Экономический и экологический ущерб 14 page

Таблица 1.3.31
Радионуклиды в эксплуатируемых подземных водах г.Киев, мБк/л (1990 - 1992 гг.)

Следовательно, наблюдаемое загрязнение, кроме техногенных путей, может проникать лишь в результате вертикальной нисходящей фильтрации через массив пород. Оно усиливается в центральных частях депрессии, возникающей в результате водоотбора и обеспечивающей значительное увеличение перепада напоров между этажно залегающими горизонтами.

Рис. 1.3.13. Схема гидроизопьез в водоносном горизонте сеноман-нижнемсловых отложений: / - граница модели; 2 -гидроизопьезы; 3 -водозаборы; 4 -направление движения подземных вод; 5 - подземные водоразделы.

Рис. I.3.14 Гидрогеологический разрез в районе Киева
I. График пьезометрических уровней 1 -Сеноман-альбского водоносного горизонта: (а) -до начала эксплуатации; (б) -современное состояние. 2. Юрского водоносного горизонта. (а) -до начала эксплуатации; (б) -современное состояние.
II. Гидрогеологический разрез Водоносные горизонты: 3. Олигоцен-чствергичных отложений (пески, супеси) 4. Эоценовых отложений (пески). 5. Сеноман-альбских отложений (известняки, мел, песок, песчаник, гравий). 6. Юрских отложений (известняки). Слабопроницаемые отложения 7. Четвертичные суглинки и глины. 8. Киевские (эоценовые) мергели. 9. Туронские мергели. 10 Юрские глины и глинистые известняки 11. Скважины киевского водозабора.
Для подтверждения реальности этого предположения были проведены наблюдения в дренажных штольнях, расположенных на склоне правого берега Днепра в Киеве. Опробовано 12 штолен, вскрывающих четвертичные, неогеновые и палеогеновые отложения. Для осушения массива вышезалегающих пород в штольнях пробурены восходящие скважины, забои которых находятся на глубинах 7 - 12 м от поверхности земли. Из этих скважин и отбирались пробы подземных вод. Фиксируемые концентрации¹³⁷Cs были обнаружены в восьми случаях из 12 и максимально достигали 9·10³Бк/л. В образце киевских мергелей, отобранного из забоя обновленной штольни, также установлено наличие¹³⁷Cs. Таким образом, миграция радионуклидов по естественным путям сквозь массив горных пород является установленным фактом. Скорость нисходящей миграции по этим данным должна достигать не менее 2 - 2,5 м/г. Следует однако учесть, что вблизи Киева имеются скважины, вскрывшие подземные воды эоценовых отложений на глубинах 40 - 60 Рј с измеримым содержанием^137-134Cs, не имеющие техногенных путей миграции в связи с самоизливом воды. По этим скважинам скорость нисходящей миграции радионуклидов должна составлять более 10 - 15 м/г. Экстраполируя возможность нисходящей миграции части обнаруженных радионуклидов по естественным путям в юрский горизонт на глубины до 250 м, получаем скорости миграции в условиях влияния депрессионной воронки 50 м/г. и более.
Такие значительные скорости свидетельствуют о наличии так называемых быстрых путей вертикальной миграции в массиве переслаивающихся водоносных и слабопроницаемых пород на большие глубины. Эти пути могут быть связаны прежде всего с зонами современной тектонической трещиноватости скальных и разрыхления несцементированных пород. Важное значение имеют также фациальные изменения, минералогическая и гранулометрическая неоднородность отложений. Раскрытость этих путей фиксируется лишь по весьма токсичным индикаторам - пестицидам и радионуклидам. Ореолы слаботоксичных загрязнителей (сульфаты, хлор, некоторые металлы) не обнаруживаются в значительных измерениях. Приведенные данные свидетельствуют о том, что:
начальное загрязнение подземных вод имеет широкое распространение, поэтому представления об их надежной защищенности являются несостоятельными;
за исключением мест наибольшей концентрации радионуклидов на поверхности, либо в пунктах локализации (в 30 - 60-километровой зоне на западе) загрязнение подземных вод выше ПДК за прошедшие 8 лет нигде не достигнуто.
В связи с этим возникает вопрос - существует ли опасность превышения ПДК в основных водоносных горизонтах, используемых для водоснабжения. К сожалению, представительные режимные наблюдения по существу до сих пор не налажены. Предварительные представления могут быть получены лишь на основе экспертных оценок, базирующихся на результатах решения обратных зада·с использованием диапазонных оценок параметров и различных моделей.
