Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы

Одновременное загрязнение наземных и водных экосистем на обширной территории вследствие Чернобыльской катастрофы инициировало интенсивное развитие кинетических представлений в изучении геохимических и биогеохимических процессов, что обогатило геохимию техногенеза рядом новых концептуальных разработо...

Повний опис

Збережено в:

Бібліографічні деталі
Дата:	2011
Автори:	Соботович, Э.В., Бондаренко, Г.Н., Долин, В.В.
Формат:	Стаття
Мова:	Russian
Опубліковано:	Інститут геохімії навколишнього середовища НАН України та МНС України 2011
Назва видання:	Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища
Онлайн доступ:	http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/32252
Теги:	Додати тег Немає тегів, Будьте першим, хто поставить тег для цього запису!
Назва журналу:	Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine
Цитувати:	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы / Э.В. Соботович, Г.Н. Бондаренко, В.В. Долин // Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища. — К. : ІГНС, 2011. — Вип. 19. — С. 19-40. — Бібліогр.: 31 назв. — рос.

Репозитарії

Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine

id	irk-123456789-32252
record_format	dspace
spelling	irk-123456789-322522012-04-16T12:19:54Z Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы Соботович, Э.В. Бондаренко, Г.Н. Долин, В.В. Одновременное загрязнение наземных и водных экосистем на обширной территории вследствие Чернобыльской катастрофы инициировало интенсивное развитие кинетических представлений в изучении геохимических и биогеохимических процессов, что обогатило геохимию техногенеза рядом новых концептуальных разработок, касающихся самоочищения окружающей среды. В основу прогнозирования радиоэкологического состояния экосистем и эколого-геохимического картирования загрязненных территорий положена геохимическая концепция формообразования радионуклидов, в соответствии с которой процессы водной миграции токсикантов протекают синхронно с их трансформацией в почвах. Одночасне забруднення наземних і водних екосистем на великій території внаслідок Чорнобильської катастрофи ініціювало інтенсивне вивчення кінетики геохімічних і біогеохімічних процесів, що збагатило геохімію техногенезу низкою нових концептуальних розробок стосовно самоочищення навколишнього середовища. В основу прогнозування радіоекологічного стану екосистем та еколого-геохімічного картування забруднених територій покладено геохімічну концепцію формоутворення радіонуклідів, згідно якої процеси водної міграції токсикантів протікають синхронно з їх трансформацією в ґрунтах. Simultaneous contamination of vast areas of terrestrial and aquatic ecosystems in consequence of the Chernobyl catastrophe initiated an intensive development of kinetic concepts in geochemistry and biogeochemistry of artificial pollution. The geochemistry of technogenesis has been enriched with a number of new conceptual ideas regarding to the environmental self-recovery. The prediction of radioecological evolution of ecosystems and the environmental-geochemical mapping of contaminated areas is based on the concept of geochemical speciation of radionuclides. According to this concept the aquatic migration of toxicants occurs synchronously to their transformation in soils. 2011 Article Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы / Э.В. Соботович, Г.Н. Бондаренко, В.В. Долин // Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища. — К. : ІГНС, 2011. — Вип. 19. — С. 19-40. — Бібліогр.: 31 назв. — рос. XXXX-0098 http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/32252 550.424.4 ru Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища Інститут геохімії навколишнього середовища НАН України та МНС України
institution	Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine
collection	DSpace DC
language	Russian
description	Одновременное загрязнение наземных и водных экосистем на обширной территории вследствие Чернобыльской катастрофы инициировало интенсивное развитие кинетических представлений в изучении геохимических и биогеохимических процессов, что обогатило геохимию техногенеза рядом новых концептуальных разработок, касающихся самоочищения окружающей среды. В основу прогнозирования радиоэкологического состояния экосистем и эколого-геохимического картирования загрязненных территорий положена геохимическая концепция формообразования радионуклидов, в соответствии с которой процессы водной миграции токсикантов протекают синхронно с их трансформацией в почвах.
format	Article
author	Соботович, Э.В. Бондаренко, Г.Н. Долин, В.В.
spellingShingle	Соботович, Э.В. Бондаренко, Г.Н. Долин, В.В. Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища
author_facet	Соботович, Э.В. Бондаренко, Г.Н. Долин, В.В.
author_sort	Соботович, Э.В.
title	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы
title_short	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы
title_full	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы
title_fullStr	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы
title_full_unstemmed	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы
title_sort	развитие геохимии техногенеза после чернобыльской катастрофы
publisher	Інститут геохімії навколишнього середовища НАН України та МНС України
publishDate	2011
url	http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/32252
citation_txt	Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы / Э.В. Соботович, Г.Н. Бондаренко, В.В. Долин // Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища. — К. : ІГНС, 2011. — Вип. 19. — С. 19-40. — Бібліогр.: 31 назв. — рос.
series	Збірник наукових праць Інституту геохімії навколишнього середовища
work_keys_str_mv	AT sobotovičév razvitiegeohimiitehnogenezaposlečernobylʹskojkatastrofy AT bondarenkogn razvitiegeohimiitehnogenezaposlečernobylʹskojkatastrofy AT dolinvv razvitiegeohimiitehnogenezaposlečernobylʹskojkatastrofy
first_indexed	2025-07-03T12:46:40Z
last_indexed	2025-07-03T12:46:40Z
_version_	1836629938257526784
fulltext	19 УДК 550.424.4 Соботович Э.В., Бондаренко Г.Н., Долин В.В. Институт геохимии окружающей среды РАЗВИТИЕ ГЕОХИМИИ ТЕХНОГНЕЗА ПОСЛЕ ЧЕРНОБЫЛЬСКОЙ КАТАСТРОФЫ Одновременное загрязнение наземных и водных экосистем на обширной территории вследствие Чернобыльской катастрофы инициировало интенсивное развитие кинетических представлений в изучении геохимических и биогеохимических процессов, что обогатило геохимию техногенеза рядом новых концептуальных разработок, касающихся самоочищения окружающей среды. В основу прогнозирования радиоэкологического состояния экосистем и эколого-геохимического картирования загрязненных территорий положена геохимическая концепция формообразования радионуклидов, в соответствии с которой процессы водной миграции токсикантов протекают синхронно с их трансформацией в почвах. Техносфера — современное эволюционное состояние биосферы Биосфера – единственная область земной коры, занятая жизнью. Только в ней, в тонком наружном слое нашей планеты, сосредоточена жизнь; в ней находятся все организмы, всегда резкой, непроходимой гранью отделенные от окружающей их косной материи [1]. В.И. Вернадский выделил основные формы биогенной миграции, связанные с веществом живого организма, определяющиеся четырьмя факторами: генетическими свойствами живого организма, • интенсивностью биогенного тока атомов, • техникой жизни живых организмов, • а также изменениями в положении атомов вследствие внесения в биосферу • новых соединений. Последний по своему эффекту является наиболее мощным фактором биогенной мигра- ции, который впоследствии был положен А.Е. Ферсманом в основу теории техногенеза [2]. Биосфера, эволюционное развитие которой происходило в течение нескольких миллиардов лет, только за последние столетия подверглась наиболее активному воздей- ствию техногенной нагрузки. Антропогенное преобразование окружающей среды про- исходило вследствие создания материальных условий (благ) для развития цивилизации. Переход человека к скотоводству и земледелию вызвал изменение состава растительно- го покрова, а последующее развитие промышленности и, соответственно, энергетики привело к образованию мощных техногенных потоков химических элементов в литос- фере, гидросфере и атмосфере. Вся история человечества сопровождается концентри- рованием одних и рассеиванием других химических элементов в окружающей среде. Основные потоки техногенных веществ возникают в результате хозяйственной де- ятельности человека. Отторжение естественных угодий ведет к формированию новых агробиогеоценозов, облик ландшафтов изменяется под влиянием горной и метал- лургической промышленности. Развитие промышленности приводит к возрастанию энергопотребления и необходимости наращивания энергетических мощностей, требует новых, все более мощных, источников энергии. В результате антропогенеза был создан ряд веществ (искусственных изотопов и орга- нических соединений), не существующих в природе либо не присущих геохимической среде. Антропогенный фактор привел к определенным изменениям биосферы, как глобальным, например климатическим, так и локальным — появлению новых либо мутации существую- щих биологических видов. Опыт минувших исследований показал, что поведение химичес- ких элементов техногенного происхождения в окружающей среде коренным образом отли- чается от их естественных аналогов, что привело к образованию техногенных аномалий [3]. Развивая учение о ноосфере, еще в начале прошлого столетия В.