CC BY
27РАДИАЦИОННАЯ БЕЗОПАСНОСТЬ
РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ РЕАБИЛИТАЦИИ СЕЛЬСКОГО ХОЗЯЙСТВА ПОСЛЕ АВАРИИ НА АЭС «ФУКУСИМА ДАИЧИ»
Р.М. Алексахин, акад. РАСХН, ВНИИСХРАЭ, В.Г. Сычев, акад. РАСХН, ВНИИА
Одним из важнейших аспектов ликвидации последствий аварии на АЭС «Фукусима Даичи» (ФДАЭС) в Японии, произошедшей 11 марта 2011 г, является ремедиация сельскохозяйственных территорий в зоне её воздействия. Аварийный выброс радионуклидов в окружающую среду привел к загрязнению обширных площадей сельскохозяйственных угодий и исключению ведения на них производства из-за превышения предельно допустимого содержания радионуклидов в продукции. С этой точки зрения аварию на ФДАЭС, как и две крупнейшие радиационные аварии с выбросом радиоактивных веществ в окружающую среду -Кыштымскую на Южном Урале (Восточно-Уральский радиоактивный след) в 1957 г. и на Чернобыльской АЭС в 1986 г., можно отнести к сельским (коммунальным) авариям [1].
Основанием для такого классификационного определения этих аварий являются главным образом два фактора. Во-первых, потребление содержащих радионуклиды сельскохозяйственных продуктов населением на территории воздействия аварии становится важным (а иногда и доминирующим) компонентом суммарного облучения населения. Нельзя не принимать во внимание экспорт радионуклидсодержащей сельскохозяйственной продукции за пределы региона аварийного загрязнения.
Во-вторых, аргументом в пользу того, чтобы считать эти аварии, как и аварию на ФДАЭС, аграрными, служит их социально-экономический аспект. Проживание населения на территории, где невозможно производство агропромышленной продукции, отвечающей радиологическим стандартам, очень важно для поддержания социально-экономической и психодемографической устойчивости в регионе.
Следует отметить, что во многом и другие, меньшие по масштабам радиационные аварии и инциденты, сопровождающиеся радиоактивным загрязнением окружающей среды, - аварии в Уиндскейле (Великобритания) в 1957 г., рассеяние радионуклидов в окружающей среде после аварий самолетов США с ядерным зарядом 239, 240Ри на борту в Паломаресе (Испания) в 1966 г. и в Туле (Гренландия) в 1968 г. и потеря медицинского источника, содержащего 137С8, в Гойании (Бразилия) в 1987 г. также были связаны с проведением комплекса дезактивационных мероприятий на землях сельскохозяйственного назначения [1, 2].
Руководство научно-исследовательскими работами по реабилитации загрязненных сельскохозяйственных угодий после аварии на ФДАЭС, а также контролю за их выполнением осуществляет Министерство сельского, лесного и рыбного хозяйства Японии. В изучении проблем ремедиации загрязненных сельскохозяйственных территорий принимают участие 6 национальных научно-исследовательских институтов, 6 префектурных сельскохозяйственных станций, 11 университетов, одна благотворительная организация и 3 частных компании. Усилия этих организаций сконцентрированы на реализации проекта «Развитие технологий и отчуждение радиоактивных веществ на землях сельскохозяйственного назначения».
Характеристика аварии. 11 марта 2011 г. вблизи острова Хонсю в Японии произошло землетрясение магнитудой 9,0 баллов, приведшее к возникновению цунами. В результате этих событий погибло 18493 чел., 2683 чел. пропало без вести и 6217 чел. были ранены. Была затоплена территория площадью 500 км2. Следствием этого стихийного бедствия стало разрушение ФДАЭС [3].
Авария на ФДАЭС стала крупнейшей гражданской радиационной катастрофой после аварии на Чернобыльской
АЭС. Были даны рекомендации о выселении 78 тыс. человек в радиусе 20 км от ФДАЭС и укрытии в убежищах 62 тыс. человек в поясе 20-30 км от ФДАЭС. Ещё 10 тыс. человек было рекомендовано эвакуироваться из «языков» к северо-востоку от ФДАЭС из-за высокой плотности загрязнения почвы. Аварии на ФДАЭС присвоили высший (7-й) уровень опасности по международной шкале ядерных и радиологических событий INES (к такому уровню опасности ранее была отнесена авария на ЧАЭС).
Выбросы основных дозообразующих радионуклидов - 137Cs и 131I составили, соответственно, 100-500 и 6-20 ПБк, что равно 2-8 и 1-3% от общих запасов этих радионуклидов в трёх аварийных энергоблоках ФДАЭС. Роль других радионуклидов (Sr, Ba и Pu) была незначительна. Для сравнения можно заметить, что выбросы 137Cs и 131I при авариях в Уиндскейле были равны, соответственно, 0,74 и 0,22 ПБк, а на ЧАЭС, соответственно, 1700 и 86 ПБк. Таким образом, выбросы 137Cs и 131I при аварии на ФДАЭС были в среднем в 3,4-17 и 4,3-14 раз ниже, чем при аварии на ЧАЭС. По выбросам 133Xe (1019 Бк) авария на ФДАЭС превзошла аварию на ЧАЭС (6,5.1018 Бк).
