Меры реабилитации агроценозов при радиационном воздействии

1.2 Биогенная концентрация

Все животные и растения обладают способностью избирательно и интенсивно накапливать рассеянные в экосистемах в ничтожных концентрациях микроэлементы, к конкурентам которых (в том числе и по характеру биологических функций) относятся долгоживущие радиоактивные загрязнители среды. Коэффициенты накопления их (отношение радиоактивности радионуклида в составе ср

еды к его радиоактивности в организме) колеблются от нескольких до десятков тысяч. Высокие коэффициенты накопления приводят к тому, что концентрация излучателей в биомассе загрязненных биоценозов становится более высокой по сравнению с радиоактивностью среды (что ведет к неадекватной оценке радиационного риска при простом санитарном анализе событий).

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

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

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

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

Период полуочищения корнеобитаемых слоев от радионуклидов цезия и стронция (совокупность функций экспоненты радиоактивного распада, минерализации, перехода в подкорневую систему и др.) представлен в таблице 1.3. для различных видов почв. Он минимален для чернозема и торфяных почв, а для почв, пострадавших от аварий, максимален, что позволяет прогнозировать радиационную «чистоту» таких территорий только через 600 – 1000 лет.

Таблица 1.3. Периоды полуочищения корнеобитаемых слоев почв от суммарной радиоактивности (по Михалеву, 2004)

1.3 Экосистемные реакции на радиоактивность

Экосистемные реакции на радиационную деформацию среды не систематизированы. Ряд исследований указывает на рост видового разнообразия растительности, средней продолжительности жизни, функциональной активности животных и человека, проживающих в зонах повышенного радиационного фона (см. таблицу 1.4). Аналогичная (новейшая) радиационная обстановка на территориях с мощным токсичным фоном ведет к крайне противоположным результатам (гибель лесов, повышенная частота генетических дефектов у новорожденных, повышенная заболеваемость, деградация интеллекта) (см. таблицу 1.5). Системные исследования, проведенные Н.В. Тимофеевым-Ресовским, указывают на расслоение симбиотической согласованности функциональной активности составляющих биоценозов: увеличение скорости роста и функциональной активности низших биологических видов на фоне угнетения пролиферации высших форм растений, животных. Такие реакции подтверждаются на территориях с загрязнением среды > 40 Ки/км2. К тому же они ведут к активации олиготрофной (пассивной в дорадиационный период) микрофлоры почв, снижению численности разрыхлителей почв, беспозвоночных, изменениям устоявшихся дорадиационных структур почвенных биоценозов, снижению плодородия почв. Реакции, тем не менее, будут развиваться по типу «экологического стресса» с последующей нормализацией экосистемных взаимодействий, на что указывает ряд прослеженных в динамике данных по состоянию биоценозов на территориях, радиоактивных от аварий и ядерных испытаний. Особенно при отсутствии антропогенных вмешательств в экологический метаболизм.

 Скачать реферат