Радиоэкологические последствия катастрофы на ЧАЭС

Тема 4.: ВЕДЕНИЕ СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННОГО ПРОИЗВОДСТВА В УСЛОВИЯХ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ТЕРРИТОРИИ

В 01 ч. 24 мин. московского времени 26 апреля 1986 года на 4-ом блоке Чернобыльской АЭС последовали один за другим два взрыва, которые разрушили перекрытия, сорвали крышу со здания реактора, открыли его активную зону и выбросили в атмосферу большое количество уранового топлива, трансурановых элементов, продуктов деления, бетон, графит. Возник пожар.

Радиоактивные вещества достигли высоты 1,8 км и начали перемещаться с воздушными потоками в северо-западном и северном направлении через западные и центральные районы Беларуси.

Во внешнюю среду было выброшено 50-60 % йода и 30-35 % цезия, содержащихся в реакторе. Всего, на момент взрыва, в реакторе находилось 190,2 т ядерного горючего.

Формирование радиоактивного загрязнения Беларуси началось сразу же после взрыва реактора. 27-28 апреля 1986 г. территория Беларуси находилась под влиянием пониженного атмосферного давления. 28 апреля во всех областях республики прошли дожди, носившие ливневый характер.

С 29 апреля переместившиеся в северном направлении воздушные массы с радиоактивными выбросами в связи со сменой направления движения воздушных потоков начали перемещаться из Прибалтики на Беларусь. Такой перенос воздушных потоков сохранялся до 6 мая. С 8 мая произошло повторное изменение направления движения воздушных масс, и их траектория вновь проходила от Чернобыля в северном направлении.

Метеорологические условия движения радиоактивно загрязненных воздушных масс с 26 апреля по 10 мая 1986 года в совокупности с дождями, особенно в конце апреля и начале мая, определили масштабность радиоактивного загрязнения территории Беларуси.

Более двух третей радионуклидов, выброшенных из разрушенного блока, выпало на Беларусь и радиоактивному загрязнению подверглось 45,6 тыс.км², или 23% территории республики, в том числе более 1,866 млн. га сельхозугодий, из которых 106 тыс.га были исключены из землепользования в первый год после катастрофы.

Всего за 1986-1989 гг. из оборота выведено 256,7 тыс. га сельхозугодий.

Основная часть территории созданного в ближней от ЧАЭС зоне Полесского государственного радиационно-экологического заповедника (1,3 тыс. км²) из-за высокой плотности загрязнения долгоживущими изотопами практически навечно выведена из пользования.

Наиболее загрязненными в результате катастрофы на ЧАЭС оказались Гомельская, Могилевская и Брестская области.

В юго-восточной части Брестской области цезием-137 с уровнем загрязнения выше 37 кБк/м² (1 Кu/км²) частично загрязнены почвы шести районов – Лунинецкого, Столинского, Пинского, Дрогичинского, Березовского, Барановичского.

В Минской области почвы с плотностью загрязнения цезием-137 выше 37 кБк/м² имеются в Воложинском, Борисовском, Березинском, Солигорском, Молодечнеском, Вилейском, Столбцовском, Крупском, Логойском и Слуцком районах.

В Гродненской области цезием-137 частично загрязнены почвы в Дятловском, Ивьевском, Кореличском, Вороновском, Новогрудском и Сморгонском районах.

В Витебской области в Толочинском районе выявлено четыре населенных пункта с плотностью загрязнения почвы Сs-107 более 37 кБк/м².

На остальной территории Беларуси уровни загрязнения почвы цезием-137 также выше доаварийных значений и лишь северо-западных районах Витебской области сопоставимы с глобальными выпадениями.

Для сравнения, загрязнение территории свыше 37 кБк/м² по цезию-137 для Украины составляет 5 %, России – 0,6%, что свидетельствует о более сложных и тяжелых последствиях чернобыльской катастрофы для Беларуси.

Чернобыльская катастрофа оказала воздействие на все сферы жизнедеятельности человека.

На сегодняшний день из зон загрязнения в чистые районы республики переселено почти 130 тыс. человек, в том числе 84,3 тыс. из зон первоочередного и последующего отселения.