Основные пути радиационного воздействия на население в первый год после аварии - внешнее облучение, ингаляция и поступление с пищевыми продуктами (внутреннее облучение). Относительный вклад пищевого пути в облучение с точки зрения внешнего воздействия возрастал по мере удаления от ФДАЭС, что важно при оценке эффективности аграрных контрмер. При облучении щитовидной железы радиойодом поступление с пищевыми продуктами было определяющим.
В пищевом рационе населения Японии к числу основных сельскохозяйственных продуктов относятся (приблизительно): овощи - 350 г/сут, рис - 350, пшеница - 100, фрукты - 100, говядина - 15, свинина - 50, мясо птицы - 20, молоко - 100 (у детей - 200-250), яйцо - 40; на долю рыбы приходится 40, морепродуктов - 40, грибов - 20 г/сут. Эти показатели учитывали при оценке поступления радионуклидов с рационом.
Первые результаты измерений содержания радионуклидов в пищевых продуктах (молоко, мясо, овощи, зерно, рыба и др.) были получены 17 марта, запрет на их производство и продажу при превышении нормативов (изданы 17 марта) был наложен, соответственно, 21 и 23 марта (табл.).
Важная особенность аварии на ФДАЭС в сельскохозяйственном аспекте - то, что она произошла в зимнее время года. Это серьезно снизило масштабы прямого (аэрального) загрязнения растений (исключение составили озимые культуры), основная часть осаждавшихся из воздуха радиоактивных веществ задерживалась на оголенных от снега участках почвы, коре деревьев и др.) [5]. Зимнее время выпадений радионуклидов существенно ослабило размеры возможного загрязнения сельскохозяйственной продукции в целом и ограничило негативные аграрные последствия аварии, которые, как показали итоги реабилитационных работ в регионах Кыштымской аварии и аварии на ЧАЭС, особенно значительны в её первый период. С этой точки зрения авария на ЧАЭС, с которой с первых дней сравнивали аварию на ФДАЭС, произошедшая поздней весной - ранним летом 1986 г., привела к значительно более серьезным последствиям для сельского хозяйства. По метеорологическим условиям радиоактивного загрязнения сельскохозяйственных угодий авария на ФДАЭС более сходна с Кыштымской аварией (позднеосеннее время).
По расчетам В.Ю.Голикова и И.А.Звоновой [6], в первые месяцы после аварии на ФДАЭС вклад пищевых (сельскохозяйственных) продуктов в суммарную эффективную дозу как в зоне плановой эвакуации, так и в ближайших
районах колебался от 22 до 40% (на долю внешнего облучения приходилось до 50-74% общей дозы). Вклад внутреннего облучения в суммарную дозу с течением времени в поставарийный период может возрастать. При облучении щитовидной железы детей вклад от накопленных радионуклидов в дозу превалировал (поступление радиойода). В течение первого года после аварии на ФДАЭС в первый месяц реализуется около 80-90% от общей дозы, связанной с потреблением пищевых продуктов, содержащих радионуклиды.
Предельно допустимые концентрации радионуклидов в пищевых продуктах и питьевой воде (введенные 17 марта 2011 г. до марта 2012 г.) [4, 11]
Радионуклиды Продукты Предельно допустимые концентрации, Бк/кг
Радиоактивные нуклиды йода (преимущественно 1311) Молоко, молочные продукты 200
Радиоактивный цезий Овощи (исключая корне-и клубнеплоды), рыба 2000
Питьевая вода, молоко, молочные продукты 200
Овощи, зерно, мясо, яйцо и др. 500
Изотопы урана Детское питание, питьевая вода, молоко, молочные продукты 20
Овощи, зерно, мясо, яйцо и др. 100
Альфа-излучающие изотопы плутония и трансурановые элементы (суммарные концентрации 238Ри, 239Ри, 240Ри, 242Ри, 241Лш, 242Ст, 243Ст, 244Ст) Детское питание, молоко и молочные продукты 1
Овощи, зерно, мясо, рыба и др. 10
Общая характеристика региона аварии. Префектура Фукусима - третья по размерам префектура Японии. В этом регионе с очень благоприятными почвенно-климатическими условиями площадью 972 тыс. га основную часть занимают леса (71% общей территории, по лесистости четвертое место в стране), сельскохозяйственные культуры размещены на площади 150 тыс. га плодородных почв (11% от общей территории, седьмое место в Японии). Аграрная отрасль является ведущей областью хозяйственной деятельности в префектуре Фукусима.
