Размещено на http://www.allbest.ru/

Содержание радионуклидов в почве на территории Орловской области

Введение

В результате аварии на Чернобыльской АЭС в 1986 г. оказались загрязнёнными радионуклидами почти 2 млн. га земель сельскохозяйственного назначения [1].. Основным радионуклидом, определяющим уровень загрязнения на территории Орловской области, является ¹³⁷Cs - активный мигрант в системе почва-растение [2, 3]. Процесс естественного распада радионуклидов за прошедшие годы привёл к существенному снижению радиационного фона [4, 5, 6]. Однако радиоактивное загрязнение некоторых территорий и повышенный фон г-излучения по-прежнему сохраняются [7, 8, 9].

Известно, что низкие дозы радиации, как и слабые концентрации токсичных веществ, оказывают на живые организмы не менее, а иногда более существенное действие [10, 11, 12, 13]. Очевидно, что через 25 лет после аварии в формировании экологической обстановки загрязнённого региона определяющую роль должны играть:

1) остаточные уровни радиации;

2) металлы, образовавшиеся при распаде радионуклидов;

3) сочетанное действие металлов с вносимыми в почву химическими средствами защиты растений [14].

Цель данной работы состоит в определении уровня остаточной радиации, преобладающих радионуклидов, а также концентрации металлов в почве в ряде районов Орловской области.

Объекты и методы

Выбор объекта исследования

Экспедицию в Орловскую область проводили с 12 по 15 мая 2010 г. Выбор мест для анализа содержания металлов и радионуклидов осуществляли согласно [4]. Критерием служили различные начальные (по состоянию на лето 1986 г.) уровни загрязнения. Замеры выполняли на 9 площадках вблизи 8 сёл и деревень в 6 районах Орловской области. Всего отобрали 9 проб почв. Площадку у села Дросково Покровского района выбрали для определения уровня естественного радиационного фона. Координаты мест отбора проб почвы приведены в таблице 1. Расположения мест отбора проб указаны точками на географической карте Орловской области (рис. 1).

Отбор проб почв, замер уровня радиоактивного фона на местности

Для отбора проб почв выбирали плоский участок целинной, ранее не паханной земли на пологом склоне, как правило, с уклоном местности к реке, дороге или пруду. Угол наклона колебался от 5 до 10 градусов. Пробы почв отбирали «конвертом» [15] со стороной 100 м. Все 5 уколов производили пробоотборником диаметром 0,10 м на глубину 0-0,10 м. Мощность экспозиционной дозы (МЭД) измеряли, согласно [15], на высоте 0,10 м и 1 м от поверхности земли. Проводили по 5 измерений в каждой точке.

Таблица 1. Места отбора проб почвы и их характеристика

Рис. 1. Карта Орловской области (цифрами указаны места отбора проб)

Измерения на высоте 0,10 м над поверхностью земли выполняли с помощью дозиметра ДКГ-08 А «Скаут» производства ООО «НТЦ Амплитуда» (г. Зеленоград Московской области), предназначенного для измерения мощности амбиентного эквивалента дозы (МАЭД) и амбиентного эквивалента дозы (АЭД) г-излучения. Среднее значение и статистическую погрешность определяли в лаборатории. Погрешность измерений МЭД, выполненных на высоте 0,10 м над поверхностью земли, составляла 20% во всех измерениях.

Измерения МЭД на высоте 1,0 м над поверхностью земли проводили с помощью дозиметра широкодиапазонного носимого ДРГ-01Т производства ОАО «Импульс» (г. Пятигорск), предназначенного для измерения мощности амбиентного эквивалента дозы МАД г-излучения. Погрешность измерений МЭД, выполненных на высоте 1,0 м над поверхностью земли, составляла 30% во всех измерениях.

Выполнение вертикального разреза почвы

На площадке у села Коровник Залегощенского района в точке максимального МЭД отобрали послойные пробы в горизонтальном разрезе методом срезания слоев. Площадка для среза слоёв имела размеры: ширина 0,5 м, длина 1,0 м, глубина 0,7 м. Пробы отбирали, начиная с глубины 0,3 м от поверхности земли, на общую глубину 0,7 м. Всего взяли почву из 6 слоёв по 0,05 м каждый.

