Наземная среда.

Почвенно-растительный покров и животный мир наземных биогеоценозов весьма разнообразны. Закономерно­сти миграции искусственных радионуклидов в наземной среде оп­ределяются многими свойствами сообществ растений и животных. Темпы круговорота радионуклидов в природных и искусственных биогеоценозах в зависимости от типа сообщества (луговые, паст­бищные, лесные биогеоценозы, агрокультурценозы и т. п.), биоло­гических особенностей живых организмов, составляющих биогео­ценоз, экологических условий, специфических для данного природ­ного комплекса, а также от особенностей путей поступления в ценоз радиоактивных веществ изменяются в очень широких пре­делах.

Почвы. Почва — важнейшее депо искусственных радионуклидов в наземной природной среде. Роль почвы как компонента биогеоценоза в миграции радионуклидов двояка: с одной стороны, почва прочно сорбирует большинство искусственных радионукли­дов, снижая их доступность для корневых систем растений, а с другой — закрепление радионуклидов твердой фазой почвы приводит к длительному удерживанию их в самом верхнем корнеобитаемом объеме почвы и препятствует выносу за пределы зоны распространения корней.

Твердая фаза почвы может удерживать поступающие в нее радионуклиды вследствие ионного обмена, адсорбции (захват коллоидной фракции поступающих в почвы радиоактивных веществ) и химического осаждения (образование самостоятельных соединений радионуклидов с компонентами почвы). Многие искусственные радионуклиды сорбируются почвой по типу ионообменного погло­щения (прежде всего ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs). При этом ¹³⁷Cs сорбируется твердой фазой почвы значительно сильнее, чем ⁹⁰Sr, а часть ¹³⁷Cs не десорбируется из почвы растворами нейтральных солей [31, 36]. Большая группа искусственных радионуклидов из числа про­дуктов деления (⁹⁰Y,⁹⁵Zr+⁹⁵Nb, ^I03Ru, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴¹Ce, ¹⁴⁴Ce, ¹⁴⁷Рm и др.) очень прочно сорбируется твердой фазой почвы и не переходит в растворы нейтральных солей. Подвижность ряда радиологически значимых нуклидов характеризуется рядами:

при сорбции — ¹⁰⁶Ru>⁹⁰Sr>^I44Ce>⁹⁰Y>⁶⁰Co>^l37Cs,

при десорбции — ⁹⁰Sr> ¹⁰⁶Ru>¹⁴⁴Ce>⁶⁰Co>¹³⁷Cs>⁹⁰Y.

Для некоторых радионукли­дов (например, радионуклидов иода) важную роль в сорбции иг­рает органическое вещество почвы.

Содержащиеся в почвах радионуклиды передвигаются вниз по почвенному профилю с фильтрационным током воды, при помощи процессов диффузии, кольматажа, мигрируют в горизонтальном направлении и т. п.

Скорость вертикальной и горизонтальной миграции радионуклидов зависит от механических и физико-химических свойств (емкость поглощения, состав обменных катионов, порозность, рН, минералогический состав и др.). Попавшие на по­верхность почвы радионуклиды, как правило, в течение довольно длительного времени удерживаются в верхних горизонтах почвы в пределах зоны распространения корневых систем растений.

Для многих искусственных радионуклидов ведущими механиз­мами миграции являются конвективный перенос и диффузия. На основе диффузионных представлений развиты модели переноса ра­дионуклидов с.использованием закона Фика. Так, для большого набора типов почв в СССР коэффициент диффузии ⁹⁰Sr в естест­венных условиях равен 10^-8—10^-6 см²/с. Для тех радионуклидов, у которых важную роль играют процессы необменного взаимодей­ствия с твердой фазой, перенос не подчиняется строго закону диф­фузии Фика; в этом случае для количественного описания передви­жения радионуклидов используют аналогии, считая, что переме­щение носит условно диффузионный характер, и вводя понятие эффективный коэффициент диффузии i[65]i.