И. Вернадский отмечал, что биосфера переходит в новое эволюционное состояние, когда умствен- ная деятельность человека становится решающим фактором ее развития. Характерной 20 чертой этой эволюции является то, что главной геологической силой становится человек [1]. К концу прошлого — началу нынешнего столетия прогнозы В.И. Вернадского оправда- лись: антропогенное преобразование биосферы по своей интенсивности сравнялось, а в некоторых случаях превышает мощность естественных геологических процессов. Ученый не успел раскрыть до конца понятие ноосферы как сферы разума, но, вероятно, он пола- гал, что ноосфера — это не только область проникновения в суть природы через ее по- знание, и не только область деятельности человека во взаимодействии с природой, но и направленная также на ее сохранение. Он был уверен, что человечеству хватит разума бе- режно относиться к дому, в котором оно живет. Мы же сегодня пожираем несущие кон- струкции своего дома ради необходимой нам жизненной энергии, и, в конечном итоге, продуцируем отходы. Техногенез, движущей силой которого является антропогенный фактор, ведет к трансформации биосферы в техносферу. В процессе эволюции биосферы вследствие ан- тропогенной деятельности наблюдается нарушение одного из основных геохимических принципов — о неизменности биосферы и геохимических циклов химических элементов, сформировавшихся в течение геологического времени. Таким образом, современный период антропогенной эволюции биосферы определяется интенсивным развитием техносферы, которая является промежуточной стадией между биосферой и ноосферой: Биосфера техногенез Техносфера ноогенез Ноосфера Научная общественность ясно осознала угрозу существования человечества около 40 лет тому назад: в 1970 г. Римский клуб выпустил книгу «Пределы роста». В последние годы уже не только ученые, но и политики забили тревогу по этому поводу. Главной чертой минувшего столетия является развитее энергоемких технологий, что обусловило необходимость наращивания энергетических мощностей и, соот- ветственно, истощение ресурсов ископаемого топлива. Газ и нефть будут полностью исчерпаны в текущем столетии, уголь — в следующем. При сохранении современной структуры ядерной энергетики запасов урана хватит на 100 лет. Ресурсы энергии больших рек практически исчерпаны, альтернативные источники энергии — солнечная и ветровая, — никогда не смогут скомпенсировать неизбежные по- тери современных энергетических ресурсов. Альтернативные виды топлива, производи- мого из рапса или других масличных культур, также не смогут стать заменой нефти и газа. Обращение с отходами — это вторая мировая проблема после поиска экологически безопасных энергетических источников. В настоящее время только в Украине на- коплено около 2,5 млрд. т отходов [4]. Уменьшение объемов отходов сопровождает- ся увеличением затрат энергии. Однако уменьшение объемов отходов не может быть беспредельным, сколько бы энергии мы на это не затрачивали. Стало быть, нужно стремиться пользоваться такими источниками энергии, отходы которых в наименьшей степени влияют на состояние биосферы. Таким образом, переход от техногенеза к ноогенезу прежде всего определяется глобальным внедрением замкнутого безотходного производственного цикла, а также приведением уже накопленных отходов в состояние, которое вписывается в природные биогеохимические циклы. Совершенно очевидно, что необходимо расширять подходы к биогеохимическим исследованиям, которые уже сегодня выходят далеко за пределы изучения влияния жи- вого вещества на формирование химического состава земной коры [5]. Развитие нового направления научных исследований — биогеохимии ноосферы, изучающей взаимное влия- ние живого и неживого вещества на формирование химического и ценотического состава биосферы, становится актуальным в условиях становления человека как главной геоло- гической силы планеты. Стратегическими задачами в этом направлении является определение критери- ев перехода количественных характеристик в качественные — отражение изменений химического состава зоны аэрации и присущих ей организмов, вызванных развитием 21 техногенеза, — в ценотическом составе биогеоценоза. Глобальная задача современнос- ти — это определение пределов емкости биосферы к побочным продуктам техногенной деятельности, ее способности к самоочищению с учетом синергетических эффектов. В будущем — именно это будет определять жизнь Человечества на Земле. Чернобыльская катастрофа, как отражение проблем техногенеза Наиболее негативными проявлениями техногенной нагрузки на окружающую среду являются последствия аварий и катастроф на потенциально опасных объектах промышленного производства. 26 апреля 2011 г. исполняется четверть века со дня круп- нейшей техногенной катастрофы на четвертом энергоблоке Чернобыльской АЭС. Эта гло- бальная трагедия привела к загрязнению искусственными радионуклидами около 1,5 млн. км2 земного шара, практически полностью охватив Европу; радиоактивные выпадения достигли Великой Британии, Японии, Арктики и Средиземноморья. В результате аварии из реактора было выброшено свыше 3×1018 Бк радионуклидов, половина из которых при- ходится на благородные газы, до 4×1017 — 131I, 7×1016 — 137Cs, 7×1015 — 90Sr [6]. Согласно официальным данным, за время «холодной войны» на пяти ядерных по- лигонах — Невада (США), Новая Земля (Россия), Семипалатинск (Казахстан), атолл Му- руроа (Франция), Лобнор (Китай) — была произведена большая часть из 2059 ядерных взрывов, в результате которых в окружающую среду поступило 9,5×1017 Бк 137Cs, 5,8×1017 — 90Sr, 5,6×1018 — 131I [7, 8]. Следует отметить, что оценки выброса радиоактивности как вследствие Чернобыль- ской катастрофы, так и глобальных выпадений весьма различаются (до 10 раз). Исходя из приведенных данных, можно сделать вывод, что выброс радионуклидов вследствие Чернобыльской катастрофы составляет приблизительно десятую часть глобальных выпадений вследствие ядерных испытаний почти за 40 лет в течение 1945–1981 гг. (По- следнее ядерное испытание было проведено КНДР в мае 2009 г.) Вследствие Чернобыльской катастрофы образовалась локальная зона, объеди- нившая в себе наиболее характерные черты техносферы, в том числе обострение главной проблемы современного периода — емкости биосферы к побочным продуктам человечес- кой деятельности, ее буферных, защитных свойств в условиях техногенеза. Авария при- вела к загрязнению более 145 тысяч квадратных километров территории Украины, Респу- блики Беларусь и Российской Федерации, с плотностью загрязнения 137Cs превышающей 37 кБк×м–2. В результате Чернобыльской катастрофы пострадало около 5 миллионов че- ловек, загрязнению радиоактивными нуклидами подверглись около 5 тысяч населенных пунктов Республики Беларусь, Украины и Российской Федерации. Из них в Украи- не — 2218 поселков и городов с населением около 2,4 млн. человек. Чернобыльская авария привела к беспрецедентному облучению населения вышеназванных стран. По уникаль- ности структуры: пространственной, временной, профессионально-возрастной, а также по сочетанию внешнего и внутреннего облучения, она не имеет аналогов во всей истории техногенных катастроф. С другой стороны в выводах Чернобыльского форума было указано, что «из более чем 700 тысяч аварийных работников и 5 миллионов жителей загрязненных регионов Беларуси, России и Украины большинство получило небольшие уровни облучения, сравнимые с природным фоном, без видимых последствий для здоровья». Основным последствием Чернобыльской катастрофы МАГАТЭ считает «тяжелую социально- экономическую депрессию пострадавших районов Беларуси, России и Украины и серьезные психологические проблемы их населения и аварийных работников» [9]. Эти выводы противоречат медико-статистическим данным, представленным Укра- иной в МАГАТЭ и опубликованным в Национальном докладе Украины. Данные, представленные Институтом эндокринологии и обмена веществ АМН Украины им. акад. В.