Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

411

412

Рис. 12.12. Схема розподілу і просування радіонуклідів за глибиною моря

Радіонукліди 65Zn, 59Fe, 57Co і 54Мп легко акумулюються в морському планктоні, але тільки 65Zn і 59Fe добре акумулюються вищими консументами і хижаками. Радіонукліди 95Zr, 59Fe, Al, 14С і 32Р можуть концентруватися в морських трофічних ланцюгах, оскільки їх вміст у морі є незначним. У коралах добре концентрується

90Sr.

Таблиця 12.12. Коефіцієнти накопичення радіонуклідів у

Отже, морські організми концентрують практично всі радіонукліди (табл. 12.12), тоді як континентальні — в основному 137Cs і 90Sr. Видокремлюють дві основні причини різної міграції радіонуклідів у морських, континентальних і прісноводних екосистемах: 1) 137Cs і 90Sr більше розбавляються К і Са в морській воді, ніж у ґрунтах і прісноводних водоймищах; 2) фільтрувальні організми (зоопланктон і молюски) здатні активно накопичувати нерозчинні форми радіонуклідів.

Радіонукліди, що потрапляють у морську екосистему повітряним шляхом та з поверхневим стоком, відносно рівномірно розподіляються серед її основних компонентів — води, суспензій і морської біоти. Оскільки море й океан є кінцевими депо захоронювання радіонуклідів, то там вони і залишаються. Кінцевий

414

Fm A1 ( A0 B0 )

Виходячи з цих моделей радіоємності, можна визначити радіоємність екосистеми шельфу для скидання радіонуклідів. Оцінки сумарної активності радіонуклідів, які можуть бути скинуті у Світовий океан без значного порушення стану екосистем, свідчать, що пригнічення росту популяції фітопланктону та інших біосистем можна очікувати при середній питомій активності радіонуклідів у біомасі понад 3,7 • 105 Бк/кг (10-5 Кі/кг). Цей рівень може бути орієнтовною межею забруднення біоти. При висушуванні питома активність біоти становить 3,7 • 106 Бк/кг (10-4 Кі/кг), що дає змогу віднести її до радіоактивних відходів. Можна оцінити сумарне відкладення біомаси на шельфі Світового океану. За загального об'єму Світового океану 1,4 • 109 км3 6 % поверхні мілководного шельфу становлять не більшніж 8 • 107 км3 води.

Середня маса біоти на шельфі може становити 5 г/м3. Тоді за граничного рівня радіонуклідного забруднення радіоємність біоти шельфу можна оцінити в 13,7 -1018Бк (4 • 108 Кі). Якщо взяти за основу рівень денного скидання радіонуклідів із р. Колумбія (3,7 • 1013 Бк, чи 1 кКі/добу), то за 1000 років цей ресурс радіоємності буде вичерпаний. Якщо врахувати, що реальний стік відбувається не тільки з цієї ріки, то виявиться, що загальний запас радіоємності морських екосистем не такий уже й великий.

Таким чином, ми отримали тільки середні оцінки, але за реальних умов стік радіонуклідів відбувається не на весь шельф Світового океану, а на відносно малі його ділянки (наприклад, шельф північнозахідної частини Чорного моря, де депонуються радіонукліди, що надходять у Чорне море зі стоком Дніпра після аварії на ЧАЕС і з Дунаю). Природно, для таких малих ділянок шельфу запас радіоємності ще менший, і слід пильно стежити за темпом стоку радіонуклідів із Дніпра і Дунаю в Чорне море. Імовірно, існують значні обмеження щодо скидання радіонуклідів у каскад Дніпровських водосховищ (у тому числі на території Білорусі й Росії) внаслідок Чорнобильської аварії, а також експлуатації інших атомних станцій на водозборі Дніпра (Запорізька, Південноукраїнська, Хмельницька, Рівненська та ін.). Такі обмеження підлягають виявленню і ретельному вивченню.

12.10. Радіоекологія міст

415

Радіоекологія міст має особливе значення для їх населення, контакт якого з природними і сільськогосподарськими екосистемами має лише спорадичний характер. Проте ця галузь екології, що має певні особливості, розроблена ще недостатньо, і наведений нижче матеріал ґрунтується в основному на власних спостереженнях авторів. На підставі результатів цих спостережень нижче наведено короткий опис міста як екосистеми, розглянуто основні шляхи надходження радіонуклідів у міста і зроблено спробу оцінити радіоємність міських екосистем.

