Введення
У 2006 році 26 квітня світ відзначив сумну дату: рівно 20 років тому для мільйонів людей на планеті вступив у свою страшну кульмінацію атомне століття. Цей один день викликав переорієнтацію в поглядах людства на мирну експлуатацію атома. Почалися численні публікації в пресі про аварії на реакторах, про минулі наземних ядерних випробуваннях. Ядерні і, перш за все, військові джерела енергії, особливо в період наземних ядерних випробувань, ядерно-енергетичних аварій (загальне число яких більше 150) [], незважаючи на меншу ступінь небезпеки шкідливого впливу на населення в порівнянні з хімічними факторами забруднення середовища і малу ймовірність деформації атмосфери, гідросфери, грунтів, клімату, рослинного і тваринного світу, викликають серйозну тривогу екологів. Навіть при незначних, за прийнятими критеріями й накопиченому досвіду оцінок (Хіросіма - Нагасакі, Три-Майл-Айленд), розмах радіоактивних забруднень, спектри та енергія випромінювань від джерел ядерного походження, характер їх метаболізму в грунтах, рослинності, організмах значно відрізняється від метаболізму природних випромінювачів цього роду (40 K, 238 U). Така біологічна та екосистемному новизна факторів виявляє при тривалих хронічних впливах на екосистеми і її складові, в т.ч. великі групи населення, ряд раніше невідомих ефектів. Новизна таких відкриттів веде часом до панічних висновками, різко посиленим «чорнобильським синдромом» страху радіаційних аварій. Розміри шкоди, що завдається радіаційним фактором ядерно-енергетичного походження, перевершують, на думку авторів, наслідки всієї суми техногенних дорадіаціонних впливів середовища [].
Сама радіоактивність не є новітнім (чужорідним) компонентом середовища. Сучасна потужність її антропогенних впливів змінюється в межах не тільки геологічного минулого (первинних космічних і земних випромінювань), а й сучасних природних коливань радіоактивності, пов'язаних зі структурами плит земної кори, висотою над рівнем моря, близькістю до полюсів, періодами сонячної та геологічної активності. Включення новітніх за своїми хімічними властивостями і спектру випромінювань радіонуклідів у склад середовища змінює сформувалися співвідношення (баланс) поглинається радіації та її спектрів у всіх ланках екосистем, - від молекулярних до геопланетарних. Радіонукліди, що продовжують (по В. І. Вернадському) «космічні функції ініціації життя», вибірково накопичуються в активних ланках екосистем в нехарактерних для усталених протягом мільйонів років кількостях. Такий перерозподіл спектра і ефектів радіаційних впливів при різких розбіжностях радіочутливості взаємозалежних ланок екосистем (сапрофітної мікрофлори - найпростіших - рослинності - ссавців) може, привести до різких порушень екосистемного гомеостазу при відсутності прямого зв'язку з радіоактивністю середовища. Ймовірність таких реакцій, розробка заходів їх профілактики та корекції вимагають знань характеру поведінки радіонуклідів ядерно-енергетичного походження в середовищі і зокрема в грунті.
У 2006 році 26 квітня світ відзначив сумну дату: рівно 20 років тому для мільйонів людей на планеті вступив у свою страшну кульмінацію атомне століття. Цей один день викликав переорієнтацію в поглядах людства на мирну експлуатацію атома. Почалися численні публікації в пресі про аварії на реакторах, про минулі наземних ядерних випробуваннях. Породжувалися, відповідно, численні чутки і безглузді забобони, посилені не до кінця вивченими факторами радіаційного впливу на екосистеми. Народ приходив часом до панічних висновками, які вилилися в чому в «чорнобильський синдром».
Дійсно, аварія на ЧАЕС призвела до викиду в біосферу до 15 т радіоактивних речовин, що дорівнює або навіть перевищує викид за всі роки випробувань атомної зброї в атмосфері. У цілому, всі ядерно-енергетичні вибухи змінили рівноважний вміст в атмосфері вуглецю-14 на 2,6%, тритію майже в 100 разів. До кінця випробувань ядерної зброї в атмосфері радіоактивне забруднення на поверхні Землі на 2% перевищило природний фон [].
Тим не менш, на територіях природних аномальних радіаційних впливів, що перевищують зовнішні променеві навантаження фону в 5-10 разів, проживають протягом тисячоліть кілька десятків мільйонів чоловік. На територіях різко підвищених внутрішніх і змішаних природних променевих впливів від випромінювань грунтів, мінералів, радіонуклідів, що проникають у організм, - приблизно стільки ж. Однак у більшості випадків такі райони не тільки обжиті, але і вважаються більш здоровими в порівнянні з іншими. Правда, як правило, це території гірничо-складчастих периферичних областей, високогір'я, де зменшено вплив техногенного чинника. (Карпати, Північні широти, Гімалаї, Заполяр'я, Альпійський пояс та ін.)
Очевидно, що реакції на новітні антропогенний вплив радіації відрізняються від реакцій на аномальні природні. Такі відмінності вимагають розшифровки. Ф. Содді (1979), один з теоретиків ядерних реакцій, писав про можливі биокаталитических впливів нових видів випромінювань, що опинилися в розпорядженні людства: «... на високих плато зустрічається більшу різноманітність рослинності, ніж на рівні моря. Після атомного вибуху в Хіросімі квітуча рослинність заповнила всі випалене простір ». Така ж картина спостерігається і на територіях, які зазнали впливу аварії на ЧАЕС.
На жаль, такі висновки ми витягаємо лише після бездумних експериментів над такою делікатною річчю як поділ ядер. Пізнавши переваги від атомних електростанцій, ядерної георозвідки (яка згодом була визнана нерентабельною), використання «мічених» ізотопів, ми осягаємо негативну сторону прогресу. Становище ускладнюється тим, що поряд з мирною експлуатацією атома, в нашій країні функціонують і закриті від суспільства програми, метою якої використання реакцій ядерного поділу у військових цілях. До них можна віднести і ремонтні заводи, бази атомних кораблів, сховища ядерного зброї та інші об'єкти. Там були зафіксовані випадки підвищення радіоактивності або виявлені ділянки локального підвищення радіоактивності. Дані по них, як правило, не розголошуються, хоча наслідків локальних забруднень зареєстровано не було. Нерідко радіоактивність середовища пов'язана з халатністю працівників дослідних радіаційних лабораторій різного профілю. Яскравим прикладом цьому може служити радіоактивна забрудненість Москви. На території міста в ході скрупульозних обстежень, виконаних після чорнобильських подій, виявлено до 80 місць нерегістрірованних «поховань» використаних радіонуклідів. У цілому за 10 років ліквідовано до 600 «могильників» такого роду.
Практично будь-яка населена територія Росії при будь-якої серйозної аварії може піддатися радіоактивного забруднення. У Волгоградській області таким джерелом потенційної небезпеки може бути або Нововоронежська АЕС (1971-1980), або Балаковська (1985) або Волгодонська АЕС (2001). Як показує практика минулих років, при несприятливі збіги обставин поширення таких забруднювачів може досягати глобальних масштабів. Головну проблему викликає не самі ПП, а їх наслідки. Актуальність теми обумовлена тим, що населення не знає, які первинні дії потрібно зробити для зниження радіаційного чинника забруднення. А найбільш якісні дії відбудуться в тому випадку, якщо будуть досконально досліджені всі характеристики радіаційного впливу. Мета роботи - вивчення заходів реабілітації агроценозів при радіаційному впливі.
1. Поведінка довгоживучих радіонуклідів в екосистемах
1.1 Грунтові процеси
Грунтові процеси обміну відносяться до числа початкових (інтимних) ланок багатофакторних екосистемних процесів, що міняються при незначних, в тому числі і радіаційних, зміни середовища. Рівні організації, а, отже, і радіочутливості активних біологічних почав грунтів (сапрофітних одноклітинних, рослин, хробаків, комах) надзвичайно різні. Тому внесення в грунт додаткового біологічно активного радіаційного чинника, з подальшим розшаруванням відповідей «ушкодження - стимули», може проявитися різким порушенням екосистемного гомеостазу. Грунт, крім того, є початковою ланкою міграції радіонуклідів по біологічним ланцюгам з неминучою кінцевої кумуляцією в організмі людини. Можливі такі джерела забруднення:
Вибухи ядерної зброї
Використана на АЕС і заводах важка вода (часто для охолодження реакторів)
Радіоактивні відходи, у великих кількостях накопичуються на заводах, що виробляють, переробних або використовують радіоактивні продукти.
Радіонукліди, відклалися на поверхні грунтів, під дією різних факторів можуть переміщатися в будь-якому напрямку. Причиною «горизонтального» переміщення свежевипавшій радіонуклідів може бути поверхневий стік після сильного дощу, що відклалися в снігу за зиму - змив талими водами. Встановлено, що 90 Sr, мігруючий з талими водами, майже повністю (82-100%) знаходиться в катіонній формі.