П. Комисаренко, свидетельствуют о ежегодном росте количества зафик- сированных случаев рака щитовидной железы у детей [10]. Анализ этих результатов ве- дет к выводу о том, что число заболевших, которым на момент аварии не исполнилось 22 18 лет, увеличивается ежегодно, в среднем, на 19 человек, 14 из них — пострадавшие, которым на момент аварии не исполнилось 14 лет [11]. В результате аварии на ЧАЭС в зоне отчуждения и безусловного (обязательного) отселения сосредоточены значительные количества радиоактивных материалов, в том числе и радиоактивных отходов (РАО). По состоянию на 2010 г. общее количество РАО в Зоне отчуждения (без объекта «Укрытие» (ОУ)) составляло около 2,8 млн. м3. Из них в ПЗРО и ПВЛРО находит- ся свыше 2,0 млн. м3 РАО общей активностью около 7,3×1015 Бк. Общая активность радиоактивных веществ в природных объектах Зоны отчуждения (в поверхностном слое грунта, донных отложениях водоемов, растительности и др.) составляет свыше 8,5×1015 Бк. Общий объем радиоактивно-загрязненных материалов, сосредоточенных в Зоне отчуждения, достигает 11 млн. м3. Большинство чернобыльских РАО хранятся в условиях, не отвечающих требова- ниям современных норм радиационной безопасности. Для большинства хранилищ РАО Зоны отчуждения (за исключением ПЗРО «Буряковка» и «Подлесный») наблюдается ин- тенсивная миграция радионуклидов за пределы хранилищ. Это является следствием от- сутствия адекватной системы инженерных барьеров, периодического подтопления части ПВЛРО и биогенного выноса радионуклидов. Возможности и подходы в отношении захоронения РАО чернобыльского происхож- дения следует рассматривать в контексте всей проблемы обращения с РАО в Украине. В соответствии с требованиями украинского законодательства краткосуществующие РАО могут захораниваться в поверхностных хранилищах, а долгосуществующие — подлежат захоронению «только в твердом состоянии, в стабильных геологических формациях, с обязательным переведением их во взрыво-, пожаро-, ядернобезопасную форму, которая гарантирует локализацию отходов в пределах горного отвода недр» [12]. Всего в Украине подлежат захоронению от 3,3 до 4,6 млн. м3 РАО. Из них от 2,9 до 4,2 млн. м3 имеют чернобыльское происхождение и находятся в Зоне отчуждения. Их доля составляет приблизительно 90% по объему и приблизительно 10 –15 % по активности от общих объема и активности РАО в Украине. Большая часть отходов (до 97 – 98 %) могут быть захороненными в поверхностных хранилищах и только приблизительно 75 000 м3 РАО относятся к типу долгосуществующих и, следовательно, должны захораниваться в геологическом хранилище [10]. В ОУ и на его промплощадке сосредоточено от 400 000 до 1 740 000 м3 РАО общей активностью приблизительно 4,1×1017 Бк. Более чем 10% от общего объема РАО ОУ явля- ются высокоактивными отходами (ВАО). В процессе эксплуатации ОУ, в том числе и при осуществлении мероприятий по его преобразованию в экологически безопасную систему образуются значительные объемы твердых РАО, которые в настоящее время захоранива- ются на ПЗРО «Буряковка». В ОУ происходит постоянное накопление воды атмосферного, грунтового, кон- денсационного и технологического происхождения. В результате взаимодействия воды с радиоактивными материалами образуются жидкие РАО (ЖРО). Из доступных помеще- ний ОУ ежегодно откачивается до 900 м3 ЖРО, которые транспортируются в систему пе- реработки и хранения жидких РАО на ЧАЭС. Не менее важной представляется дальнейшая судьба саркофага. До оконча- тельного решения проблемы преобразования объекта «Укрытие» в экологически безопасную систему последствия Чернобыльской катастрофы нельзя считать лик- видированными. В Украине и на международном уровне были приложены беспре- цедентные усилия по выработке комплексного подхода относительно решения про- блемы преобразования ОУ в экологически безопасную систему. Эти усилия вопло- щены в ряде нормативных документов, концептуальных проектов, тендерных ме- роприятий и т.п. К сожалению за 25 лет, прошедших после катастрофы, не выра- ботано однозначного научно и технически обоснованного решения относительно того, какие мероприятия по преобразованию объекта необходимо реализовать, по крайней мере, в ближайшие 30 лет. Более того, отсутствие в настоящее время тех- 23 нологий и технических средств по обращению с топливосодержащими материа- лами и высокоактивными отходами, равно как и отсутствие в Украине хранилища для захоронения долгосуществующих отходов в стабильных геологических формациях, дает основание для опасений, что в ближайшие 50 лет проблема решена не будет. Сооружение конфайнмента предусматривает демонтаж нестабильных строительных конструкций объекта «Укрытие». После этого единственным барьером, который будет пре- пятствовать распространению открыто лежащих ядерноопасных делящихся материалов, станет арочная конструкция конфайнмента. Частичное решение этой проблемы заключа- ется в необходимости разработки технологий контейнеризации топливосодержащих мате- риалов, а также создания инфраструктуры и хранилища для промежуточного контролиру- емого их хранения, вплоть до захоронения в стабильных геологических формациях [13]. Таким образом, ключевой проблемой после Чернобыльской катастрофы ста- ла безопасность ядерного энергетического комплекса. Авария на 4 энергоблоке Чернобыльской АЭС привела к образованию в центральной части Европы локальной Зоны отчуждения, в которой основные проблемы техносферы — энергия и отходы — со- четаются с опасностью для существования человека. Концепция самоочищения экосистем от радиоактивного загрязнения Рацион сельского населения, проживающего на радиоактивно загрязненных тер- риториях, в значительной степени состоит из продуктов питания местного производства (картофель, молоко). В формировании современных доз облучения пероральное посту- пление радионуклидов играет ведущую роль. Доля, приходящаяся на облучение, обуслов- ленное пероральным поступлением, уже в 1988 г. возросла до 80 % (рис. 1). Рис. 1. Доля перорального поступления радионуклидов в формировании суммар- ной дозы облучения сельского населения Украины: рассчитано по данным [17]. Это определяет исключительную роль трофического звена «почва – растение» в формировании дозовых нагрузок и дает основания для концептуального пересмотра по- нятия самоочищения экосистемы. Таким образом, с точки зрения экологической безопас- ности самоочищение экосистемы должно включать все природные процессы, которые приводят к выведению загрязнителя за пределы трофической цепи. В классической отечественной теории геохимии ландшафтов самоочищение расс- матривается как вынос техногенных веществ за его пределы [14], либо естественное раз- рушение загрязнителя в среде в результате природных физических, химических и био- логических процессов. Аналогичный подход принят Международной организацией по стандартизации с введением терминов «естественное истощение» (natural attenuation) и Рис. 2. Темпы снижения дозовых нагрузок на сельское население Украины: D — сум- марная (от различных источников) нор- мированная на 1 кБк×м-2 годовая доза об- лучения, мкЗв×год-1; точками обозначены экспериментально-расчетные данные [17]; верхняя кривая отражает динамику распада дозообразующих радионуклидов. 24 «естественная биоремедиация» (intrinsic bioremediation), объединяющих все естественные процессы, включая химические, физические и биологические, ведущие к уменьшению концентрации загрязнителя в почвах или грунтовых водах [16]. Исследования процессов загрязнения экосистем, проведенные после аварии на ЧАЭС, показали, что в отличие от представлений, сложившихся в геохимии, ведущую роль в самоочищении трофических цепей играют процессы пролонгированной фиксации за- грязнителя в почвах, не обязательно сопровождающиеся разрушением либо выведением радионуклидов за пределы ландшафта [17]. Следовательно, изучение процессов биогенной миграции радионуклидов в экосисте- мах загрязненных территорий должно быть связано с динамикой процессов иммо- билизации радионуклидов в почвах и их выносом из почв. Наиболее опасными в медико- биологическом отношении дозообразующими радионуклидами являются 137Cs и 90Sr. Единственным процессом, приводящим к полному выведению радионуклида из эко- системы, является радиоактивный распад. Поэтому естественно использовать скорость физического распада этих радионуклидов в качестве основного критерия оценки про- цессов самоочищения. Многолетняя динамика дозовых нагрузок на сельское население Украины свидетельствует о значительном (на порядок) превышении темпов снижения дозовых нагрузок [18] по сравнению со скоростью физического распада дозообразующих радионуклидов (рис. 2). Латеральное перемещение радионуклидов чернобыльских выпадений на равнине заметно не проявилось. Оно отмечено лишь на склоновых участках сопряженных ланд- шафтов. Если в первые годы после аварии в речную систему с поверхностным стоком поступало не более 1 – 1,5% от запасов 90Sr и 137Cs на водосборах, то в дальнейшем, по мере вертикального погружения радионуклидов и стабилизации радиационной обста- новки оно снижалось до 0,01 – 0,001%. Рис. 3. Интерполяция зависимости положения глубины полумиграции 137Cs и 90Sr от вре- мени в почвах Зоны отчуждения [19]. Центр запаса 137Cs погружается пропорционально логарифмической зависимости от времени (рис. 3). Период полувыведения 137Сs из условного 10-см слоя почвы варьи- рует от сотен до тысяч лет, т.