древесном ярусе лесных экосистем удерживалось до 90 % суммарной активности [6]. Например, в лесных экосистемах Брянской области от 60 % до 90 % выпавших радионуклидов были задержаны растительным ярусом, в основном листьями и хвоей. Так в мае 1986 г. еловыми деревьями было задержано 80% радиоактивных изотопов цезия и около 20—30 % лантана и рутения [7]. Через 3 месяца в растительном ярусе осталось менее 15 % (период полувыведения составляет 30—40 дней) [8, 9].
2. Период биологического самоочищения и нарастания доли корневого поступления (от 2 до 3 лет).
В лесных экосистемах «на автоморфных почвах, в особенности тяжелого гранулометрического состава, загрязнение древостоев в целом определяется загрязнением органов, первоначально экспонированных к выпадениям (кора наружная). На гидроморфных и полуги-дроморфных почвах, а также на участках, где выпадения представлены крупнодисперсными труднорастворимыми частицами уже через 2—3 года после аварии основной вклад в загрязнение древостоя вносят древесина, кора внутренняя и ассимилирующие органы» [6].
3.Период определяющей роли корневого поступления и приближения распределения радионуклидов в
системе «почва-растение» к квазиравновесному состоянию (от 3 до 10 и более лет).
«Годовые потоки биогеохимического цикла радионуклидов в лесных биогеоценозах характеризуются следующими основными закономерностями:
возврат в почву с опадом превалирует над поступлением радионуклидов в растения;... в аккумулятивных ландшафтах соотношение данных потоков близко к 1;
значимый вклад в поток радионуклидов в почву лесных биогеоценозов вносит их поступление с кроновыми и стволовыми водами (0,05 %);
в почвенном блоке основной поток радионуклидов наблюдается из лесной подстилки — 1,6—3,4 % в год;
в лесных биогеоценозах интенсивность вовлечения радионуклидов в биологический комплекс значительно превышает их вынос в большой геологический круговорот, при этом в аккумулятивных ландшафтах интенсивность основных потоков в биогеохимическом цикле радионуклидов выше, чем в элювиальных» [6].
При этом следует отметить, что в 3-м периоде на долю биоты приходится от 6,5 % до 43,9 % суммарной активности биогеоценоза. Однако, вклад древесного яруса (несмотря на значительные запасы его фитомас-сы) снижается, а компонентов напочвенного покрова — возрастает [3].
В лесных экосистемах основной запас радионуклидов сосредоточен в верхнем слое почвы толщиной несколько сантиметров (подстилка и минеральный слой), что можно охарактеризовать как определенное единообразие в вертикальном распределении чернобыльских выпадений в почвах лесных экосистем любого типа [10].
Типичное распределение удельной активности 137Св в серых лесных почвах на примере Плавского лесничества (Плавский район Тульской области) [11] представлена в табл. 3 и на рис. 1.
В результате исследований было установлено, что «в почвах хвойных ценозов неравномерность распределения 137Св почти в два раза выше, чем в лиственных (табл.2). В процессе вертикальной миграции пространственная неоднородность распределения радиоцезия возрастает, причем более значимо в дубраве и менее — в березняке. В берёзовом лесу коэффициент вариации
Таблица 3
Удельная активность 137Cs в темно-серых лесных почвах различных лесонасаждений, Бк/кг [11]
Глубина, см Березняк Дубрава Сосняк
0 1085,0 898,1 1483,0
0-1 4449,0 4313,0 5990,0
1-2 4211,0 4529,0 5630,0
2-3 4113,0 3934,0 4141,0
3-4 3561,0 3559,0 2655,0
4-5 2654,0 2998,0 2153,0
5-6 2648,0 2332,0 1458,0
6-7 1972,0 1947,0 1037,0
7-9 1381,0 1272,0 564,6
9-11 801,0 670,1 256,2
11-13 609,5 320,0 169,0
13-15 359,1 220,5 128,1
15-19 222,7 191,9 89,02
О 0-1 1-2 2-3 3-4 4-5 5-6 6-7 7-9 9-11 11-13 13-15 15-19
Глубина, см
Рис. 1. Удельная активность 137Сэ в темно-серых лесных почвах различных лесонасаждений, Бк/кг [11]
удельной активности 137Cs составляет 20,8% (слой 0—5 см), а на глубине 5—15см — 24,6 %. В дубраве отмечается более значимое увеличение коэффициента вариации содержания 137Cs с глубиной: с 22,7 % (для слоя 0—5см) до 36,7 % (для слоя 5—15см). В почвах сосняков коэффициент вариации содержания 137Cs почти в два раза выше, чем в лиственных лесах, и его значение с глубиной уменьшается с 45,9 % (0—5см) до 40,2 % (5—15) см. По мнению ряда авторов, такая ситуация вполне закономерна: неоднородность распределения радионуклидов (137Cs) в почвах определяется типом БГЦ, а максимальным коэффициентом варьирования данного показателя характеризуются почвы молодых сосновых лесов [4, 5]»
По многочисленным измерениям, проведенным институтом прикладной геофизики [9, 12], максимальные значения активности (в отличие от луговых экосистем, где максимум заглубляется и расплывается) наблюда-
ются в первых трех сантиметрах. В хвойных фитоцено-зах удерживающая способность подстилки по отношению к 137Cs максимальна, что обусловлено несколькими факторами:
слабой трансформацией опада и незначительным смешиванием с минеральной массой;
аккумулирующей ролью микобиоты (от 10% до 60% общих запасов 137Cs может аккумулироваться в грибном комплексе);
развитием мохового комплекса [3]. Влияние мохового покрова на аккумулирующую роль лесной подстилки (по данным на 1992 г.) представлено в табл. 3.