Вертикальна міграція радіонуклідів за профілем грунту може бути наслідком механічного переносу часток, на яких сорбовані радіонукліди, а також власного переміщення у вигляді вільних іонів. На оброблюваних сільськогосподарських грунтах радіонукліди порівняно рівномірно розподіляються в межах орного шару. Деякий механічне перенесення їх з поверхні углиб грунту можливий внаслідок розпушення її дощовими хробаками і землероющімі тваринами.
Вертикальна міграція продуктів поділу в цілинного грунті йде дуже повільно. Встановлено, що переважна частина осколкових радіонуклідів міцно фіксується в тонкому шарі верхнього горизонту грунту, і їх вертикальне переміщення не перевищує декількох міліметрів на рік. У цілому можна вважати, що 90 Sr і 137 Cs є основними випромінювачами, що формують грунтову радіоактивність, величина і характер якої залежать від радіаційної ємності грунтів. Остання складається з її фізичної сорбційної здатності (залежить від пористості, кількості грунтового розчину в порах і його катіонного складу ); хімічної поглинальної здатності (освіти плохорастворімих сполук з елементами грунтів і гірських порід); біологічної поглинальної здатності (включення до складу мікрофлори і подальших ланок обміну на правах природних фонових аналогів, стабільних елементів).
Сумарна радіаційна (сорбційна) ємність грунту коливається від одного до декількох десятків міліграмів-еквівалентів радію на 100 г . грунту, що в сотні тисяч разів перевершує реальні сформувалися величини активності грунтів радіоактивних територій, максимально забруднених від аварій на ЧАЕС, ВО «Маяк». Порівняльна оцінка сорбційної радіаційної ємності грунтів (проведена за співвідношенням змісту радіонукліда у твердій фазі грунтів - нерозчинної фракції) до вмісту в грунтовому розчині дана в таблиці 1:
Таблиця 1.1. Порівняння сорбційних ємностей грунтів за співвідношенням активності радіонуклідів у твердій фазі грунтів - нерозчиненої фракції і в грунтовому розчині (по А. Н. Марей та ін)
Наведені дані вказують на більшу сорбційну ємність (здатність до захоплення розчинених в опадах радіонуклідів) грунтів чорнозему, лісової підстилки, більш виражену по відношенню до калієвому аналогу грунтового метаболізму - 137 Cs. Функціонально пов'язані з сорбційними процесами грунтів швидкість проникнення радіонуклідів в прикореневу глибину і подальше включення в екосистемні ланцюга міграції. Швидкість процесу (після забруднення середовища) визначається міцністю зв'язку випромінювачів з твердою фазою грунтів, швидкістю дисоціації і подальшого іонного переміщення радіонукліда, яка від хімічних властивостей випромінювача і його сполук.
У міграцію суттєві корекції вносить рельєф місцевості (горизонтальне переміщення з талими і дощовими водами з наступним великим накопиченням у низинах), а також механічна (глибока оранка) переробка грунтів, що веде до прискореного переміщення радіонуклідів у подкорневую глибину і виключенню фактора радіаційної небезпеки з активної міграції в екосистемах. Довгострокове збереження радіонуклідів в прикореневій глибині, на необроблюваних землях (луки, лісова підстилка), включення в грунтовий метаболізм ведуть до їх накопичення через концентрацію в травах, листі, з подальшим неодноразовим повторним включенням (через гниття опаду) у грунтові процеси. Так, при максимальному накопиченні радіонуклідів на глибині 5 - 10 см (до 135 Бк / кг для 90 Sr і 158 Бк / кг для 137 Cs у грунтах Якутії) радіоактивність наземного опаду становить 149 і 244 Бк / кг відповідно. Радіоактивність верхніх шарів грунтів при цьому незначна, близько 20 - 30 Бк / кг (Л. М. Михайлівська та ін, 1995).
Такий розтягується на десятиліття процес вертикальної міграції доповнюється горизонтальним переміщенням та розповсюдженням радіонуклідів на більш великі і менш контрастні за радіоактивністю середовища (на відміну від первинної забрудненості) території. У процесі беруть участь спільноти живих організмів грунтів (педоценози), гризуни, травоїдні. Перерозподілу є тут наслідком активної і пасивної мобільності представників фауни, поширення продуктів їх метаболізму, складних харчових ланцюгів міграції радіонуклідів. Швидкість таких процесів залежить від хімічних властивостей забруднювачів і відповідно функцій виконуваних їх нерадіоактивними аналогами в екологічних ланцюгах обміну. (Таблиця 1.2)
1.2 Біогенна концентрація
Усі тварини й рослини мають здатність вибірково і інтенсивно накопичувати розсіяні в екосистемах у незначних концентраціях мікроелементи, до конкурентів яких (у тому числі і за характером біологічних функцій) відносяться довгоживучі радіоактивні забруднювачі середовища. Коефіцієнти нагромадження їх (відношення радіоактивності радіонукліда у складі середовища до його радіоактивності в організмі) коливаються від декількох до десятків тисяч. Високі коефіцієнти накопичення призводять до того, що концентрація випромінювачів у біомасі забруднених біоценозів стає вищою в порівнянні з радіоактивністю середовища (що веде до неадекватної оцінки радіаційного ризику при простому санітарному аналізі подій).
Потужний процес виборчої біогенної концентрації розсіяних випромінювачів найбільш інтенсивний в перші роки від моменту випадання радіоактивних опадів. Радіонукліди в цей період є новітні для середовища, легко диссоциирующие сполуки, не вкраплені, як це відбувається в подальшому, в кристалічні решітки глинистих мінералів (процес старіння елементів). Комплекс грунтово-хімічних реакцій старіння і наступне включення радіонуклідів до складу важкорозчинних грунтових і мінеральних структур переводить метаболізм ізотопів на рівні з їх природними хімічними аналогами права. Швидкість таких процесів залежить від фізико-хімічних властивостей радіонуклідів, а також характеру забруднення грунтів (вологості, концентрації іонів). Максимальна швидкість поглинання радіонуклідів рослинами відбувається при рН, близькому до нейтрального і слаболужному. У кислому середовищі посилюється сорбція твердою фазою грунтів, тобто радіонукліди «консервуються» на більш довгострокові періоди. Вологість, як наслідок, збільшення маси сільськогосподарської продукції, знижує концентрацію радіонуклідів у біомасі. Високі концентрації іонів стабільних елементів перешкоджають проникненню радіонукліда в кореневу систему.
Найбільш доступний для кореневих систем рослинності, особливо в перші роки після забруднення середовища, стронцій. Старіння радіонукліда відбувається повільно. Через 12 років після внесення 90 Sг в грунт більше 95% ізотопу залишається в обмінній, кальційподобной формі. Фіксація 90 Sг в необмінним форму може бути наслідком включення його в кристали CaCO 3. У кислих грунтах цей процес пов'язаний з входженням 90 Sr та Ca в нерозчинні трьохкальцієвим фосфати і інші нерозчинні сполуки грунту як результат взаємодії з аніонами PO 4, CO 3 та ін Накопичення 90 Sг в рослинах назад пропорційно кількості обмінного конкурента ізотопу кальцію грунту. Така блокада метаболізму має межу. Надмірне (> 25 мг-екв на 100 г. грунту) внесення кальцію не веде до подальшого зниження швидкості переходу радіонукліда в рослинність.
Цезій, судячи за коефіцієнтами накопичення в грунтах, за різними джерелами, належить або до сильно, або до слабо накопичуваної групі елементів. В експериментах і спостереженнях з міграції ізотопу (грунт-вода-рослинність) виявлено його переважне накопичення в неорганічній фазі грунтів (коефіцієнт накопичення 0,25), але при високому вмісті випромінювача в біомасі (8000-9000). У Юдінцева (1981) є дані по впливу ємності обміну грунтів і величини поглиненої калію на вступ 137 Cs у врожай рослин (овес). На грунтах різного типу (дерново-підзолистий, сірий лісовий і вилужений чорнозем) встановлена закономірність - при величині ємності обміну 4,5 і менше мг-екв на 100 р. 137 Cs в найбільшою мірою надходить у рослини. При збільшенні поглинальної здатності грунтів до 20 мг-екв і більш надходження радіонукліда мало залежить від цього показника. У 2006 році 26 квітня світ відзначив сумну дату: рівно 20 років тому для мільйонів людей на планеті вступив у свою страшну кульмінацію атомне століття. Цей один день викликав переорієнтацію в поглядах людства на мирну експлуатацію атома. Почалися численні публікації в пресі про аварії на реакторах, про минулі наземних ядерних випробуваннях. Ядерні і, перш за все, військові джерела енергії, особливо в період наземних ядерних випробувань, ядерно-енергетичних аварій (загальне число яких більше 150) [], незважаючи на меншу ступінь небезпеки шкідливого впливу на населення в порівнянні з хімічними факторами забруднення середовища і малу ймовірність деформації атмосфери, гідросфери, грунтів, клімату, рослинного і тваринного світу, викликають серйозну тривогу екологів. Навіть при незначних, за прийнятими критеріями й накопиченому досвіду оцінок (Хіросіма - Нагасакі, Три-Майл-Айленд), розмах радіоактивних забруднень, спектри та енергія випромінювань від джерел ядерного походження, характер їх метаболізму в грунтах, рослинності, організмах значно відрізняється від метаболізму природних випромінювачів цього роду (40 K, 238 U). Така біологічна та екосистемному новизна факторів виявляє при тривалих хронічних впливах на екосистеми і її складові, в т.ч. великі групи населення, ряд раніше невідомих ефектів. Новизна таких відкриттів веде часом до панічних висновками, різко посиленим «чорнобильським синдромом» страху радіаційних аварій. Розміри шкоди, що завдається радіаційним фактором ядерно-енергетичного походження, перевершують, на думку авторів, наслідки всієї суми техногенних дорадіаціонних впливів середовища [].
