Курсовая работа: Меры реабилитации агроценозов при радиационном воздействии

Введение

В 2006 году 26 апреля мир отметил печальную дату: ровно 20 лет назад для миллионов людей на планете вступил в свою страшную кульминацию атомный век. Этот один день вызвал переориентацию во взглядах человечества на мирную эксплуатацию атома. Начались многочисленные публикации в прессе об авариях на реакторах, о прошлых наземных ядерных испытаниях. Ядерные и, прежде всего, военные источники энергии, особенно в период наземных ядерных испытаний, ядерно-энергетических аварий (общее число которых более 150) [], несмотря на меньшую степень опасности вредного воздействия на население по сравнению с химическими факторами загрязнения среды и малую вероятность деформации атмосферы, гидросферы, почв, климата, растительного и животного мира, вызывают серьезную тревогу экологов. Даже при незначительных, по принятым критериям и накопленному опыту оценок (Хиросима – Нагасаки, Три–Майл-Айленд), размах радиоактивных загрязнений, спектры и энергия излучений от источников ядерного происхождения, характер их метаболизма в почвах, растительности, организмах значительно отличается от метаболизма естественных излучателей этого рода (⁴⁰ K, ²³⁸ U). Такая биологическая и экосистемная новизна факторов выявляет при длительных хронических воздействиях на экосистемы и ее составляющие, в т.ч. обширные группы населения, ряд ранее неизвестных эффектов. Новизна таких открытий ведет порой к паническим заключениям, резко усиленным «чернобыльским синдромом» страха радиационных аварий. Размеры вреда, наносимого радиационным фактором ядерно-энергетического происхождения, превосходят, по мнению авторов, последствия всей суммы техногенных дорадиационных воздействий среды [].

Сама радиоактивность не является новейшим (чужеродным) компонентом среды. Современная мощность ее антропогенных воздействий изменяется в пределах не только геологического прошлого (первичных космических и земных излучений), но и современных естественных колебаний радиоактивности, связанных со структурами плит земной коры, высотой над уровнем моря, близостью к полюсам, периодами солнечной и геологической активности. Включение новейших по своим химическим свойствам и спектру излучений радионуклидов в состав среды меняет сформировавшиеся соотношения (баланс) поглощаемой радиации и ее спектров во всех звеньях экосистем, – от молекулярных до геопланетарных. Радионуклиды, продолжающие (по В.И. Вернадскому) «космические функции инициации жизни», избирательно накапливаются в активных звеньях экосистем в нехарактерных для устоявшихся на протяжении миллионов лет количествах. Такое перераспределение спектра и эффектов радиационных воздействий при резких различиях радиочувствительности взаимозависимых звеньев экосистем (сапрофитной микрофлоры – простейших – растительности – млекопитающих) может, привести к резким нарушениям экосистемного гомеостаза при отсутствии прямой связи с радиоактивностью среды. Вероятность таких реакций, разработка мер их профилактики и коррекции требуют знаний характера поведения радионуклидов ядерно-энергетического происхождения в среде и в частности в почве.

В 2006 году 26 апреля мир отметил печальную дату: ровно 20 лет назад для миллионов людей на планете вступил в свою страшную кульминацию атомный век. Этот один день вызвал переориентацию во взглядах человечества на мирную эксплуатацию атома. Начались многочисленные публикации в прессе об авариях на реакторах, о прошлых наземных ядерных испытаниях. Порождались, соответственно, многочисленные слухи и нелепые предрассудки, усиленные не до конца изученными факторами радиационного воздействия на экосистемы. Народ приходил порой к паническим заключениям, которые вылились во многом в «чернобыльский синдром».

Действительно, авария на ЧАЭС привела к выбросу в биосферу до 15 т радиоактивных веществ, что равно или даже превышает выброс за все годы испытаний атомного оружия в атмосфере. В целом, все ядерно-энергетические взрывы изменили равновесное содержание в атмосфере углерода-14 на 2,6%, трития почти в 100 раз. К концу испытаний ядерного оружия в атмосфере радиоактивное загрязнение на поверхности Земли на 2% превысило естественный фон [].

Тем не менее, на территориях естественных аномальных радиационных воздействий, превышающих внешние лучевые нагрузки фона в 5–10 раз, проживают на протяжении тысячелетий несколько десятков миллионов человек. На территориях резко повышенных внутренних и смешанных естественных лучевых воздействий от излучений почв, минералов, радионуклидов, проникающих в организм, – примерно столько же. Однако в большинстве случаев такие районы не только обжиты, но и считаются более здоровыми по сравнению с другими. Правда, как правило, это территории горно-складчатых периферических областей, высокогорий, где уменьшено влияние техногенного фактора. (Карпаты, Северные широты, Гималаи, Заполярье, Альпийский пояс и проч.)