е. этот радионуклид остается в слое ризосферы на время, превышающее период полураспада. Более заметную роль в понижении гамма-излучения играют процессы радиальной миграции 137Сs за счет поглощения в почве части его излучения, обращенного к земной поверхности. Радиальная миграция 137Cs ведет к образованию защитного экрана самой почвы и к уменьшению внешнего облучения. Показано, что мерой защитного слоя почвы, 25 отражающего все разнообразие профильного распределения 137Сs, является расстояние от поверхности до глубины центра запаса. Динамика вертикальной миграции 90 Sr соответствует линейной зависимости глубины полумиграции от времени (рис. 3). Скорость вертикальной миграции 90 Sr в большинстве ти- пов почв можно оценить в среднем в 0,3 см×год-1, а период его полувыведения из 10-см слоя почвы — примерно в 30 лет, то есть он сопоставим с периодом полураспада радионуклида. Следствием вертикальной миграции радионуклидов является также выведение их из корнеобитаемого слоя почвы. Формообразование техногенных радионуклидов в почвах После выпадения на земную поверхность радионуклиды включаются в процессы абиогенной трансформации, ведущие к образованию наиболее доступных для раститель- ности мобильных (водорастворимых и обменных) форм (рис. 4). В процессе корневого питания в области ризосферы (около 1 мм вокруг корня рас- тения) создается кислая среда (по некоторым данным рН достигает 3 и даже 1). При та- ких значениях рН большинство тяжелых металлов вместе с питательными веществами достаточно быстро аккумулируются растением. Среди процессов абиогенной трансформации вещества в почвах выделяют следующие: физико-химическое разложение вещества природного или техногенного проис- – хождения, поступающего в почву извне; сорбционные процессы, приводящие к перераспределению вещества в ионной и – молекулярной форме между твердой, жидкой и газообразной фазами почвы. Водорастворимые формы радионуклидов (W) в почвах находятся в равновесии с ио- нообменными (Е) формами и в сумме составляют мобильную форму, способную к водной миграции и усвоению растительностью [17]. Фиксированные формы (F) надолго выводят радионуклиды из обменных и миграционных процессов. К фиксированным формам при- надлежат радионуклиды, включенные в кристаллическую решетку минералов, необмен- но связанные с нерастворимым в воде органическим веществом почвы. Радионуклиды, входящие в состав топливных частиц, сохранившихся в почве, также представляют со- бой консервативную форму. Радиоцезий, плутоний и америций, характеризующиеся способностью образовывать фиксированные формы в почве, потенциально могут стать объектом природного самоочищения наземных экосистем через изъятие преобладающей части их активности из процессов водной миграции и транслокации в растительность. Содержание мобильных форм радионуклидов в почвах в начальный послеаварийный период было значительно ниже равновесного. Со временем, по мере высвобождения Рис. 4. Биогенные и абиогенные процессы формообразования и миграции радионуклидов 26 радионуклидов из твердофазних частиц происходит приближение соотношения мо- бильных и фиксированных форм радионуклидов к равновесному, которое должно устано- виться после полного разрушения частиц. В период, когда равновесие между мобильными и фиксированными формами радионуклидов не достигнуто, более информативными яв- ляются кинетические параметры формообразования радионуклидов в почвах. Кинетика формообразования техногенных радионуклидов в почвах Формообразование техногенных радионуклидов в почвах рассматривается как совокуп- ность последовательных процессов мобилизации, иммобилизации и ремобилизации [17]: где: А, W, E, F — исходная твердофазная, водорастворимая, обменная и фиксированная форма соответственно; k1, k2 , k3 — константы скорости мобилизации, иммобилизации и ремобилизации. Если доля активности радионуклида в твердой фазе составляет α, то аналитическое решение для мобильной формы радионуклида М имеет вид: (1) (2) где: A0 — начальная активность радионуклида; t — время после аварии, годы; k1, k2, k3 — константы скорости мобилизации, иммобилизации и ремобилизации со- ответственно, год-1, α — доля твердой фазы в общей активности радионуклида в радиоактивных выпадениях. Для параметризации уравнения (2) Чернобыльская авария создала идеальные условия. Сравнительно короткий во времени «импульсный» выброс обеспечил фикси- рованную дату начальной точки отсчета чисто техногенного загрязнения разнообразных ландшафтов Украинского Полесья и благодаря высокой чувствительности радиометри- ческих методов анализа послужил созданию обширного полигона для исследования ки- нетики радиогеохимических процессов. Константа скорости мобилизации (k1) является универсальной величиной для кон- кретной загрязненной почвы и типа радиоактивного выпадения, поскольку она опред- еляется химическими процессами взаимодействия матрицы твердофазных носителей ак- тивности с почвенным раствором. Константы скорости иммобилизации (k2) зависят от физико-химических свойств почвы. В дерново-подзолистых почвах Зоны отчуждения, Народичского района и Беларуси k2 137Cs примерно одинаковы (табл. 1). Активность мобильной формы 90Sr в поставарийный период постоянно возраста- ла, а доля мобильной формы 137Сs достигла максимума в течение первых 1-2 лет и за- тем снижалась вследствие преобладания скорости иммобилизации над мобилизацией (рис. 5, 6). Прогноз миграционной способности 90Sr и 137Cs, построенный на основе кине- тической модели трансформации, давал надежный ориентир в планировании контрмер в зоне влияния аварии на ЧАЭС, а достоверность прогнозирования радиоэкологической обстановки на основе концепции формообразования 90Sr и 137Cs была подтверждена независимыми данными радиоэкологического мониторинга. , , 27 Рис. 5. Динамика мобильных форм 90Sr (а) и 137Cs (б) в дерново-подзолистой почве пло- щадки «Чистогаловка». Константы скорости мобилизации k1, иммобилизации k2 и ремо- билизации k3 : для 90Sr k1=0,1, k2 = 0,05, k3= 0,125; для 137Cs k1=0,1; k2=1,4, k3=0,011 Рис. 6. Динамика мобильных форм 90Sr (а) и 137Cs (б) в дерново-подзолистой почве пло- щадки «Беневка»: для 90Sr k1=0,45, k2 = 0,07, k3= 0,16; для 137Cs k1=0,45; k2=3, k3=0,03. Кинетические параметры трансформации плутония и америция в дерново- подзолистых почвах оказались близкими к 137Cs (табл. 1), несмотря на различия химичес- кого состава их иммобилизованных (фиксированных) форм. 28 Т аб ли ца 1 . К он ст ан ты с ко ро ст и м об и ли за ц и и ( k 1 ), и м м об и ли за ц и и ( k 2 ) и р ем об и ли за ц и и ( k 3 ) ра ди он ук ли до в в п оч ва х З он ы в ли ян и я ав ар и и н а Ч А Э С , г од -1 Т и п п оч вы α k 1 90 S r 13 7 C s P u (с ум м а и зо то п ов ) 24 1 A m k 2 k 3 k 2 k 3 k 2 k 3 k 2 k 3 З он а от чу ж де н и я (5 -2 5 км о т Ч А Э С ) Д ер н ов о- п од зо ли ст ы е п оч вы 1 0, 2 (0 ,1 -0 ,3 3) 0, 04 (0 ,0 1- 0, 08 ) 0, 09 -0 ,9 9 1, 6 (0 ,4 2- 2, 5) 0, 01 -0 ,1 6 0, 97 (0 ,5 -1 ,6 ) 0, 04 3 (0 ,0 13 5- 0, 05 ) 0, 97 (0 ,2 1- 1, 8) 0, 06 55 (0 ,0 22 5- 0, 09 9) Д ер н ов ы е п оч вы 1 0, 2 (0 ,1 4- 0, 45 ) 0, 05 (0 ,0 2- 0, 08 ) 0, 1- 1, 8 4 (3 - 5) 0, 3 (0 ,0 2- 1, 1) 1, 5 0, 07 1, 2 0, 07 Т ор ф ян ы е п оч вы 1 0, 3 (0 ,2 -0 ,4 ) 0, 35 (0 ,0 4- 0, 6) 0, 12 -2 ,4 3, 4 (2 ,7 -7 ,0 ) 0, 14 (0 ,0 3- 0, 95 ) 3 0, 01 2 2, 3 0, 03 6 Н ар од и чс ки й п ол и го н ( 80 к м о т Ч А Э С ) Д ер н ов о- п од зо ли ст ы е п оч вы 0, 8 0, 3 (0 ,2 3- 0, 4) 0, 03 5 (0 ,0 1- 0, 06 ) 0, 54 -0 ,9 9 1, 85 (1 ,7 -2 ,0 ) 0, 02 9 (0 ,0 17 -0 ,0 41 ) Н .о . Н .о . Н .о . Н .о . Д ер н ов ая п о- чв а 0, 8 0, 2 0, 02 0, 98 3 0, 04 5 Н .о . Н .о . Н .о . Н .о . Т ор ф ян ая п оч ва 0, 8 0, 45 0, 1 1, 5 3, 5 0, 08 8 Н .о . Н .о . Н .о . Н .о . Р ес п уб ли ка Б ел ар ус ь (> 2 00 к м о т Ч А Э С ) Д ер н ов о- п од зо ли ст ы е п оч вы 0, 4 0, 7 (0 ,4 -0 ,9 ) 0, 03 (0 ,0 2- 0, 05 ) 0, 57 -2 ,4 1, 65 (1 ,2 -2 ,2 ) 0, 02 7 (0 ,0 19 -0 ,0 36 ) Н .о . Н .о . Н .о . Н .о . П ри м еч ан ие : в с ко бк ах у ка за н ы п ре де ль н ы е зн ач ен и я; Н .о . – н е оп ре де ля ло сь 29 Сопряженность трансформационных и миграционных процессов в почвах Выполаживание кривых зависимости глубины полумиграции (рис. 3) и мобильных форм 137Сs от времени ко второму десятилетию (рис. 5, 6 )свидетельствует о торможении нисходящих потоков 137Сs в почвах вследствие уменьшения доли его мобильных форм, выравнивания нисходящих и восходящих потоков. Таким образом, почву можно рассма- тривать как своеобразный сорбционный геохимический барьер на путях миграции 137Сs. Практически постоянная скорость вертикальной миграции 90Sr в послеаварийные годы для большинства типов почв (рис. 3) согласуется с преобладанием мобильной формы 90Sr и минимальной иммобилизацией радионуклида. Постепенному выносу 90Sr из ризосферы, снижающему его поступление в растения, благоприятствует промывной режим, кислая или нейтральная реакция почв, маломощность гумусового слоя, характерные для почв Полесья. Биогенная миграция радионуклидов в почвах связана с жизнедеятельностью живот- ных и растительных организмов. Почвенная мезофауна и микроорганизмы способству- ют ускорению трансформационных процессов, а деятельность мезофауны способствует выравниванию вертикального распределения радионуклидов наряду с диффузией в по- ристой среде. Растения, поглощая радионуклиды через корневую систему, включают их в восходящий поток системы почва – растение. При отмирании растений происходит возв- рат радионуклидов в почву путем минерализации растительных остатков. Восходящие и нисходящие потоки радионуклидов обеспечивают их биогеохимический круговорот. Мобильная форма является промежуточным продуктом в рассмотренной выше схеме трансформации радионуклидов в почвах (1). С другой стороны, мобильная форма является материальным носителем радиоактивности в процессах биогенной и абиогенной миграции. Как показали многолетние наблюдения в луговых ландшафтах Киевского и Житомирского Полесья, динамика биогенной и абиогенной водной миграции радионуклидов, потока ра- дионуклидов из почвы в растительность, выраженная коэффициентом перехода, синхрон- на динамике содержания их мобильных форм в почве, т.