Місто як екосистема.На сучасному етапі розвитку цивілізації міста є основним структурним елементом населених територій. Понад 60 % населення більшості розвинених країн проживає в містах, і за прогнозом цей показник безупинно зростає. Співвідношення сільського і міського населення також змінюється у бік зростання останнього. У розвинених країнах Європи це співвідношення давно перевищує 50 %. Великі багатоблокові атомні станції у країнах Європи та СНД, у тому числі в Україні, побудовані поблизу великих міст (на відстані не більш ніж 100 км). Так, Чорнобильська АЕС розташована на відстані 130 км від Києва; Хмельницька — 80 км від м.Хмельницького. Крім того, АЕС переважно розташовані поблизу великих рік. Вплив скидань і викидів АЕС може поширюватися за течією цих рік і зі стоками з водозбірних площ на величезні простори, у тому числі на міста, що розташовані нижче за течією. Внаслідок цього Чорнобильська АЕС і аварія на ній впливають на населення найбільших міст України — Києва, Черкас, Запоріжжя, Дніпродзержинська, Дніпропетровська, Херсона і Криму в цілому. Якщо прямий вплив аварія справила на 4 —6 млн населення України, то непрямий її вплив охоплює ЗО —35млн чоловік.

Екологічна система міста (екополіс) охоплює будинки, вулиці, підприємства, зелену зону і зону рекреації (відпочинку) жителів міста, а також зону сільськогосподарського виробництва, звідки доставляють продукти харчування для жителів міста, джерела водопостачання і ріки, що протікають поблизу міста.

Надходження рідіонуклідів у міські екосистеми, їх розподіл і міграція. Для штучної екосистеми — екополіса — характерні кілька важливих особливостей стосовно надходження до нього радіонуклідів унаслідок викидів і скидань АЕС у випадках нормального й аварійного режимів функціонування. В умовах нормального режиму роботи АЕС основний шлях потрапляння радіонуклідів у екополіс — це скидання в річки і через систему водопостачання у місто, розташоване нижче за течією. Інші, другорядні, шляхи — це незначне

416

осадження аерозолів, що містять радіонукліди, з атмосфери на території міста і вживання продуктів харчування, отриманих із територій поблизу АЕС, де може відбуватися осадження викидів. Ці шляхи не відіграють значної ролі, тому що міста звичайно розташовані досить далеко від АЕС і розташування АЕС за розою вітрів ніколи не орієнтоване на велике місто. Крім того, викиди за нормального режиму роботи станції, а також площі і рівень забруднення сільськогосподарських угідь є незначними. У табл. 3.13 і 3.14 наведено усереднені оцінки показників викиду радіонуклідів на АЕС із різними типами реакторів — ВВЕР і РБМК.

Наведені дані свідчать, що в режимі нормальної експлуатації різних блоків допустимі й реальні викиди в навколишнє середовище є незначними навіть на межі 3-кілометрової санітарно-захисної зони.

Таблиця 12.13. Щільність випадання* довго і снуючих радіонуклідів на межі санітарнозахисної зони АЕС** із РБМК-1000 у різний час від початку експлуатації

*Поверхнева активність радіонуклідів, Бк/км2

**Відстань від АЕС=3 км

***1мкКі=3,7·10-4

****СД – допустимі за санітарними нормами викиди

Було проведено порівняльні комплексні оцінки еквівалентних доз випромінювання внаслідок викидів АЕС потужністю 10 МВт (ел.) у режимі нормальної експлуатації (радіус 50 км) і при роботі теплоелектростанцій (ТЕС) залежно від шляхів впливу радіонуклідів (табл. 12.15). Із табл. 12.15 зрозуміло, що еквівалентні дози випромінювання, сформовані внаслідок викидів АЕС у режимі нормальної експлуатації, не призводять до істотних дозових навантажень для населення санітарнозахисної зони і поза нею. Доза від роботи ТЕС за 50 років практично в 100 разів перевищує рівень

417

дози, зумовленої роботою АЕС (в режимі нормальної експлуатації) за ЗО років. Таким чином, можна зробити висновок, що у разі нормального режиму роботи АЕС будь-яких радіоекологічних проблем стосовно доз випромінювання для людей, флори І фауни міст та інших розташованих поблизу АЕС екосистем не спостерігатиметься.

Зовсім іншою е ситуація у випадку такої аварії, як Чорнобильська. Розглядаючи радіоекологічні проблеми міста після цієї аварії, автори використовують дані й оцінки, отримані при вивченні и наслідків для міста енергетиків (Прип'ять) і для екополіса (Київ). Значні дозові навантаження дістали жителі

Таблиця 12.14. Питома активність радіонуклідів у об'єктах навколишнього середовища на межі санітарно-захисної зони АЕС залежно від типу реактора

1Кі=3,7·10-10 Бк ДІР – довго існуючі радіонукліди

Таблиця 12.15. Порівняльні еквівалентні дози випромінювання при опроміненні населення внаслідок викидів АЕС* потужністю 10 МВт (ел.) і ТЕС**