Цели и задачи реабилитации сельскохозяйственных территорий. Основным стратегическим направлением реабилитационной деятельности при ликвидации последствий радиоактивного загрязнения почвенно-растительного покрова в Японии была избрана его интенсивная деконтаминация (очистка) в зоне воздействия аварии. При этом считается, что реабилитация сельскохозяйственных угодий - один из главных способов снижения доз облучения населения. Конечной целью реабилитационных работ является достижение уровня облучения населения 1 мЗв/год.
Указанный подход к реабилитации земель сельскохозяйственного назначения в Японии существенно отличается от принципов решения аналогичных задач по ликвидации последствий двух крупнейших аварий - на Южном Урале (Восточно-Уральский радиоактивный след) и аварии на ЧАЭС. Причины этих различий заключены, прежде всего, в разнице в размерах загрязненных площадей и в меньшей степени в особенностях японского менталитета в подходе к ликвидации последствий аварии на ФДАЭС.
Во-первых, загрязненная площадь после аварии на ФДАЭС составляет 13 тыс. км2 (только наземная часть), что существенно меньше территории, загрязненной при аварии на ЧАЭС, и меньше, чем площадь на Южном Урале (Кыштымская авария). Так, в Чернобыльском регионе загрязненной считалась
территория с содержанием 137С8 в почве свыше 37 кБк/м2 (1 Ки/км2), что составляет 150 тыс. км2. При Кыштымской аварии загрязненная площадь (содержание в почве Бг выше 74 кБк/м2, или 2 Ки/км2) равна 23 тыс. км [1] Программа по реабилитации загрязненной территории после аварии на ФДАЭС охватывает площадь 500 км2, на которой дозы облучения выше 20 мЗв/год, и около 1300 км2, где эта величина колеблется от 5 до 20 мЗв/год [7].
Во-вторых, если в Уральском и Чернобыльском регионах можно было прибегнуть к экономически и экологически обоснованному временному исключению сельскохозяйственных угодий из пользования, то в Японии такие возможности оказались (или, по крайней мере, рассматривались) крайне ограниченными. Кроме того, большие размеры загрязненных площадей в Кыштымской и Чернобыльской авариях представили широкие возможности для маневра в изменении особенностей сельскохозяйственного производства для ограничения дозы внутреннего (и, следовательно, суммарного) облучения - например, исключение производства молока как наиболее загрязненного пищевого продукта и замена его на производство мяса и т.д., что было менее реально для аварии на ФДАЭС.
Значительные трудности при деконтаминации почв методом снятия её верхнего загрязненного слоя связаны с сильно пересеченной местностью с достаточно сложной орографией, которая характерна для загрязненной территории в префектуре Фукусима, что затрудняет использование технических средств.
К основным недостаткам деконтаминации почв методом удаления её верхнего слоя относятся:
образование больших количеств отчуждаемой почвы с высоким содержанием радионуклидов (по существу радиоактивных отходов), что ставит необходимость решения вопросов обращения с этими отходами;
снятие и удаление верхнего наиболее плодородного слоя почвы и, как следствие, скорее всего необходимость создания нового плодородного слоя (например, путем завоза новых объемов «чистой» почвы или окультуривания слоев почвы, лежащих непосредственно под снятым горизонтом).
Помимо того, что характер размещения на загрязненной территории лесов в виде отдельных массивов или полос различных размеров предопределяет сложности при механической деконтаминации, традиционно в равнинных условиях лесные экосистемы рассматриваются как биогеохимические барьеры, препятствующие горизонтальной и вертикальной миграции радионуклидов. На пересеченной же местности возможна миграция радионуклидов из лесных биогеоценозов, не исключающая вторичного загрязнения уже деконтаминированных почв, занятых сельскохозяйственными растениями.
Первый этап реабилитационных работ в области сельскохозяйственного производства - радиационный мониторинг почвенно-растительного покрова. После аварии на ФДАЭС этот мониторинг почв осуществляли изначально на 580 станциях, к которым впоследствии добавились ещё 3500 [8].
С начала аварии было выделено семь стратегических первоочередных задач, связанных с проблемой загрязнения сельскохозяйственных угодий [9]:
1. Исследование рассеяния радиоактивных веществ на сельскохозяйственной территории в префектуре Фукусима и соседних префектурах (картографирование загрязненных территорий и радиационный мониторинг):
а) обследование и изучение распределения радиоактивного цезия на местности;
б) динамика миграции радиоактивного цезия в почвах и изменение его распределения со временем на территории и в вертикальном профиле почв.
2. Разработка упрощенных методов определения содержания радионуклидов в объектах сельскохозяйственного назначения (почвах, растениях и др.).
