Чорнобильська АЕС
Вступ.
Внаслідок Чорнобильської катастрофи 1986 року в навколишнє
середовище потрапила значна кількість радіонуклідів, що призвело до погіршення
екологічного стану великих територій України, Білорусії та Росії. В результаті
найбільшої аварії на атомній електростанції в навколишнє середовище віділілося
100 Мкі, з яких половина припадає на частку ксенону, приблизно 10 Мкі - І --
131, 1-2 Мкі - Cs - 137, 0.2 Мкі - Sr - 90, та
інші.
Через швидкий розпад І - 131 та інших нестійких нуклідів
(які в перші часи та дні аварії сформували значну частку дози опромінення),
відбулося різке зниження початкового рівня опромінення. Але зараз головну
радіоекологічну небезпеку складають радіонукліди з великим періодом
напіврозпаду (наприклад, для Рu - 239 це 24065 років, для Sr -90 - 28,6
років, Am -241 - 342,2 роки, Cs - 137 - 30,2 роки). Крім того, що ці
радіонукліди є альфа-і бета-віпромінювачамі, вони є токсичними зімічнімі
елементами (одним з натоксічнішіх є плутоній).
Радіоактивні речовини, викинуті реактором в навколишнє
середовище, були включені в природні процеси енергообміну (в т.ч. водний,
повітряний та біогенній переноси), що охоплюють всі природні компоненти.
Радіонукліди, що вийшли за межі станції, потрапили в
атмосферу, звідки відбувалося їх осідання на поверхні різного роду: грунти,
рослинний покрив, поверхні водних басейнів, дороги, тощо). Радіонукліди, що
осіли на поверхню грунтів під дією природних факторів, мігрують в
горизонтальному і вертикальному напрямках. Головну роль у міграції
радіоактивних речовин в геологічному середовищі грають підземні води,
забруднення яких було виявлено вже влітку 1986 року. Попадання радіонуклідів в
грунтові води в багатьох випадках відбувалося аерозольних шляхом через криниці
та інші свердловини. Крім того, атмосферні опади, що фільтруються через грунти,
є постачальниками радіонуклідів в підземні води (цьому сприяють властивості
грунтів Поліського району Україні, де відбулася катастрофа). Інтенсивність
міграції радіонуклідів істотно збільшується на ділянках експлуатації підземних
вод. Радіонукліди, що потрапили в грунтові води, рано чи пізно будуть винесені
у поверхневі водойми та Дніпро.
Радіонукліди, що активно беруть участь в процесах
енергообміну в неживій природі, були включені і в біогеохімічній цикл, який
здійснюється в системі трофічних ланцюгів:
поглинання рослинами, тваринами, мікроорганізмами окремих
радіоактивних ізотопів (при цьому відбувається поступове перемішування
радіонуклідів з їх ізотопнімі і неізотопнімі носіями та включення їх у склад
біологічних структур);
виділення надземну частину і кореневими системами
рослин радіонуклідів у складі окремих сполук, вимивання з листя дощами рухливих
радіонуклідів, наприклад, цезію;
виділення тваринами продуктів, що утворюються в
результаті травлення, які поступають в грунти в складі нових сполук або як їх
домішки;
відмирання різних органів рослин - листового опади або
рослин, які завершили свій онтогенез;
розкладання органічних решток мікроорганізмами, що
супроводжується включенням радіонуклідів у склад бактеріальної маси або їх
переходом в грунтовий розчин.
В результаті Чорнобильської аварії вібуліся найбільші з
короткочасних викидів радіоактивних матеріалів в атмосферу з одного джерела. Зі
всіх викинутих з активної зони матеріалів наступні чотири елементи визначили
радіологічний стан в пострадаліх районах:
Йод (головним чином йод - 131), цезій (цезій-134,
цезій-137), стронцій (стронцій-90) і плутоній (плутоній-239, плутоній - 240).