Подготовка образцов почв для анализа в лабораторных условиях

Пробу почвы тщательно перебирали, с целью удаления посторонних включений и органического материала. Очищенную пробу хорошо перемешивали методом квартования на пластиковой поверхности и растирали в соответствии с методикой [16, 17].

Определение уровня радионуклидов в лабораторных условиях

Измерения активности радионуклидов в счётных образцах проводили согласно методикам, приведённым в [18, 19, 20].

Из каждой предварительно подготовленной пробы отбирали часть в объединённую пробу массой 2 кг. Пробу прокаливали целиком при температуре 400°С в течение 6 ч до полного удаления органического вещества, периодически пробу вынимали из печи и перемешивали. Высушенную таким образом пробу измельчали в фарфоровой ступке и просеивали через сито с диаметром отверстий 210^-3 м. Часть пробы массой 1 кг дополнительно прокаливали при температуре 558°С в течение 6 ч для определения активности стронция.

Гамма-спектрометрию отобранных проб почв выполняли согласно методике [21, 22, 23] с помощью комплекса универсального спектрометрического на основе сцинтилляционных детекторов УСК «Гамма Плюс» производства ЗАО «НТЦ Экспертцентр» (г. Москва), предназначенного для спектрометрии и радиометрии ионизирующих излучений.

Энергетическую калибровку прибора проводили перед каждым измерением. При энергетической калибровке в-спектрометра под детектор помещали контрольный источник ⁹⁰Sr+⁹⁰Y. При энергетической калибровке г-спектрометра на детектор помещали контрольный источник ¹³⁷Cs+⁴⁰K в сосуде Маринелли. Калибровочные источники - ¹³⁷Сs+⁴⁰K N 528. Активность контрольных источников составляла для ¹³⁷Сs 1,5 кБк ± 30%. Время калибровки - 0,42 ч. Энергетический диапазон работы по г-тракту - (30 ч 3000) кэВ. Минимальная измеряемая активность составляла по г-тракту: 3 Бк для ¹³⁷Сs; 40 Бк для ⁴⁰K; 8 Бк для ²²⁶Ra; 7 Бк для ²³²Th. Контрольная скорость счета по г-тракту от источника ¹³⁷Сs+⁴⁰K N 528 в интервале (600 ч 720) кэВ составляла 0,397 ч^-1.

Время экспозиции - 5 ч. Измерения проводились в сосуде Маринелли объёмом 1 л. Температура воздуха 24-27С; относительная влажность - 80%. Погрешность градуировки ?10% (P = 0,95). Все измерения выполнены в одной повторности.

Качественный элементный анализ образцов почв

Качественный элементный анализ образцов почв выполняли рентгенофлуоресцентным методом. Для измерений использовали энергодисперсионный рентгенфлуоресцентный спектрометр «Х-Арт М», оснащенный рентгеновской трубкой с серебряным анодом; изготовитель ЗАО «Комита» (г. Санкт-Петербург). Спектрометр позволяет одновременно на воздухе анализировать элементы от магния до урана. Порог обнаружения для элементов с умеренным атомным номером - 10^-4%. Для обнаружения легких элементов до Ti измерения проводили при следующих параметрах: напряжение на трубке - 7 кВ, ток - 300 мА, диафрагма диаметром 6·10^-3 м, живое время - 0,2778 ч. Параметры измерений для обнаружения тяжелых элементов: напряжение - 25 кВ; ток - 100 мА; диаметр диафрагмы - 2?10^-3 м; живое время - 0,2778 ч.

Образцы почв высушивали на воздухе до постоянной массы. Затем небольшими порциями растирали в агатовой ступке до получения однородной массы. Излучатели готовили в виде двухслойных таблеток диаметром 1,3?10^-2 м. В качестве подложки использовали 4?10^-4 кг борной кислоты. Исследуемую почву впрессовывали в таблетку толщиной ? 2?10^-4 м. Таблетки прессовали с усилием 4000 кг.

Количественное определение тяжёлых металлов

Количественное определение тяжёлых металлов в отобранных пробах почв выполняли методом атомно-абсорбционной спектрометрии на анализаторе «Спектр-5», производство ОАО «Союзцветметавтоматика» (г. Москва).