3. Изучение накопления радионуклидов различными сельскохозяйственными растениями и животными:
а) исследование поступления радионуклидов в сельско-
хозяйственные растения: рис на почвах падди, разные полевые культуры, овощи, фрукты, пастбищные растения и т.д.;
б) расчет коэффициентов накопления радионуклидов растениями из различных почв.
4. Развитие технологий по удалению и уменьшению количества радионуклидов в корневом слое почв: верификация методов реабилитации загрязненных территорий с помощью растений с высоким уровнем накопления радионуклидов.
5. Разработка методов по уменьшению усвоения растениями радионуклидов: применение различных удобрений (особенно калийных), сорбентов и материалов.
6. Разработка методов по удалению радионуклидов из сельскохозяйственной продукции (при её переработке):
а) распределение радионуклидов в сельскохозяйственных продуктах;
б) удаление радионуклидов при переработке сельскохозяйственной продукции (за пределы объемов, имеющих пищевую ценность).
7. Разработка специальных методов по снижению доз облучения при выполнении сельскохозяйственных работ.
В рамках программы деконтаминации почв при удалении верхнего слоя при реабилитации земель сельскохозяйственного назначения в качестве приоритетных задач на первом этапе были выделены:
1. Отделение (выделение) радиоцезия из отчуждаемой при деконтаминации почвы.
2. Деконтаминация дамб и очистных конструкций.
3. Снижение концентрации радиоцезия в сельскохозяйственных продуктах за счет совершенствования методов обработки почвы после удаления её верхнего слоя.
4. Разработка безопасных методов реализации этого процесса на реабилитируемых территориях.
5. Восстановление плодородия после снятия верхнего слоя почвы и её обработки с переворотом пласта.
Таким образом, проблема реабилитации загрязненных сельскохозяйственных угодий после аварии на ФДАЭС сводится в основном к вопросам обращения с большими количествами радионуклидов.
Высокие плотности радиоактивного загрязнения почвенного покрова обусловили введение запрета на производство сельскохозяйственной продукции с учетом превышения допустимого содержания радиоактивных веществ в ней (табл.). Так как коэффициент накопления радиоцезия рисом был принят равным 0,1, то производство этой культуры было запрещено при превышении концентрации радиоцезия в почве 5 кБк/кг (это приблизительно соответствует плотности загрязнения радиоцезием 40 Ки/км2, 1500 кБк/м2). При этом концентрацию радиоцезия в почвах измеряли в слое 0-15 см для почв падди и 0-30 см для суходольных почв (с учетом распределения радиоцезия при пахоте или миграции радионуклидов, а также глубины размещения корневых систем растений). Примерно при этой плотности содержания радиоцезия на достаточно плодородных черноземных и серых лесных почвах прекращалось производство основных сельскохозяйственных культур при аварии на ЧАЭС. [10].
Результаты работ по реабилитации сельскохозяйственных угодий. Выбранная стратегия рекультивации сельскохозяйственных территорий после аварии послужила основанием для проведения широкой программы экспериментальных исследований. Их цель - оценить уменьшение содержания радиоцезия в почвенно-растительном покрове после деконтаминации, определить концентрацию радионуклидов в отчуждаемых объемах почвы и ограничить химическую подвижность радионуклидов в почвах и их доступность для корневого усвоения растениями.
Рис - одна из основных продовольственных зерновых культур в Японии и оценке закономерностей накопления радиоцезия было уделено особое внимание. Коэффициент накопления 137С8 рисом для 17 выбранных точек с различными типами почв колебался от 0,00035 до 0,64 (среднее геометрическое 0,012). Для официального использования была принята консервативная величина 0,1 (90%-ный персентиль для
коэффициента накопления), что примерно в 10 раз выше среднего значения. Эта величина использовалась для официальных ограничений в рисосеянии. В регионе аварии на ФДАЭС коэффициент накопления рисом радиоцезия равен 0,0065, что в 15 раз ниже приведенного ранее (0,1). Это корреспондирует величинам, приведенным МАГАТЭ в сводке данных по коэффициентам накопления [12], в которой в низинных богатых глиной почвах падди, аналогичных почвам в префектуре Фукусима, коэффициенты накопления 137С8 для коричневого риса в глинистых почвах колеблются от 0,0014 до 0,15 (при среднем геометрическом 0,017). Предполагается, что со временем коэффициент накопления радиоцезия рисом снизится, о чем свидетельствует опыт в Чернобыле, где наблюдалось постепенное уменьшение доступности радиоцезия для корневого усвоения растениями [13].
При оценке эффективности защитных мероприятий в сельскохозяйственном производстве в первый год после аварии предпочтение отдавали консервативному принципу. Например, в расчет брали наиболее высокие коэффициенты перехода радиоцезия в сельскохозяйственные культуры при определении параметров миграции радионуклидов в окружающей среде. Предполагается, что в дальнейшем, с течением времени после аварии, по мере накопления данных о транспорте радионуклидов по трофическим цепочкам, можно будет внести соответствующие коррективы в программу проведения аграрных контрмер.