Очевидно, что реакции на новейшие антропогенные воздействия радиации отличаются от реакций на аномальные естественные. Такие различия требуют расшифровки. Ф. Содди (1979), один из теоретиков ядерных реакций, писал о возможных биокаталитических влияний новых видов излучений, оказавшихся в распоряжении человечества: «…на высоких плато встречается большее разнообразие растительности, чем на уровне моря. После атомного взрыва в Хиросиме цветущая растительность заполнила все выжженное пространство». Такая же картина наблюдается и на территориях, подвергшихся воздействию аварии на ЧАЭС.

К сожалению, такие выводы мы извлекаем лишь после бездумных экспериментов над такой деликатной вещью как деление ядер. Познав преимущества от атомных электростанций, ядерной георазведки (которая впоследствии была признана нерентабельной), использования «меченых» изотопов, мы постигаем отрицательную сторону прогресса. Положение усугубляется тем, что наряду с мирной эксплуатацией атома, в нашей стране функционируют и закрытые от общества программы, ставящей целью использование реакций ядерного деления в военных целях. К ним можно отнести и ремонтные заводы, базы атомных кораблей, хранилища ядерного оружия и другие объекты. Там были зафиксированы случаи повышения радиоактивности или выявлены участки локального повышения радиоактивности. Данные по ним, как правило, не разглашаются, хотя последствий локальных загрязнений зарегистрировано не было. Нередко радиоактивность среды связана с халатностью работников исследовательских радиационных лабораторий разного профиля. Ярким примером этому может служить радиоактивная загрязненность Москвы. На территории города в ходе скрупулезных обследований, выполненных после чернобыльских событий, обнаружено до 80 мест нерегистрированных «захоронений» использованных радионуклидов. В целом за 10 лет ликвидировано до 600 «могильников» такого рода.

Практически любая населенная территория России при какой-либо серьезной аварии может подвергнуться радиоактивному загрязнению. В Волгоградской области таким источником потенциальной опасности может быть либо Нововоронежская АЭС (1971–1980), либо Балаковская (1985) или Волгодонская АЭС (2001). Как показывает практика прошлых лет, при неблагоприятных стечениях обстоятельств распространение таких загрязнителей может достигать глобальных масштабов. Главную проблему вызывает не сами ЧП, а их последствия. Актуальность темы обусловлено тем, что население не знает, какие первичные действия нужно предпринять для снижения радиационного фактора загрязнения. А наиболее качественные действия произойдут в том случае, если будут досконально исследованы все характеристики радиационного воздействия. Цель работы – изучение мер реабилитации агроценозов при радиационном воздействии.

1. Поведение долгоживущих радионуклидов в экосистемах

1.1 Почвенные процессы

Почвенные процессы обмена относятся к числу начальных (интимных) звеньев многофакторных экосистемных процессов, меняющихся при незначительных, в том числе и радиационных, изменениях среды. Уровни организации, а, следовательно, и радиочувствительности активных биологических начал почв (сапрофитных одноклеточных, растений, червей, насекомых) чрезвычайно различны. Поэтому внесение в почву дополнительного биологически активного радиационного фактора, с последующим расслоением ответов «повреждения – стимулы», может проявиться резким нарушением экосистемного гомеостаза. Почва, кроме того, является начальным звеном миграции радионуклидов по биологическим цепям с неизбежной конечной кумуляцией в организме человека. Возможны следующие источники загрязнения:

­ Взрывы ядерного оружия

­ Использованная на АЭС и заводах тяжелая вода (часто для охлаждения реакторов)

­ Радиоактивные отходы, в больших количествах накапливающиеся на заводах, производящих, перерабатывающих или использующих радиоактивные продукты.

Радионуклиды, отложившиеся на поверхности почв, под действием разных факторов могут перемещаться в любом направлении. Причиной «горизонтального» перемещения свежевыпавших радионуклидов может быть поверхностный сток после сильного дождя, отложившихся в снегу за зиму – смыв талыми водами. Установлено, что ⁹⁰ Sr, мигрирующий с талыми водами, почти полностью (82–100%) находится в катионной форме.

Вертикальная миграция радионуклидов по профилю почвы может быть следствием механического переноса частиц, на которых сорбированы радионуклиды, а также собственного перемещения в виде свободных ионов. На обрабатываемых сельскохозяйственных почвах радионуклиды сравнительно равномерно распределяются в пределах пахотного слоя. Некоторый механический перенос их с поверхности вглубь почвы возможен вследствие разрыхления ее дождевыми червями и землероющими животными.