Сама радіоактивність не є новітнім (чужорідним) компонентом середовища. Сучасна потужність її антропогенних впливів змінюється в межах не тільки геологічного минулого (первинних космічних і земних випромінювань), а й сучасних природних коливань радіоактивності, пов'язаних зі структурами плит земної кори, висотою над рівнем моря, близькістю до полюсів, періодами сонячної та геологічної активності. Включення новітніх за своїми хімічними властивостями і спектру випромінювань радіонуклідів у склад середовища змінює сформувалися співвідношення (баланс) поглинається радіації та її спектрів у всіх ланках екосистем, - від молекулярних до геопланетарних. Радіонукліди, що продовжують (по В. І. Вернадському) «космічні функції ініціації життя», вибірково накопичуються в активних ланках екосистем в нехарактерних для усталених протягом мільйонів років кількостях. Такий перерозподіл спектра і ефектів радіаційних впливів при різких розбіжностях радіочутливості взаємозалежних ланок екосистем (сапрофітної мікрофлори - найпростіших - рослинності - ссавців) може, привести до різких порушень екосистемного гомеостазу при відсутності прямого зв'язку з радіоактивністю середовища. Ймовірність таких реакцій, розробка заходів їх профілактики та корекції вимагають знань характеру поведінки радіонуклідів ядерно-енергетичного походження в середовищі і зокрема в грунті.
У 2006 році 26 квітня світ відзначив сумну дату: рівно 20 років тому для мільйонів людей на планеті вступив у свою страшну кульмінацію атомне століття. Цей один день викликав переорієнтацію в поглядах людства на мирну експлуатацію атома. Почалися численні публікації в пресі про аварії на реакторах, про минулі наземних ядерних випробуваннях. Породжувалися, відповідно, численні чутки і безглузді забобони, посилені не до кінця вивченими факторами радіаційного впливу на екосистеми. Народ приходив часом до панічних висновками, які вилилися в чому в «чорнобильський синдром».
Дійсно, аварія на ЧАЕС призвела до викиду в біосферу до 15 т радіоактивних речовин, що дорівнює або навіть перевищує викид за всі роки випробувань атомної зброї в атмосфері. У цілому, всі ядерно-енергетичні вибухи змінили рівноважний вміст в атмосфері вуглецю-14 на 2,6%, тритію майже в 100 разів. До кінця випробувань ядерної зброї в атмосфері радіоактивне забруднення на поверхні Землі на 2% перевищило природний фон [].
Тим не менш, на територіях природних аномальних радіаційних впливів, що перевищують зовнішні променеві навантаження фону в 5-10 разів, проживають протягом тисячоліть кілька десятків мільйонів чоловік. На територіях різко підвищених внутрішніх і змішаних природних променевих впливів від випромінювань грунтів, мінералів, радіонуклідів, що проникають у організм, - приблизно стільки ж. Однак у більшості випадків такі райони не тільки обжиті, але і вважаються більш здоровими в порівнянні з іншими. Правда, як правило, це території гірничо-складчастих периферичних областей, високогір'я, де зменшено вплив техногенного чинника. (Карпати, Північні широти, Гімалаї, Заполяр'я, Альпійський пояс та ін.)
Очевидно, що реакції на новітні антропогенний вплив радіації відрізняються від реакцій на аномальні природні. Такі відмінності вимагають розшифровки. Ф. Содді (1979), один з теоретиків ядерних реакцій, писав про можливі биокаталитических впливів нових видів випромінювань, що опинилися в розпорядженні людства: «... на високих плато зустрічається більшу різноманітність рослинності, ніж на рівні моря. Після атомного вибуху в Хіросімі квітуча рослинність заповнила всі випалене простір ». Така ж картина спостерігається і на територіях, які зазнали впливу аварії на ЧАЕС.
На жаль, такі висновки ми витягаємо лише після бездумних експериментів над такою делікатною річчю як поділ ядер. Пізнавши переваги від атомних електростанцій, ядерної георозвідки (яка згодом була визнана нерентабельною), використання «мічених» ізотопів, ми осягаємо негативну сторону прогресу. Становище ускладнюється тим, що поряд з мирною експлуатацією атома, в нашій країні функціонують і закриті від суспільства програми, метою якої використання реакцій ядерного поділу у військових цілях. До них можна віднести і ремонтні заводи, бази атомних кораблів, сховища ядерного зброї та інші об'єкти. Там були зафіксовані випадки підвищення радіоактивності або виявлені ділянки локального підвищення радіоактивності. Дані по них, як правило, не розголошуються, хоча наслідків локальних забруднень зареєстровано не було. Нерідко радіоактивність середовища пов'язана з халатністю працівників дослідних радіаційних лабораторій різного профілю. Яскравим прикладом цьому може служити радіоактивна забрудненість Москви. На території міста в ході скрупульозних обстежень, виконаних після чорнобильських подій, виявлено до 80 місць нерегістрірованних «поховань» використаних радіонуклідів. У цілому за 10 років ліквідовано до 600 «могильників» такого роду.
Практично будь-яка населена територія Росії при будь-якої серйозної аварії може піддатися радіоактивного забруднення. У Волгоградській області таким джерелом потенційної небезпеки може бути або Нововоронежська АЕС (1971-1980), або Балаковська (1985) або Волгодонська АЕС (2001). Як показує практика минулих років, при несприятливі збіги обставин поширення таких забруднювачів може досягати глобальних масштабів. Головну проблему викликає не самі ПП, а їх наслідки. Актуальність теми обумовлена тим, що населення не знає, які первинні дії потрібно зробити для зниження радіаційного чинника забруднення. А найбільш якісні дії відбудуться в тому випадку, якщо будуть досконально досліджені всі характеристики радіаційного впливу. Мета роботи - вивчення заходів реабілітації агроценозів при радіаційному впливі.
1. Поведінка довгоживучих радіонуклідів в екосистемах
1.1 Грунтові процеси
Грунтові процеси обміну відносяться до числа початкових (інтимних) ланок багатофакторних екосистемних процесів, що міняються при незначних, в тому числі і радіаційних, зміни середовища. Рівні організації, а, отже, і радіочутливості активних біологічних почав грунтів (сапрофітних одноклітинних, рослин, хробаків, комах) надзвичайно різні. Тому внесення в грунт додаткового біологічно активного радіаційного чинника, з подальшим розшаруванням відповідей «ушкодження - стимули», може проявитися різким порушенням екосистемного гомеостазу. Грунт, крім того, є початковою ланкою міграції радіонуклідів по біологічним ланцюгам з неминучою кінцевої кумуляцією в організмі людини. Можливі такі джерела забруднення:
Вибухи ядерної зброї
Використана на АЕС і заводах важка вода (часто для охолодження реакторів)
Радіоактивні відходи, у великих кількостях накопичуються на заводах, що виробляють, переробних або використовують радіоактивні продукти.
Радіонукліди, відклалися на поверхні грунтів, під дією різних факторів можуть переміщатися в будь-якому напрямку. Причиною «горизонтального» переміщення свежевипавшій радіонуклідів може бути поверхневий стік після сильного дощу, що відклалися в снігу за зиму - змив талими водами. Встановлено, що 90 Sr, мігруючий з талими водами, майже повністю (82-100%) знаходиться в катіонній формі.
Вертикальна міграція радіонуклідів за профілем грунту може бути наслідком механічного переносу часток, на яких сорбовані радіонукліди, а також власного переміщення у вигляді вільних іонів. На оброблюваних сільськогосподарських грунтах радіонукліди порівняно рівномірно розподіляються в межах орного шару. Деякий механічне перенесення їх з поверхні углиб грунту можливий внаслідок розпушення її дощовими хробаками і землероющімі тваринами.