Для реализации программы работ по реабилитации земель сельскохозяйственного назначения вблизи селения Иитате (ПШе), в 40 км от ФДАЭС, в «языковой» зоне отселения, радиус которой составляет 20 км (концентрации 134С8 + 137С8 в почве достигают 25 кБк/кг и выше, т.е. примерно 200 Ки/км2 и более), был заложен экспериментальный полигон для проведения работ по сельскохозяйственной радиоэкологии [8]. Общая площадь опытного полигона 230,13 км2, лесистость 75%, среднегодовая температура 10 оС, среднегодовое количество осадков 1300 мм, число крестьянских хозяйств около 1700, население около 6 тыс. (из них дети до 14 лет 12%), площадь пашни 2331 га (почвы падди 1173 га, равнинные земли 1155, сады 4 га). Средняя площадь одного фермерского участка около 3 га. Количество отселенных жителей 99,78% (не отселено 13 человек - 8 семей). Площадь деконтаминируемых земель составляет 8300 га (затопляемые рисовые чеки 6300 га, суходольные поля - 2000 га). Предполагалось, что при выполнении защитных мероприятий на рисовых полях будет учтена плотность загрязнения радиоцезием - до 5; 5-10 и 10-25 кБк/кг. Задача контрмер - достичь концентрации радиоцезия в почве менее 5 кБк/кг.
Полигон состоял из ряда экспериментальных участков (опыты по применению контрмер, направленных на снижение накопления радиоцезия в растениях, изучение горизонтальной и вертикальной миграции радиоцезия в почвенно-растительном покрове и др.). В некотором смысле это напоминает создание известной в СССР в 1958 г. Радиоэкологической опытной научно-исследовательской станции на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа [1].
К мероприятиям, проведенным на опытных участках, относятся: 1) удаление верхнего слоя почвы с использованием почвенного уплотнителя (площадь 1000 м2, концентрация радиоцезия 9,1 кБк/кг; 2) фитомелиорация с выращиванием подсолнечника и амаранта (15000 м2, 7,7 кБк/кг; 3) та же задача с возделыванием амаранта (200 м2, 5,7 кБк/кг); 4) снятие верхнего слоя луговой почвы (50 м2, 13,6 кБк/кг); 5) деконтаминация почвы с помощью воды (4200 м2, 15,3 кБк/кг); 6) снятие верхнего слоя почвы падди (800 м2, 10,4 кБк/кг); 7) обработка почвы с оборотом пласта (2800 м2, 4 ,1 кБк/кг).
Основные итоги опытов на полигоне Иитате сводятся к следующему: снятие верхнего слоя почвы обеспечивает снижение концентрации радиоцезия на 75%, а мощности экспозиционной дозы - с 7,1 до 3,4 мкЗв/ч; объем удаляемой почвы составляет примерно 40 кг/м2, время операции 0,055 мин/м2.
При применении магниевого уплотнителя (выполнение полевых работ требует 7-10 погожих дней) происходит отверждение верхнего слоя почвы, которое позволяет удалить 82% имеющегося в ней радиоцезия при сокращении мощности дозы с 7,8 до 3,6 мкЗв/ч, при этом объём отчужденной почвы равен 30 кг/м2, что меньше, чем без использования уплотнителя. Уплотнение почвы препятствует образованию пыли, что важно с точки зрения облучения селькохозяй-ственных рабочих. Верхний слой почвы приобретает светлую окраску, что облегчает его выделение при обработке. Не отмечено отрицательного влияния различных уплотнителей на почву.
При снятии на луговых угодьях верхнего слоя почвы (толщиной 3 см) концентрация радиоцезия в ней снижалась на 97%, объем удаленной почвы был 40 кг/м2, операционное время около 0,25 мин/м2. Преимущества такой деконтаминации -уничтожение сорняков; она применима для торфяных почв, лугов и сорных угодий, где сильно развита дернина.
Предполагается, что механическим способом снимается верхний наиболее загрязненный радиоцезием слой почвы (толщиной 2-4 см). Далее отчужденный объем почвы вывозят с деконтаминированного поля. Первично эту почва можно складировать в полиэтиленовые мешки, расположенные по краям полей, с сооружением бетонного ограждения. При удалении верхнего почвенного слоя толщиной до 5 см общий объем образующихся отходов составляет 650 млн м3. По содержанию радионуклидов снятый верхний слой почвы можно отнести к низко- или, в крайнем случае, к средне-активным отходам. При этом возникают следующие вопросы: где и как можно разместить такие радиоактивные отходы, как предотвратить распространение загрязнения при транспортировке отходов от места сборов до места захоронения, как избежать контакта отходов с атмосферными осадками или подземными водами (соответственно в поверхностном или подземном хранилищах).