В связи со слабой изученностью параметров Kd, R, инфильтрационного питания, водопроводимости и др. модельные решения могут иметь лишь предварительный, оценочный характер. Согласно полученным отрывочным режимным данным и различным модельным оценкам, выполненным в НАН Украины, пункты временной локализации радиоактивных отходов, 4-й энергоблок ЧАЭС, пруд-охладитель, участки вблизи правобережных затонов на левобережной пойме и др. в настоящее время уже являются местами загрязнения грунтовых вод выше ПДК. В будущем ореолы сверхнормативного загрязнения будут постепенно расширяться.
Дальнейшее повышение концентрации радионуклидов в грунтовых водах будет происходить и в пределах всей наиболее загрязненной территории. Однако превышение существующих ПДК возможно лишь на ограниченных площадях.
Сложная ситуация складывается на участках чернобыльского, новошепеличского и яновского водозаборов, эксплуатирующих эоценовый водоносный горизонт. Хотя этот горизонт перекрыт слабопроницаемыми отложениями, возникшие воронки депрессии предопределили образование повышенных вертикальных градиентов и, как следствие, - активизацию перетекания из загрязненного грунтового водоносного горизонта по естественным и техногенным (затрубное пространство скважин) путям.
Поэтому опасность превышения действующих нормативов по радиоактивному загрязнению подземных вод эоценовых отложений здесь вполне реальна уже в ближайшие 3-7 лет (яновский водозабор).
На основе региональной модели Киевского региона выполнено ориентировочное прогнозирование загрязнения этажно залегающих водоносных горизонтов. Согласно этому прогнозу максимум загрязнения грунтовых, вод будет достигнут в 90-х годах и составит в среднем 0,3 - 1 Бк/л по⁹⁰Sr и¹³⁷Cs. Подземные воды основных для централизованного водоснабжения горизонтов сеноман-нижнемеловых и юрских отложений могут достигнуть максимума загрязнения (0,2 - 0,5 Бк/л) в 2010 - 2020 гг.
Сложнее ситуация в районе киевских водозаборов. Несмотря на относительно невысокий уровень поверхностного загрязнения в районе Киева - (1 - 40)·10⁴Бк/м², мощная депрессионная воронка предопределяет активизацию нисходящего питания и миграции загрязнителей, особенно в ее центральной части. Этому способствует установленное наличие быстрых естественных и техногенных путей миграции. Поэтому получение надежного прогноза для такого ответственного объекта может быть обеспечено лишь после создания научно обоснованной системы мониторинга.
По аналогии с рассмотренными водозаборами Киевского региона необходимость контроля и анализа ситуации существует по большинству водозаборов западного "следа" в Житомирской, Ривненской, частично Волынской, а также в Черниговской областях Украины.
Выводы
1. Максимум загрязнения поверхностных вод реализовался в первые годы после Чернобыльской катастрофы. Активизация разрушения "горячих" частиц и выхода растворимых форм⁹⁰Sr и¹³⁷Cs лишь растягивают спад активности загрязнения.
2. Наибольший суммарный вклад в загрязнение рек оказывает рассеянное загрязнение на активно участвующих в формировании стока частях водосбора рек, а не точечные (или близкие к точечным) источники, связанные с пунктами локализации радиоактивных отходов и т.п. Из относительно локальных участков, вносящих значительный вклад в загрязнение рек⁹⁰Sr, следует выделить территорию левобережной поймы р.Припять вблизи ЧАЭС.
3. Результаты моделирования свидетельствуют, что даже наложение нескольких неблагоприятных факторов может вызвать всплески активности загрязнений, но не приведет к превышению концентраций радионуклидов в речных водах выше существующих нормативов.
4. Наблюдения за радиоактивным загрязнением подземных вод свидетельствуют о несостоятельности применявшихся методик для оценки их защищенности и представлений о полной надежности подземных источников водоснабжения.
5. На практике подтверждается существование естественных и техногенных. преимущественно нисходящих, быстрых путей миграции обуславливающих направленность и темпы загрязнения подземных вод.
6. В настоящее время происходит постепенное возрастание загрязнения подземных вод, максимум которого ожидается в конце 90-х годов нашего - в 20-х годах следующего века. Поэтому, несмотря на относительно низкую загрязненность значительной части подземных вод в настоящее время, необходимы организация и совершенствование мониторинга подземных вод, повышение детальности и достоверности изучения фильтрационных и миграционных параметров, краевых условий и факторов, влияющих на их формирование и изменение, натурные полигонные исследования процессов миграции и перераспределения радионуклидов.