Крім того, у викидах були присутні вісокорадіоактівні частки палива (гарячі
частіці). Результати аеродозіметрічного контролю радіаційного становища і відбора
та аналіза навколишнього чередовіща, які почали проводитися невдовзі після
аварії, показали, що шайбільш забрудненим виявився район навколо реактора, який
згодом став забороненою зоною. В інших районах зміни напрямку вітру і окремі
дощі протягом десяти днів після першого викиду призвели до дуже нерівномірного
характеру розподілення радіоактивних випадів у Білорусії, Росії та Україні.
Сильні дощі, а також місцеві умови сприяли виникненню
ділянок ( "гарячих плям") з дуже великими рівнями поверхневої радіоактивності,
потужність зовнішньої дози випромінення яких в 5000 разів перевищувала
потужність дози від природнього радіоаційного фону. Після того, як викиди
припинилися, відбулися зміни характеру забруднення, зумовлені радіоактивним
розпадом (головним чином йоду - 131, який розпадається майже повністю протягом
3 місяців) і природніми процесами, які стали причиною міграції забруднення у
грунт і дисперсії часток грунту в результаті стоку поверхневих вод.
Інформація, отримана в ході радіодозіметрічного контролю і
аналізу навколишнього середовища, була використана для складання офіційних карт
поверхневого забруднення, які показують рівні поверхневої концентрації цезію,
стронцію і плутонію.
В ході організованого Лабораторією МАГАТЄ в Зайберсдорфі
взаємного порівняння був розроблений критерій для визначення достовірності
офіційних даних. Інститути провели аналіз (на вміст радіонуклідів віміряніх)
"Анонімних
проб грунтів "(стронцій - 90, плутоній - 239, цезій --
137, радій - 266), сухого молока (стронцій - 90, цезій - 134, цезій - 137,
калій - 40), імітаторів повітряних фільтрів (стронцій - 90, цезій - 137,
кобальт - 160, барій - 133, свинець - 210) і рослинності (стронцій - 90, цезій
- 134, цезій - 137, калій - 40) і повідомили отримані результати. Лабораторія
порівняла ці результати з рекомендованими значеннями.
Представлені результати за вмістом цезію - 137 у грунті
співпадали з рекомендованими значеннями. З іншого боку, в результатах по
стронцію і плутонію спостерігалась тенденція до завищення їх вмісту у грунті в
4 рази. Подібна тенденція була відмічена при визначенні вмісту у молоці
стронцію (до 9 разів) і цезію (до 3 разів).
Програма відбору проб.
Грунти.
Проби грунтів, відібрані в рамках проекту, були катож
використані для визначення концентрації радіонуклідів на різній глибині і
визначення офіційних оцінок діапазону середніх значень і поверхневого
забруднення цезієм - 137. У
результаті цього були отримані значення, які відповідали діапазону значень по
цим районам.
Водні ресурси.
Для того, щоб
визначити, чи була забруднена радіонуклідами питна вода, були відібрані проби
води в шістнадцяти населених пунктах Брагінського, Новозібковського і
Овруцького районів. Проби відбиралися з викопних криниць систем
водозабезпечення озер та річок. Крім того, було взято проби дінніх відкладів з
озер, річок і водочховщ для оцінки ступеню проникнення цезію і визначення
ступеню небезпеки забруднення вступних систем. Концентрація цезія у воді була,
як правило, нижче порога чутливості приладів. Однак в пробах відкладів з
районів з високим рівнем забруднення грунтів відмічено підвіщеня рівню у
верхніх шарах відкладів, які є потенційними джееламі забруднення біоти в цих
районах в майбутньому.
Повітря.
Вітер може
стати причиною повторного пілоутворення у повітрі і повітряного переносу випав
радіонуклідів, при цьому виникає небезпека інгаляційного надхолження в організм
радіоактивного пилу. В ході аналізу були отримані результати, які свідчать про
ті, що концентрація гамма-альфа-частинок у повітрі низька, сильні зливи на час
проведення дослідів і рослинність могли перешкодити повторному пілеутворенню і
знизити значення отриманих результатів.
Мікробіологічні показники грунтів зони відчуження.
Забруднення
навколишнього чередовіща в результаті аварії на ЧАС впливає на здоров я людей
не тільки прямо, а й опосередковано порушенням екологічної рівноваги в природі.
Останнє значною мірою пов язане з якісними і кількісними змінами в
мікробіоценозах біосфери.