Растительный покров и животный мир. Накопле­ние искусственных радионуклидов растениями может происходить по двум путям: в результате непосредственного задерживания на надземной фитомассе радиоактивных частиц и аэрозолей, оседаю­щих из атмосферы, и при усвоении радионуклидов из почвы (кор­невое питание). Для каждого из этих путей характерны свои спе­цифические особенности, а их количественная значимость опреде­ляется многими факторами (соотношение между интенсивностью радиоактивных выпадений и содержанием радионуклидов в почве, физико-химические особенности «радионуклидов, биологические ха­рактеристики растений и др.). Значимость внекорневого (аэрального) пути поступления в растения радионуклидов не зависит от периода их полураспада, тогда как роль почвенного перехода не­велика для коротко- и отчасти среднеживущих радионуклидов, так как они успевают распасться в течение времени, характерно­го для усвоения радионуклидов корнями.

При поступлении в растения радионуклидов по аэральному и почвенному путям их накопление описывается уравнением

C=aD_a+bD_K,

где С — концентрация радионуклида в растениях; D_a — интенсив­ность выпадений радионуклида из воздуха на растительный покров в течение вегетационного периода; D_K — кумулятивное отло­жение радионуклида впочве; а и b — коэффициенты.

Внекорневое накопление радионуклидов в растениях. Один из основных путей накопления радионуклидов в растениях — непо­средственное (аэрозольное) поступление выпадающих из атмосфе­ры радиоактивных примесей «а надземные органы растений. За­держивание радионуклидов на растительном покрове зависит от ряда особенностей растений (размеры и характер поверхности растений, экспонированных к радиоактивным выпадениям), раз­меров и физико-химических свойств радиоактивных аэрозолей, а также от метеорологических условий

Наиболее эффективно растения задерживают частицы с диамет­ром менее 45—50 мкм. Частицы с размерами 88—175 мкм задер­живаются >в 2,5 раза меньше, чем частицы с диаметром 44—88 мкм [266]. Задерживающую способность растений в отношении осе­дающих из воздуха радионуклидов принято оценивать с помощью коэффициента задерживания, равного отношению количества сорбированных на поверхности растений радионуклидов к количеству осевших и выраженного в процентах. При глобальных выпадениях у травянистой (дикой и сельскохозяйственной) растительности зоны умеренного климата коэффициент задерживания смеси ис­кусственных радионуклидов в среднем равен приблизительно 25% [67], хотя эта величина зависит от биомассы растений (точнее, от площади поверхности растений, экспонированной к оседающим радионуклидам) и может варьировать в достаточно широких пре­делах (рис. 2.6)

Непосредственно после осаждения радионуклидов на поверх­ность растений начинается обратный процесс — удаление их с растений (смыв дождем, сдувание ветром и др.). В целом не на­блюдается больших различий (более чем в два раза) в скорости-удаления с растений различающихся по физико-химическим свой­ствам радионуклидов (например, ⁵⁴Mn, ⁸⁵Sr, ⁹⁵Zr, ¹⁰⁶Ru, ¹³⁷Cs, ¹⁴⁴Ce). Среднее время удаления с травянистых растений 50% за­держанных радионуклидов для зоны умеренного климата состав­ляет от 1 до 4—5 недель в зависимости от вида выпадений (сухие или влажные), типа и биомассы растительного покрова и метео­рологических условий [219]. С течением.времени скорость очище­ния поверхности растений от радионуклидов уменьшается, а на растениях удерживается наиболее прочно фиксированная их часть; соответственно увеличивается и период полуочищения растений от прочносвязанной фракции радионуклидов. Так, для пастбищной: растительности период полуудаления ¹³⁴Cs для слабо- и прочно-связанной фракций равен соответственно 5,7—9,7 и 36—100 и бо­лее суток [162]|. При нанесении водорастворимой формы ⁸⁹Sr на культурные сельскохозяйственные растения период полуочищения: для слабозакрепленной и прочнофиксированной фракций состав­ляет соответственно 2,0—6,2 и 8,3—29,4 сут [8].