Для извлечения подвижных соединений тяжёлых металлов из почвы брали по 5?10^-3 кг предварительно высушенных и измельченных образцов почвы. Приливали по 0,05 л экстрагирующего раствора - ацетатно-аммонийного буфера с рН 4,8. Взбалтывали на ротаторе 1 ч. Суспензии отфильтровывали через бумажные фильтры. Предварительно спектрометр градуировали по растворам сравнения. Вытяжки из почв вводили в воздушно-пропановое пламя и последовательно определяли Cu, Zn, Pb, Cd по поглощению их резонансных линий: 3248; 2139; 2833; 2288 нм, соответственно.

Допустимые относительные отклонения от аттестованного значения стандартного образца для доверительной вероятности Р=0,95 при определении Cu ?8%; Zn ?15%.

Определение влажности

Влажность отобранных образцов определяли в лабораторных условиях, согласно методике, описанной в [24].

Результаты и обсуждение

Широкий охват территории был вызван желанием сравнить радиационную обстановку мест с разным начальным уровнем загрязнения. Как видно из таблицы 1, пробы почв были близки по параметру содержания влаги, колебавшемуся от 11,6 до 14,8 %, что не могло существенно повлиять на сопоставимость результатов дозиметрических измерений. Для сравнения отбирались образцы почв с целинных и пахотных участков. Весовая плотность почв на различных площадках на момент проведения измерений колебалась в интервале от 1,11 до 1,41 г/см³ (табл. 1). Образцы отличались по типу почвы, одному из важнейших параметров для характеристики состояния сельхозугодий. Известно, что свойства почвы и время после выпадения радиоактивных осадков играют определяющую роль в поведении и накоплении радионуклидов в слоях почв [25].

В таблице 2 приведены величины уровня мощности г-излучения, имевшегося летом 1986 г., представленные согласно [4] и измеренные в мае 2010 г. на высоте 1,0 м над поверхностью земли. В мае-июне 1986 г. для обследованных регионов наблюдалось 6-кратное варьирование (max = 6 min) мощности экспозиционной дозы. К маю 2010 г. эта величина существенно уменьшилась. На рис. 2 видно, что падение уровня г-излучения в течение 25 лет после аварии на ЧАЭС происходило неравномерно. В областях с начальным загрязнением 50-80 мкР/ч, таких, как Дросково, Коровник, Куракино, уровень излучения упал в 3-5 раз. В местах же с высоким начальным загрязнением (более 200 мкР/ч), таких, как «Елочка» и Репнино, уровень излучения упал в 13-17 раз [26].

Таблица 2. Величины мощности дозы г-излучения и активности радионуклидов образцов почв (А - активность радионуклидов; Р - погрешность измерения; A_s - плотность поверхностного загрязнения)

Рис. 2. Диаграмма изменения мощности дозы гамма излучения от времени: тёмная область - в июне 1986 года [4]; светлая - в мае 2010 года, на высоте 0,1 м над поверхностью земли

Наименьший уровень мощности экспоненциальной дозы г- излучения на уровне 1,0 м от поверхности почвы наблюдался на площадке Кр. Слободка. Здесь он вплотную приблизился к фоновым и составил 12,4 мкР/ч. Этот уровень ионизирующего излучения оказался несколько ниже, чем на площадке Дросково. Наибольший уровень мощности дозы г-излучения зарегистрирован на площадках Коровник, Домнино, «Елочка» и Репнино: около 20 мкР/ч. Согласно имеющимся данным [9], до аварии, например, в Глазуновском районе МЭД г-излучения составляла порядка 13,0 мкР/ч.

Считается [16], что естественный фон создаёт мощность эквивалентной дозы от 0,05 до 0,15 мкЗв/ч (5-15 мкР/ч). Таким образом, на площадках Коровник, Домнино, «Елочка» и Репнино зарегистрировано превышение уровня радиации над значением в 1 мЗв/год. Такой уровень мощности экспозиционной дозы для населения, постоянно проживающего на данной территории, определяется нормативными документами [27, 28] как предел дозы облучения. Годовой уровень дозы радиации, получаемой населением этих сёл, составляет порядка 1,80 мЗв/год. Облучение населения в результате радиоактивного загрязнения окружающей среды на других обследованных площадках (образцы №№ 1, 4, 5, 7) составляет 1,3 мЗв/год, что существенно ниже, однако также превышает норму [27, 28].

По возрастанию значения дозы радиационного фона в настоящее время на высоте 1,0 м над поверхностью земли исследованные площадки можно выстроить в ряды, приведённые в таблице 3.

