РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА

По уточненным данным Федеральной службы лесного хозяйства РФ, общая площадь радиоактивно-загрязненных земель на территории Брянской обл. на 1 января 1995 г. составляла 171 тыс. га, в том числе с плотностью загрязнения от 37 до 185 кБк/м2 - 60%; 185-555 - 23%; 155-1480 - 15% и более 1480 кБк/м2 около 2%. На территории Калужской обл. загрязнению подвергалось 177,8 тыс. га, из них от 37 до 185 кБк/м2 - 75%, 185-555 - около 25%; 555-1480 - менее 1%. В Тульской обл. загрязнено 74,8 тыс. га, из них от 37 до 185 кБк/м2 - 97%; 185-555 кБк/м2 - 3% [205]. На Украине радиоактивному загрязнению подверглась площадь около 9 млн га, из них 1,75 млн га приходится на лесные массивы [189]. По ориентировочным оценкам, площадь лесных массивов, подвергшихся загрязнению в Брянской обл., достигает 1900 км2, Калужской - 810 км2.
Характерной особенностью чернобыльского выброса явилась значительная пространственная и временная неоднородность плотности, радионуклидного состава и физико-химических форм выпадения. Большая часть радионуклидов находилась в составе слаборастворимых полидисперсных частиц размером от десятых долей до сотен мкм (так называемые ’’горячие'’ частицы)[*]. Вещественный состав большинства матриц "горячих” частиц (до 90%) представлен оксидами урана неодинаковой степени окисления с различными примесями. Их радионуклидный состав близок к таковому облученного ядерного топлива, но с фракционированием летучих высокодисперсных продуктов деления [92, 111, 140, 142, 302]. Встречаются и так называемые рутениевые частицы с матрицей из элементов группы железа, в значительной степени обогащенные 103Ru, 106Ru. Также обнаружены частицы, обогащенные 144Се, 144Се +106Ru, ,44Се +134*137Cs, и чисто цезиевые частицы [314, 319, 323].
Более крупные топливные частицы размером до 200 мкм выпали преимущественно в зоне, прилегающей к реактору. Причем на участки, где радиоактивный след формировался в первые часы после аварии, выпали наиболее труднорастворимые частицы с меньшей степенью окисления урана. Их матрица в основном состояла из U02 [192]. На более удаленных территориях (Брянск-Тула-Калуга-Прибалтика-страны Европы) загрязнение было обусловлено осаждением мелкодисперсных частиц и газоаэрозолей, в составе которых первоначально доминировали изотопы иода, а затем цезия.
Загрязнение данных регионов на 80-90% определялось конденсационной компонентой [72], и лишь 10-20% активности было связано с относительно небольшим числом ’’горячих'’ частиц переменного радионуклидного состава [179]. Т.е. по мере удаления от источника выброса доля топливной компоненты в выпадениях падала и дисперсный состав "горячих” частиц менялся [110].
В общем плане плотность поверхностного загрязнения центральных районов Восточно-Европейской равнины варьировала в пределах 5-6 математических порядков: от единиц кБк/м2 до сотен мБк/м2. Для территории России этот показатель колебался от единиц кБк/м2 до нескольких МБк/м2. Максимальное загрязнение отмечалось в 30-кило- метровой зоне отчуждения ЧАЭС. Минимальный размах варьирования отмечался на территории Тульской обл. РФ. По мере приближения к источнику выброса размах варьирования плотности загрязнения сильно возрастал, что отразилось в вариациях этого показателя на территории 30-километровой зоны ЧАЭС. Здесь диапазон колебаний плотности загрязнения на ключевых участках составил от 1480 кБк/м2 (на границе зоны) до 370 МБк/м2 (в части, прилегающей к реактору). Пространственная неоднородность загрязнения, как правило, подчинялась закону логнормального распределения [7,93,173]. Коэффициент варьирования рассматриваемого показателя составлял 30-35%, однако по мере приближения к источнику выброса в топографии распределения радионуклидов усиливалась микроочаговость, обусловленная возрастанием доли топливных частиц в выпадениях [344].
По радионуклидному составу загрязнение также было неоднородным. Для выпадений в ближней зоне он был близок к таковому в поврежденном реакторе на момент выброса, по мере удаления от ЧАЭС радионуклидный состав обогащался летучими компонентами (иодом, цезием) и обеднялся тугоплавкими (церием, цирконием, ниобием и т.д.) нуклидами (табл. 4).
Радионуклидный состав загрязнения лесов РФ (Брянская, Калужская, Тульская обл.) примерно однотипен. Основными дозообразующими радионуклидами являются изотопы цезия 134Cs, 137Cs. На их долю (по данным на сентябрь 1988 г.) приходилось более 90% от суммарной активности, доля ^Sr в общем загрязнении составляла не более 1-2%, что в абсолютных единицах исчислялось величинами порядка 29,6 кБк/м2 (табл. 5).
В то же время на участках 30-километровой зоны ЧАЭС доля изотопов цезия (на август 1987 г.) составляла 19-24%, с незначительным нарастанием этой величины к границам зоны. Особенности радиоактивного загрязнения исследуемой территории во многом определили последующее распределение радионуклидов в почве, их биологическую доступность и характер накопления растениями.
В соответствии с плотностью и физико-химическими формами выпадений изменялась и величина мощности экспозиционной дозы. В начальный период она варьировала от 0,2 до 0,7 мР/ч в пределах РФ и от 0,7 до 95,0 мР/ч на территории 30-километровой зоны отчуждения (табл. 6).