Осевшие на надземных частях растений радионуклиды могут инкорпорироваться во внутренние ткани растений в результате биологически активных процессов. Интенсивность внекорневого» усвоения растениями радионуклидов зависит от их физико-хими­ческих особенностей. Так, для зерна пшеницы установлен следую­щий ряд радионуклидов по подвижности^{: I5}Fe>¹³⁷Cs, ⁶⁰Со,

⁵⁴Mn>¹²⁵Sb>⁸⁵Sr>¹⁰³Ru,[,83],.

Почвенное поступление радионуклидов. Усвоение радиоизото­пов растениями из почвы в основном не отличается от накопле­ния стабильных изотопов тех же элементов. Например, поглоще­ние растениями ⁸⁸Sr — основного стабильного изотопа стронция — и ⁹⁰Sr происходит одинаково. Исключение составляют изотопы элементов, существенно различающиеся по массе (например, протий ¹Н и тритий ³Н, масса которых различается в три раза).

Возможной причиной различий в поведении радиоактивных и стабильных нуклидов одного и того же элемента может быть раз­ница в формах их нахождения во внешней среде, в частности в почвах. Как правило, искусственные радионуклиды являются но­выми ингредиентами и, следовательно, форма их нахождения от­лична от формы стабильных нуклидов, поэтому «свежие» формы радионуклидов могут быть более доступны для усвоения расте­ниями в первый период их пребывания в почвах по сравнению с их доступностью в более поздние сроки, когда произойдет их «старение» — комплекс почвенно-химических реакций, связанных, с вхождением радионуклидов в кристаллическую решетку глини­стых минералов, ионным обменом и т. п. Снижение доступности для растений радионуклидов с течением времени зависит от их фи­зико-химических свойств. Примером радионуклида, для которого характерно заметное уменьшение доступности для растений при почвенном питании, является ¹³⁷Cs. Вместе с тем изменение ин­тенсивности корневого накопления ¹³⁷Cs со временем зависит, по-видимому, от типа почв и вида растений и отмечается не всегда. Другой долгоживущий продукт деления, ⁹⁰Sr, изменяет свою до­ступность для корневых систем растений ib почвах достаточно мед­ленно. Так, в черноземных почвах по истечении 12 лет после вне­сения ⁹⁰Sr более 95% его количества остается в обменной форме, доступной для корневого усвоения растений [4]. Лишь на луговых почвах после перепашки и связанного с ней перехода ⁹⁰Sr в мине­ральную фракцию почвы из органической (дернины) отмечается заметное уменьшение (до семи раз) его доступности для растений.

Усвоение радионуклидов из почвы растениями в процессе их минерального питания зависит в первую очередь от биологической подвижности нуклидов, которая прежде всего определяется физи­ко-химической природой нуклидов и агрохимическими свойствами почв, а также биологическими особенностями растений и условия­ми их возделывания. Эти различия в накоплении искусственных радионуклидов сельскохозяйственными растениями могут дости­гать 3—6 порядков и более (табл. 2.6).

Классификация химических элементов по коэффициенту накоп­ления их в урожае сельскохозяйственных растений (элементы вне­сены в почву в водорастворимой форме и равномерно распреде­лены в поверхностном слое) имеет следующий вид [181

рис.2.7. Зависимость накопления ⁸⁹Sr в зерне (1) и соломе (2) пшеницы от содержания обменного Са²⁺ в почвах различных почвенно-климатических зон СССР

Многие искусственные радионуклиды при усвоении из почвы задерживаются в корнях и не поступают в надземную часть растений, что важно с точки зрения перехода радиоактивных ве­ществ в рацион человека.

При накоплении радионуклидов в сельскохозяйственной продукции из почвы важное значение имеют лишь относительно долгоживущие радио­нуклиды (с периодом полураспада от нескольких десятков суток и более). Роль коротко- и среднеживущих радионуклидов при усвоении их: растениями из почвы невелика, так как они успевают распасться: в течение вегетационного периода.

