Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

390

Враховуючи ці функції біоти, можна стверджувати, що наявність нормально функціонуючої мікрофлори, а також багатоклітинних рослин і тварин є необхідними умовами стабільного функціонування водоймищ як поглиначів радіонуклідів, які потрапляють до них. Остання обставина дає змогу приблизно оцінити граничне забруднення радіонуклідами води і донних відкладень непроточних водоймищ, сумісне з нормальним функціонуванням біоти, що в них мешкає. Хоча точних даних поки що немає, можна припустити, що для води гранична об'ємна активність радіонуклідів має становити близько 3,7 х 104 Бк/л (10-6Кі/л), а питома активність верхніх шарів донних відкладень завтовшки 3—5см — не більше ніж (3,7 — 37)105 Бк/кг, або І0-5 —10-4 Кі/кг. Усе це дає змогу оцінити радіоємність непроточного прісноводного водоймища.

Площу поверхні такого водоймища, що приблизно дорівнює площі його дна, позначимо S, його глибину — Н, об'ємну активність радіонуклідів у воді — С, а коефіцієнт накопичення радіонуклідів верхніми шарами донних відкладень завтовшки h — k. Тоді загальна активність радіонуклідів у водоймищі А (тобто його радіоємність) можна визначити за формулою:

A CS(H kh) (12.26)

Ця формула відбиває стан забрудненого водоймища в умовах сталої рівноваги між водою і донними відкладеннями. Якщо прийняти (як зазначалося вище), що С = 3,7*104 Бк/л (10-6 Кі/л), S= 1 км2, Н-2м,

k = 103 і h = 10 см, то радіоємність такого водоймища А становитиме близько 3,7- 1015 Бк (105 Кі).

Це означає, що таке водоймище без шкоди для його біоти може містити радіонукліди активністю до 105 Кі. При цьому з часом активність радіонуклідів, що містяться в ньому, буде не тільки зменшуватися внаслідок їх розпаду, а й зростати внаслідок переходу все більшої кількості

радіонуклідів у донні відкладення і міцної їх фіксації. На підставі формули (3.26) можна визначити, яка частка активності радіонуклідів, що випали у водоймище, міститься у донних відкладеннях:

Виходячи з цього, активність радіонуклідів, що містяться у воді, становить 1 - F. Показник F можна назвати чинником радіоємності водоймища. Слід зазначити, що F не залежить від абсолютного значення радіоємності системи, і тому цей показник доцільно

391

використовувати для порівняння між собою екосистем різного об'єму і різного походження. Цей чинник не залежить також від питомої активності радіонуклідів С на великому інтервалі значень і дає змогу розраховувати ступінь забруднення води водоймища, якщо відомі активність радіонуклідів, що надійшла до нього, і площа поверхні. Знаючи А (активність радіонуклідів у водоймищі) і S (площу поверхні водоймища), можна визначити питому радіоємність водоймища, тобто активність радіонуклідів, що припадає на одиницю його поверхні. - А*:

Цей показник, як уже зазначалося, дає змогу порівнювати між собою радіоємність не тільки різних водоймищ, а й будь-яких інших екологічних систем.

Радіоємність водоймища охолоджувача АЕС. Водоймищами-

охолоджувачами в атомній промисловості називають водоймища, які використовують для охолодження ядерних реакторів (наприклад, озеро Карачай на Південному Уралі). При цьому воду для охолодження реактора беруть з озера, а після того, як вона проходить через контур охолодження і поглинає значну активність радіонуклідів, ії повертають назад. Визначимо, яку активність радіонуклідів можна скинути у водоймище-охолоджувач і в якому режимі проводити це скидання.Гранично допустиму активність у водоймищі радіонуклідів позначимо А0. Доти, доки у водоймище не надійшло А0. радіонуклідів, скидання можна проводити в будь-якому режимі, стежачи тільки за тим, щоб об'ємна активність радіонуклідів у воді не перевищувала критичного значення (Скрит = 3,7 • 104 Бк/л, або 10-6 Кі/л). Потім активність скинутих у водоймище радіонуклідів має не перевищувати таку, що розпадається протягом доби, тобто сталу розпаду а. Можна бути впевненим, що в такому режимі водоймище-охолоджувач працюватиме необмежене довго. Якщо водоймище-охолоджувач розраховане на час Т роботи, то максимальну активність радіонуклідів, яку воно може поглинути за цей період, визначають за формулою:

Визначаючи тепер наближені параметри водоймища , розрахованого на поглинання деякої заданої кількості А3 радіонуклідів у випадку одноразового скидання. З рівняння (3.27) випливає, що за деяких заданих значень F (значення Н, h і k визначені емпірично) площа такого водоймища становить:

392

S AЗ F / Ckh (12.30)

У разі щоденного надходження у водоймище радіонуклідів (Ахр) зі сталою розпаду- а, необхідну площу водоймища визначають за формулою:

S AXP F / Ckh 1 (12.31)

Розглянемо, як можна підвищити радіоємність водоймища за умов збереження його параметрів S і Н.Із формули (12.31) випливає, що цього можна досягти, збільшуючи чинник радіоємності водоймища F. Найпростіший шлях — збільшити товщину шару донних відкладень h, що активно сорбують радіонукліди. Такий спосіб доцільно використовувати у випадках аварійних скидань чи при скиданнях, що тривають після досягнення вихідної радіоємності. Він полягає у скаламученні на достатню глибину шару мулу, що покриває дно водоймища, наприклад за допомогою вибуху підводних мін. Мул, сорбуючи радіонукліди, що містяться у воді, а також перемішуючись із відносно тонким шаром h мулу, вже насиченого радіонуклідами, осаджується з ними на дно. Проте потрібно враховувати, що за такого радикального методу підвищення радіоємності може ушкоджуватися частина його біоти. Тому після скаламучення потрібно припинити скидання радіонуклідів до того часу, поки мул не осяде цілком на дно, а дозиметрія покаже, що десорбція радіонуклідів не відбувається. Таким чином, і в цьому випадку для відстеження режиму водоймища досить методів радіодозиметрії.

Роль біоти як депо накопичення радіонуклідів. Роль біоти як депо радіонуклідів у режимі водоймища-охолоджувача вище не враховано. Такий розгляд цілком допустимий у разі малих концентрацій біоти в одиниці об'єму води водоймища. Проте концентрації біомаси можуть бути значними (наприклад, болото), і роль біоти потрібно враховувати за допомогою формули:

де Ав — загальна активність радіонуклідів у біоті водоймища, Бк(Кі);Р

—кількість біоти в одиниці об'єму води, кг/м3; К — середній коефіцієнт накопичення радіонуклідів; С — питома активність радіонуклідів у воді; S — площа поверхні водоймища, км2; Н —

Якщо, наприклад, розрахувати чинник радіоємності Fb для реальної ситуації, коли Р становить 10 г/м3 води із середнім

393

коефіцієнтом накопичення К = 104, середня глибина водоймища Н

= 6м, h = 0,1 м, і k = 800, то отримаємо значення- Fb, близьке до 0,9, коли 90 % радіонуклідів, що надійшли у водоймище, потрапляють до біомаси біоти. У деяких конкретних ситуаціях стосовно водоймища чи окремих його зон із високими концентраціями біоти це потрібно враховувати. Чинник радіоємності водоймища з урахуванням біоти можна розрахувати за формулою:

У разі значного вмісту біоти у водоймищі (1 г/м3 і більше) загальна радіоємність його значно підвищується. У процесі відмирання біомаси радіонукліди досить міцно утримуються в детриті і захоронюються в донні відкладення водоймища.

Радіоємність каскаду прісноводних водоймищ. Після розгляду радіоємності одиночного водоймища можна перейти до оцінки радіоємності каскаду прісноводних водоймищ. На рис. 12.6 наведено схему каскаду з кількох водоймищ, кожне з яких має свої параметри дe, k2, k2, k3, …, h1, h2, h3, …. H1,, Н2, H3, …, S1 S2, S3, …, Р1,Р2, РЗ, ..

К1, К.2, Кз….

S1

k3, h3, K3,H3, P3

Рис 12.6. Схема каскаду з трьох водоймищ.