На загрязненных долгоживущими радионуклидами территориях до настоящего времени в 3221 населенном пункте проживают 1840951 человек.

Авария вызвала появление доселе неизвестной массовой категории беженцев - экологических.

Однако наибольший ущерб от катастрофы нанесен сельскому хозяйству республики.

Основными радионуклидами, определяющими радиационнуюобстановку на за­грязненных сельскохозяйственных угодьях, являются цезий-137 и стронций-90. Система "почва-растение" является главным звеном в пищевой цепочке, обеспечивающей основ­ное поступление радионуклидов в организм человека.

По состоянию на 01.01.96 г. в республике сельскохозяйственное производство ведется на 1351,2 тыс. га земель, загрязненных цезием-137 с плотностью более 1 Ки/км². Угодья с плотностью загрязнения 1-5 Ки/км² занимают 933,7 тыс. га, 5-15 Ки/км² 354,1 тыс. га, 15-40 Ки/км² - 61,5 тыс. га. Из этих земель 555,1 тыс. га загряз­нено стронцием-90 с плотностью более 0,15 Ки/км². Особую сложность представляет производство нормативно чистой продукции на землях с содержанием цезия-137 5-40 Ки/км², площадь которых составляет 415,6 тыс. га, из которых 35,7 тыс. га загрязне­ны и стронцием-90 с плотностью 1-3 Ки/км².

Основные массивы загрязненных пахотныхземель и луговых угодий сосредоточены в Гомельской (58 %) и Могилевской (27 %) областях. В Брестской, Гродненской и Мин­ской областях их доля от общей площади загрязненных сельскохозяйственных угодий в республике составляет соответственно 6, 5 и 5 %.

Хозяйственная деятельность на загрязненных территориях регламентируется закона­ми Республики Беларусь "О правовом режиме территорий, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате катастрофы на Чернобыльской АЭС', "О социальной защи­те граждан, пострадавших от катастрофы на Чернобыльской АЭС".

Ликвидировано 54 колхоза и совхоза, закрыто девять заводов перерабатывающей промышленности, агропромышленного комплекса.

Резко сократились посевные площади и валовой сбор с.-х. культур, существенно уменьшилось поголовье скота.

Только прямые потери от выбытия земель с.-х. назначения из оборота за 1986-2015 гг. составят 15,2 млрд. долл.США.

Стоимость недополученной в связи с этим валовой продукции сельского хозяйства исчисляется в 10,3 млрд. долл.

Потери основных производственных и оборотных фондов оцениваются в 0,9 млрд. долл.

Прямые потери продукции личных подсобных хозяйств составляет свыше 400 млн. долл.

В целом, ущерб, нанесенный республике чернобыльской катастрофой в расчете на 30-летний период ее преодоления, оценивается в 235 млрд. дол. США, что равно 32 бюджетам республики 1985 года.

Источником финансовых средств реализаций заданий Государственной программы по преодолению последствий катастрофы является введенный с 1992 г. чрезвычайный налог. До 1994 г. его размер составлял 18% от фонда оплаты труда всех предприятий, расположенных на территории Беларуси (за исключением колхозов, совхозов, фермерских хозяйств).

Однако эти средства покрывали лишь 65-70% расходов бюджета на ликвидацию последствий катастрофы. Остальные 30-35 % потребностей финансировались из республиканского бюджета.

С 1994 г. правительство было вынуждено пойти на снижение ставки чрезвычайного налога до 12 %, а в 1996 г. – до 10 %. Одновременно были сокращены многие виды расходов на ликвидацию последствий катастрофы на ЧАЭС.

ПОВЕДЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В ПОЧВАХ И ЗАКОНОМЕРНОСТИ ИХ ПОСТУПЛЕНИЯ В РАСТЕНИЯ

Загрязнение растениеводческой продукции радионуклидами, прежде всего, зависит от свойств почвы, которые обуславливают поглощение и закрепление радионуклидов в почве.