Таблица 3. Сравнение площадок по величинам исследованных параметров

С момента аварии на ЧАЭС прошло 25 лет. Однако в отношении живых организмов действие ионизирующей радиации остаётся главным фактором экологической опасности. Облучение носит комбинированный характер (сочетание внешнего и внутреннего облучения) [29, 30]. Получаемая организмом доза суммируется с ранее полученной, а находящиеся в организме радионуклиды оказывают поражающее действие до их полного распада. Международная комиссия по радиологической защите (МКРЗ), Научный комитет ООН по действию атомной радиации (НКДАР ООН) [31] в своих оценках исходят из научных данных о беспороговом действии радиации, предполагающих, что облучение в любой отличной от фонового уровня дозе связано с риском.

Для оценки вклада ¹³⁷Cs в радиоактивное загрязнение обследованных территорий производили измерение содержания в почвах основных естественных радионуклидов литогенного происхождения. В таблице 2 представлены результаты измерения активности г-излучения (А) отобранных в экспедиции образцов почв и погрешности измерения (Р). Наибольшее загрязнение ¹³⁷Cs установлено на площадках Домнино и Коровник: оно составляет ~ 0,61-0,63 кБк/кг. Плотность загрязнения, соответственно, равняется 3,80-3,88 Ku/км². Массовая удельная активность радиоцезия на этих площадках приближается к суммарной активности ⁴⁰K, ²²⁶Ra и ²³²Th. Содержание ¹³⁷Cs минимально на площадке Куракино: 0,091 кБк/кг (плотность загрязнения - 0,57 Ku/км²). По сравнению с уровнем загрязнения в доаварийный период (0,12 нKu/кг = 4,44 Бк/кг в Свердловском районе) [9] содержание ¹³⁷Cs в почвах остаётся весьма высоким.

В образце №6, отобранном на вспаханном поле на площадке Кр. Слободка, содержание ¹³⁷Cs, равное 0,111 кБк/кг (при плотности загрязнения 0,83 Ku/км²), мало отличается от такового в образце №5: 0,104 кБк/кг (0,63 Ku/км²), взятом в целинном слое почвы.

Измеренные активности ¹³⁷Cs на обследованных площадках изменяются в ряду, приведённом в таблице 3. Содержание ¹³⁷Cs в образцах почв, отобранных на площадке «Ёлочка», равно 0,25 кБк/кг (1,50 Ku/км²). Это значение в 2,5 раза выше, чем на площадке Кр. Слободка. В результате в приведённой последовательности (табл. 3) после Кр. Слободки происходит «скачок» величин. Далее изменения носят более плавный характер.

Площадка Домнино (проба №3) расположена в непосредственной близости от площадки Становой Колодезь (С.ш. 52^о47'28" и в.д. 36^о21'10"), которая была обследована в 2007 г. [6]. По данным этой работы, активность ¹³⁷Cs в большинстве точек на пашне колеблется в пределах 0,50-0,67 кБк/кг, а плотность загрязнения составляет 3-4 Ku/км². На ранее не паханных участках, расположенных на склонах холмов и в балке, зафиксированные уровни выше. Средняя активность ¹³⁷Cs равна 0,78 кБк/кг, плотность загрязнения - 4,7 Ku/км². Эти уровни согласуются с измеренными в настоящей работе на площадке Домнино по ¹³⁷Cs: 0,61 кБк/кг (3,88 Ku/км²).

Естественные радионуклиды литогенного происхождения (⁴⁰K, ²²⁶Ra, ²³²Th) широко распространены в природе. Их активность зависит, в большей степени, от измеряемого субстрата и, возможно, не связана с выбросами ЧАЭС. Как видно из таблицы 2, на площадке около села Дросково активность ²²⁶Ra минимальна и составляет 3 Бк/кг. На других площадках активность г-излучения ²²⁶Ra в образцах несколько выше: от 15 до 99 Бк/кг. Максимальное содержание ²²⁶Ra установлено на площадке Домнино (0,153 кБк/кг). Количество ²³²Th во всех образцах оказалось весьма близким и колеблется от 30,0 до 60,0 Бк/кг.