* За нормального режиму роботи АЕС **Унаслідок викидів 40К та інших природних радіонуклідів

м. Прип'ять унаслідок зовнішнього опромінення до евакуації. Компоненти екосистеми міста зазнали спочатку і продовжують зазнавати істотних дозових навантажень від хмари радіоактивних аерозолів і випадань радіонуклідів. Це місто з населенням 60 тис. чоловік забудоване переважно багатоповерховими будинками. Більша частина (понад 70 %) території заасфальтована, є залишки лісу і невелика паркова зона. Рівень активності радіонуклідів на території міста становить (3,7 —37)1012 Бк/км2 (100 —1000 Кі/км2), але має місцеі нерівномірне осадження радіоактивних аерозолів, зокрема пилу. Найвищі рівні забруднення виявлено на ґрунті, рослинності, піщаному плато біля р. Прип'ять, на дахах будинків. Спостерігалась висока сорбційна здатність матеріалу дахів і стін будинків стосовно радіонуклідів. Якщо в перші роки після аварії дощі спричиняли змив радіонуклідів, то вже через 5 — 6 років застосування навіть таких методів дезактивації, як піскоструминний і водометний, приводило до зменшення рівня забруднення дахів і стін лише у 2 —З рази. Відношення рівнів забруднення до застосування контрзаходу і після нього дає змогу визначити коефіцієнт дезактивації чи деконтамінації - Кд. Радіонукліди з дахів змивалися опадами на грунт. Мало місце значне концентрування радіонуклідів біля водостоків труб на ґрунті чи асфальті. Таке концентрування спостерігалось у Києві та в інших населених пунктах навіть на 7 — 8- й рік після аварії, і зараз це явище також фіксується. Під дією опадів здійснюється поступова дезактивація дахів і стін будинків, а також доріг, покритих бетоном і асфальтом. Потім відбувається стік радіонуклідів у каналізаційні системи і вже після цього — у Дніпро. Покриті рослинністю ділянки ґрунту і парки продовжують міцно утримувати радіонукліди, що випали на них. Під дією вітру та опадів можливий поверхневий стік на покриті рослинністю поверхні міста, у каналізацію і водотоки, а потім у р. Прип'ять і Дніпро. Ландшафт м. Прип'ять рівний і очікувати значних поверхневих стоків тут не доводиться. Натомість Київ, розташований, як відомо, на сімох

419

пагорбах, має різко виражений горбкуватий ландшафт. У період рясних дощів на схилах ярів і на твердих покриттях вулиць формується твердий і рідкий стік. Зрозуміло, що коефіцієнти стоку з такої міської території в кілька разів вищі, ніж із сільськогосподарських угідь і тим більше з лісових масивів. Важливо підкреслити, що в умовах міста цей стік спочатку потрапляє у каналізаційну мережу, потім у міські відстійники і тільки після цього

— у Дніпро. Можна зробити висновок, що саме в мулі й донних відкладеннях відстійників концентрується й утримується значна частина радіонуклідів, що випали на місто.

У м. Прип'ять на хвойних деревах унаслідок високих доз зовнішнього випромінювання і рівнів забруднення було виявлено деякі аномалії і морфози в рості й закладанні пагонів. Інших помітних ефектів впливу йонізуючого випромінювання на біоту міст не описано. Можливо, це ипов'язано з відсутністю регулярних досліджень і вжиттям різноманітних заходів щодо дезактивації міста. Слід зазначити, що ефективність дезактивації м. Прип'ять виявилась низькою. Дезактивований будинок через деякий час знову забруднювався внаслідок вітрового перенесення радіонуклідів із сусідніх територій чи від заходів щодо їх дезактивації (наприклад, піскоструминним методом).

Значний ефект стосовно зменшення (економії) колективної дози був досягнутий у Києві за рахунок вивозу і захоронювання опалого листя 1986 р. Рівень питомої активності радіонуклідів у листі в парках міста навесні і влітку 1986 р. досягав 3,7 • 104 Бк/кг (10-6 Кі/кг), що відповідало малоактивним радіоактивним відходам. Загальна маса вивезеного опалого листя становила 20 000 т. Було створено спеціальні контейнери для збирання опалого листя, в яких його вивозили і захоронювали у спеціальних великих могильниках. Економія колективної еквівалентної дози для населення міста після проведення цього контрзаходу булла значною і становила 2,1 • 104 люд.-Зв (2,1 • 106 люд.-бер) .

Радіоємність міської екосистеми. Розглянемо екосистему евакуйованого міста на прикладі м. Прип'ять. Можна виділити такі елементи міської екосистеми: парки і галявини, дахи будинків, тротуари, каналізацію, стік у р. Прип'ять. На рис 12.14 наведено блок-схему камерної моделі такої екосистеми.