Вертикальна міграція продуктів поділу в цілинного грунті йде дуже повільно. Встановлено, що переважна частина осколкових радіонуклідів міцно фіксується в тонкому шарі верхнього горизонту грунту, і їх вертикальне переміщення не перевищує декількох міліметрів на рік. У цілому можна вважати, що 90 Sr і 137 Cs є основними випромінювачами, що формують грунтову радіоактивність, величина і характер якої залежать від радіаційної ємності грунтів. Остання складається з її фізичної сорбційної здатності (залежить від пористості, кількості грунтового розчину в порах і його катіонного складу ); хімічної поглинальної здатності (освіти плохорастворімих сполук з елементами грунтів і гірських порід); біологічної поглинальної здатності (включення до складу мікрофлори і подальших ланок обміну на правах природних фонових аналогів, стабільних елементів).
Сумарна радіаційна (сорбційна) ємність грунту коливається від одного до декількох десятків міліграмів-еквівалентів радію на
Таблиця 1.1. Порівняння сорбційних ємностей грунтів за співвідношенням активності радіонуклідів у твердій фазі грунтів - нерозчиненої фракції і в грунтовому розчині (по А. Н. Марей та ін)
| Грунт | Співвідношення активності твердої і рідкої фаз грунтів (Кр) | |
| 90 Sr | 137 З s | |
| Тундри (Архангельська обл.) | 29,5 ± 2,8 | 1433 ± 199 |
| Сіра лісова: Орловська обл. | 71,9 ± 5,2 | 6140 ± 993 |
| Середнепідзолисті (Московська обл.) | 50,0 ± 2,6 | 2237 ± 127 |
| Чорнозем (Воронезька обл.) | 291 - 430 | У розчині не виявляється |
У міграцію суттєві корекції вносить рельєф місцевості (горизонтальне переміщення з талими і дощовими водами з наступним великим накопиченням у низинах), а також механічна (глибока оранка) переробка грунтів, що веде до прискореного переміщення радіонуклідів у подкорневую глибину і виключенню фактора радіаційної небезпеки з активної міграції в екосистемах. Довгострокове збереження радіонуклідів в прикореневій глибині, на необроблюваних землях (луки, лісова підстилка), включення в грунтовий метаболізм ведуть до їх накопичення через концентрацію в травах, листі, з подальшим неодноразовим повторним включенням (через гниття опаду) у грунтові процеси. Так, при максимальному накопиченні радіонуклідів на глибині 5 - 10 см (до 135 Бк / кг для 90 Sr і 158 Бк / кг для 137 Cs у грунтах Якутії) радіоактивність наземного опаду становить 149 і 244 Бк / кг відповідно. Радіоактивність верхніх шарів грунтів при цьому незначна, близько 20 - 30 Бк / кг (Л. М. Михайлівська та ін, 1995).
Такий розтягується на десятиліття процес вертикальної міграції доповнюється горизонтальним переміщенням та розповсюдженням радіонуклідів на більш великі і менш контрастні за радіоактивністю середовища (на відміну від первинної забрудненості) території. У процесі беруть участь спільноти живих організмів грунтів (педоценози), гризуни, травоїдні. Перерозподілу є тут наслідком активної і пасивної мобільності представників фауни, поширення продуктів їх метаболізму, складних харчових ланцюгів міграції радіонуклідів. Швидкість таких процесів залежить від хімічних властивостей забруднювачів і відповідно функцій виконуваних їх нерадіоактивними аналогами в екологічних ланцюгах обміну. (Таблиця 1.2)
1.2 Біогенна концентрація
Усі тварини й рослини мають здатність вибірково і інтенсивно накопичувати розсіяні в екосистемах у незначних концентраціях мікроелементи, до конкурентів яких (у тому числі і за характером біологічних функцій) відносяться довгоживучі радіоактивні забруднювачі середовища. Коефіцієнти нагромадження їх (відношення радіоактивності радіонукліда у складі середовища до його радіоактивності в організмі) коливаються від декількох до десятків тисяч. Високі коефіцієнти накопичення призводять до того, що концентрація випромінювачів у біомасі забруднених біоценозів стає вищою в порівнянні з радіоактивністю середовища (що веде до неадекватної оцінки радіаційного ризику при простому санітарному аналізі подій).
Потужний процес виборчої біогенної концентрації розсіяних випромінювачів найбільш інтенсивний в перші роки від моменту випадання радіоактивних опадів. Радіонукліди в цей період є новітні для середовища, легко диссоциирующие сполуки, не вкраплені, як це відбувається в подальшому, в кристалічні решітки глинистих мінералів (процес старіння елементів). Комплекс грунтово-хімічних реакцій старіння і наступне включення радіонуклідів до складу важкорозчинних грунтових і мінеральних структур переводить метаболізм ізотопів на рівні з їх природними хімічними аналогами права. Швидкість таких процесів залежить від фізико-хімічних властивостей радіонуклідів, а також характеру забруднення грунтів (вологості, концентрації іонів). Максимальна швидкість поглинання радіонуклідів рослинами відбувається при рН, близькому до нейтрального і слаболужному. У кислому середовищі посилюється сорбція твердою фазою грунтів, тобто радіонукліди «консервуються» на більш довгострокові періоди. Вологість, як наслідок, збільшення маси сільськогосподарської продукції, знижує концентрацію радіонуклідів у біомасі. Високі концентрації іонів стабільних елементів перешкоджають проникненню радіонукліда в кореневу систему.
Найбільш доступний для кореневих систем рослинності, особливо в перші роки після забруднення середовища, стронцій. Старіння радіонукліда відбувається повільно. Через 12 років після внесення 90 Sг в грунт більше 95% ізотопу залишається в обмінній, кальційподобной формі. Фіксація 90 Sг в необмінним форму може бути наслідком включення його в кристали CaCO 3. У кислих грунтах цей процес пов'язаний з входженням 90 Sr та Ca в нерозчинні трьохкальцієвим фосфати і інші нерозчинні сполуки грунту як результат взаємодії з аніонами PO 4, CO 3 та ін Накопичення 90 Sг в рослинах назад пропорційно кількості обмінного конкурента ізотопу кальцію грунту. Така блокада метаболізму має межу. Надмірне (> 25 мг-екв на 100 г. грунту) внесення кальцію не веде до подальшого зниження швидкості переходу радіонукліда в рослинність.
Найменш досліджена міграція і подальше накопичення в тілі людини плутонію і супутніх йому нептунію, америцію, кюрію. Ці елементи належать до сильно дискримінованим метаболітам, не включающимся в активний екосистемний обмін. Первинна забрудненість грунтів радіонуклідами цього ряду реєструється у вигляді «гарячих частинок» PuO 2 діаметром близько 10 мкм, активністю від 50 до 1000 мкБк. Включення в грунтову міграцію відбувається повільно, після утворення Fe-Pu-Al-комплексів з низькомолекулярними фульвокислот. Швидкість подальшого вертикального руху в прикореневу систему залежить від сформувалася в грунтах швидкості руху нерадіоактивних носіїв. До 9% від плутонієвих випадінь мігрують на глибину 10-90 см чорнозему і до 20% на аналогічну глибину - сіроземи торфовищ через 10 - 15 років після забруднення середовища. Грунтові забруднення плутонієм, їх довгострокове вміст у поверхневих шарах ведуть до аерозольному проникненню α-випромінювача в організм людини та накопичення радіонукліда в легенях (від 4 до 83 мБк). Після чорнобильської аварії променеві навантаження від плутонію зросли в середньому в 1,5 рази і досягли 2 мкЗв / год.
Період полуочіщенія коренезаселеному шарів від радіонуклідів цезію та стронцію (сукупність функцій експоненти радіоактивного розпаду, мінералізації, переходу в подкорневую систему та ін) представлений у таблиці 1.3. для різних видів грунтів. Він мінімальний для чорнозему та торф'яних грунтів, а для грунтів, які постраждали від аварій, максимальний, що дозволяє прогнозувати радіаційну «чистоту» таких територій тільки через 600 - 1000 років.