Таким образом, в лесных ландшафтах миграция радионуклидов определяется наличием в профиле почв подстилки, которая, как правило, является биогеохимическим барьером на пути вертикальной миграции радионуклидов. «Процессами, определяющими пере-
Технологии гражданской безопасности, том 6, 2009, № 3-4 (21-22)
/225
Таблица 3
Влияние мохового покрова на аккумулирующую роль лесной подстилки (по данным на 1992 г.) [3]
Биогеоценоз Мощность подстилки (см), наличие мохового покрова* Слой
Широколиственный сосновый лес 4,5 (+) Подстилка 50,9
Минеральная часть 49,1
Сосняк 3,5 (-) Подстилка 35,3
Минеральная часть 64,7
Сосняк 4,4 (-) Подстилка 35,7
Минеральная часть 64,3
Сосняк 4,3 (+) Подстилка 59,9
Минеральная часть 40,1
* (+) — моховой покров хорошо выражен; (-) — моховой покров отсутствует. ** — % от суммарного содержания в почвенном профиле.
распределение радионуклидов, являются: в подстилке
— ежегодное поступление на поверхность значительно более чистого растительного опада, в минеральной толще — только миграционные процессы» [6].
Миграция радионуклидов в почве и последующий вынос определяются следующими факторами [3]:
тип ландшафта;
физико-химические параметры радионуклидов;
свойства почвы (минеральный и гранулометрический состав, кислотность, плотность, количество органического вещества, характер смены почвенных горизонтов и т.д.);
тип растительности;
гидрология;
геология (проницаемость и сорбционная способность грунтов, гидрогеологический режим, наличие геодинамических зон).
«Суммарное содержание подвижных форм соединений радионуклидов в лесных почвах не превышает 5% их общих запасов. Основная часть радионуклидов в почвенных растворах находитсяв составе радионуклид-органических соединений. 239+240Рц (238Рц) и 241Ат образуют ассоциаты преимущественно с относительно высокомолекулярной фракцией (MMw>2000), 137Св
— с фракциями средних и высокомолекулярных масс (MMw>1000), а 908г — с наиболее низкомолекулярной фракцией органического вещества (MMw=350^500). Миграционная активность радионуклидов в составе почвенных растворов уменьшается в ряду 908г—-^^ц—■ 134СБ—^239+ 240Рц(238Рц)—^144СБ» [6].
Таким образом можно считать, что в лесных биоценозах радионуклиды пребывают в квазистационарном состоянии.
Следует учесть, что представление о квазистационарном состоянии радионуклидов в лесных экосистемах не учитывает вовлечение радионуклидов в пищевые цепочки и, как следствие, влияние малых доз радиации на фауну и человека. Вместе с тем, как показывают исследования, воздействие сверхмалых доз радиации при
длительной экспозиции может оказывать значительное воздействие на реципиентов, что обусловлено отсутствием естественных защитных механизмов против столь слабых воздействий и выраженным кумулятивным эффектом.
Помимо этого, следует учитывать возможность резкого ускорения миграции радионуклидов в результате возникновения чрезвычайных ситуаций (лесные пожары, наводнения и т.п.) на территориях, повергшихся радиоактивному загрязнению, которые приводят к разрушению лесной экосистемы. Данные ЧС могут быть обусловлены причинами как природного, так и антропогенного характера. Независимо от причин возникновения, такие чрезвычайные ситуации приведут к разрушению устоявшегося круговорота радионуклидов в лесной экосистеме и распространению радионуклидов в окружающей среде с образованием вторичных зон радиоактивного загрязнения, в том числе, на территориях, ранее считавшихся «чистыми».