Вертикальная миграция продуктов деления в целинной почве идет очень медленно. Установлено, что преобладающая часть осколочных радионуклидов прочно фиксируется в тонком слое верхнего горизонта почвы, и их вертикальное перемещение не превышает нескольких миллиметров в год. В целом можно считать, что ⁹⁰ Sr и ¹³⁷ Cs являются основными излучателями, формирующими почвенную радиоактивность, величина и характер которой зависят от радиационной емкости почв. Последняя складывается из ее физической сорбционной способности (зависящей от пористости, количества почвенного раствора в порах и его катионного состава); химической поглотительной способности (образования плохорастворимых соединений с элементами почв и горных пород); биологической поглотительной способности (включение в состав микрофлоры и дальнейших звеньев обмена на правах естественных фоновых аналогов, стабильных элементов).

Суммарная радиационная (сорбционная) емкость почвы колеблется от одного до нескольких десятков миллиграмм-эквивалентов радия на 100 г. почвы, что в сотни тысяч раз превосходит реальные сформировавшиеся величины активности почв радиоактивных территорий, максимально загрязненных от аварий на ЧАЭС, ПО «Маяк». Сравнительная оценка сорбционной радиационной емкости почв (проводимая по соотношению содержания радионуклида в твердой фазе почв – нерастворимой фракции) к содержанию в почвенном растворе дана в таблице 1:

Таблица 1.1. Сравнение сорбционных емкостей почв по соотношению активности радионуклидов в твердой фазе почв – нерастворенной фракции и в почвенном растворе (по А.Н. Марей и др.)

Почва	Соотношение активности твердой и жидкой фаз почв (Кр)
	90 Sr	137 С s
Тундры (Архангельская обл.)	29,5 ± 2,8	1433 ± 199
Серая лесная: Орловская обл.	71,9 ± 5,2	6140 ± 993
Среднеподзолистая (Московская обл.)	50,0 ± 2,6	2237 ± 127
Чернозем (Воронежская обл.)	291 – 430	В растворе не обнаруживается

Приведенные данные указывают на большую сорбционную емкость (способность к захвату растворенных в осадках радионуклидов) почв чернозема, лесной подстилки, более выраженную по отношению к калиевому аналогу почвенного метаболизма – ¹³⁷ Cs. Функционально связаны с сорбционными процессами почв скорость проникновения радионуклидов в прикорневую глубину и последующее включение в экосистемные цепи миграции. Скорость процесса (после загрязнения среды) определяется прочностью связи излучателей с твердой фазой почв, скоростью диссоциации и последующего ионного перемещения радионуклида, зависящей от химических свойств излучателя и его соединений.

В миграцию существенные коррекции вносит рельеф местности (горизонтальное перемещение с талыми и дождевыми водами с последующим большим накоплением в низинах), а также механическая (глубокая вспашка) переработка почв, ведущая к ускоренному перемещению радионуклидов в подкорневую глубину и исключению фактора радиационной опасности из активной миграции в экосистемах. Долгосрочное сохранение радионуклидов в прикорневой глубине, на необрабатываемых землях (луга, лесная подстилка), включение в почвенный метаболизм ведут к их накоплению через концентрацию в травах, листве, с последующим неоднократным повторным включением (через гниение опада) в почвенные процессы.Так, при максимальном накоплении радионуклидов на глубине 5 – 10 см (до 135 Бк/кг для ⁹⁰ Sr и 158 Бк/кг для ¹³⁷ Cs в почвах Якутии) радиоактивность наземного опада составляет 149 и 244 Бк/кг соответственно. Радиоактивность верхних слоев почв при этом незначительна, порядка 20 – 30 Бк/кг (Л.Н. Михайловская и др., 1995).

Такой растягивающимся на десятилетия процесс вертикальной миграции дополняется горизонтальным перемещением и распространением радионуклидов на более обширные и менее контрастные по радиоактивности среды (в отличие от первичной загрязненности) территории. В процессе участвуют сообщества живых организмов почв (педоценозы), грызуны, травоядные. Перераспределения являются здесь следствием активной и пассивной мобильности представителей фауны, распространения продуктов их метаболизма, сложных пищевых цепей миграции радионуклидов. Скорость таких процессов зависит от химических свойств загрязнителей и соответственно функций выполняемых их нерадиоактивными аналогами в экологических цепях обмена. (Таблица 1.2)

1.2 Биогенная концентрация

Все животные и растения обладают способностью избирательно и интенсивно накапливать рассеянные в экосистемах в ничтожных концентрациях микроэлементы, к конкурентам которых (в том числе и по характеру биологических функций) относятся долгоживущие радиоактивные загрязнители среды. Коэффициенты накопления их (отношение радиоактивности радионуклида в составе среды к его радиоактивности в организме) колеблются от нескольких до десятков тысяч. Высокие коэффициенты накопления приводят к тому, что концентрация излучателей в биомассе загрязненных биоценозов становится более высокой по сравнению с радиоактивностью среды (что ведет к неадекватной оценке радиационного риска при простом санитарном анализе событий).