е. динамике трансформации. Важным следствием сопряженности и синхронности процессов трансфор- мации и водной миграции согласно концепции формообразования является воз- можность реконструкции и прогноза загрязненности потока корневого питания (и трофических цепей), которая определяется параметрами кинетической модели трансформации радионуклида в почве [20]. Барьерная модель деконтаминации потока корневого питания (и трофических цепей) Комплекс представлений, включающий приоритет мобильных форм радионукли- дов в корневом питании и абиогенной водной миграции, пропорциональность содер- жания радионуклидов в миграционных потоках содержанию мобильных форм, сопря- женность миграционных и трансформационных процессов, получил наименование концепции формообразования [20]. Концепцию самоочищения природной среды на базе формообразования можно сформулировать в следующем виде [21]: движущей силой трансформации является термодинамическая неравновес- – ность первоначальной техногенной формы нахождения элементов в наруж- ной оболочке Земли; трансформация техногенных форм нахождения элементов сопровождается об- – разованием промежуточного продукта — мобильной формы, содержание которой синхронно определяет интенсивность биогенной и абиогенной водной миграции; содержание мобильной формы как функции времени, прошедшего от момента – поступления техногенной формы элемента на земную поверхность, определяет- ся кинетической моделью трансформации; синхронность миграционных и трансформационных процессов позволяет су- – дить о динамике миграции, строить прогноз самоочищения природной среды по параметрам кинетической модели трансформации загрязнителя. 30 Теоретическое обоснование деконтаминации трофических цепей за счет процесса иммобилизации токсиканта в почве, вывода его из биологического круговорота благо- даря иммобилизации составило новую главу в геохимии техногенеза — самоочищение природной среды. Поскольку 137Cs находится в почве преимущественно в необменно сор- бированном состоянии, почву можно рассматривать как сорбционный геохимический барьер, а комплекс геохимических закономерностей, позволяющий проводить прогно- зирование или реконструирование поступления 137Cs в трофические цепи — как модель деконтаминации растительности. Синхронность динамики биогенной миграции радионуклидов и динамики моби- льных форм при поправке на динамику выноса радионуклидов позволяют рассматривать параметры трансформации радионуклидов в почвах согласно кинетической модели как геохимический хронометр при реконструкции и прогнозе загрязнения начального звена трофических цепей. Выведение 137Cs из биологического круговорота вследствие иммобилизации на гео- химическом барьере не исключает его вклада в дозу внешнего облучения, которое обеспе- чивает этот радионуклид, оставаясь в почве. Соотношение мобильных и фиксированных форм элемента (радионуклида) опреде- ляет вклад каждого из геохимических процессов (водной миграции и иммобилизации) в самоочищение экосистем. 90Sr и 137Cs, как оказалось, являются крайними членами ряда элементов в проявлении указанных процессов самоочищения. 137Cs характеризуется минимальными способностями к водной миграции и эффект самоочищения осущест- вляется за счет иммобилизации радионуклида. Большая часть активности 90Sr, напротив, находится в мобильной форме и эффект самоочищения осуществляется за счет миграции радионуклида, возможности его иммобилизации в минеральных почвах минимальны. Логично предположить, что загрязнители, имеющие иные геохимические свойства, рас- полагаются между этими двумя крайностями, т.е. в самоочищении природной среды от них сочетаются оба механизма — миграция и иммобилизация. Биогеохимические потоки радионуклидов в луговых экосистемах Для оценки интенсивности биогеохимического потока радионуклидов в систе- ме «почва-растение» удобно использовать геохимический коэффициент перехода ГКП, представляющий собой отношение содержания загрязнителя в растительности, собран- ной с 1 м2 почвы (Ψр) к плотности загрязнения этой площади: Характеризуя балансовое распределение загрязнителя, эта величина автоматичес- ки учитывает продуктивность биомассы. Абсолютные значения ГКП (n×10-2– n×10-5) отражают реальную долю радионуклидов, включаемую в биогеохимические циклы. Анализ результатов многолетнего мониторинга состояния радиоактивно загря- зненных экосистем Киевского и Житомирского Полесья свидетельствует о выра- женной ландшафтной дифференциации ГКП. Значения ГКП 137Cs возрастают с при- ростом биомассы и ухудшения условий дренирования почв. ГКП 90Sr возрастает в противоположном ряду. Скорость самоочищения начального звена трофической цепи в сухих лугах на дерново-подзолистых почвах в 14 раз превышает скорость физического распада 137Cs, а доля мобильной формы радионуклида, включающейся в миграционные процессы, со- ставляет 25 %. На переувлажненных лугово-болотных почвах мобильные формы радио- цезия в полном объеме включаются в процессы биогенной миграции. Для 90Sr характерны противоположные тенденции. Скорость самоочищения не- сколько уменьшается в ряду от переувлажненных до сухих лугов. В этом же ряду (3) 31 значительно возрастает доля мобильной формы радионуклида, включающаяся в миграционные процессы: от 4 до 62 %. Балансовый подход применим для оценки интенсивности потока 137Cs из почвы в молоко коров, рассчитанного для пастбищ Народичского района Житомирской обл. Константы скорости биогеохимических потоков в системах «почва-молоко коров» и «почва-луговая растительность» практически совпадают в одинаковых ландшафтно- геохимических условиях. При этом доля мобильных форм 137Cs, переходящая из почвы в молоко в 20 раз меньше, чем для системы «почва-растительность» и составляет 1 – 6 %. В процессы биогенной миграции в высшие звенья трофической цепи включается 5 – 10 % радионуклида из потока в растительность [22]. Мерой влияния отдельных геохимических процессов на исключение радионукли- дов из потока корневого питания растений как начального звена трофической цепи мо- гут служить параметры скорости этих процессов (табл. 2). Сравнение констант скорости геохимических процессов, способствующих естественной деконтаминации ежегодной продукции растительности наземных экосистем показывает, что в поставарийный пе- риод ведущая роль принадлежит процессу иммобилизации радиоцезия, скорость кото- рой, в среднем, на порядок превышает скорость радиоактивного распада. Таблица 2. Период полуочищения наземных экосистем и их компонентов Процесс 137Cs 90Sr Т1/2, лет k,год-1 k/λ Т1/2, лет k,год-1 k/λ Физический рас- пад 30 0,0231 1 29 0,0239 1 Латеральная миграция > 1000 0,0005 0,02 > 300 0,0015 0,06 Иммобилизация 0,1-1,5 0,45–7,0 19,5-300 1,15-69 0,01-0,6 0,42-25 Нисходящая миграция 70– >300 0,001-0,01 0,043-0,43 25–45 0,015-0,028 0,65-1 Биогеохимическая миграция в луговую траву 2–10 0,07-0,32 3,0-13,9 ~ 2 0,29-0,38 12,5-16,5 Биогеохимическая миграция в молоко коров 2–10 0,07-0,32 3,0-13,9 Не опр. Не опр. Не опр. Примечание: Не опр. – не определялось В деконтаминации трофических цепей относительно радиостронция транс- формационные процессы иммобилизации в минеральных почвах не играют существенной роли. В первые годы после аварии на территориях с преимущественным выпадением распыленного топлива благодаря процессам мобилизации происходило увеличение ак- тивности 90Sr в ежегодной продукции биомассы наземных экосистем. В дальнейшем деконтаминация ежегодной продукции наземных экосистем определялась высокой миграционной способностью радиостронция в почвах Полесья; период полувыведения радионуклида из ризосферы, сопоставим с периодом его полураспада. Полученные результаты позволяют оценить периоды полувыведения радионуклидов из экосистемы и трофической цепи вследствие процессов абиогенной трансформации, абиогенной и биогенной миграции. Приведенные в табл. 2 данные явно демонстрируют 32 различие между самоочищением ландшафта, как выведением радионуклида за пределы трофической цепи, и природным истощением (natural attenuation), как очищением абиогенной компоненты ландшафта. Последнее происходит благодаря трем основным процессам: радиоактивный распад, латеральная и вертикальная миграция радионуклидов и определяется для 137Cs физическим распадом, а для 90Sr — происходит вдвое быстрее, чем распад. Самоочищение луговых экосистем от радионуклидов происходит в 3–10 раз быстрее распада, что обусловлено процессами абиогенной трансформации, в частности фиксации 137Cs в почвенном поглощающем комплексе, и ионного обмена при биологи- ческом поглощении 90Sr. Балансовое распределение радионуклидов в лесных экосистемах Биогеохимические потоки радионуклидов в лесных биогеоценозах характеризуются значительно более сложными закономерностями, что связано с многоярусным строени- ем экосистемы, различными временными периодами, биологическими особенностями жизненных циклов растительности и т.