Зная поведение радионуклидов в почвах, можно понять механизм поступления их в растения и наметить пути снижения накопления их в урожае.

Попадая на поверхность почвенного покрова, радиоактивные вещества поглощаются почвами.

Исследованиями установлено, что 80-90 % радионуклидов сосредоточено в активной зоне расположения основной массы корней сельскохозяйственных культур.

Однако долгоживущие радионуклиды цезий-137 и стронций-90 по-разному сорбируются почвами.

Стронций-90 в основном закрепляется в почве по типу ионного обмена.

Содержание обменных форм Sr-90 в почвах разных типов (% от общего его количества):

- торфяно-болотные – 60-80;

- дерново-подзолистые легкосуглинистые – 80-94;

- дерново-подзолистые связносупесчаные – 87-100;

- дерново-подзолистые песчаные – 100.

Цезий-137 более прочно фиксируется твердой частью почвы по типу необменной формы в кристаллических решетках почвенных минералов.

Содержание фиксированных форм цезия-137 в почвах разных типов (% от общего его количества):

- дерново-подзолистые глееватые легко- и среднесуглинистые – 71-75;

- дерново-подзолистые суглинистые и связносупесчаные – 45-450;

- дерново-подзолистые рыхло- и связносупесчаные – 35-40.

За послеаварийный период количество прочносвязанного цезия-137 в основных типах почв республики увеличилось в 2,0-2,5 раза и колеблется в пределах 70-84 % от общего содержания.

Для стронция-90, наоборот, характерно преобладание легкодоступных для растений водорастворимойи обменной форм, которые в сум­ме составляют 53-87 % от валового содержания. Доля фиксируемых форм Sr-90 невелика и имеет тенденцию к снижению.

Только на почвах связного гранулометрического состава (суглинистых) а также с более высоким содержанием гумуса (перегнойно-глеевые почвы) и на торфяно-болотных почвах отмечается возрастание доли фиксированного стронция-90 до 16-40 %.

С точки зрения дальнейшего распространения попадающих в почву радионуклидов и их вовлечения в биологические цепочки процесс поглощения почвами имеет двоякое значение. С одной стороны, оно, как правило, снижает размеры перехода радионуклидов в растения, с другой – аккумуляция поглощенных радионуклидов в верхних горизонтах почвы, то есть в слое наибольшего распространения корней растений, повышает доступность их растениям, а, следовательно, и способствует большему накоплению радионуклидов в урожае, чем при свободном передвижении их в более глубокие горизонты почвы.

Для оценки перспективы ведения сельского хозяйства важно определить динамику самоочищения почв за счет миграции радионуклидов за пределы корнеобитаемого слоя.

Миграционный путь радионуклидов зависит от интенсивности ряда одновременно протекающих процессов: диффузии, переноса с гравитационным током воды, корнями растений и почвенной фауной.

Изучение динамики перераспределения радионуклидов по глубине почвенного профиля на необрабатываемых угодьях (пастбища, сенокосы) показало, что вертикальная миграция протекает с малой скоростью. В большинстве стационаров на основных типах и разновидностях почв до 80% радионуклидов сосредоточено в верхнем 5-ти сантиметровом слое почвы.

Удельная активность почвы на глубине 20 см и более, независимо от типа почвы и ландшафта, повсеместно имеет фоновые значения.

Более заметная миграция радиоцезия и радиостронция на глубину 10-15 см наблюдается только на почвах, подстилаемых рыхлыми породами, обладающими малой емкостью поглощения и высокой водопроницаемостью.

На пашне радионуклиды распространены сравнительно равномерно в пахотном горизонте.

Это можно объяснить тем, что загрязненные участки не изымались из с.-х. производства и поэтому в пределах пахотного горизонта перераспределения выпавшего на поверхность почвы цезия происходило за счет механических обработок почвы.

Таким образом, скорость миграционных процессов радионуклидов незначительная, поэтому ожидать в ближайшее время какого-либо «самоочищения» почвы в результате вертикальной миграции нет оснований.