Предпринимались попытки зафиксировать находящийся в почве радиоцезий с помощью внесения специальных химических соединений (для уменьшения усвоения корневыми системами растений и ограничения перехода радиоцезия в подземные воды).
Удаление верхнего слоя почвы включает три варианта: удаление верхнего слоя почвы (4 см); удаление верхнего слоя почвы с применением затвердителя; удаление для лугов растительности и дернины (3 см).
Наиболее эффективно удаление слоя 2-4 см (эффективность не менее 75-97%). Недостатки метода - большие объемы отчуждаемой почвы (при слое 4 см - до 400 т/га), необходимость выдержки 7-10 дней.
Глубинная пахота - не очень дорогостоящий и достаточно эффективный прием. Захоронение верхнего слоя почвы на глубину 30-60 см уменьшает мощность экспозиционной дозы в воздухе в 2,3 раза (при обычной пахоте это снижение составляет 1,8 раза). При этом не происходит отчуждения почвы. Обычно в земледельческой практике глубинную пахоту ведут до 45 см, далее могут возникать трудности, связанные с приближением грунтовых вод. В затопляемых почвах фиксация радиоцезия твердой фазой их проходит медленнее.
Промывка почв падди состоит в затоплении рисовых чеков и последующем отделении суспензии (глинистая и илистая фракции). При проведении этого приема эффективность снижения концентрации радиоцезия в почвах составила 36%, а мощности экспозиционной дозы - 15%. В зависимости от свойств почвы (количество глины и гумуса) эффективность может возрасти до 71%. Преимущество этого метода -существенно меньшие объемы отчуждаемой почвы (в 33 раза по сравнению с простым удалением верхнего слоя почвы).
На почвах падди залив рисовых чеков водой с последующим сбросом её (концентрация радиоцезия при этом в воде незначительна) позволяет с помощью насосов удалять верхний слой почвы (жидкообразная масса), очищенной на 30-70% в зависимости от типа почвы (приём мало эффективен для песчаных почв и может применяться только на тяжелых
глинистых почвах). Объем отчуждаемой почвы относительно других видов обработок невелик - 1,2-1,5 кг/м2. Мощность дозы облучения уменьшается с 7,6 до 6,5 мкЗв/ч.
Вспашка с оборотом пласта, впервые оцененная в полевых условиях на почвах Восточно-Уральского радиоактивного следа [1, 14], при которой предполагается заглубление верхнего слоя почвы на 25-60 см, приводит к перемещению более 50% радиоцезия на глубину ниже 15 см (на контроле весь радиоцезий находится в слое 0-15 см). При этом мощность дозы облучения уменьшается с 0,7 до 0,3 мкЗв/ч, однако велик риск загрязнения подземных вод. Помещение загрязненной почвы, содержащейся в полиэтиленовых мешках, в цементные контейнеры снижает мощность дозы внешнего облучения (на удалении 1 см от стенок контейнера) до 94%.
К важнейшим реабилитационным методам агрохимического и агрономического характера относятся внесение минеральных удобрений и управление водным режимом почвы. Среди удобрений на первом месте стоят калийные, так как калий -антагонист радиоцезия, хотя в отличие от чернобыльской аварии, где широко использовали внесение двойного и более количества калийных удобрений (относительно нормы) - до 200 кг/га и выше [13], в Японии рекомендуемые дозы вносимого калия были ниже - 80-100 кг/га.
Японские специалисты не избежали некоторых ошибочных решений, известных из опыта ликвидации последствий чернобыльской аварии. Как выяснилось, они были мало знакомы с достаточно обширной информацией по этим вопросам, хотя по инициативе японской стороны на японский язык в 2002 г. была переведена монография [1], где отражены итоги работ по реабилитации территорий, подвергнутых радиоактивному загрязнению в СССР (России). В частности, большие надежды возлагали на фитомелиорацию почв, т.е отчуждение радиоцезия с надземной фитомассой после уборки урожая, при этом предполагалось использовать виды растений, характеризующихся большой массой, с одной стороны, и высоким коэффициентом накопления 137С8, - с другой. Нерациональность такого способа очищения почвы доказана в широких производственных условиях на следах после Кыштымской и Чернобыльской аварий. На загрязненных территориях Японии были посеяны на больших площадях амарант и подсолнечник для последующей фитомелиорации почв. При возделывании подсолнечника на почвах с концентрацией радиоцезия около 7,7 кБк/кг (2,3 МБк/м2) вынос радионуклидов надземной фитомассой составил 52 Бк/кг (520 Бк/м2) в расчете на сырую массу, т.е. приблизительно 0,02% от содержания в почве (отметим, что ежегодный радиоактивный распад 134С8 и 137С8 обеспечивает снижение содержания в почве, соответственно, на 28,6 и 2,28%). В регионе Чернобыльской аварии средний вынос 137С8 различными сельскохозяйственными культурами около 0,07% [15].