п. Основная часть 137Cs (82–97%) в лесоболотных экосистемах Украинского Полесья содержится в минеральных слоях почвы и лесной под- стилке, 0,3–16% — в моховом, менее 0,002% — в лишайниковом, 0,05–0,5 — в травяном и кустарниковом ярусах, 0,01–0,05% — в ярусе микромицетов, 0,3–5% — в древесном ярусе [23]. По усредненным для различных эдафотопов значениям балансового распре- деления 137Cs в экосистемах сосны обыкновенной в ближней зоне ЧАЭС (Янов, Ново- шепеличи, Толстый Лес, Копачи) около 13,5% включено в процессы биогеохимической миграции (современный опад и древесное покрытие), более 85 % иммобилизовано в по- чве и разложившихся слоях лесной подстилки. В современные биогеохимические циклы в экосистеме сосны включено менее 3% 241Am (рис. 7). Начиная с 1990 — 1991 гг. загрязнение сосны определяется корневым путем посту- пления радионуклидов. Геохимический коэффициент перехода 137Cs в древесину сосны экспоненциально возрастает по отношению к динамике мобильной формы. Загрязне- ние сосны и скорость вовлечения 137Cs в процессы биогеохимической миграции в пре- делах геохимически сопряженных ландшафтов при одинаковой плотности за- грязнения почвы возрастают соответственно приросту биомассы в зависимости от ландшафтно-геохимических условий. Скорость самоочищения лесных экосистем воз- растает в противоположном ряду и для большинства экотопов определяется скоростью Рис. 7. Усредненные показатели балансового распределения 137Cs и 241Am в экосистеме сосны (Pinus silvestris L.) ближней зоны ЧАЭС 33 Рис. 8. Баланс изотопов углерода в экосистеме сосны ближней зоны ЧАЭС радиоактивного распада. Период биологического полуочищения сосны (Т1/2(биол.)) в за- висимости от ландшафтно-геохимических условий составляет 15-250 лет [22]. В процессе горения графитовой кладки аварийного энергоблока в составе аэро- золей горячих частиц и в виде газовой эмиссии было выброшено около 1,12×1014 Бк радиоуглерода. В биотических ярусах сосновой экосистемы (включая разложившиеся слои подстилки) содержится около 95% углерода, в том числе 75% — в древесном ярусе. Балансо- вое распределение радиоуглерода аварийного выброса и глобальных выпадений существе- нно отличается. Биотические компоненты биогеоценоза обеднены радиоуглеродом гло- бальных выпадений. В древесном ярусе содержится менее 55% глобального 14С. Радиоугле- род аварийного выброса ЧАЭС значительно менее биодоступен: менее 30% его содержится в древесном ярусе и до 30% — в минеральных слоях почвы в виде горячих частиц (рис. 8). В подстилке различной степени разложения 14С аварийных выпадений представ- лен преимущественно твердофазными выпадениями, разлагающимися в окислительных условиях при температуре свыше 900° С. Цикличность современной эмиссии 14СО2 в экосистеме сосны ближней зоны ЧАЭС ограничена нижними ярусами лесного биогео- ценоза (почва – подстилка – мох). Современное поступление 14С в биотические ярусы определяется процессами корневого питания [24]. Изучение ассимиляции изотопов углерода микромицетами (Acremonium, Arthrinium, Aurebasidium, Cladosporium, Paecilomyces, Phialophora, Scopulariopsis), выделенными из за- грязненных почв Зоны отчуждения ЧАЭС, показало, что при добавлении реакторного графита, как единственного источника углерода, в среде Чапека происходит активный рост мицелия: в течение 60 суток биомасса мицелия возрастает в 30 раз. При этом содер- жание 14С в субстрате и биомассе уравновешивается (табл. 3) [25]. Коэффициент накопления 14C в биомассе мицелия достигал 110 в контрольном эксперименте, что объясняется высокой биодоступностью углерода из источника, ис- пользованного в субстрате. Кн 14C мицелием из смеси инертного и облученного графита не превышал 2; интенсивность накопления несколько снижается при использовании в субстрате только облученного графита. Последнее может быть связано со снижением 34 биологической активности мицелия под влиянием высоких радиационных полей: в со- ставе облученного графита активность 137Cs достигала 1,4×107 Бк×г -1. Таблица 3. Накопление 14C Cladosporium Cladosporiodes (Fres.) de Vries: по данным [25] Источник углерода 14C, Бк×г–1 Кн Субстрат Сухая биомасса мицелия Сахароза 20 г×дм-3 (контроль) 0,22 24,1 110 Смесь облученного и инертного графита 2 100 3 700 1,76 Облученный графит 32 000 36 000 1,13 Динамика форм нахождения радионуклидов в поверхностных водных системах Наряду с рисками распространения радиоактивности за пределы отчужденных тер- риторий вследствие частичного разрушения объекта «Укрытие» либо из пунктов локали- зации РАО, вынос радионуклидов водным путем через речную систему Днепра занимает ведущее место [26]. При этом наблюдается стойкая тенденция к уменьшению ежегодного выноса радионуклидов в каскад Днепровских водохранилищ. Рассмотрение среднегодовой динамики концентраций 137Cs и 90Sr в воде р. Припять позволяет выделить два периода самоочищения водных масс (рис. 9): в период активной стадии аварии процессы самоочищения определялись – преимущественно седиментацией твердофазной формы выпадения радиону- клидов, поэтому скорость самоочищения водных масс была почти на порядок выше, чем в последующие годы; начиная с 1989 г. процессы выноса радионуклидов через гидросеть Черно- – быльской зоны отчуждения определяются скоростью их мобилизации в по- чвах водосборов. Скорость самоочищения водных масс в современный период почти в 5 раз превышает скорость распада соответствующих изотопов. Вынос 137Cs преимущественно определяется гидрологическим режимом рек. Вынос 90Sr в значительной степени зависит от водного режима грунтов и, в меньшей степени, от водности года. Рис. 9. Многолетняя динамика концентрации радионуклидов 137Cs и 90Sr в воде р. При- пять (по данным ГСНПП «Экоцентр») Наряду со снижением загрязнения водных масс наблюдается трансформация радио- нуклидов в сторону увеличения доли условно растворенных и уменьшения взвешенных форм. Скорость этой трансформации по величине соответствует скорости мобилизации радионуклидов в почвах (см. табл. 1), что свидетельствует о едином геохимическом меха- низме водной миграции радионуклидов в окружающей среде. 35 По нашим оценкам ежегодный вынос с Украинской и Белорусской территории в Киевское водохранилище составляет соответственно 6×1011 Бк 137Cs и 7×1012 Бк 90Sr в условно растворенной форме. Изучение эволюции форм нахождения радионукли- дов в поверхностных водных системах позволяет оценить общий вынос в Черное море в 20 ТБк 137Cs и 200 ТБк 90Sr. При этом 137Cs прочно удерживается твердой фазой донных отложе- ний, а 90Sr практически полностью вынесен из донных осадков речной системой Днепра [22]. На фоне увеличения водности реки Припять отмечается тенденция к уменьшению местного стока с территории Зоны отчуждения. Природные процессы восстановления болот дополняются техногенной аккумуляцией стока, что выражается в уменьшении во- доотдачи с водосбора по сравнению с доаварийным периодом. Болота, как биогеохи- мические барьеры, должны удерживать значительную долю радиоактивных выпадений. Однако по мере увлажненности территории Зоны отчуждения интенсивные дождевые осадки стали почти без потерь стекать в реку. Естественные процессы заболачивания, усиленные мероприятиями по аккумулированию стока, привели к чрезмерному увлаж- нению водосборов, нарушению их удерживающих функций в многоводные периоды и вымыванию 90Sr из ранее суходольных участков. В периоды паводков наблюдаются залповые сбросы поверхностных вод, обогащенных радионуклидами и органическими веществами, что в свою очередь ухудшает общее экологическое состояние поверхност- ного стока. [19]. Естественное восстановление присущих этой территории болотных биогеоценозов происходит значительно быстрее, чем активное антропогенное преоб- разование ландшафтов в течение последнего столетия. Развитие ядерной энергетики после Чернобыльской катастрофы По данным Всемирной ядерной ассоциации [27] в настоящее время в мире функцио- нирует 441 ядерных энергоблоков общей мощностью 371 ГВт(эл.)×год-1, что составляет око- ло 17% мирового производства электроэнергии. Ведущее место по использованию ядерной энергии занимают Франция (75%), Украина (48%), Швеция (47%), Южная Корея (43%). Анализ развития ядерной энергетики в мире свидетельствует об истощении возмож- ностей современных технологий для удовлетворения мировых потребностей в энергии (рис. 10). С одной стороны наращивание мощностей за счет количества ядерных реак- торов лимитируется социально-экологическими и экономическими факторами. С дру- гой — как самый первый реактор в Обнинске в 1954 г., так наиболее современные строя- щиеся, которые планируется ввести в эксплуатацию до 2019 г. основываются на одном и том же процессе деления ядер тяжелых элементов. Рис. 10. Тенденция развития ядерной энергетики мира 36 Экспоненциальное развитие, сдерживаемое возможностями технологии, факторами социального, экономического и экологического характера, описывается кривой вида: где Р — общая мощность реакторов АЭС с учетом выведенных из эксплуатации, МВт (эл.)