Таблица 4. Средний радионуклидный состав загрязнения территории Европейской части СНГ гамма-излучающими радионуклидами и ^Sr на 1986 г., % [15,75, 81,167]

Территория загрязнения	•31,	!03Ru	106Ru	l34Cs	l37Cs	»Zr + + 95Nb	140La + + 140Ba	14lCe	,44Ce	*gt;Sr
			Россия (на 23.05)
Брянская обл.	25,0	25,5	-	13,2	25,0	2,7	7,8	-	-	0,8
Калужская обл.	24,6	24,8	-	14,1	26,1	1,8	8,1	-	-	0,5
Тульская обл.	20,9	33,6	-	12,5	24,0	1,9	6,5	-	-	0,6
		30-километровая зона ЧАЭС, Украина (на 10.05)
5-10 км	5,5	14,1	3,5	0,7	1,2	40,1	5,1	15,1	13,1	1,7
10-30 км	38,4	13,8	3,7	2,6	4,7	21,7	-	7,8	6,5	0,8

Таблица 5, Радионуклидный состав загрязнения почв лесов Европейской части СНГ, %

Участок	,44Се	134Cs	l37Cs	l06Ru	95zr	95Nb
		Россия (на сентябрь 1988 г.)
Пл-1*	-	18,4	75,2	6,4	-
Пл-2	-	17,9	76,7	5,4	-	-
Кл-1	0,04	18,3	75,9	5,8	-	-
Кл-2	0,05	18,4	75,3	6,2	-	-
Зл-1	1,50	18,1	74,2	6,2	-	-
	30-километровая зона		ЧАЭС, Украина (на август 1987 г)
д-1	52,5	6,0	18,1	19,5	1,7	2,3
К-2	52,1	5,8	17,9	20,7	1,1	2,5
Ш-1	57,1	4,9	14,5	19,1	1,4	2,8
* Характеристику участков см. в табл. 1.

Участок	hy м				Годы
		’1987	1988	1989	1990	1991	1992	1994	1995
Пл-1*	о”		0,20	Россия 0,08 0,07		0,06	0,06
	1	-	-	-	-	0,05	0,04	-	-
Пл-2	0	-	0,18	0,07	0,07	0,06	0,05	-	-
	1	—	-	-	-	0,05	0,04	-	-
Кл-1	0	-	0,40	0,16	0,14	0,12	0,11	-	-
	1	_	_	-	-	0,09	0,08	-	-
Кл-2	0	-	0,39	0,15	0,12	0,11	0,10	-	-
	1	-	-	_	-	0,09	0,07	-	-
Зл-1	0	-	0,71	0,35	0,28	0,25	0,20	-	-
	1	-	-	-	-	0,20	0,15	-	-
д-1	0	0,68***	30-километровая зона ЧАЭС, Украина 0,22 0,13 0,10 0,05				0,05	0,04	0,04
	1	-	-	0,07	0,05	0,03	0,04	0,03	0,03
д-3	0	0,73***	0,23	0,11	0,10	0,05	0,05	0,04	0,03
	1	-	-	0,07	0,05	0,04	0,04	0,03	0,02
К-2	0		1,90	1,36	0,91	0,43	0,47	0,36	0,31
	1	—	-	0,72	0,52	0,34	0,33	0,27	0,23
Ш-1	0	95,0	57,60	36,5	12,93	6,32	5,94	5,04	4,47
	1	-	-	19,1	6,99	4,53	4,18	3,52	3,18
* Характеристику участков см. в табл. 1. ** 0 - на поверхности почвы; 1 - на высоте 1 м. По данным на 1986 г.