Вместе с тем наблюдаются процессы локального вторичного загрязнения почв сель­скохозяйственных угодий за счет горизонтальной миграции радионуклидов вследствие ветровой и водной эрозии. Содержание цезия-137 в пахотном горизонте различиях элементов рельефа склоновых земель в результате водной эрозии на посевах однолет­них культур за девять лет перераспределилось до 1,5-3,0 раз. Увеличение плотности загрязнения почв цезием-137 в зоне аккумуляции (нижние части склонов и понижения) по сравнению с зоной смыва составило в среднем от 13% при ежегодном смыве почвы ме­нее 5 т/га до 75% - при смыве 12-20 т/га. На бессменных посевах многолетних трав твердого стока не наблюдалось и достоверных различий в плотности загрязнения почв по элементам склонов не установлено. В результате ветровой эрозии осушенных торфяно-болотных и песчаных почв, используемых под посев однолетних культур, локальные различия в плотности загрязнения пахотного горизонта радиоцезием достигали 1,5-2,0 раз. Это подчеркивает необходимость защиты почв от водной и ветровой эрозии, что обеспечивает также снижение потерь гумусового слоя и уменьшает вероятность загряз­нения продукции на локальных участках угодий.

В связи с этим по-прежнему актуальными остаются вопросы изучения миграции радионуклидов в системе почва-растение-продукция животноводства и на этой основе разработки приемов и способов, направленных на снижение уровня загрязнения продукции сельскохозяйственного производства.

На прочность закрепления радионуклидов и тем самым – на поступление их в растения и накопление в продукции влияют величина емкости поглощения почвы, состав обменных катионов, кислотность почвенного раствора, содержание органического вещества, гранулометрический и минералогический состав.

Накопление радионуклидов определяется, прежде всего, типом почвы. Меньше всего радиоактивные элементы используется растениями на плодородных черноземных почвах и в наибольшем количестве – на менее плодородных дерново-подзолистых, особенно легкого состава почвах.

В первую очередь эта закономерность объясняется более благоприятными, перечисленными выше, свойствами черноземных почв.

Существует обратная зависимость накопления Sr-90 в растениях от емкости поглощения почв и содержания обменного кальция. С увеличением содержания обменного кальция и величины емкости поглощения доступность ⁹⁰Sr растениями снижается.

Поступление ¹³⁷Cs из почвы в растения определяется суммой поглощенных оснований и количеством обменного калия в почве. На почвах с низкой суммой поглощенных оснований и относительно небольшим количеством обменного калия происходит более интенсивное поглощение ¹³⁷Cs растениями, чем на почвах, имеющих более высокие эти показатели.

Применительно к проблеме загрязнения почвенно-растительного покрова Сs-137 решающее значение имеет сходство в поведении этого радионуклида и его основного неизотопного носителя – калия. Калий и цезий – щелочные металлы, относящиеся к 1 группе элементов таблицы Д.И. Менделеева.

Калий находится в почве в макроколичествах, в то время как Cs-137 в ультрамикроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств ¹³⁷Cs ионами К⁺, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за места сорбции на поверхности корней, поэтому при поступлении данных элементов из почв или растворов в растения наблюдается «антагонизм» ионов Cs и К.

Кроме того, причиной дискриминации ¹³⁷Сs относительно К при переходе из почвы в растения является более сильная сорбция твердой фазы почвы ¹³⁷Сs по сравнению с К.

На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах (например, Сs-137 в 2-3 раза больше), чем из слабокислых, нейтральных мили слабощелочных. Ликвидация избыточной кислотности, как правило, уменьшает размеры перехода радионуклидов в растения.

Важное влияние на миграцию радионуклидов в почве и поглощение их растениями оказывает органическое вещество. Для большинства радионуклидов увеличение содержания гумуса в почве является фактором, снижающим их переход в растения.

Поведение радионуклидов связано с органическим веществом почв специфичес4кой природы – гуминовыми и фульвокислотами. Способность гуминовых кислот адсорбировать ионы, а также образовывать прочные сложные комплексы с радионуклидами оказывает влияние на сорбцию их в почве и поступление в растения.