Таблиця 1.3. Періоди полуочіщенія коренезаселеному шарів грунтів від сумарної радіоактивності (за Михалева, 2004)
| Грунти | Дерново-підзолисті | Дерново-глейові суглинних | Торф'яні | Низинні торф'яні | Болота | Чорноземи |
| Періоди полуочіщенія, років | 129 | 78 | 28 | 13,9 | 12,4 | 30 |
Екосистемні реакції на радіаційну деформацію середовища не систематизовані. Ряд досліджень вказує на зростання видового розмаїття рослинності, середньої тривалості життя, функціональної активності тварин і людини, які проживають у зонах підвищеного радіаційного фону (див. таблицю 1.4). Аналогічна (новітня) радіаційна обстановка на територіях з потужним токсичним фоном веде до вкрай протилежних результатів (загибель лісів, підвищена частота генетичних дефектів у новонароджених, підвищена захворюваність, деградація інтелекту) (див. таблицю 1.5). Системні дослідження, проведені Н.В. Тимофєєвим-Ресовський, вказують на розшарування симбіотичної узгодженості функціональної активності складових біоценозів: збільшення швидкості росту і функціональної активності нижчих біологічних видів на тлі пригнічення проліферації вищих форм рослин, тварин. Такі реакції підтверджуються на територіях із забрудненням середовища> 40 Кі / км 2. До того ж вони ведуть до активації оліготрофному (пасивною в дорадіаціонний період) мікрофлори грунтів, зниження чисельності розпушувачів грунтів, безхребетних, змін усталених дорадіаціонних структур грунтових біоценозів, зниження родючості грунтів. Реакції, тим не менш, будуть розвиватися за типом «екологічного стресу» з подальшою нормалізацією екосистемних взаємодій, на що вказує ряд простежені в динаміці даних станом біоценозів на територіях, радіоактивних від аварій та ядерних випробувань. Особливо при відсутності антропогенних втручань в екологічний метаболізм.
1.4. Радіаційно-екологічні принципи нормування забруднених територій
Нормування радіаційного чинника з урахуванням реакцій екосистем представляє серйозну і невирішену проблему внаслідок незначного накопиченого матеріалу «радіаційних стресів», екосистем і відсутності теоретичних розробок такого ряду. Вважається, що максимальним накопичувачем радіонуклідів, що забруднюють середовище, і максимально радіочутливим (критичним) ланкою біоценозів є людина. Зважаючи на це (багато в чому виправданого положення), прийняті норми радіаційної безпеки (НРБ), є правомірними для перенесення в екосистеми в цілому. Разом з тим у ряді ситуацій екосистемного метаболізму радіонуклідів, критичним ланкою можуть бути важкопередбачувані без спеціальних досліджень види та їх сукупності. Так, швидкість накопичення радіонуклідів ялиною, сосною в 20 разів перевищує швидкість накопичення радіаційного чинника людиною, що лежить, по всій вірогідності, в хворобливості хвойних лісів, прилеглих до АЕС (зареєстрованим в промислових центрах США, Європи). Надзвичайно великі променеві навантаження, в порівнянні з людиною, формуються на радіаційних територіях в оленів, лосів, корів при вільному випасі, що пов'язано з максимальним накопиченням радіонуклідів у травах.
Порівнюючи граничні радіаційно-гігієнічні дози з радіаційно-екологічними, слід мати на увазі, що при розробці антропогенних норм радіаційних впливів у них закладається високий коефіцієнт запасу: доза, що викликає безпосередні соматичні радіогенні реакції у людини, в 100 - 1000 разів вище прийнятих правил дорожнього руху. Екологічні розробки, що вказують на розміри «радіологічної місткості» екосистем, відсутні. Тому основним орієнтиром допустимих меж радіоактивності середовища повинні залишатися НРБ з урахуванням реєстрованих і розрахункових величин променевих навантажень при перебуванні в складі біоценозу.
2. Профілактика наслідків радіоактивного забруднення середовища
2.1 Організація заходів з профілактики наслідків у разі радіаційних аварій
Експлуатація джерел іонізуючих випромінювань і особливо ядерно-енергетичних установок, веде до неминучого ризику аварій і подальшого радіоактивного забруднення середовища. Особливо це стосується радіохімічних заводів та АЕС на перших етапах їх роботи через невідпрацьованої технології. Для прийняття екстрених заходів з профілактики наслідків національними організаціями з радіаційного захисту (НКДАР, МАГАТЕ, ООН, МКРЗ, НКРЗ) розроблено організаційні та методичні аспекти зроблених дій з урахуванням характеру радіоактивних забруднень, потужності викиду радіонуклідів у навколишнє середовище, площі радіоактивних забруднень
Розробка і вдосконалення заходів з ліквідації наслідків аварії є найбільш складною проблемою. Рішення її грунтується на багаторічному досвіді з вивчення закономірностей формування променевих навантажень на населення, екосистему та її складові з урахуванням характеру міграції радіонуклідів, залежностей доза-ефект.
На підставі накопиченого досвіду з урахуванням рекомендацій МКРЗ, ВООЗ передбачається радіаційно-екологічна підготовка населення, що проживає у безпосередній близькості від АЕС, ядерних сховищ. Населення і адміністрація територій повинні знати схему простих і чітких дій на випадок аварії. Радіаційно-захисні заходи поділяються на три послідовні етапи:
§ початковий, в період загрози та перші години викиду радіонуклідів у навколишнє середовище;
§ первинний, ліквідації наслідків аварії, в умовах відбувся викиду і осадження радіонуклідів.
§ проведення та завершення робіт з ліквідації аварії та її наслідків
Третій етап представляє найбільший інтерес для екологів-прикладників, тому що дає шанс проявити їм свої численні таланти. Він проводиться після випадінь радіоактивних опадів і зонування територій і будується з урахуванням розрахункових променевих навантажень на населення. На террітроріі повинні проводиться планові заходи щодо дезактивації місцевості.
2.2 Побудова заходів реабілітації агроценозів
Період природного полуочіщенія грунтів, забруднених радіонуклідами ядерно-енергетичного походження, становить від 30 до 275 років, що з урахуванням експоненти процесу передбачає повне виключення чинника зі складу середовища через 1500-2000 років, не менше. Тому при радіоактивної забрудненості середовища, що перевищує межі допустимого радіаційно-екологічного ризику, необхідна активна штучне втручання в процес - дезактивацію радіоактивних територій.
Розрізняють повну та часткову дезактивацію середовища. Повна дезактивація - комплекс заходів, що виключають радіаційний фактор із складу середовища та його вторинне включення до екосистемний метаболізм. Часткова дезактивація - тимчасове виключення або придушення процесу надходження радіаційного чинника в ланки екосистемного метаболізму, що веде до зниження його накопичення в організмі жителів радіоактивних територій, в кінцевій сільськогосподарської продукції до допустимих величин.
2.2.1 Повна дезактивація
Повна дезактивація територій передбачає зняття верхніх шарів грунтів після радіаційних осаджень до глибини 10 - 15 см з подальшим похованням зрізів в могильниках для радіоактивних відходів. Після аварії на ЧАЕС така дезактивація була зроблена в 600 населених пунктах на території загальною площею 7000 км 2. Близько 50% забруднених територій дезактивували тоді двічі, як правило, внаслідок повторного забруднення після випадання опадів, змивів радіоактивності з забруднених зрізів або недезактивованим територій, розташованих у безпосередній близькості і на більш високому рівні щодо об'єктів дезактивації - дитячих будинків, шкіл, лікарень, підприємств, громадських установ. Потужність дози (контролювалася по γ-випромінюванню) після таких надзвичайно дорогих заходів знижувалася в 3 - 4 рази. Як екранів, поглинаючих потоки іонізуючих випромінювань від забруднених грунтів (захист екрануванням), дезактивовані поверхні затьмарювалися гравієм, піском, наносився асфальт, що вело до 10-кратного зниження потужності дози. Екрануванням (гравієм, асфальтом або пластиковими покриттями) були захищені 25000 км доріг. У цілому було Дезактивовано близько 7000 будинків і установ, знято 200000 м 3 грунтів. Ефект виявився тим не менше вкрай незначним внаслідок відсутності могильників для поховання радіоактивних зрізів, величезної площі недезактивованим територій, відсутність інженерних споруд для збору стічних вод і відведення дощових радіоактивних змивів від дезактивованих територій.
2.2.2 Часткова дезактивація біологічним методом
Часткова дезактивація з метою фіксації радіоактивного забруднення в зонах відчуження і попередження водної, повітряної (вивітрюванням) міграції радіонуклідів на території з допустимими значеннями фактора здійснюється біологічним методом. Висівання багаторічних трав на забруднені грунту веде до ефективного «витягування» радіонуклідів потужною кореневою системою рослин з грунтів. Скошування і в подальшому спалювання таких трав, поховання незначних обсягів радіоактивної золи виявилося найбільш ефективним методом як локалізації (фіксації радіоактивності кореневою системою трав), так і дезактивації найбільш масивних радіоактивних забруднень середовища. Встановлено зокрема ряди рослин у відношенні їх здатності акумулювати 90 Sr: гречка> соєві боби> люцерна> суданська трава> кукурудза. Наприклад, овес в два рази більше накопичує 90 Sr, ніж просо. Вивчення закономірностей поглинання рослинами радіоактивних ізотопів свідчить про залежність цього процесу як від специфіки грунтового покриву, так і від біологічних особливостей культур. Л.І. Горіна (1975) найбільше накопичення спостерігала в рослинах, вирощених на дерново-підзолистих грунтах, менше - на сірих лісових і каштанових грунтах, потім на сіроземах і найменше - на чорноземах.