Розглянемо найпростіший випадок однакового об'єму всіх водоймищ і повільного припливу води, достатнього для встановлення рівноваги між водою, біотою і донними відкладеннями. Тоді для кожного з водоймищ можна за формулами (12.27) і (12.34) оцінити значення радіоємності F1, F2, F3, ... • Виходячи з цього, можна вивести формулу для чинника радіоємності всього каскаду з п водоймищ (Fk):

394

i 1

Аналіз цієї формули свідчить, що чим більша кількість водоймищ у каскаді, тим вищий чинник його радіоємності. Загальна радіоємність каскаду завжди вища, ніж радіоємність найкращого за цим показником водоймища, що входить до його складу. На цій властивості каскадів побудовано всю систему водоймищдезактиваторів і біологічних очисних споруд на АЕС та інших шкідливих виробництвах. Висока активність біоти у водоймищах таких каскадів дає змогу різко підвищити їх радіоємність і довести чинник радіоємності практично до 1, коли з каскаду виходить вода з незначною активністю радіонуклідів. У цьому випадку, як і для одиночного водоймища, існують обмеження щодо кількості та швидкості скидання радіонуклідів у каскад. Щодо загального випадку постійного скидання радіонуклідів у каскад ситуацію можна розглянути за допомогою камерних моделей (рис. 12.7) і відповідної системи диференціальних рівнянь. Для початку розглянемо випадок джерело — три водоймища:

де Ao — вихідна активність радіонуклідів, Бк (Кі); b0,b1,b2,b3) — швидкість виходу радіонуклідів із джерела, частка умовної одиниці за обрану одиницю часу; (k]( k2, k3) — коефіцієнт накопичення; К1,К2,K3.

395

Рис. 12.7. Блок-схема стаціонарної камерної моделі з трьох прісноводних водоймищ (І —III) (пояснення в тексті)

— середній коефіцієнт накопичення системи водоймищ;(A1,A2, A3) — активність радіонуклідів у водоймищах системи, Бк(Кі). У розглянутому вище найпростішому випадку були використані стаціонарні камерні моделі, де враховано тільки прямий перехід радіонуклідів із води у донні відкладення і біоту і не передбачено зворотних процесів вимивання радіонуклідів із біоти і десорбції їх із донних відкладень. Якщо є потреба врахування цих процесів, то слід побудувати і розв'язати складнішу систему рівнянь (3.36) і таким чином отримати аналітичні вирази залежності активності радіонуклідів (А) у джерелі й у водоймищах від часу t:

A0 A0 (t), A1 A1 (t), A2 A2 (t), A3 A3 (t) (3.37)

На основі формул (3.36) можна обчислити значення чинників радіоємності водоймищ (Fi, F2, F3) у динаміці:

Таким чином, практично для будь-яких ситуацій можна оцінити чинники радіоємності окремих водоймищ і будь-якого типу каскадів, розрахувати будь-які їхні стаціонарні й динамічні параметри, а також активність радіонуклідів у воді, біоті й донних відкладеннях. Ще раз нагадаємо, що в разі нормального та слабколужного рН води практично не відбувається десорбція радіонуклідів із біоти, детриту і

396

донних відкладень. При кислій реакції води ці процеси можливі й їх потрібно враховувати.

Радіоємність каскаду Дніпровських водосховищ. Після аварії на ЧАЕС відбулося забруднення величезних територій України, Білорусі та Росії. Практично вся забруднена територія — це водозбірна площа Дніпра, і внаслідок поверхневого стоку радіонукліди потрапляють у каскад Дніпровських водосховищ. За загальними оцінками, близько 40 % стоку формує 30-кілометрова зона ЧАЕС, 40 % —територія забруднених областей Білорусі, інші 20 % — забруднені території України, де ведеться господарська діяльність. Дніпро внаслідок регулювання стоку є каскадом із шести великих водосховищ і Дніпровсько-Бузького лиману. Аналіз об'єму і швидкості обміну води між водосховищами свідчить, що обмінюється не більш ніж 1/30 об'єму води за рік. Це характеризує каскад як систему водосховищ із дуже повільним обміном. До такої системи цілком застосовні методи оцінки радіоємності, запропоновані вище для визначення радіоємності простих каскадних систем водосховищ. Основні параметри каскаду Дніпровських водосховищ наведено в табл. 12.8.

Таблиця 12.8. Основні параметри каскаду Дніпровських водосховищ

Основні початкові параметри для розрахунку чинників радіоємності каскаду Дніпровських водосховищ стосовно 137Cs і 90Sr наведено на рис. 12.7. та у таблиці 12.8 .Продемонстровано, що кожне з водосховищ має незначний чинник радіоємності.