Поступление радиоактивных элементов в растения в значительной степени зависит от гранулометрического состава почв. С увеличением дисперсности почвенных частиц поступление радионуклидов в растения снижается. Это обусловлено тем, что мелкие фракции почв характеризуются повышенной емкостью поглощения вследствие большой удельной поверхности, изменения состава обменных катионов и количества органического вещества.

Поэтому на почвах тяжелого гранулометрического состава происходит меньшее накопление радионуклидов в растениях, чем на легких почвах.

Например, из дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы радионуклидов поступает в растения в 2-3 раза меньше, чем из дерново-подзолистой среднесуглинистой.

Поступление ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в растения обуславливается также минералогическим составом почв. Минералы монтмориллонитовой группы (асканит, гумбрин), а также слюды и гидрослюды (биотит, флогопит, вермикулит), обладая способностью к эндомицеллярному необменному поглощению радионуклидов, значительно снижают их поступление в растения.

Резкое снижение доступности 137Сs растениям под влиянием флогопита и гидрофлогопита обусловлено, очевидно, не только более прочным закреплением его в кристаллической решетке, но и повышенным содержанием подвижного калия в этих слюдах.

Минералогический состав почв, как и гранулометрический, в системе почва-растение сильнее влияет на подвижность ¹³⁷Cs, чем ⁹⁰Sr, что связано с более выраженной способностью к необменной фиксации ¹³⁷Сs некоторыми глинистыми минералами.

Еще большее влияние на накопление радионуклидов в сельскохозяйственной продук­ции оказывает режим увлажнения почв. Установлено, что переход радиоцезия в много­летние травы повышается в 10-27 раз на дерново-глеевых и дерново-подзолисто-глеевых почвах по сравнению с автоморфными и временно-избыточно увлажняемыми разновидностями этих почв. Исследованиями БелМИИ мелиорации и луговодства уста­новлено, что минимальное накопление цезия-137 в многолетних травах обеспечивает­ся при поддержании уровня грунтовых вод на глубине 90-120 смот поверхности осушен­ных торфяных и торфяно-глеевых почв.

Установленные в исследованиях закономерности подтверждены практикой. На пере­увлажненных песчаных и торфяных почвах, например в Наровлянском и Лельчицком районах Гомельской области, Сталинском и Лунинецком районах Брестской области, высокая степень загрязнения травяных кормов и молока наблюдается даже при от­носительно низких плотностях загрязнения цезием-137 (2-5 Ки/км²) и стронцием-90 (0,3-1,0 Ки/км²). В то же время на окультуренных участках дерново-под­золистых суглинистых почв продукция с допустимым содержанием радионуклидов может быть получено при плотности загрязнения цезием-137 до 20-30 Ки/км².

Поведение стронция-90 и цезия-137 в системе 'почва-растение' имеет ряд отличи­тельных особенностей. Поступление стронция-90 из почв в растения практически в 10 раз выше, чем цезия-137 при одинаковой плотности загрязнения земель.

Очевидно, что плотность загрязнения почв сельскохозяйственных угодий радио­нуклидами не может однозначно отражать уровень загрязнения выращиваемой сельско­хозяйственной продукции и в настоящее время для разработки эффективных защитных мероприятий необходим учет основных свойств почв каждого поля.

Особенности минерального питания, разная продолжительность вегетационного пе­риода и другие биологические особенности различных видов растений влияют на на­копление радионуклидов. Содержание цезия-137 в расчете на сухое вещество отдельных культур может различаться до 180 раз, а накопление стронция-90 - до 30 раз при одинаковой плотности загрязнения почв. Сортовые различия в накоплении радионукли­дов значительно меньше (до 1,5-3,0 раз), но их также необходимо учитывать при под­боре культур.

На основании обобщения экспериментального материала последних лет уточнены коэффициенты перехода радионуклидов цезия-137 и стронция-90 из почвы в основную и побочную продукцию сельскохозяйственных культур на различных почвах (из расчета на плотность загрязнения 1 Ки/км²), необходимые для прогноза уровней загрязнения сельскохозяйственной продукции

Дата добавления: 2014-01-04