×год-1, k1 и k2 — константы скорости развития ядерной энергетики, отражаю- щие объективные и субъективные факторы эволюции (возрастание мировых потреб- ностей в энергии, демографию, рост благосостояния, технологические ограничения, экономическую целесообразность, общественное мнение и т. п.), год-1. При этом досто- верность аппроксимации составляет 99 %. Форма кривой вполне соответствует законам диалектики, современным представлениям о развитии общества и фактически представ- ляет собой линейную развертку витка спирали развития [28]. Выполаживание кривой развития ядерной энергетики в начале третьего тысяче- летия ведет к выводу, что дальнейшее развитие ядерной отрасли в паритете с возрастаю- щей потребностью в энергии возможно лишь при условии «технологического скачка». Возможно, такой «скачок» будет сделан с введением в эксплуатацию реакторов ІV поколения. Но в этом случае изменяются, главным образом, конструкционные особен- ности, а процесс, даже основанный на ториевом топливе, остается тот же. Вполне ве- роятно, что таким скачком может стать реализация проекта ИТЕР — международного экспериментального термоядерного реактора, который планируется запустить в 2019 г . Интересно отметить, что крупнейшие ядерные аварии в Три-Майл Айленд (1979) и Чернобыле (1986) с разрушением активной зоны не привели к изменению темпов раз- вития ядерной энергетики. Это дает основания полагать, что и катастрофа в Фукусиме (2011) существенно не изменит положение дел. Все эти аварии развивались по одному сценарию: перегрев активной зоны — образование и взрыв водорода — неконтролируе- мая ядерная реакция — мелтдаун. И лишь конструкционные особенности аварийных ре- акторов определяли экологические последствия аварий. Тем не менее, Чернобыльская катастрофа кардинальным образом изменила отно- шение к ядерной энергетике в целом. Под давлением общественности, а также в связи с конструкционными недостатками, в мире законсервировано строительство 55 блоков общей мощностью около 50 ГВт, в том числе в США — 19, Украине — 10 (сюда относятся также 5 и 6 блоки ЧАЭС), России — 8. Австрия, Беларусь, Куба, Италия, Северная Корея, Польша, Филиппины отказались от размещения объектов ядерной энергетики на своей территории и законсервировали начатое строительство АЭС. Если системно рассмотреть влияние на биосферу всех ныне известных источни- ков энергии (имеются в виду те, которые обеспечивают получение необходимого ко- личества энергии), то, как ни парадоксально это звучит после Чернобыля, наиболее приемлема — ядерная энергетика. Выбросы загрязняющих веществ в атмосферу предприятиями ядерного топливного цикла сравнительно малы, и, главным образом, связаны с добычей и переработкой мине- рального сырья. На много порядков больше объемы выбросов химических загрязнителей в процессе штатной эксплуатации тепловых электростанций: оксидов углерода, азота, серы и других веществ, многие из которых являются канцерогенами. С этим связаны экологические проблемы как региональные — ухудшение здоровья населения урбанизированных терри- торий, так и глобальные — изменение климата в результате парникового эффекта. Атомная отрасль, занимающая второе место по потреблению воды, по объему загряз- нения гидросферы сбросами сточных вод — занимает одно из последних мест. Масштабы техногенного нарушения земель в атомной отрасли в результате разработ- ки месторождений и переработки урановых руд — на порядок меньше, чем в любой дру- гой топливно-энергетической отрасли. Воздействие предприятий ядерного топливного цикла на окружающую среду, как правило, отождествляют с радиационным воздействием, противопоставляя ядер- ную энергетику другим топливно-энергетическим отраслям. Однако, радиационное (4) 37 воздействие вообще свойственно многим сферам деятельности, а угольная энергетика, в частности, оказывает несравненно большее радиационное воздействие на окружающую среду, чем ядерная. Рассчитанный нами по данным [29] суммарный выброс нормируемых радионуклидов АЭС Украины составляет (1,45–10,3)×1010, ТЭС — (1,5–8,0)×1011 Бк×год -1. Причем в выбросах ТЭС преобладают долгоживущие изотопы U-Th ряда. Деятельность предприятий ядерной энергетики как в Украине, так и в мире не- сравненно более строго регламентируется и контролируется, чем деятельность во всех других сферах (вероятно, только военная отрасль в этом отношении может сравниться с ядерно-энергетической). История атомной энергетики в Украине начинается со строительства перво- го блока Чернобыльской АЭС с ядерным реактором РБМК-1000, который был сдан в эксплуатацию в сентябре 1977 г. В настоящее время на четырех действующих АЭС Украины эксплуатируется 15 блоков общей мощностью 13,8 ГВт (эл.)×год-1. Энергетической стратегией Украины на период до 2030 г. [30] предусмотрено до- ведение мощности АЭС до 29,5 ГВт в результате строительства 10 новых и заменой 9 эксплуатируемых в настоящее время энергоблоков. При этом планируется строить ВВЭР того же (возможно несколько улучшенного) типа, что и ныне работающие. Предпола- гается создание собственного уранового топливного цикла и увеличение добычи урана. В Украине запасов 235U достаточно для внутреннего использования в течение не менее 100 лет. При использовании быстрых реакторов четвертого поколения запасов 238U мо- жет хватить на тысячелетия. При условии освоения уран-ториевого цикла запасов тория в Украине (в несколько раз больше, чем урана) может хватить на многие тысячелетия. Ориентация на использование бесперспективных реакторов уходящего поколения не сулит привлекательного будущего ни ядерной энергетике, ни экономике Украины [31]. Динамика развития ядерной энергетики мира (рис. 10), представленной в преобладаю- щем большинстве водяными реакторами различных типов, свидетельствует, что такой путь развития ядерно-энергетической отрасли Украины является тупиковым. При оценке возможных альтернатив ядерной энергетике во главу угла обычно ста- вят радиационное воздействие на живую природу и человека. При этом практически нет каких-либо аргументов, подтверждающих негативные последствия радиационного воз- действия объектов ядерной энергетики на живое вещество, кроме последствий крупных аварий, таких, как авария на ЧАЭС 1986 года. Нисколько не умаляя трагических масшта- бов Чернобыльской катастрофы, проведем следующее сравнение. Вследствие облучения полностью погибло около 100 га лесонасаждений, тогда как на порядок больше ежегод- но гибнет вследствие лесных пожаров. Ежегодно вследствие воздействия техногенных и неблагоприятных естественных факторов гибнет около 10 тыс. га лесных насаждений [4]. Только в Житомирской области около 15 тыс. га заповедных дубрав в настоящее время на- ходится в стадии усыхания вследствие химического загрязнения. Наиболее деликатный вопрос — о человеческих жертвах и рисках, как аргументах за и против ядерной энергетики. Преклоняясь пред памятью погибших при ликвидации Чернобыльской катастрофы и умерших от радиоактивного облучения в последующие годы, вспомним о неумолимой статистике жертв угольной отрасли… Ядерная энергетика становится приоритетным сектором экономики Украины. Сле- дует предусмотреть диверсификацию ядерных технологий, отдавая предпочтение тем, которые допускают эволюционный переход к технологиям четвертого поколения. Это даст возможность до 2030 г. заложить основы развития в нашей стране двухуровневой ядер- ной энергетики, когда энергетические реакторы работают в сопряжении с реакторами- трансмутаторами, обеспечивающими выжигание нежелательных изотопов [31], и, веро- ятно, может стать начальной фазой ноогенеза в энергетической отрасли. Заключение Созданный вследствие Чернобыльской катастрофы уникальный техногенный маркер инициировал интенсивное развитие геохимии и биогеохимии техногенеза, что нашло отраже- нение в новых концептуальных разработках в области самоочищения окружающей среды. 