3.4. Биогеохимические превращения радионуклидов
Радионуклиды, выделяющиеся в ходе ядерной аварии, попадали в атмосферу, откуда происходило их осаждение на поверхности разной природы: почвы, растительный покров, поверхность водных бассейнов, дороги, крыши строений и т.п. Последующая судьба радионуклидов зависела от их физико-химического состояния, растворимости и от взаимодействия с веществами, входящими в состав поверхностей, на которую попали радиоактивные вещества и материалы. Исходно радионуклиды обнаруживались в форме оксидов, карбидов, атомарной свободной формы, а также в составе более крупных аэрозольных частиц с размерами порядка микрона, а вблизи аварийного блока еще более крупных образований.
Так как масса 1 Ки короткоживущих радионуклидов очень мала, даже при высоких плотностях поверхностного загрязнения массовые количества радиоактивных веществ были весьма незначительными (см. табл. 1.3.32).
Поскольку эти крайне малые массы радионуклидов были распределены по очень большой территории, их поведение до смешивания с носителями следует рассматривать как состояние крайнего рассеяния, когда основную роль играют процессы сорбции.
Первоначально происходило преимущественно сорбционное связывание радионуклидов веществами, на которые попадали атомарные и молекулярные формы радионуклидов. При этом по отношению к массе радионуклидов вещества поверхностей обладали очень большой адсорбционной способностью и емкостью поглощения, что определило начальное состояние радионуклидов: они сосредотачивались в тонком поверхностом слое почвы или открытых пород, налипали на поверхностный слой растений - кутикулу листьев, кору стеблей, удерживались на поверхностях строительных сооружений. Поведение радиоактивных частиц агрегатной природы было таким же, как и обычной пыли: они вмывались в поры материалов, на которые попадали, переносились воздушными потоками, застревали на шероховатых поверхностях. Таким было исходное, стартовое состояние радионуклидов, когда осуществилось их соприкосновение с биосферой и началось их вовлечение в круговорот химических элементов, происходящий с участием живых организмов.
Со временем темп выброса радионуклидов из аварийного реактора изменялся (см. табл. 1.3.33).
Таблица 1.3.32
Масса радионуклидов, выделенных из реактора

Таблица 1.3.33
Темп выброса радионуклидов из аварийного реактора

Радионуклиды, высвобожденные из аварийного блока, распространились на огромную территорию, к тому времени еще не распались короткоживущие изотопы, поверхностная плотность загрязнения во многих местах, даже вдали Чернобыля, достигала весьма высоких значений. Например, в третью декаду июля 1986 г. в Киеве радиоактивность листьев некоторых деревьев была следующей:
Листья каштана конского Aesculus hippocastanum L. (станция метро "Дарница"), в Бк/кг сухой массы общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 312 000, в том числе:

Листья липы сердцелистной Тilla cordata Mill (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 399 600, в том числе:

Листья березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 101 400, в том числе:

Хвоя сосны обыкновенной Pinus silvestris L. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 70 300, в том числе:

Эти данные получены путем гамма-спектрометрии с присущей этому методу точностью. Как видно, уровень загрязнения листовой поверхности, обусловленный преимущественно налипанием радиоактивных аэрозолей, очень велик. В последующие годы источником радионуклидов в листовой массе служило корневое поступление, и радиоактивность листьев была существенно ниже. Однако сохранилась значительная активность первичного загрязнения внешней коры деревьев.
Гетерогенность исходного радионуклидного загрязнения среды. Разнос струи радиоактивных веществ зависел от направления ветра, а выпадение радионуклидов из атмосферы на поверхность земли определялся как природой радиоактивных материалов (размер частиц, их парусность, растворимость), так и рядом метеорологических факторов, из которых основную роль играли атмосферные осадки. Если радиоактивное облако по пути следования попадало в место выпадения дождя, то возникало радиоактивное пятно на поверхности земли. Этим определилось формирование макрогетерогенности радиоактивного загрязнения территории, проявившейся в том, что поверхностное радионуклидное загрязнение имеет пятнистый характер, что хорошо прослеживается на картах, отражающих, радиоактивность территории. Здесь речь идет о достаточно протяженных размерах пятен радионуклидного загрязнения - от сотен метров до многих десятков километров. Даже в пределах 30-километровой зоны имеются отдельные участки с низким уровнем радионуклидного загрязнения, примыкающие к пятнам с очень высоким уровнем содержания радионуклидов. Вместе с тем, даже на больших удалениях от места аварии возникли участки повышенного уровня радиоактивности.
Особенности микрорельефа, наличие деревьев, строений, которые оказывают влияние на локальную скорость ветрового переноса радионуклидов и интенсивность выпадения осадков, определили микрогетерогенность поверхностного загрязнения, состоящую в том, что радионуклидное поверхностное загрязнение имеет пятнистую структуру, когда пятна, различающиеся по плотности радиоактивного загрязнения, могут быть очень мелкими, не превышающими подчас одного квадратного метра. Такие мелкие пятна можно было обнаружить в зоне набегания волны на берегах водоемов; в месте отекания воды с крыш; на склонах всхолмлений, обращенных в сторону, с которой двигалось радиоактивное облако. Весьма неодинаковой была радиоактивность наружной коры деревьев с разных сторон ствола. С наличием такой микрогетерогенности поверхностного радионуклидного загрязнения приходится считаться при проведении радиометрических и дозиметрических измерений на загрязненных территориях. Количественно микрогетерогенность поверхностного радионуклидного загрязнения можно характеризовать значением дисперсии плотности загрязнений в ряду измерений для отдельных микроплощадок. Для 10-километровой зоны дисперсия для этой величины превышала 110 %.
В связи с тем, что радиоактивное загрязнение, особенно в чернобыльской зоне, в определенной мере обусловлено выпадением более или менее крупных частиц, имеет место объемная гетерогенность радиоактивности природных объектов, например почв, когда варьируют значения локальной удельной радиоактивности загрязненных материалов. Если отбирать пробы почвы в одном микропятне радиоактивного загрязнения, то в следствие объемной гетерогенности радиоактивного загрязнения регистрируются весьма различные уровни содержания в них радионуклидов. Методом квартования можно добраться до частицы, которая определяет повышенную радиоактивность отдельной пробы.
Вхождение радионуклидов в биогеохимические циклы. Поскольку, как ухе отмечалось выше, массовые количества радионуклидов, попадающих в биосферу, крайне малы, их химическое влияние не может изменить исторически установившийся ход биогеохимических циклов, и только сосредоточение значительной радиоактивности в каком-либо компоненте биосферы вследствие радиационного воздействия на организмы может сказываться на темпах круговорота веществ.
Первоначально (фаза адсорбции на поверхностях) радионуклиды еще не разбавлены своими изотопными и неизотопными носителями и распределены в малом объеме в более или менее концентрированном состоянии, когда наблюдается весьма высокая удельная активность адсорбированного слоя. Однако в последующем начинается процесс распространения радионуклидов в объемы почвы, растительной ткани, природных вод (при этом происходит разбавление носителями), и поведение радионуклидов все больше начинает определяться биогеохимическими свойствами их носителей. В сравнении с массой выделившихся из аварийного блока радионуклидов концентрации носителей в биосфере очень велики. Например, кларковое содержание некоторых носителей в земной коре, г/т,
Na - 24500, К - 28200, Са - 28700, Sr - 290, Zr - 160, I - 0,4, Cs - 2,7, Ba - 590, Y, V, La, Ti, U - 2,5.
На рис. 1.3.15 в упрощенном виде показаны основные пути вхождения радионуклидов в биосферу.
Радионуклиды попали на листовую поверхность в конце апреля - начале мая: период наиболее активного роста растений и интенсивной метаболизации элементов. С поверхности листьев радионуклиды вовлекались внутрь клеток, и те из них, которые являлись изотопами биогенных элементов, подвергались метаболическому усвоению. Естественно, при этом происходило их первичное разбавление носителями:^134-137Cs - внутриклеточным калием,^89-90Sr - кальцием, радионуклидов йода - стабильным йодом, радионуклидов редкоземельных элементов - редкоземельными элементами, содержащимися в клетках. По-видимому, имеются основания к биогенным элементам практически отнести все радионуклиды. Конечно, в процессе внутриклеточного разбавления радионуклидов носителями степень разбавления тех или иных радионуклидов была неодинаковой: наиболее значительным разбавление было для радиоактивных цезия и стронция, для которых обычно в клетках содержится большое количество неизотопных носителей. Скорости поступления радионуклидов в живую ткань растения были весьма значительны, что обнаруживалось с помощью автографии, дающей возможность различать отпечатки "налипшей" активности и появление сплошного изображения всего листа. Радионуклиды извлекались даже из "горячих" частиц, которые отличаются крайне малой растворимостью. Это видно из рис. 1.3.16, где изображены автографы некоторых растений в средине лета 1986 г. Как видим, для ветви груши Pyrus communis L., растущей в Киеве, плотность "горячих" частиц на поверхности листьев была довольно высокой, и активность появляется в мезофилле листовой ткани. Растворяющая ряющая способность листовой поверхности обусловлена наличием во внеклеточном пространстве клеточных выделений, в состав которых входят комплексообразующие соединения. Растения разных видов неодинаково способны растворять "горячие" частицы. Например, радиоавтографы частиц на листьях ореха грецкого Juglans regia L. свидетельствуют о том, что последние весьма длительное время остаются лишь поверхностно-связанными с листом и не растворяются. На листьях же березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. такие же частицы растворяются довольно быстро и, поступая в ткани листовой пластинки, формируют детально проработанный радиоавтограф целого листа.