Среди радиоактивных продуктов деления, поступающих в рас­тения из почвы, наибольшее значение имеют ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs, а также некоторые радиоизотопы иода (в первую очередь ¹²⁹1).

Стронций-90. Продолжительное нахождение в почвах в обмен­ной форме и химическое сходство с биологически активным Са оп­ределяют достаточно интенсивное поступление ⁹⁰Sr в растения при их почвенном питании. При длительном пребывании ⁹⁰Sr его доступность в почве для корневого усвоения растениями остается практически неизменной, не уменьшаясь со временем за счет «ста­рения» радионуклида или перехода его в более труднодоступные для растений формы, что было показано в длительных (15 лет) экспериментах с полевыми культурами в севообороте [44].

Накопление в сельскохозяйственных растениях ⁹⁰Sr обратно пропорционально количеству обменного Са в почве — основного неизотопного носителя этого радионуклида, что позволило В. М. Клечковскому с соавторами [7] сформулировать понятие о так называемом комплексном показателе (его предложено назы­вать комплексным показателем Клечковского), который использу­ется для прогнозирования перехода ⁹⁰Sr в урожай сельскохозяй­ственных растений (рис. 2.7). Этот коэффициент соотносит содер­жание ⁹⁰Sr в растениях, выраженное в стронциевых единицах (1 с. е. = 1 пКи ⁹⁰Sr/г Са), к содержанию ⁹⁰Sr на единицу площа­ди, нормированному на концентрацию в почвах обменного Са. (табл. 2.7). Этот критерий может быть применен для прогноза пе­рехода ⁹⁰Sr не только в растения на пахотных почвах, но и в естественную луговую растительность, хотя в последнем случае не­обходимо ©вести некоторые ограничения, связанные с важной ролью поступления ⁹⁰Sr в луговые растения из дернины через базальные части растений (а не из собственно почвы). Кроме того, при очень высоком содержании обменного Са в почве (свыше 25 мг-экв на 100 г почвы) разбавление ⁹⁰Sr кальцием может иметь меньшее значение для перехода этого радионуклида в растения 138].

Накопление ⁹⁰Sr в сельскохозяйственных растениях варьирует в очень широких пределах. Так, среди 75 наученных сортов зерно­вых и бобовых культур, выращенных на одной почве, разница в концентрации ⁹⁰Sr составляла 85 раз, а у 170 сортов корнеплодов и овощных культур — 350 раз [8]. Наибольшие накопители ⁹⁰Sr - кальциелюбивые виды (в частности, такие известные кальцефилы, как бобовые растения). Даже в пределах одного вида растений среди различных сортов наблюдаются значительные колебания в содержании ⁹⁰Sr (например, среди 54 сортов пшеницы концентрация ⁹⁰Sr изменялась в 2—4 раза [39]).

Таблица 2.7. Показатель Клечковского для разных сельскохозяйственных культур на почвах с различным содержанием Са, (с. е. в растениях) ∙ (мг-экв обменнэго Са на 100 г почвы) ∙ (⁸⁹Sr, мкКи/м¹)-¹ [32]

Содержание обмен-	Зерновые	Силосные	Картофель
ного Са, мг-экв/100 г почвы	Зеленая масса	Клубни	Ботва
8—12	17+6	13+4	18+5	14+5
15—20	7+3	14+5	15+4	22+6
20—30	11+5	5+2	28+9	21+5
40—50	—	5+3	33+12	22+-5
>50	—	9+4	24+8	22+5
Среднее	12+6	9+4	24+8	20+4