38 В основу прогнозирования радиоэкологического состояния экосистем и эколого- геохимического картирования загрязненных территорий положена геохимическая концепция формообразования техногенных радионуклидов, в соответствии с которой процессы водной миграции токсиканта протекают синхронно с его трансформаци- ей в почвах. Константы скорости формообразования радионуклидов в почвах являют- ся критериями биогенной и абиогенной водной миграции, самоочищения наземных и поверхностных водных систем от радиоактивного загрязнения. Изменение форм нахож- дения радионуклидов в речной воде происходит синхронно с их формообразованием в почвах водосборов. Совпадение динамики трансформации радионуклидов в суходольных и поверхностных водных системах свидетельствует о едином геохимическим механизме водной миграции загрязнителя в окружающей среде. Темпы снижения нормированных дозовых нагрузок на сельское население Украины на порядок превышают скорость ради- оактивного распада дозообразующих радионуклидов, что главным образом обусловлено геохимическими процессами самоочищения наземных экосистем. Результаты 25-летних эколого-геохимических исследований в Чернобыльской зоне отчуждения позволяют сделать вывод о сравнительной устойчивости современно- го эволюционного состояния биосферы, которая характеризуется стабильностью био- геохимических потоков и незначительным количеством техногенного вещества, вовле- каемого в биогеохимические циклы. На современном этапе биогеохимические исследования выходят далеко за пределы изучения влияния живого вещества на формирование химического состава земной коры. Развивается новое направление в биогеохимии, изучающее взаимное влияние живого и неживого вещества на формирование химического и ценотического состава биосферы в условиях становления человека как внушительной геологической силы. Как минимум дважды в истории нашей планеты биосфера была практически уничтожена, что привело к вымиранию доминирующих видов. Вследствие бомбарди- ровки астероидами в юрском периоде вымерли динозавры, в период глобального по- холодания — мамонты. Оправдывая прогнозы В.И. Вернадского, человек сегодня стал главной геологической силой. Однако, пользоваться этой силой человек научился не в полном объеме, что определяет угрозу деградации и возможного уничтожения циви- лизации вследствие техногенной деятельности. Но, даже если человечество уничто- жит себя, биосфера впоследствии восстановится до стабильного состояния. Человечество в целом всегда жило и до сих пор живет сегодняшним днем. Даже тот самый «золотой миллиард сытых», к которому вроде бы относится Украина, свое благосостояние создает путем преобразования биосферы в неорганизованную свалку мусора. Если темпы производства и накопления отходов будут сохраняться, то будущее нашей техногенной цивилизации измеряется одним-двумя столетиями. Альтернатива такому бездарному концу — в нашей действительной, а не декларативной разумнос- ти. Наша беда в том, что научный прогресс служит удовлетворению потребностей се- годняшнего дня, и мы практически ничего не предпринимаем для предотвращения трагической развязки. Главным приоритетом научных исследований должна стать экологическая стабилизация биосферы. Основные пути преодоления противоречий между техносферой и ноосферой за- ключаются в глобальном внедрении замкнутого производственного цикла и доведения уже накопленных отходов до состояния, которое вписывается в природные биогеохи- мические циклы. Нам необходимо выиграть время до тех пор, когда мы сумеем создать безотходные технологии получения энергии. Пока что наиболее приемлемое, что у нас есть — ядерная, а в будущем — термоядерная энергетика. Они, увы, не безотходны. Развитие в Украине двухуровневой ядерной энергетики может стать начальной фазой ноогенеза в энергетической отрасли. 39 1. Вернадский В.И. Избранные труды. Т. 5: Работы по биогеохимии. — М.: Изд-во АН СССР, 1960. – 422 с. 2. Ферсман А.Е. Избранные труды. Т.4: Геохимия. — М.: Изд-во АН СССР, 1958. — 588 с. 3. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. – М.: Высшая школа, 1988. — 328 с. 4. Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища в Україні у 2004 році. — К.: Мінприроди України, 2005. — 227 с. 5. Орлов А.С., Безуглова О.С. Биогеохимия. — Ростов н/Д: Феникс, 2000. — 320 с. 6. Чернобыльская катастрофа / В.Г. Барьяхтар (гл.ред.) — К.: Наук. думка, 1995. — 559 с. 7. Информ. бюл. ЦОИ: Спецвыпуск. — М., 1993. — № 9. — 98 с. 8. Булатов В.И. Россия радиоактивная. — Новосибирск: ЦЭРИС, 1996. — 272 с. 9. Балонов М.И. Чернобыльский Форум: основные выводы и рекомендации // Тр. Междунар. конф. Ра- диоактивность после ядерных взрывов и аварий. — С-Пб.: Гидрометеоиздат, 2006. — Т.1. — С. 69-70. 10. 20 лет Чернобыльской катастрофы. Взгляд в будущее: Национальный доклад Украины. — К.: Атика, 2006. — 232 с. 11. Соботович Э.В., Долин В.В. Геоэкологические проблемы преодоления последствий Чернобыльской катастрофы в Украине // Радиация и Чернобыль: ближайшие и отдаленные последствия / под ред. Е.Ф. Конопли. — Гомель: РНИУП «Институт радиобиологии», 2007. — с. 53-60. 12. Закон України «Про поводження з радіоактивними відходами». 13. Объект «Укрытие»: 1986 — 2006 / Ключников А.А., Краснов В.А., Рудько В.М., Щербин В.М. — Черно- быль, 2006. — 168 с. 14. Л.Л. Малишева. Геохімія ландшафтів. — К.: Либідь, 2000. — 472 с. 15. Реймерс Н.Ф. Охрана природы и окружающей человека среды: Словарь-справочник. — М.: Просвеще- ние, 1992. — 320 с. 16. ISO 11074-4. Soil quality — Vocabulary — Part 4: Terms and definitions related to the rehabilitation of soils and sites. — Geneva, 1999. — 22 p. 17. Бондаренко Г.Н., Кононенко Л.В. Роль процессов иммобилизации радионуклидов в естественной реа- билитации загрязненных экосистем — Минералогический журнал. — 1996. — Т.18, №4. — С.63-72. 18. Ретроспективно-прогнозні дози опромінення населення та загальнодозиметрична паспортиза- ція 1997 р. населених пунктів України, що зазнали радіоактивного забруднення внаслідок Чорно- бильської аварії. Узагальнені дані за 1986-1997 рр. Збірка 7 / Под ред. И.А.Лихтарева. — К.: МЧС Украины, 1998. — 155 с. 19. Геохимия техногенных радионуклидов / Под ред. Э.В.Соботовича, Г.Н.Бондаренко. — К. — Наукова думка. — 2002. — 332 с. 20. Бондаренко Г.Н. Сопряженность трансформационных и миграционных процессов в почвах — Мінера- логічний журнал. — 2004. — т.26.— № 2.—С. 39—46. 21. Бондаренко Г.Н., Кононенко Л.В. Эколого-геохимическая модель деконтаминации окружающей среды — Збірник наукових праць ІГНС, 2006, випуск №13, С.15—27. 22. Долін В.В., Бондаренко Г.М., Орлов О.О. Самоочищення природного середовища після Чорнобиль- ської катастрофи / За ред. Е.В. Соботовича. — К.: Наукова думка, 2004. — 221 с. 23. Орлов О.О., Долін В.В. Біогеохимія цезію —137 у лісоболотних екосистемах Українського Полісся / За ред. Е.В. Соботовича. — К.: Наукова думка, 2010. — 198 с. 24. Distribution of Carbon isotopes in forest ecosystems within the Chernobyl Exclusion Zone / J.T. Morris, V.V. Dolin, M.M. Kovaliukh et al. // Final Project Report: CRDF Award # UB1–2500–KV–03. – Kyiv, 2006. – 25 p. 25. Соботович Э.В., Скрипкин В.В., Жданова Н.Н. и др. Трансформация реакторного графита чернобыль- ского аварийного выброса в биогиохимических системах / Доп. НАН України. -1996. - № 11. – С. 173-176. 26. Холоша В.І., Проскура М.І., Іванов Ю.О. та ін. Радіаційна і екологічна вагомість природних та техно- генних об’єктів Зони відчуження // Бюл. екологічного стану Зони відчуження та Зони безумовного (обов’язкового) відселення. – 1999. – № 13. – С. 3–8. 27. World Nuclear Association: Nuclear Database: http://www.world-nuclear.org/NuclearDatabase/Default. aspx?id=27232 / Accessed 28.07.2010 28. Абдеев Р.Ф. Философия информационной цивилизации. - М.: ВЛАДОС, 1994. - 336 с. 29. Коваленко Г.Д., Рудя К.Г. Радиоэкология Украины. — К.: Издательско-полиграфический центр «Київ- ський університет», 2001. — 167 с. 30. Енергетична стратегія України на період до 2030 року. Схвалено розпорядженням Кабінету Міністрів України від 15 березня 2006 р. N 145-р. – К., 2006. – 129 с. 31. Патон Б.Є., Бакай О.С., Бар’яхтар В.Г., Неклюдов І.М. Про стратегію розвитку ядерної енергетики в Україні. – К.: НАН України, 2008. – 61 с. 40 Соботович Е.В., Бондаренко Г.М., Долін В.В. РОЗВИТОК ГЕОХІМІЇ ТЕХНОГНЕЗА ПІС- ЛЯ ЧОРНОБИЛЬСЬКОЇ КАТАСТРОФИ Одночасне забруднення наземних і водних екосистем на великій території внаслідок Чорнобильської катастрофи ініціювало інтенсивне вивчення кінетики геохімічних і біогеохімічних процесів, що збагатило геохімію техногенезу низкою нових концептуаль- них розробок стосовно самоочищення навколишнього середовища. В основу прогнозуван- ня радіоекологічного стану екосистем та еколого-геохімічного картування забруднених територій покладено геохімічну концепцію формоутворення радіонуклідів, згідно якої процеси водної міграції токсикантів протікають синхронно з їх трансформацією в ґрунтах. Sobotovich E.V., Bondarenko G.N., Dolin V.V. DEVELOPMENT OF THE GEOCHEMISTRY ON TECHNOGENESIS AFTER CHORNOBYL CATASTROPHE Simultaneous contamination of vast areas of terrestrial and aquatic ecosystems in consequence of the Chernobyl catastrophe initiated an intensive development of kinetic concepts in geochemistry and biogeochemistry of artificial pollution. The geochemistry of technogenesis has been enriched with a number of new conceptual ideas regarding to the environmental self-recovery. The prediction of radioecological evolution of ecosystems and the environmental-geochemical mapping of contaminated areas is based on the concept of geochemical speciation of radionuclides. According to this concept the aquatic migration of toxicants occurs synchronously to their transformation in soils.

Развитие геохимии техногенеза после Чернобыльской катастрофы

Репозитарії

Схожі ресурси