К числу радиологически и экологически необоснованных методов деконтаминации относились: снятие лесной подстилки в загрязненных лесах, удаление старых листьев, струйное обмывание стволов деревьев. В ряде случаев (удаление лесной подстилки) эти приёмы вели к ослаблению и даже к гибели лесонасаждений. В последующем нерациональность этих способов деконтаминации, как и фитомелиорации, была признана японскими специалистами.
Проблема обращения с радиоактивными отходами -ключевая при реабилитации загрязненных территорий, в том числе (и в первую очередь) для сельскохозяйственных угодий, активно обсуждалась в Японии. Её решение затрагивает сокращение количества образующихся отходов, их повторного использования, рецикла отходов и, наконец, их захоронения.
Радиоактивные отходы, образующиеся при реабилитации загрязненных территорий, весьма разнообразны, концентрация радионуклидов в них колеблется в очень широких пределах -от нескольких единиц до десятков тысяч Бк/кг. Были просчитаны и описаны типы радиоактивных отходов (при деконтаминации земель сельскохозяйственного назначения, лесов, жилых зданий и т.д.) для девяти радиоэкологических сценариев ликвидации последствий аварии на ФДАЭС.
Выделили несколько дозовых пределов, задача достижения которых ставилась при проведении защитных мер (годовые дозы) - 20 мЗв и более, 5 мЗв и более, 1 мЗв и более (в последнем случае рассматривалась сплошная деконтаминация или очистка наиболее загрязненных участков). Анализировали случаи, когда лесистость территории составляла 10; 50 и 100 %. Как показали расчеты, в зависимости от лесистости территории и уровня сельскохозяйственного использования земель, а также степени деконтаминации возможные объемы загрязненной почвы (эквивалентные понятию радиоактивные отходы в этих расчетах) колебались в очень широких пределах - от 5 до 29 млн м3. При удельной плотности отходов 1 т/м3 это означает, что объемы производимых отходов могут достигать 29 млн т. Среди этих отходов преобладают: связанные с деконтаминацией сельскохозяйственных угодий (60-90% от общего количества), далее - образующиеся при деконтаминации лесов, причем при наиболее высокой лесистости (100%) они составляют около 50% от отходов, сопряженных с землями сельскохозяйственного назначения.
Интересно сравнить количество радиоактивных отходов, образование которых можно ожидать при деконтаминации территории после аварии на ФДАЭС, с количеством отходов, возникающих при работе АЭС. На АЭС с мощностью 1000 МВт (эл.) количество операционных отходов составляет 250400 м3/год, низкоактивных отходов в течение 60 лет - 15-25 тыс. м3, при снятии с эксплуатации - 5-10 тыс. м3. Таким образом, при работе АЭС идет оперирование тысячами -десятками тысяч кубических метров отходов, а при ликвидации последствий аварии на ФДАЭС - миллионами кубических метров. Ещё одно интересное сравнение - общее количество отходов, связанных с деконтаминацией территории после аварии на ФДАЭС, может стать примерно равным годовому количеству твердых бытовых городских отходов в целом по Японии [7].
При ликвидации последствий аварии на ФДАЭС основное внимание уделяют изучению переноса радионуклидов по трофическим (в первую очередь сельскохозяйственным) цепочкам в окружающей среде, существенно меньший интерес проявляют к анализу лучевых эффектов у биоты в зоне загрязнения. Обоснованность такой программы ликвидации последствий аварии базируется на главной парадигме, восходящей ещё к классическим работам В.М. Клечковского [16]. Согласно ей, ареал видимых радиационных изменений у биоты существенно меньше, чем площадь, где уровень радиоактивного загрязнения сельскохозяйственных (и лесных) продуктов превышает предельно допустимые концентрации, исключающие их использование человеком. Тем не менее, ряд выполненных исследований показал, что в первый год после аварии на ФДАЭС в ближней зоне мощности дозы могли превысить критическую величину 100 мкГр/ч. При такой мощности дозы у большинства представителей биоты не ожидается значимых эффектов на популяционном уровне [17], у некоторых наиболее радиочувствительных видов биоты, в первую очередь млекопитающих, незначительные радиационные изменения не исключены (особенно при наиболее высоких плотностях загрязнения).
По данным Национального института радиологических наук Японии (МЯВ), в первый период после аварии на ФДАЭС концентрации 1311, 134С8 и 137С8 в почвах, в которых находились дождевые черви, достигали 280-710 кБк/кг, что обеспечивало мощности дозы облучения 11 мГр/сут (по внешнему воздействию). Для сорной травянистой растительности в эти
сроки содержание указанных радионуклидов было около 2,52,7 МБк/кг, что приводило к мощности дозы 60 мГр/сут. Согласно Публикации МКРЗ 108 [18], предельно допустимые мощности дозы для указанных представителей биоты составляли, соответственно, 10 и около 60 мГр/сут, т.е. в ближней аварийной зоне облучение представителей биоты было близко к минимальному для проявления ранних лучевых эффектов.