2.2.3 Механічний метод часткової дезактивації
Не менш ефективним виявився механічний метод часткової дезактивації - глибоке зорювання забруднених полів з метою поховання основної частки радіонуклідів механічним переміщенням з активного гумусового горизонту трав, сільськогосподарських культур (картоплі, зернових) в більш глибокі шари нерадіоактивні і перериванням тим самим активної екосистемної міграції радіонуклідів. Методика «обміну» радіоактивних шарів грунтів на нерадіоактивні відпрацьовувалися в центрах НДІ «Агрохімрадіологія», на радіоактивних територіях Брянської, Калузької, Орловської, Тульської областей. Отримані результати вказують на ефективність методу (радіоактивність гумусового горизонту знижена в 20 - 40 разів), його простоту і прийнятність в сільськогосподарській практиці (див. таблицю 2.1)
Таблиця 2.1. Перерозподіл радіоактивності грунтових шарів після глибокого оранки полів (плугом ПНС-4-40)
| h проби, см | 0-5 | 5-10 | 10-15 | 15-20 | 20-30 | 30-40 | 40-60 | |
| Забрудненість по 137 Cs | до | 25,5 | 2,1 | 0,8 | 0,3 | 0,3 | 0,2 | 0,1 |
| після оранки | 0,3 | 0,6 | 0,6 | 0,1 | 0,8 | 14,8 | 27,6 | |
Чимале значення має і пов'язане з обробкою зміна pH оброблюваних угідь, що втрачають характерну для середньо смуги підвищену кислотність. Зрушення її в лужну сторону веде до різкого зниження захоплення 137 Cs екологічними ланцюжками, продуктами харчування (таблиця 2.2)
Таблиця 2.2. Вплив зміненої кислотності на накопичення 137 Cs сільськогосподарської продукції
| pH грунту | Накопичення радіонуклідів | |||
| Молоко | М'ясо | Пшениця | Трава | |
| 4,5 -5,5 | 3,2 | 1,8 | 15 - 20 | 0,5 |
| 5,6 - 6,5 | 0,5 | 0,6 | 5 - 7 | 0,2 |
| 6,1 - 7,5 | 0,2 | 0,3 | 2 | 0,05 |
Обмеження надходження радіонуклідів в організм сільськогосподарських тварин багато в чому доповнюється зміною місць випасу перед забоєм з орієнтацією на зниження активності 137 Cs в тілі тварини вдвічі. З урахуванням експоненти процесу термін випас на нерадіоактивних луках або в стійлах на привізній нерадіоактивним кормі повинен становити не менше 3 місяців. Критерієм ефективності таких заходів служать встановлені в радіоактивних районах величини допустимої активності харчових продуктів ВДУ.
2.3 Особливості побудови профілактичних заходів при забрудненні лісових масивів і водоймищ
Методи з дезактивації лісу відсутні. Вивчено тривалість періоду лісової вертикальної міграції, перерозподіляє Cs - Sr-радіоізотопний склад з поверхонь забруднень на глибину 10 - 15 см і включає ізотопи в активний метаболізм лісових біоценозів. Вона становить близько 1 року для листяних і близько 3 - 5 років для хвойних лісів. Основну частину радіонуклідів забирає дрібна коренева система, розташована на глибині до 15 см і виконує основну роль у забезпеченні мінерального живлення лісу. Найбільш активно тут захоплюється 90 Sr, що накопичується в подальшому в стволах і великих гілках дерев. Цезієвий метаболізм більш динамічний. Ізотоп включається листя, формуючи в подальшому основну активність листового опаду. У цілому кругообіг радіонуклідів представляє постійно повторювані циклічний процес, стабілізуючий через 4 - 5 років у листяних і 10 - 12 - у хвойних лісах після забруднення середовища. Основна частина радіонуклідів накопичується в лісовій підстилці, що є кумулятором радіоактивного забруднення лісу. З недеревних продуктів лісу найбільш небезпечно лікарську сировину, як, втім, ягоди та гриби. Особливу увагу приділяється пожежонебезпеки радіоактивних лісів у зв'язку з високим ризиком масивного повторного забруднення середовища від згоряння лісових масивів
Найбільшою радіоактивністю володіє березова деревина, причому розподіл всередині стовбура (від периферії до центру) рівномірний, без істотних відмінностей радіоактивності річних кілець. Радіоактивність ж сосни при однаковому змісті радіонуклідів у лісових грунтах в 2,5 рази нижче. Розподіл випромінювачів всередині стовбура нерівномірно, в периферичних річних кільцях вище, ніж у ядрі, в 2 - 3 рази. Накопичення радіоактивності іншими видами йде в зворотньому порядку: береза, дуб, осика, вільха, сосна.
Лесопосевние роботи проводяться на радіоактивних територіях з метою стабілізації грунтів, грунтового радіаційного метаболізму і тим самим попередження труднопредськазуємих міграції. Проводиться часта посадка змішаного типу з використанням біологічно стійких деревних і чагарникових порід з забороною на подальше використання їх продукції. Особливе значення такі роботи набувають біля водоймищ, оскільки при проточному функціонуванні деяких з них радіонукліди можуть винести за межі площі основного поразки. До того ж це попередить джерело високої радіоактивності непротічних водойм (крім обов'язкового тут підвищеного вмісту розчиненого радону і радіонуклідів від безпосередніх радіоактивних випадінь на поверхню водойм). Це є - постійні стоки дощових вод, вимивають радіонукліди із забруднених грунтів узбережжя водойм і особливо грунтів без проведення біологічної фіксації радіонуклідів і висадки швидкозростаючою багаторічної рослинності.
Для зниження і попередження накопичення радіоактивності продуктів водойм необхідно обов'язкове висівання багаторічних трав, дрібного чагарника на узбережжях радіаційно-небезпечних водойм рибних господарств.
Для побудови об'єктивних уявлень про процеси в екосистемах, викликаних внесенням до складу середовища, багаторівневі ланки її метаболізму екологічно новітніх, біологічно активних у вкрай незначних микроколичествах факторів вимагає постійного багаторівневого моніторингу, що реєструє динаміку радіо-, токсико-, стрессорногенних процесів. саме такий, «біосферний» (за Н., В. Тимофєєва-Ресовський) підхід до вирішення проблеми і може дати об'єктивне уявлення про характер, спрямованості реакцій, зробить можливими їх прогноз, вироблення стратегії профілактики наслідків радіоактивного забруднення середовища.
3. Екологічні аспекти економіки атомної промисловості
3.1 Загальна ситуація і тарифи
У попередніх розділах було розглянуто питання міграції радіоактивних ізотопів 90 Sr і 137 Cs у різних середовищах існування. Всі вони є основними елементами техногенного походження. Знизити їх питому радіоактивність шляхом виключення з метаболізму цілком можливо. Однак це передбачає досить великі капіталовкладення []. І в зв'язку з цим виникає питання, а чи варто дійсно тих витрат подальше екстенсивний розвиток атомної енергетики і підприємств ядерно-паливного циклу з-за тих потенційних загроз на здоров'я населення? Детальної інформації з даного напрямку немає. За незалежними джерелами, в Росії знову склалася атмосфера закритості над подібного роду питаннями. Така ситуація має коріння ще з зовсім недавніх «застійних» років XX століття. У сучасній Росії традиції секретності були дещо ослаблені після Чорнобильської катастрофи, що призвела до виникнення і розвитку екологічної гласності. Але після розпаду СРСР, коли в Росії почали надходити дуже великі кошти на цілі зниження ядерної та радіаційної небезпеки об'єктів атомної промисловості, закритість інформації екологічного та фінансового характеру знову стала способом обмеженого доступу експертів до достовірних цифр і фактів. Тепер секретність дозволяє приховувати джерела спрямування фінансових потоків, як зарубіжної допомоги, так і бюджетних коштів. Тому можна сказати, що офіційними відомостями щодо економічної діяльності (так само як і екологічне страхування) Мінатому, автор розміщує в обмеженому обсязі.
Між тим, атомна енергетика є тим відростком на величезному організмі ядерного ВПК, який міг розвиватися лише в період безмежного фінансування з боку держави. Після того як закінчаться запаси подільних матеріалів, накопичені за роки «холодної війни», ця галузь енергетики приречена на вмирання, тому що вона не може протистояти у конкурентній боротьбі інших способів виробництва електроенергії. Чому? Простежимо витрати, що впливають нас собівартість енергії, і необхідні для її виробництва:
· Видобуток енергоносія;
· Переробка, збагачення та транспортування енергоносія;
· Будівництво електростанцій;
· Уловлювання викидів та утилізація відходів;
· Страхування техногенних ризиків;
· Ремонт обладнання;
· Відрахування в амортизаційний фонд;
· Зарплата працівникам і деякі інші витрати.