Участок	Л, м	Годы
Участок	Л, м	.1987	1988	1989	1990	1991	1992	1994	1995
				Россия
Пл-1*	0**	-	50,8	128,3	148,0	173,1	187,6	-	—
	1	-	-	-	-	215,4	278,4	-	-
Пл-2	0	-	56,9	152,0	166,8	193,8	202,0	-	-
	1	-	-	-	-	238,5	313,4	-	-
Кл-1	0	-	42,7	109,3	124,5	141,5	152,2	-	-
	1	-	-	-	-	202,2	205,7	-	-
Кл-2	0	-	39,7	101,3	127,4	134,1	149,8	-	-
	1	-	-	-	-	170,1	209,8	-	-
Зл-1	0	-	52,2	103,4	128,3	141,5	178,3	-	-
	1	-	-	-	-	178,6	233,1	-	-
			30-километровая зона ЧАЭС, Украина
д-1	0	8,8***	24,7	43,3	55,5	106,7	109,5	140,0	146,4
	1	-	-	89,7	113,6	192,0	153,3	233,3	256,2
д-з	0	9,7***	23,9	60,0	62,2	140,5	125,0	162,9	195,5
	1	-	-	93,8	130,2	200,0	161,3	231,6	307,7
К-2	0	-	35,0	51,8	75,5	157,1	139,1	171,4	195,3
	1	-	-	98,6	133,3	200,0	200,0	230,8	266,4
Ш-1	0	12,6	16,1	30,4	81,3	158,5	160,2	171,0	188,4
	1	-	-	58,1	150,4	221Д	227,8	245,0	265,0
* * _ - , , То же, что в табл. 6.

Интенсивность снижения МЭД резко замедляется со временем. Это, с одной стороны, обусловлено радиоактивным распадом коротко- живущих изотопов и почти 100% долевым вкладом в формирование МЭД в настоящее время долгоживущего 137Cs, а с другой - аккумулирующей ролью лесной подстилки, сдерживающей миграцию радионуклидов в минеральные слои почвы.
Линейной зависимости между изменением плотности загрязнения и величиной МЭД во временнбм ряду не наблюдается (табл. 7). Отмечается лишь закономерное нарастание величины соотношения плотности загрязнения и МЭД (коэффициент А):
А = о/(МЭДизм - МЭДф0Н),
где а - плотность загрязнения, Ки/км2; МЭДизм - мощность экспозиционной дозы по результатам измерения, мР/ч; МЭДф0Н - среднестатистический показатель естественного радиационного фона на исследуемой территории в доаварийный период (по данным Госкомгидромета принят равным 10 мкР/ч).
Отсюда становится очевидным, что оценка плотности загрязнения по величине МЭД, несмотря на взаимосвязь между этими показателями, достаточно условна, поскольку зависит от целого ряда динамично изменяющихся факторов: а) интенсивности миграционных процессов, т.е. степени заглубления радионуклидов; б) интенсивности биологического круговорота; в) особенностей микрорельефа; г) особенностей радионуклидного состава загрязнения и ряда других показателей.

<< | >>

↑

Источник: Щеглов А.И.. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС.. 2000

Еще по теме РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА:

- Геохимия -

- Биология - Ветеринария - Взаимоотношения животных - Все животные - Геология - Зоопсихология - Коровы - Кошки - Лечение животных - Лошади - Насекомые - Науки о Земле - Опасные растения и животные - Растительный мир - Редкие животные - Сельское хозяйство - Собаки - Экология -