Рис I.3.15 Схема основных путей вхождения радионуклидов в биосферу

Дальнейший этап этой части радионуклидов, поглощенной растительностью - попадание на почвенный покров в виде листового спада. В природных биоценозах широколиственных лесов основная часть радионуклидов переместилась в лесную подстилку. В хвойных лесах этот процесс происходил медленнее, так как срок жизни хвои больше одного года. Для иллюстрации приведем содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева в 1987 г. (рис. 1.3.17).
В культурных фитоценозах, где были полностью прекращены сельскохозяйственные работы, радионуклиды постепенно заполняли ткани разных органов оставшихся культурных растений и сорняков, и при их отмирании образовывали слой органических остатков, откуда радионуклиды при участии почвенной микрофлоры и других организмов постепенно переходили в почву.
На тех территориях, где продолжались сельскохозяйственные работы, радионуклиды, содержащиеся в хозяйственно полезной части урожая, вместе с последней попадали в ту часть круговорота веществ, которая связана с использованием урожая. Радионуклиды с кормами попадают в организм домашних животных, и далее, в животноводческую продукцию либо в навоз и иные отходы, с продуктами питания - в организм человека и далее, с выделениями в окружающую среду, продолжая свое движение в биогеохимическом круговороте [22].
Радионуклиды, выпавшие на поверхность водных бассейнов довольно быстро связываются различными веществами, растворенными в воде либо в виде частиц, находящихся во взвешенном состоянии. Большую роль в связывании радионуклидов играют органические вещества. Адсорбированные радионуклиды попадают на дно водоемов, поэтому первоначально весьма активными оказались поверхностные слои ила. С этого начинается участие радионуклидов в биогеохимических циклах, приуроченных к природным водам.
В 1986 г. водные растения содержали весьма существенные активности радионуклидов. Приведем некоторые примеры радиоактивности биомассы водных высших растений, произраставших в Припят-ском отроге в 1986 г., где накопление радионуклидов в гидромакрофи-тах было наиболее значительным (данные Института гидробиологии НАНУ - табл. 1.4.33).
Биогеохимические циклы и трофические цепи. В общем виде биогеохимические циклы можно представить так, как это показано на рис. 1.3.18. Естественно, за каждой стрелкой обычно скрывается сложная трофическая цепь, которую можно исследовать методами радиоэкологии. Поскольку скорость передачи радионуклидаот одного компонента трофической цепи к другому определяется их способностью накапливать радионуклиды, продолжительностью пребывания последних в них, то общий поток радионуклидов преимущественно зависит от биологических процессов: скорости образования биомассы; концентрации в ней тех или иных радионуклидов и их носителей; темпов перехода радионуклидов в продукты, выделяемые организмами во внешнюю среду. Органические вещества, содержащие радионуклиды, практически всюду перерабатываются микроорганизмами. Следовательно, в биосфере судьба радионуклидов неразрывно связана с совокупной деятельностью организмов, объединенных в биоту. Как видно, биогеохимический цикл осуществляется в системе трофических цепей, в которые вовлекаются радионуклиды, выпавшие при аварии на поверхность земли и попавшие или в атмосферу, или природные воды.

Рис. 1.3.16. Автографы некоторых растений середины лета 1986 г

Рис. 1.3.17. Содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева

Таблица 1.4.33