Цезий-137. Накопление в растениях этого долгоживущего нуклида, как правило, приблизительно в десять раз меньше, чем ⁹⁰Sr [67]. Однако в некоторых биогеохимических условиях (на легких по механическому составу торфянистых гидроморфных почвах) поступление ¹³⁷Cs в растения выше, чем ⁹⁰Sr. Так, в райо­нах Украинского Полесья и Белорусского Полесья коэффициент накопления ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в естественной пастбищной растительно­сти для группы торфяных почв составлял соответственно 4,5 и 1,1 [47]. Накопление ¹³⁷Cs сельскохозяйственными растениями зависит от биологических особенностей растений. Например, зерно­вые культуры (пшеница, овес) накапливают ¹³⁷Cs в 3—5 раз ме­нее интенсивно, чем зернобобовые (фасоль, горох). Коэффициент накопления ¹³⁷Cs Для сельскохозяйственных растений равен n∙10^-2—n∙10^-3. Хотя накопление ⁹⁰Sr в растениях выше, чем ¹³⁷Cs, при сравнении разных сельскохозяйственных культур как источников радионуклидов можно отметить, что концентрации ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs могут оказаться одинаковыми. Так, содержание ⁹⁰Sr в зерне пшеницы и ¹³⁷Cs в клубнях картофеля практически не от­личается [53].

Радиоизотопы иода. Среди радиоизотопов иода наибольшее значение при корневом поступлении имеет долгоживущий ¹²⁹I (Т_1/2=17,6 млн. лет). Остальные радиоизотопы иода относительно короткоживущие (включая ¹³¹I с Т ½ = 8 сут, который представляет значительный радиологический интерес, однако его включение в биологические цепи миграции связано с внекорневым поступле­нием этого радионуклида в растения, а также в организм живот­ных и человека). В начальный период после поступления в почву радиоизотопы иода интенсивно улетучиваются в атмосферу, при этом достаточно быстро устанавливается равновесие между содер­жанием их в почве и почвенном воздухе. В полевых условиях че­рез два месяца после попадания ¹³¹I в почве сохраняется 10—50% его количества. Радиоизотопы иода в 10—100 раз более подвиж­ны, чем ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs (по коэффициенту диффузии). С увеличением времени пребывания радиоизотопов иода в почве прочность их фиксации твердой фазой возрастает.

Другие радионуклиды. Значительная группа радиоактивных продуктов деления (⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ¹⁰³Ru, ¹⁰⁶Ru, ¹²⁵Sb, ¹⁴¹Ce, ¹⁴⁴Ce и др.) очень слабо поступает в растения из-за сильной сорбции почвой. По усвоению растениями из почвы радиоактивные продук­ты деления располагаются в ряд:

^89,90Sr>¹³¹I>¹⁴⁰Ba>¹³⁷Cs, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁴Ce, ⁹¹Y, ¹⁴⁷Pm, ⁹⁵Zr—⁹⁵Nb [187]|.

Многие радиоактивные продукты деления прочно удерживаются о корневых системах рас­тений и не поступают в надземную часть, что снижает их радиа-ционно-гигиеническую значимость при переходе в рацион человека. Очень многочисленную группу радионуклидов, среди которых присутствуют и достаточно интенсивно поглощаемые растениями из почвы, составляют радионуклиды нейтронной активации. В их число входят радионуклиды ряда важных биологических микро­элементов (⁵⁴Mn, ^55,59Fe, ⁶⁰Co, ⁶⁴Cu, ⁶⁵Zn и др.).

Трансурановые радионуклиды (Pu, Np, Cm, Am, Cf и др.) от­носятся к очень малоподвижным в системе почва —растение. Многие из них (например, ²³⁹Рu) характеризуются длительным периодом полураспада, в связи с чем почвенный путь миграции для них имеет важное значение. Усвоение этих элементов расте­ниями в целом меньше, чем наименее подвижных из числа про­дуктов деления. Скорость миграции ²³⁹Рu (в форме РuО₂) равна 0,8 см/год, причем РuО₂ передвигается в почвах приблизительно в 100 раз быстрее, чем Pu(NO₃)₄. В насыщенной водой почве ско­рость полуудаления ²³⁹Рu из слоя 0—5 см составляет 5,7 года [148]. Коэффициент накопления ^239,240Ри и Am из почвы растения­ми составляет соответственно 1,1∙10^-7—3,8∙10^-6 и 5,3∙10^-6— 3,0∙10^-5 [228].