Мероприятия по снижению ущерба для лесных экосистем от радиоактивного загрязнения территории РФ в результате аварии на Чернобыльской АЭС
В настоящее время с целью реабилитации загрязненных лесных участков и возвращения их в хозяйственный оборот, в рамках федеральной целевой программы «Преодоление последствий радиационных аварий на период до 2016 г.» планируется провести в ФГУ «Всероссийский научно-исследовательский институт лесоводства и механизации лесного хозяйства» поисковые исследования по регулированию миграции в7Св в лесных экосистемах. Итогом этих исследований предполагаются следующие результаты:
разработка препаратов, препятствующих поступлению 137Св в лесную растительность;
разработка технологии создания биогеохимического барьера мелиоративными и лесоводственными метода-
ми, уменьшающую переход l37Cs в лесную растительность;
опытная установка для обработки лесных участков препаратами, уменьшающими поступление в лесную растительность;
создание стационарного полигона для проведения и изучения эффективности обработок в экспериментальных насаждениях.
Вместе с тем, следует отметить, что ожидаемые результаты планируемых поисковых исследований не могут оказать значимого корректирующего воздействия ни на вовлечение радионуклидов в пищевые цепочки, ни на предотвращение их распространения в результате чрезвычайных ситуаций природного или антропогенного характера. Таким образом, планируемые исследования не решают основную проблему радиоактивного загрязнения лесных экосистем — опасность выноса радионуклидов из квазистационарного круговорота и образование зон вторичного радиоактивного загрязнения. При этом следует отметить, что в случае крупномасштабных ЧС неконтролируемый перенос значительных объемов радионуклидов может происходить на расстояния, измеряемые десятками километров. Кроме того, планируемые исследования направлены на фиксацию в пределах лесных экосистем только изотопа и не
учитывают воздействие на окружающую среду других радионуклидов. Учитывая, что в лесных экосистемах миграция радионуклидов уже ограничена естественными биогеохимическими барьерами, ценность проведения поисковых исследований вызывает сомнение.
В связи с вышеизложенным, целесообразно рассмотреть вопрос о проведении поисковой научно-исследовательской работы по разработке технологии рекультивации лесных массивов, подвергшихся радиоактивному загрязнению. Целью данной работы должно
являться извлечение радионуклидов из сложившихся лесных экосистем и реабилитация лесных участков, подвергшихся радиоактивному загрязнению.
Литература
1. Чернобыль. Пять трудных лет: Сборник материалов. — М.: ИздАТ,
1992, 381 с.
2. Радиоактивное загрязнение территории России в результате аварии на Чернобыльской АЭС. Краткие сведения и основные понятия. — М.: ДИЭОФ, 1997.
3. Петрова Т.Б., Власов В.К., Микляев П.С. ЧАЭС. Авария и ее по-
следствия. Краткий обзор литературы. Часть 2. // Журнал «Аппаратура и новости радиационных измерений», №3 (58), 2009, C. 2-20.
4. Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных
экосистемах. -М.: Наука, 1999, 268 с.
5. Shcheglov F.I., Tsvetnova O.B., Klyashtorin A.L. Biogeochemical migration of technogenic radionuclides in forest ecosystems. — M.: Nauka. 2001, 235 p.
6. Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных
экосистемах. — М.: Наука, 2000, 267 с.
7. Радиоэкология после Чернобыля. Пути миграции искусственных
радионуклидов в окружающей среде. Под ред. Ф. Уорнера и р. Харрисона. М.: Мир, 1999, 511 с.
8. Ретроспективный литературный анализ некоторых аспектов Чернобыльской аварии. Отчет ИАЭ по НИР по договору №05.0292-01, 1992, 60 с.
9. Исследование распределения миграции радионуклидов в наземных и водных экосистемах, разработка методов радиоэкологического мониторинга с учетом различных ландшафтных условий загрязнения. Отчет о НИР. Институт прикладной геофизики. — М., 1991, 115 с.
10. Чернобыль: радиоактивное загрязнение природных сред. Под. ред. Ю.А. Израэля. — Л.: Гидрометеоиздат, 1990, 296 с.
11. Богатова М.К., Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Пространственная неоднородность радиоактивного загрязнения почв лесных фи-тоценозов тульской области. ВГУ, г. Воронеж; МГУ, г. Москва. при поддержке РФФИ (04-04-48323).
12. Отчет о НИР «Радиационно-экологический мониторинг почв. Изменения в динамике физико-химических и ядерно-химических характеристик выпадений. Изучение и прогноз миграций радиоактивных продуктов. (Договор №05.2-92-1). Фирма «ВИТА» Совета ВОИР ИАЭ им. И.В, Курчатова.
Сведения об авторах
Железнов Алексей Александрович: ФГУ ВНИИ ГОЧС (ФЦ), ведущий научный сотрудник. Хомяков Николай Николаевич: ФГУ ВНИИ ГОЧС (ФЦ), заместитель начальника направления.