398

Через те що каскаду водосховищ Дніпра властивий повільний обмін, можна застосувати в цьому випадку просту формулу (12.10) для розрахунку загальної радіоємності. За цією формулою, чинник радіоємпості

каскаду водосховищ Fk = 0,9994. Цей рівень свідчить про надзвичайно високий чинник радіоємності каскаду, що набагато вищий, ніж у максимального за чинником радіоємності Кременчуцького водосховища

(див. табл. 12.17). Отримана вище формула й оцінка радіоємності каскаду водосховищ Дніпра дали змогу в перший післяаварійний період досить точно спрогнозувати розподіл 137Cs у донних відкладеннях каскаду і у воді, а також передбачити, що основна активність цього радіонукліда буде міцно захоронена в мулах Київського водосховища. Ця модель і оцінка розраховані на випадок разового надходження радіонуклідів до каскаду. Для ситуації тривалого надходження радіонуклідів модель має бути модифікована з використанням диференціальних рівнянь. Проте і через 22 роки після аварії на ЧАЕС активність радіонуклідів у воді Київського і Каховського водосховищ відрізняється в 20 —100 разів, як і невдовзі після аварії.

Таким чином, практично для будь-яких ситуацій можна оцінити чинники радіоємності окремих водоймищ і будь-якого типу каскадів, розрахувати будь-які їхні стаціонарні й динамічні параметри, а також активність радіонуклідів у воді, біоті й донних відкладеннях. Ще раз нагадаємо, що в разі нормального слабколужного рН води практично не відбувається десорбція радіонуклідів із біоти, детриту і донних відкладень. При кислій реакції води ці процеси можливі й їх потрібно враховувати.

Розглянемо ситуацію з іншим радіонуклідом— 90Sr. Чинник радіоємності каскаду Дніпровських водосховищ для 90Sr не перевищує 0,2 — 0,3- а чинник загальної радіоємності — 0,5 — 0,6. За таких значень чинника радіоємності не відбувається значного депонування 90Sr у донних відкладеннях, і активність його у воді відрізняється в Київському і Каховському водосховищах не більш ніж у 10 разів.

Таким чином, наведений приклад продемонстрував евристичність аналізу реальних великих і малих екосистем із використанням уявлень про радіоємність.

12.8.Особливості міграції радіонуклідів у прісноводних екосистемах

399

Прісноводні екосистеми за міграцією в них радіонуклідів істотно відрізняються від морських. По-перше, вміст біоти в них значно нижчий,ніж у морських екосистемах. По-друге, об'єм шару донних відкладень, що сорбує радіонукліди, в цілому відповідає об'єму води. Ці обставини зумовлюють особливості прісноводних екосистем, що будуть розглянуті нижче. Третя відмінність прісноводних екосистем від морських полягає в різних їхніх хімічних характеристиках, що може виявлятися різними коефіцієнтами накопичення.

Як зазначено вище, основними шляхами надходження радіонуклідів у екосистеми є повітряний шлях, поверхневий стік і вторинне вітрове підіймання (перенесення), що однаково стосується і морських, і прісноводних екосистем.Практично в усіх прісноводних екосистемах містяться 137Cs і 90Sr, що надійшли з глобальних випадань, а також радіонукліди, які потрапили у водоймища після значних аварійних викидів, таких як аварія на ЧАЕС. Після потрапляння радіонуклідів у водоймища і водотоки реалізуються процеси з трьома основними властивостями:

1)активність радіонуклідів у воді швидко зменшується, параллельно зростає активність їх у біотичних і абіотичних компонентах водоймища;

2)швидкість переходу основних радіонуклідів 137Cs і 90Sr у біологічні об'єкти значно змінюється за часом і варіює для різних видів живих організмів;

3)через деякий час після потрапляння в прісноводну екосистему активність радіонуклідів у її компонентах стабілізується.

Загальна для всіх типів екосистем закономірність, стійка залежність між активністю радіонуклідів та їхніх стабільних аналогівносіїв властива і прісноводним екосистемам. При цьому чим вищий трофічний рівень в ієрархії трофічного ланцюга, тим суворіше дотримується це співвідношення. Встановлено чітку кореляцію між активністю у компонентах прісноводної екосистеми 90Sr і Са. Міграція радіонуклідів у прісноводних екосистемах є дуже складною через численність фізичних і біологічних процесів, що її контролюють. Одні процеси зумовлюють розсіюваннярадіонуклідів, інші мають тенденцію концентрувати їх в окремих компонентах екосистем. Процеси депонування радіонуклідів у компонентах водних екосистем пов'язані із седиментами (суспензіями), перифітоном (мікроскопічні рослини, що прикріплені до поверхні дна), кореневою вегетацією рослин,із тваринами,що плавають, риють або прикріплені. Значна частина радіонуклідів утримується у водному середовищі внаслідок