Также относительно малой мобильностью в почвенно-растительном покрове характеризуются тяжелые естественные радионуклиды радиоактивных семейств урана и тория. По интенсивности включения в растения из почвы тяжелые естественные радионуклиды составляют ряд Ra>U>Th. Коэффициент биологического поглощения (отношение концентрации радионуклидов в золе растений k содержанию b почве) для ²²⁶Ra равен 1,7—3,5, ²³⁸U 0,04—0,40 и ²³²Th 0,37—0,42 (²³⁰Th 0,001—0,08, ²²⁸Th 0,64—0,25) [82].

Сельскохозяйственные животные. Накопление ра­дионуклидов в организме сельскохозяйственных животных и пе­реход их в продукцию животноводства — молоко, мясо и продук­ты их переработки — зависят от физико-химических свойств радио­нуклидов, видовых и возрастных особенностей животных, а также от их функционального состояния:

Усвоение, % Химические элементы

7С—100.......Н, Не, Li, В, С, N, О, F, Ne, Na, Si, P, S, Cl, Ar, К,

Se, Br, Kr, Rb, Mo, I, Xe, Cs, Hg, At, Fr

20—70....... Ca, Co, Ni, Cu, Sr, Tc, Rh, Pd, Те, Re, Tl, Ra

1—20...... Al, Mg, V, Mn, Fe, Zn, As, Ru, Ag, Sn, Sb, Ba, W, Os,

Ir, Pt, Au, Pb, Bi, Po

<1......... Be, Sc, Ti, Cr, Qa, Qe, Y, Zr, Nb, Cd, In, La, Ce, Pr,

Nd, Pm, Sm, Eu, Gd, Tb, Dy, Ho, Er, Tm, Yb, Lu Hf, Та, Ac, Th, Pa,

U, Np, Pu, Am, Cm, Bk, Cf

Судьба радионуклида, попавшего в организм животного, опре­деляется характером участия его в минеральном обмене, предоп­ределяющем избирательное накопление разных радионуклидов в отдельных тканях животных (так, ⁹⁰Sr накапливается в костях, ¹³¹I— в щитовидной железе и т. д.). Некоторые нуклиды (³Н, ¹⁴С, ⁵⁴Mn, ¹³⁷Cs и др.) относительно равномерно распределяются по всему организму животного.

В общем случае передвижение радионуклида в организме сельскохозяйственного животного может быть разделено на следующие стадии: всасывание из желудочно-кишечного тракта в кровь, пе­ренос с кровью и последующее распределение в тканях и органах, выведение из организма в результате секреторной и экскреторной функций. Для количественной оценки скорости выведения радио­нуклидов из организма животного принято использовать эффектив­ный период полувыведения

где T_б — биологический период полувыведения; Т_р — период радиоактивного полураспада.

Кинетика радионуклидов в различных органах и тканях сель­скохозяйственных животных существенно зависит от режима их поступления — разового (острого) или хронического. Для разово­го поступления радионуклидов характерно наступление быстрого максимума их концентрации в отдельных органах и тканях, за­тем наблюдается сравнительно резкое ее уменьшение (рис. 2.8 и 2.9). Эти особенности динамики содержания радионуклидов в жи­вотноводческой продукции важны для регламентации ее потребле­ния в условиях аварийных ситуаций. При длительном поступлениирадионуклидов с кормами динамика накопления радиоактивных веществ в мясе, молоке и продуктах их переработки определяется результирующим влиянием сложного комплекса процессов резорбции и выведения радионуклидов в животном организме.

Израдиоактивных продуктов деления высокой интенсивностью метаболизма у сельскохозяйственных животных характеризуются ⁹⁰Sr, ¹³¹I, ¹³⁷Cs. При хроническом поступлении в организм выведение с -молоком (в расчете на 1 л) для этих радионуклидов составляет соответственно 0,16; 0,4—1,0 и 0,84% суточного введения, тогда как для ¹⁴⁴Се, ⁶⁰Со и ¹⁰⁶Ru — лишь 1∙10^-6—6∙10^-3% [37J.

Дата добавления: 2015-08-09