При цьому не можна забувати і про довгострокові здорожують факторах:
Ø Виснаження запасів дешевих уранових руд;
Ø Зменшення військових запасів урану за рахунок його продажу;
Ø Старіння і розміщення інфраструктури;
Ø Необхідність проведення дорогих науково-дослідних і конструкторських робіт, пов'язаних з передбачуваним переходом до так званої поновлюваної атомної енергетики на основі плутонієвого палива;
Ø Відкладені проблеми, пов'язані з дорогим зберіганням і ще більш дорогої утилізацією ВЯП, урану і плутонію;
Ø Необхідність страхування ядерних ризиків на рівні вимог міжнародних конвенцій;
Ø Необхідність підвищення фізичного захисту підприємств ЯПЦ в зв'язку з виникненням нових загроз - в першу чергу пов'язаних з ядерним тероризмом;
Ø Необхідністю реабілітації забруднених радіоактивністю територій та компенсації вже постраждав у результаті діяльності атомної промисловості населенню;
Ø Накопичення відрахувань, необхідних для зняття з експлуатації атомних об'єктів після вироблення ресурсу і для створення нових виробляють потужностей (або для ліквідації наслідків їх виробничої активності).
Насправді тариф на атомну електроенергію виявляється нижче собівартості, що не заважає керівництву Мінатому поспішає з початком будівництва як можна більшого числа нових енергоблоків АЕС. Причина такого поспіху, на думку незалежних експертів, у тому, що через 10 років, коли запаси дешевого уранової сировини наблизяться до вичерпання, обгрунтувати економічну доцільність будівництва нових АЕС буде ще складніше, ніж зараз. А раз так, то на населення, на середовище існування накладається додатковий ризик техногенних аварій, пов'язаних з їх експлуатацією.
Але перш ніж робити висновки про будівництво нових АЕС, розглянемо проблеми, пов'язані з безпосередньою експлуатацією підприємств атомної промисловості.
3.2 Поводження з радіоактивними відходами
На зорі створення атомної промисловості конструктори мріяли про замкнутий цикл поводження з радіоактивними матеріалами. Особливих підстав для оптимізму не було вже тоді: найбільш далекоглядні керівники атомної науки і промисловості ще на початку 1950-х років застерігали від безпідставною атомної ейфорії []. Після більш детальних проробок стало ясно, що вартість замкнутого паливного циклу не дозволяє зробити атомну енергетику рентабельною. У результаті постало питання про пошук досить безпечних способів зберігання РАВ та ВЯП, який до цих пір не вирішене ні в одній країні світу.
Поки основна кількість радіоактивних відходів у ВЯП розміщується на тимчасове зберігання в погано пристосованих для цього умовах. Оскільки процес зберігання і переробки РАВ та ВЯП є найбільш дорогої частиною ядерного паливного циклу, у керівництва Мінатому і «Росенергоатому» є можливість говорити про зниження собівартості атомної енергії за рахунок поточної недооплати послуг з поводження з радіоактивними матеріалами. Таке становище веде до значного зниження рівня фізичного захисту ядерних об'єктів. Цей факт був визнаний міністром з атомної енергії А.Ю. Румянцевим на засіданні Держдуми 5 березня 2003 []. Що стосується послуг з переробки ВЯП, то вона відбувається при порядному заниженні вартості за рахунок недовиконання заходів, пов'язаних з підтриманням ядерної та радіаційної безпеки на рівні міжнародних вимог [Bellona].
3.3 Виведення з експлуатації і демонтаж АЕС
Термін служби реакторів АЕС встановлений у межах 30 - 40 років, після чого вони повинні бути зупинені, виведені з експлуатації, розібрані, а територія рекультівіровна до стану «зеленої галявини». У Росії до 2020 року з експлуатації повинні бути виведені енергетичні реактори загальною потужністю близько 6,8 ГВт. []. Причому, чим довше працює реактор, тим більше буде потрібно коштів на його утилізацію. Це пов'язано з тим, що тривала експлуатація реакторів призводить до накопичення дефектів графітових кладок (розтріскування, усадка і розпухання блоків, викривлення колон). Просто розібрати графіт не можна, тому що немає екологічно безпечної технології по поводженню з реакторним графітом. Крім того, відбувається диспергування («в'еданіе») ядерного палива в графітову кладку, і в графіті знаходиться значна кількість палива, яке треба ще визначити. Усадка й розпухання призводить до труднощів технології демонтажу. Розроблені проекти щодо виведення з експлуатації промислових реакторів мають істотні недоліки, в т.ч. в частині контролю за безпекою їх конструкцій, поширенням радіоактивності в навколишнє середовище, оптимізацією дозових навантажень на персонал. У той же час, відповідно до постанови уряду РФ № 68 від 30 січня 2002 року «Про затвердження правил відрахування експлуатуючими організаціями коштів для формування резервів, призначених для забезпечення безпеки АЕС на всіх стадіях їх життєвого циклу та розвитку», величина відрахувань на демонтаж АЕС не повинна перевищувати 1,3% від виручки концерну «Росенергоатом». До речі, за даними перевірки Рахункової палати (2002), відповідний фонд створений не був, і відрахування на демонтаж АЕС не виробляються. [].
3.4 Соціальні пільги поблизу АЕС
У країнах, де атомна енергетика розвивалася хоча і при державній підтримці, але на комерційній основі, давно практикувалися різноманітні пільги населенню, що проживає поблизу АЕС. Метою цих пільг було придбання прихильників атомної енергетики серед мешканців прилеглих територій, на яку згідно з розрахунками, доводилося найбільше забруднення як у випадку радіаційної катастрофи, так і при штатної експлуатації енергоблоків. У Росії такі пільги були законодавчо закріплені лише через шість років після Чорнобильської катастрофи. Відповідно до постанови уряду РФ № 763 від 15 жовтня 1992 року в якості економічних стимулів для регіонів, де заплановано будівництво нових АЕС, передбачається «... включати до кошторисів на будівництво нових і розширення діючих атомних станцій витрати на спорудження в визначених проекті зонах навколо цих станцій об'єктів соціальної сфери для населення, що проживає у даних зонах, у розмірі до 10% капітальних вкладень, що виділяються на будівництво об'єктів виробничого призначення ... ». []. На тих небагатьох об'єктах атомної енергетики, які будуються в останнім часом, ця постанова не виконується. Скажімо, при будівництві Волгодонської АЕС в результаті згортання програм соціального будівництва тільки в 2001 році «Росенергоатом» не виконав зобов'язань у сфері соціального будівництва на суму 233 млн. руб. [].
3.5 Страхування ядерних ризиків
Оскільки об'єкти атомної промисловості несуть значний ризик для навколишнього середовища і здоров'я громадян, практично у всіх державах-членах ядерного клубу практикується страхування відповідальності оператора АЕС. Вся діяльність в цій сфері регулюється кількома міжнародними документами, основними серед яких є Паризька Конвенція про відповідальність щодо третіх осіб у галузі ядерної енергії від 1960 року і Віденська конвенція про цивільну відповідальність за ядерну шкоду від 1963 р. (з доповненнями від 1997 р.) . Починаючи з 1997 року, страхування АЕС у Росії виробляється, але на пільгових умовах: сума максимального страхового покриття складає 100 млн. руб. на кожен енергоблок. У найближчому майбутньому передбачається збільшити цю суму в 9 разів - до 900 млн. рублів на три страхових випадки на рік (перший - з межею відповідальності страховика 500 млн. рублів, другий - 300 млн., і третій - 100 млн. рублів) [] . Це лягає додатковим тягарем на собівартість атомного кіловата. Відомості про те, що ці витрати включені в тариф, знайти не вдалося. Значить, це має ще відбутися [].
3.6 Економіка виведення з експлуатації об'єктів атомної промисловості. Вартість реабілітації забруднених територій
Проблема виведення з експлуатації ядерних об'єктів, реабілітації забруднених територій радіоактивністю і економічна сторона цих процесів до теперішнього часу не стали предметом обговорення фахівців. По всій видимості, це пов'язано з зазначеним колишніми керівниками атомної галузі відсутністю досвідчених економістів у системі Мінатому. Проте пошук об'єктивних даних з економіки виведення з експлуатації російських ядерних об'єктів та реабілітацію забруднених територій радіоактивністю до теперішнього часу вкрай важка. І тому в рамках даного дослідження автор вимушений спиратися на нечисленні опубліковані дані і єдину досить докладну експертну оцінку витрат, необхідних для вирішення першочергових проблем у цій сфері. У 2001 році фахівцями Управління по зняттю з експлуатації ядерних об'єктів Мінатому Росії була підготовлена довідка, в якій перераховані об'єкти в 40 регіонах РФ, терміново потребують грошей на утилізацію, рекультивації забруднених в процесі діяльності атомної промисловості територій та об'єктів, захоронення радіоактивних відходів і т.д . Загальна вартість передбачуваних заходів становить 5,81 млрд. дол Розглянемо цей список для Волгоградської області та сусідніх з нею регіонів:
| Регіон | Розмір необхідного фінансування, $ | Підстава |
| Астраханська область | 11 млн. | * Консервація і ліквідація підземних ємностей, створених мирними ядерними вибухами (15 вибухів) * Дезактивація обладнання нафтогазовидобування, забрудненого природними радіонуклідами та захоронення утворюються при цьому РАВ. |
| Волгоградська область | 2 млн. | Модернізація об'єктів виробничої інфраструктури спеціального комбінату «Радон», що займається розміщенням та тимчасовим зберіганням радіоактивних відходів. |
| Саратовська область | 2 млн. | то ж |
| Ростовська область | 1 млн. | то ж |
Þ утилізація та захоронення відпрацьованих джерел іонізуючого випромінювання (ДІВ);
Þ вод з експлуатації та утилізація радіоізотопних термоелектрогенераторов (РІТЕГ);
Þ створення регіональних сховищ для захоронення РАВ.
