Чернобыльская авария на атомной электростанции, экологические последствия влияния на почвенный покров

На сегодняшний день вопрос радиоактивного загрязнения экосистем довольно широко изучен на примерах различных полигонов. Многие отечественные и зарубежные ученые (Куликов, Молчанова, 1975; Израэль, 1986, 1988, 2006; Лебедев и др., 1992; Алексахин, 1993; Бахур и др., 1993, 1997, 2001, 2009; Петряев и др., 1993; Иванов и др., 1994; Кривохагский и др., 1994; Falk, 1988; АН, 1990; Aarkrog., 1997, 2001) работали в зонах загрязнения в результате Кыштымской, Чернобольской и других радиационных аварий на земном шаре, ими произведено множество исследований и поставлены модельные эксперименты. В.В. Литовский (2001) рассматривает в том числе изучение естественной радиоактивности и экологические последствия Атомного проекта на Урале. А.Г. Назаровым (1996, 2000, 2006) разработана теория радиационных катастроф, сделан историко-научный анализ Чернобыльской катастрофы.

За годы, которые прошли после аварии на Чернобыльской АЭС, определились география и уровень радиоактивного загрязнения ландшафтов. Уровни и масштабы их радиоактивного загрязнения оценены на основе удельной активности ^l37Cs в верхнем слое почв. Известно, что выпадение радионуклидов на почву происходило как за счет медленного диффузионного сухого оседания, так и за счет' конвективного влажного вымывания атмосферными осадками, что в сочетании с геоморфологическими факторами и ландшафтными характеристиками местности определило ясно выраженную пятнистую структуру радиоактивного загрязнения. На поверхность почвы радионуклиды попали в результате гравитационного оседания крупнодисперсных частиц, сухих выпадений путем задержания мелких частиц и газов на поверхности и влажных выпадений с атмосферными осадками. Радиоактивный след в северных районах Полесья в пределах Житомирской и Киевской областей сформировался оседанием выпадений топливных частиц с радионуклидным составом, близким к составу продуктов деления в реакторе на момент аварии.

Позже на этот след наложились выпадения аэрозольных частиц конденсационного типа, обогащенных преимущественно радиоцезием, которые сформировали загрязнение в виде «цезиевых» пятен. Таким образом, радиоактивное загрязнение лесоаграрных ландшафтов Полесья Украины определяет радиоцезий. Поступление радиоцезия вглубь почвы проходит не только в свободной ионной форме, но и в виде комплексных соединений. Скорость разложения растительности составляет не меньше 1-2 года. Незафиксированная часть радионуклидов вступает в контакт с поглощающим комплексом почвы сразу после оседания в результате вымывания осадками.

Непосредственно в почве мобильность радионуклидов определяется скоростью и прочностью сорбции выщелоченных радионуклидов твердой фазой почв. Трансформация форм проходит медленно. В почвах Полесья вертикальное распределение водорастворимого ^ШС$ колеблется от сотых частиц процента в слое 0- 1 см до 0,7-0,9% в нижерасположенных слоях. В обменном состоянии ¹³ Сз больше, особенно в обогащенных органическим веществом почвах. Основная же часть находится в необменном состоянии, причем 36-70% крепко связано кристаллической структурой почвенных минералов. Плотное закрепление радиоцезия обусловлено включением его в состав кристаллической решетки глинистых минералов путем изоморфного замещения калия в структуре минералов.

Поведение радиоцезия в окружающей среде зависит от того, в какой начальной химической форме он попал на поверхность почвы и как трансформируется и перераспределяется в ППК.

В радиоактивном загрязнении территории Восточно-Европейской равнины представлен практически весь спектр радионуклидного состава и физико-химических форм выпадений Чернобыльского выброса: от диспергированных частиц облученного реакторного топлива до конденсационных форм газоаэрозолей. Почвы областей РФ характеризуются однотипным составом загрязнения. Основными дозообразующими радионуклидами являются изотопы цезия (¹³⁴Сз и ¹³ Се), на долю которых приходится (по данным на 1988 г.) около 95% суммарной активности. В небольших количествах фиксируегся ^|0,’Ри, а в почвах Брянской обл. и ¹⁺⁴Се. Доля последних в радионуклидном составе выпадений по мере приближения к источнику выброса заметно возрастает. В почвах 30-километровой зоны ЧАЭС (Украина) но данным на сентябрь 1987 г. суммарная гамма-активность в основном определялась ^|44Се (47-52%), затем '“Яи (17-20%), ^ШС8 (15%), ⁹⁰Бг (8%) при незначительном вкладе ⁹⁵МЬ и ‘^>’Zт. При этом, несмотря на различную удаленность участков от ЧАЭС и их разное расположение относительно источника выброса, а соответственно и физикохимическую природу выпадений, радионуклидный состав почв отличался незначительно. Отмечалось лишь некоторое увеличение доли ^Ы4Се на участках ближней части 30-километровой зоны ЧАЭС. То есть независимо от удаленности рассматриваемых территорий от ЧАЭС и различий в плотности их загрязнения, радионуклидный состав выпавшей радиоактивной смеси в пределах 30- километровой зоны был примерно одинаков.