Як відомо, радіація є значним фактором дії на
мікроорганізми, викликаючи у високих дозах їх загибель. Є відомості про
виникнення у опромінених тварин дисбактеріозу з появою у кишечнику
антібіотікорезістентніх і гемолізуючіх штамів E.coli. Все це
свідчить про пряму і опосередковану дію радіації на агресивні властивості
мікроорганізмів і можливості ії неблагоспріятлівого впливу на організм.
Зараз ще не вивчена роль мікробних ценозів в біологічному
циклі міграції радіонуклідів (PH), яка може здійснюватись через
мікробіологічний метаболізм комплексних органічних і неорганічних речовин
грунту з радіоізотопамі. Не виключена також можлімість вткорістання
радіоізотопів як структурних елементів. Оскільки це питання практично ен
вивчене, необхідна якісна та кількісна оцінка мікрофлори грунтів, встановлення
екологічно значущих представників для визначення динаміки процесів в умовах
довгострокового радіоактивного забруднення.
Були проведені
досліди мікробіоценозів грунтів. Екологогігієнічну оцінку грунтів проводили по
8 показниках. З санітарно-показових бактерій визначали загальне мікробне
обсеменіння (ЗМО), в одному грамі грунту, що були врощені в двох температурних
режівах, 37 і 20 градусів Цельсія (алло-і аутохтонна мікрофлора).
Співвідношуння цих груп мікроорганізмів віддзеркалює ступінь органічного
забруднення і інтенсивність процесів самоочищення грунту. Іншим
санітарно-показовим тестом слугували ендобактерії. Ці мікроорганізми мають
властивість окіслюваті багато органічних сполук і, крім того, є патогенними і
умовно патогенними для людини. Викликає інтерес також той факт, що грам-відємні
бактерії більш чутливими до радіоактивного опромінення, ніж грам-позитивні і
активно собрують цезій - 137.
Серед інших показників обраних шести фізіологічніх груп,
що беруть участь в процесах самоочищення: кислотно-, лужно-утворюючі та
нейтральні мікроорганізми вегетативних і спорових форм гетеротрофів. В останні
роки зявилося подівомлення про стимуляцію глюкозою метаболічної активності
мікрофлори грунту в очищенні йогорадіоактівніх відходів, що містять важкі
метали. Результати проведених досліджеть показали різноманітність
мікробіологічних ценозів грунтів, що зазнали радіоактивного забруднення.
Кількість ендобактерій в грунті більшості проб віднесені до мінімального (52%)
і середнього рівня (37.2%) обсеменіння. Такі результати свідчать про незначне
забруднення грунтів Зони відчуження ендобактеріямі, та її відносно
балгоспріятлівій санітарний стан.
Таблиця1. Оцінка зазруднення грунтів Зони відчуження
Рівень
обсеменіння
У 1 г
грунту
Кількість
проб,% з різною інтенсивність обсеменіння
Ендобактерії
ЗМО (37 гр
Ц, 24 год)
ЗМО (20 гр
Ц, 48 рік)
мінімальній
(0-99 тис..)
Середній
(100 тис.. - 1 млн.)
Максимальний
(більше 1 млн.)
52
37.2
10.8
29.4
54.9
15.7
29.4
57.8
12.8
Але враховуючи особливу роль радіоактивного забруднення
грунтів Зони відчуження, важливо співставити отримані результати з активністю
цезію - 137, в табіліці 2 представлені відсотки проб по всіх трьох
санітарно-бактеріологічних показниках при максимальній активності цезію - 137.
Як видно, в усіх показниках виявлено збільшення відсотку проб з мінімального до
максимального рівню обсеменіння. Іншими словами, можна констатувати наявність
стимулюючої дії підвищеного радіоактивного забруднення грунту цезієм - 137 з
удільною активністю більш тисячі Бк/кг.
Таблиця 2. Вплив максимального (більш 1000Бк/кг Cs)
радіактівного забруднення грунту на життєдіяльність бактерій.
Показники
Рівні обсеменіння
мінімальний
середній
максимальний
Ендобактерії
P
+ m
N
T
V
30.2
6.3
53
0.41-2