Научно-практическое значение исследований по реабилитации загрязненных сельскохозяйственных и лесных угодий после аварии на ФДАЭС состоит в том, что появляется альтернативная (относительно Чернобыльской и Кыштымской аварий) оценка эффективности систем защитных мероприятий в сфере сельскохозяйственного производства после аварий, связанных с выбросом радионуклидов в окружающую среду. Это позволит международному сообществу разработать более обоснованную программу действий в потенциально возможных аварийных ситуациях, связанных с радиоактивным загрязнением природной среды. Литература
1. Алексахин Р.М., Булдаков Л.А., Губанов В.А. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры/ Под ред. Л.А. Ильина и В.А. Губанова. - М.: ИздАТ, 2001.- 752 с. 2. Remediation of Contaminated Environments. Ed. G. Voigt, S. Fesenko. - Amsterdam, Elsevier, 2009, 477 p. 3. JFDMA. Situation report 147, 26 March 2013. Japanese Fire and Disaster Management Agency of the Ministry of International Affairs and Communications. - Japan 1913. 4. Akahana K., Yonai Sh., Fukuda S. et al. The Fukushima Nuclear Power Plant Accident and Exposures in the Environment.//Environmentalist, 2012, 25, No. 1. 5. Agricultural Implications of the Fukushima Nuclear Accident. Ed. T. Naka-nishi, K. Tanoi. - Japan, Springer, 2013. 6. Голиков В.Ю., Звонова И.А. Оценка доз облучения жителей Японии // В кн.: Авария на АЭС «Фукусима 1». Организация профилактических мероприятий, направленных на сохранение здоровья населения Российской Федерации"/Под ред. Г.Г. Онищенко. - СПб.: Русское географическое общество, 2012.- С. 281 - 318. 7. Final Report of the International Mission on Remediation of Large Contaminated Areas off-site the Fukushima Dai-ichi NPP. 7-15 October 2011. - IAEA, 2011, 79 p. 8. Miyashita K. Contamination of farmland and agricultural products due to the accident at Fukushima Nuclear Power Station.// In: International science symposium on combating radionuclide contamination in agro-soil environment, March 8-10, 2012, Tokyo, Japan, P. 237. 9. International science symposium on combating radionuclide contamination in agro-soil environment, March 8-10, 2012, Tokyo, Japan. 10. Рекомендации по ведению сельского и лесного хозяйства при радиоактивном загрязнении окружающей среды. - М.: Колос, 1973. 11. MHLW. Foodsafety, http://www.mhlw.go.jp/english/foodsafety/at/110318. pdf.2011. 12. Qualification of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environment for Radiological Assessments. International Atomic Energy Agency. -IAEA. Technical Report Series 1616, 2009. 13. Panov A.V., Alexakhin R.M., Muzalevskaya A.A. A change in efficiency of protective measures for reduction of 137Cs accumulation by agricultural plants in various periods after the Chernobyl accident.// In: The Lessons of Chernobyl. 25 Years Later. Ed. E.B. Burlakova, V.I. Naidich. - Nova Science Publishers. Inc., New York, 2012, P. 245-271. 14. Тепляков И.Г., Романов Г.Н., Спирин Д.А. Возвращение земель ВУРСа в сельскохозяйственное использование// Вопросы радиационной безопасности.- 1997.- № 3.- С. 33. 15. Алексахин Р.М. Радиоактивное загрязнение почв как тип их деградации// Почвоведение.- 2009.- № 12.- С. 1487-1498. 16. О поведении радиоактивных продуктов деления, их поступлении в растения и накоплении в урожае/ Под ред. В.М. Клечковского. - М., АН СССР, 1956. 17. Sources and Effects of Ionizing Radiation. Volume II: Effects, Scientific Annexes C, D and E. UNSCEAR 2008 Report. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation. - New York, United Nations, 2011. 18. Environmental Protection: the Concept and Use of Reference Animals and Plants. ICRP. Publication 108. //Annals of the ICRP, 2009, 38, No. 4-6.
RADIOECOLOGICAL ASPECTS OF AGRICULTURAL REMEDIATION FOLLOWING THE ACCIDENT
AT THE FUKUSHIMA DAICHI NPP
R.M. Alexakhin1, V.G. Sychev2 1Research Institute of Agricultural Radiology and Agroecology, Russian Academy of Sciences, Kievskoe sh. 109 km, Obninsk, Kaluga oblast, 249032 Russia E-mail: [email protected]
2Pryanishnikov All-Russian Scientific Research Institute of Agrochemistry, Russian Academy of Agricultural Sciences, ul. Pryanishnikova 31a, Moscow, 127550 Russia E-mail:[email protected]