Высокие плотности загрязнения значительной части территории после аварии на ЧАЭС заострили проблему возможного увеличения границ загрязнения в результате вторичного перераспределения и концентрирования радионуклидов в зонах аккумуляции. За 10 лет, прошедших с момента выброса, существенных изменений в запасах радионуклидов ¹' С.з и ^ю8г в почвенном блоке элювиальных и аккумулятивных ландшафтов не наблюдалось. Различия в плотностях загрязнения '^Сз почв сопряженных ландшафтов за этот период находятся на уровне статиетической значимости. Если учесть, что ошибка определения рассматриваемого показателя составляет около 10%, то можно говорить лишь о тенденции нарастания величины различия в плотностях загрязнения ландшафтов, что с очевидностью свидетельствует о наличии процессов межландшафтного пе- рераспределения Сб. Перераспределение 8г в системе геохимически сопряженных ландшафтов более динамично, хотя и не имеет столь выраженного характера, как это отмечалось для глобальных выпадений. Тем не менее в динамике наблюдается однонаправленное расширение диапазона различий в содержании этого радионуклида в литогенетических разностях, хотя данные различия также близки к статистической ошибке измерений.

С большей интенсивностью идет перераспределение радионуклидов внутри элементарных ландшафтов на уровне микро- и мезо рельефа. Уже через 5 лег после аварии содержание радионуклидов в понижениях, замкнутых округлых западинах, мочажинах и других аккумулятивных формах микрорельефа возрастает на 5-30% по сравнению с элювиальными формами микрорельефа. При этом в максимальной степени увеличиваегся количество наиболее миграционно-подвижных радионуклидов: ^|06Яи и ^ь СБ.

Аналогичное, но еще более выраженное перераспределение радионуклидов наблюдается между сопряженными формами мезорельефа. При выраженной крутизне склонов (>15°) и перепаде высот около 2-3 м эти процессы протекают интенсивнее, и перераспределение радионуклидов за 5-летний период составляет 50- 100%, а для ^|06Яи даже больше - 137%. По интенсивности миграции по элементам мезорельефа гамма-излучающие радионуклиды образуют тот же ряд, что по элементам микрорельефа. При этом максимальная аккумуляция радионуклидов в отрицательных формах мезорельефа наблюдаегся в их периферической части, т.е. у подножия склонов, и несколько меньшая - в центральной части понижений. Эго говорит о наличии выраженного геохимического барьера в периферической части аккумулятивных ландшафтов.

В настоящее время радионуклидный состав загрязнения почв этой территории (без учета изотопов плутония) определяется в основном ^ь7Сз, ¹ '⁴С$ и ^>08г. При этом соотношение ^,08г/^ь Сб в среднем по зоне составляет 0,6 с тенденцией уменьшения данной величины но мере удаления от источника выброса. В данный период в радионуклидном составе загрязнения наблюдается закономерное нарастание количества “ Ат, хотя в целом его доля не превышает 0,5% ог суммы гамма-излучающих радионуклидов и ^Л|8г. Поэтому наблюдаемое возрастание миграционных потоков ~⁴¹Ат в системе «почва - растения - животные - человек» на современном этапе не носит уг рожающего характера. Доля же таких радиоизотопов, как ¹⁴⁴Се и ^Ш6Яи, которые доминировали в радионуклидном составе загрязнения почв на начальных этапах, в настоящий период снизилась примерно до 0,5%, причем эти радионуклиды регистрируются лишь в верхних слоях почвенного профиля. Глубже 2 см радионуклидный состав загрязнения практически на 100% представлен изотопами С я и ^<>08г.

Анализируя радионуклидный состав загрязненных почв лесов центральных районов Восточно-Европейской равнины, можно констатировать: несмотря на то, что при аварии в атмосферу поступил весь спектр нуклидов реакторного топлива, продуктов его деления и активации, загрязнение на большей части территории уже через несколько месяцев после выброса было обусловлено только изотопами Сб и ⁴⁰ Б г, исключая участки ближней части зоны, прилегающие к ЧАЭС. В составе загрязнения этих территорий в течение нескольких лет присутствовали другие радионуклиды чернобыльского выброса (^|44Се, ^|0611и и др.).

Общепринято, что базовым критерием для оценки радиоэкологической обстановки и картографирования загрязненных территорий являегся показатель плотности загрязнения почв (б). Анализ факторов, определяющих уровень падения величины плотности загрязнения б, показывает, что в основном он обусловлен радиоактивным распадом. Наиболее заметное падение б отмечается на участках 30-километровой зоны ЧАЭС, где первоначально (1986— 1987 гг.) плотность радиоактивного загрязнения более чем на 50% определялась относительно короткоживущими нуклидами, в частности ¹⁴⁴Се и ^|06Яи, и примерно на 17% - долгоживущим ^|37Сз. Более медленное снижение величины 5 наблюдается на участках, значительно удаленных от источника выброса (Брянская и Тульская области РФ), где доля ¹³ Сь изначально составляла более 70% от суммарной гамма-активности, а вклад Се и Ки не превышал единиц-десятых долей процента.

Необходимо отметить, что за почти 30 лет радиационная ситуация на территории зоны отчуждения существенно улучшилась. Мощность дозы на поверхности почвы уменьшилась в согни раз. На участках где были проведены работы но дезактивации (удаление верхнего слоя почвы), радиационный фон уменьшился на два- три порядка.