Ці кошти передбачається отримати у рамках програми «Глобальне партнерство» з зарубіжних спонсорів, країн «Великої вісімки». До цього часу фінансова допомога спрямовувалася на цілі зниження небезпеки, що йде від російської ядерної зброї та об'єктів атомної електроенергетики. На цілі екологічної безпеки кошти від міжнародної допомоги практично не направлялися.
3.7 Радіаційна обстановка Волгоградської області за 2003 рік
Комітетом природних ресурсів та охорони ОС Адміністрації Волгоградської області була забезпечена діяльність інформаційно-аналітичного центру з обробки і передачі інформації з обліку і контролю РВ і РАВ утворюються на території області. Представлена інформація свідчить, що в області використовуються закриті радіонуклідні джерела в 29 організаціях, відкриті - в 3-х і 2 організації працюють - як з РМ у відкритому вигляді, так і з закритими джерелами.
Чотири організації поховали мають у них джерела та припинили діяльність з їх використанням (Медсанчастина ВАТ «ВгТЗ», ВАТ «Сибур-Волзький», ЗАТ «СМТ« Волгоградстройгаз », ВМУ ЗАТ« Металлургпрокатмонтаж », у якого залишилися тільки радіаційні: головки з захистом з збідненого урану). Одна організація почала в 2003 р. роботи з закритими радіоактивними джерелами - ВАТ Волгоградська фірма «Нефтезаводмонтаж». В даний час в РІАЦ Волгоградської області перебувають на обліку 35 організацій. Всього в 2003 р. на території області перебувало в обігу РВ сумарною активністю 1,124 +15 Бк
Станом на 09.03.04 р. на території області залишилось:
· Відкритих радіоактивних джерел сумарною активністю - 3,134 +13 Бк
· Закритих радіонуклідних джерел 1034 шт. сумарною активністю - 9,09 +14 Бк, в тому числі альфа-джерел 167 шт. активністю 1,01 +12 Бк (всі організації м. Волгограда) і бета-джерел, активністю 1,01 +15 Бк (667 шт. в м. Волгограді), а також заявлено про наявність 54 радіаційних головок і блоків джерел із захистом з збідненого урану. У містах області знаходиться 159 ЗРИ, сумарною активністю 4,88 +14 Бк, з яких 13 виробів зі збідненого урану. Основні радіонукліди: іридій-192, цезій-137, ко-бальт-60, нікель-63, тритій, криптон-85, вуглець-14, хлор-36, радій-226, плутоній-239, америцій-241.
Поховано радіоактивних відходів активністю 2,528 +13 Бк. Вимагають поховання тверді РАВ загальною активністю 1,58 +14 Бк в кількості 57 шт. У грудні 2003 року (ВАТ «Хімпром») поховані тверді РАВ загальною активністю 4,3 +12 Бк в кількості 249 шт. В даний час на підприємстві використовуються 214 ЗРИ з вичерпаним терміном експлуатації. План-графік заміни відпрацьованих ЗРИ та їх поховання знаходиться на узгодженні в м. Москві. Довготривале зберігання (захоронення) РАВ здійснює ФГУП «Волгоградський спеціалізований комбінат« Радон ».
З метою реалізації поставлених завдань у сфері екологічної та радіаційної безпеки під керівництвом Комітету фахівцями ЗАТ «Титан-Ізотоп» проведено радіаційне обстеження території Урюпинський і Чернишковского районів, що межують з потенційно радіаційно-небезпечними об'єктами (Нововоронежська, Волгодонська АЕС). Результати вимірювань ПЕД обстежених територій складають 0,05-0,11 мкЗв / год і є радіаційно-безпечними, тому що вони нижче рівня втручання (по НРБ-99, додаток 5). Питома активність проб за природними радіонуклідами Калій-40, Радій-226, Торій-232 знаходилася на рівні значень, що не перевищують питому активність радіаційно-чистих ділянок (у межах похибки вимірів). При радіаційному обстеженні територій та об'єктів Урюпинський і Чернишковского; районів в окремих пробах виявлені сліди техногенного радіонукліда січня 1937 З s. Порівняння виміряних значень питомих активностей цього радіонукліда в пробах з результатами радіаційного обстеження, проведеного раніше (1996 р.), свідчить про їх відповідність. Таким чином, причиною наявності радіонукліда Цезій-137 є не початок діяльності Волгодонської АЕС (2001), а ймовірно інші причини (можливо, катастрофа на ЧАЕС). Радіоактивних забруднень пов'язаних з роботою Волгодонської АЕС при дозиметричних вимірах на території обстежених районів і спектрометричних вимірах проб (грунту, мулу, води і донних відкладень) не виявлено. При радіаційному обстеженні навчальних закладів вищевказаних районів виявлені прилади, що містять радіоактивні речовини (камера спостереження шляхів альфа-часток, вольтметр з радіоактивним покриттям шкали). Виявлені прилади вилучені та транспортовані на підприємства ЗАТ «Титан-Ізотоп», де були поміщені в сховище РВ для подальшої підготовки їх до захоронення на СК «Радон». Крім того, фахівцями ЗАТ «Титан-Ізотоп» завершені дезактиваційні роботи на ділянках місцевості, забруднених радіоактивними речовинами на полігоні ТПВ ЗАТ «Скарабей» у Дзержинському районі м. Волгограда виявлених у травні 2002 р.
За участю зацікавлених організацій (Головного управління ГО і НС Адміністрації Волгоградської області, ГУПР та ОНС МПР Росії по Волгоградській області, ЦГСЕН, Волгоградського обласного центру з гідрометеорології та моніторингу навколишнього середовища, Науково-впроваджувального підприємства РСА) під керівництвом Комітету завершені роботи з монтажу і пуску в експлуатацію другого фрагмента автоматизованої системи контролю радіаційної обстановки на території Волгоградської області (Волго-АСКРО). В даний час на території області функціонують 11 постів автоматизованого контролю за радіаційною обстановкою (РО), контролюючих наступні параметри: радіаційний фон місцевості, температуру, швидкість і напрямок вітру, вологість повітря. Дана інформація надходить фахівцям Комітету згідно план-графіка.
Спільно з Волгоградської митницею був розроблений у реалізований комплекс заходів щодо посилення радіаційного контролю за вантажами, які надходять на митні пости Волгоградської області.
За звітний період також виконаний гамма - спектрометричний аналіз зразків продукції ряду підприємств області. У цілому, аналіз існуючої ситуації дозволяє оцінити радіаційну обстановку у Волгоградській області як задовільну.
Висновок
Основними довгоживучими радіонуклідами антропогенного (ядерно-енергетичного) походження є стронцій-90 (90 Sr), цезій-137 (137 Cs) і плутоній (239 Pu, 240 Pu). Швидкість радіоактивного розпаду цих випромінювачів нижче склалася швидкості накопичення в середовищі, що ставить їх в розряд постійних факторів екосистем. Накопичуються в грунті, і після досягнення важкопередбачувані межі, можуть привести до різких порушень екосистемного гомеостазу з наступним зростанням патологічних реакцій (через нехарактерних кількостей). 90 Sr і 137 Cs є основними випромінювачами в грунтової середовищі. Розрізняють горизонтальну і вертикальну міграцію цих елементів. Горизонтальна характерна для щойно випав радіонуклідів, до включення в ланки грунтового метаболізму, і швидкість її залежить від рельєфу місцевості і випадання опадів. Вертикальна залежить від радіаційної ємності грунтів (її сорбційної ємності, хімічних властивостей, що визначають швидкість утворення нерозчинних сполук з радіоізотопами, біологічної поглинальної здатності, швидкості включення до складу мікрофлори і подальші ланки обміну). Найбільшою радіаційної ємністю характеризується чорнозем, грунт лісової підстилки, найбільш вираженою підлогу відношенню до калієвому аналогу грунтового метаболізму цезію. Стронцій, калієвий аналог обміну, погано захоплюється живої (активною) компонентної грунтів і значно швидше мігрує в глубоколежащие шари.