Мощный процесс избирательной биогенной концентрации рассеянных излучателей наиболее интенсивен в первые годы от момента выпадения радиоактивных осадков. Радионуклиды в этот период представляют собой новейшие для среды, легко диссоциирующие соединения, не вкрапленные, как это происходит в последующем, в кристаллические решетки глинистых минералов (процесс старения элементов). Комплекс почвенно-химическихреакций старения и последующее включение радионуклидов в состав труднорастворимых почвенных и минеральных структур переводит метаболизм изотопов на равные с их естественными химическими аналогами права. Скорость таких процессов зависит от физико-химических свойств радионуклидов, а также характера загрязнения почв (влажности, концентрации ионов). Максимальная скорость поглощения радионуклидов растениями происходит при рН, близком к нейтральному и слабощелочному. В кислой среде усиливается сорбция твердой фазой почв, т.е. радионуклиды «консервируются» на более долгосрочные периоды. Влажность, как следствие увеличения массы сельскохозяйственной продукции, снижает концентрацию радионуклидов в биомассе. Высокие концентрации ионов стабильных элементов препятствуют проникновению радионуклида в корневую систему.

Наиболее доступен для корневых систем растительности, особенно в первые годы после загрязнения среды, стронций. Старение радионуклида происходит медленно. Через 12 лет после внесения ⁹⁰ Sг в почву более 95% изотопа остается в обменной, кальцийподобной форме. Фиксация ⁹⁰ Sг в необменную форму может явиться следствием включения его в кристаллы CaCO₃ . В кислых почвах этот процесс связан с вхождением ⁹⁰ Sг и Ca в нерастворимые трехкальциевые фосфаты и другие нерастворимые соединения почвы как результат взаимодействия с анионами PO₄ , CO₃ и др. Накопление ⁹⁰ Sг в растениях обратно пропорционально количеству обменного конкурента изотопа кальция почвы. Такая блокада метаболизма имеет предел. Избыточное (> 25 мг-экв на 100 г. почвы) внесение кальция не ведет к дальнейшему снижению скорости перехода радионуклида в растительность.

Цезий, судя по коэффициентам накопления в почвах, по разным источникам, относится либо к сильно, либо к слабо накапливаемой группе элементов. В экспериментах и наблюдениях по миграции изотопа (почва–вода-растительность) выявлено его преимущественное накопление в неорганической фазе почв (коэффициент накопления 0,25), но при высоком содержании излучателя в биомассе (8000–9000). У Юдинцевой (1981) имеются данные по влиянию емкости обмена почв и величины поглощенного калия на поступление ¹³⁷ Cs в урожай растений (овес). На почвах различного типа (дерново-подзолистая, серая лесная и выщелоченный чернозем) установлена закономерность – при величине емкости обмена 4,5 и менее мг-экв на 100 г. ¹³⁷ Cs в наибольшей степени поступает в растения. При увеличении поглотительной способности почв до 20 мг-экв и более поступление радионуклида мало зависит от этого показателя.

Наименее исследована миграция и последующее накопление в теле человека плутония и сопутствующих ему нептуния, америция, кюрия. Эти элементы относятся к сильно дискриминированным метаболитам, не включающимся в активный экосистемный обмен. Первичная загрязненность почв радионуклидами этого ряда регистрируется в виде «горячих частиц» PuO₂ диаметром порядка 10 мкм, активностью от 50 до 1000 мкБк. Включение в почвенную миграцию происходит медленно, после образования Fe-Pu-Al-комплексов с низкомолекулярными фульвокислотами. Скорость последующего вертикального движения в прикорневую систему зависит от сформировавшейся в почвах скорости движения нерадиоактивных носителей. До 9% от плутониевых выпадений мигрируют на глубину 10–90 см чернозема и до 20% на аналогичную глубину – серозема торфяников спустя 10 – 15 лет после загрязнения среды. Почвенные загрязнения плутонием, их долгосрочное содержание в поверхностных слоях ведут к аэрозольному проникновению α-излучателя в организм человека и накоплению радионуклида в легких (от 4 до 83 мБк). После чернобыльской аварии лучевые нагрузки от плутония возросли в среднем в 1,5 раза и достигли 2 мкЗв/год.

--> ЧИТАТЬ ПОЛНОСТЬЮ <--