На всех обследованных площадках удельная активность ⁴⁰K выше, чем других радионуклидов, в том числе ¹³⁷Cs (табл. 2). В пробе, отобранной на площадке Куракино, содержание ⁴⁰K в 6 раз выше, чем ¹³⁷Cs. В пахотном слое на площадке Кр. Слободка (образец №6) содержание ⁴⁰K на 22% выше, чем в образце №5, отобранном на целинной почве. Содержание ⁴⁰K от площадки к площадке изменяется плавно в ряду, указанном в таблице 3. Содержание доминирующего естественного радионуклида ⁴⁰K во всех пробах колеблется в узком интервале от 0,48 до 0,71 кБк/кг, что близко по значению (0,45-0,50 кБк/кг) к усредненным показателям для серых лесных и черноземных почв [32]. Существенное превышение содержания ⁴⁰K в почве над доаварийными значениями опасно тем, что он активно поглощается организмом из окружающей среды [33] и в различных органах человека может накапливаться до концентрации 20-120 Бк/кг.

Анализ радиационной нагрузки от всех идентифицированных радионуклидов в пробах почв (А ¹³⁷Cs, A ⁴⁰K, A ²²⁶Ra, A ²³²Th) показывает, что наименьшее содержание радионуклидов характерно для площадки Кр. Слободка (целина). Радиационная обстановка здесь несколько лучше, чем на площадке Дросково, имеющей минимальную исходную дозу и взятой нами за контрольный образец. За ними по возрастанию запаса радионуклидов в почве следуют площадки в порядке, показанном в таблице 3.

В таблице 3 мы свели построенные последовательности площадок по исследованным параметрам. Полученная корреляция уровней дозы г-излучения и количества радионуклидов в почве даёт основания предположить, что установлены практически все имеющиеся в пробах радионуклиды (Cs, K, Ra, Th), и, вероятно, либо других в почве нет, либо их активность (например, урана) крайне мала. Можно сказать, что по измеренным параметрам состояние почвы на площадке Кр. Слободка лучше, чем на площадке Дросково. На площадках Кр. Слободка, Дросково и Куракино радиационный уровень в норме и находится на уровне естественного фона. Очевидно, что уменьшение величины МЭД и содержания радионуклидов обусловлено происходящим радиоактивным распадом. Возможной причиной нормализации радиоэкологической обстановки в этих регионах является проведение мероприятий по реабилитации загрязнённых почв [9, 34]. Важным фактором является экранирование ионизирующего излучения почвой вследствие нисходящей вертикальной миграции радионуклидов по профилю почвы: хорошая проницаемость, мало гумуса, отсутствие слоев глины, - все это способствовало проникновению радионуклидов в более глубокие слои почвы и подземные воды.

Вариабельность вертикальных распределений радионуклидов в почве формирует неоднородные поля мощностей дозы над поверхностью почвы, что влияет на особенности дозовых нагрузок на население. Для оценки интенсивности вертикальной миграции радионуклидов на площадке Коровник на участке с максимальным зафиксированным уровнем радиационного фона был выполнен послойный отбор образцов почвы с разной глубины залегания. Профиль вертикального распределения содержания радиоактивных ¹³⁷Cs, ⁴⁰K, ²²⁶Ra и ²³²Th представлен на рис. 3. Из рис. 3а видно, что происходит значительное перемещение ¹³⁷Cs вглубь почвы - максимальное значение на глубине 0,3 м, затем сильно уменьшается. Значения удельного содержания на глубине 60-70 см достигли 20-26 Бк/кг. Содержание ²²⁶Ra резко колеблется по мере углубления, но также снижается (рис. 3в).

На рис. 3б представлены данные по вертикальному распределению ⁴⁰K по профилю черноземно-луговой почвы на площадке Коровник. Для данного радионуклида в целом наблюдается постепенное снижение его содержания в почве в зависимости от глубины отбора образцов, что соответствует устоявшимся представлениям о поведении естественных радионуклидов в целом и ⁴⁰K, в частности, в черноземных почвах [32].

Рис. 3. Вертикальный профиль содержания радионуклидов в почвенном горизонте на площадке Коровник Залегощенского р-на 12 мая 2010 г.Почва - целина, ИЛС черноземно-луговая среднесуглинистая. Координаты точки: N 52⁰47'9,8''; E 036⁰46'47,9''

Очевидно, что все измеренные радионуклиды в значительной степени связываются корневой системой растений и гумусом почв [35, 36, 37]. Тем не менее, с осадками происходит их перемещение в нижние горизонты почвы, в соответствии с их водной миграционной подвижностью. Известно [32], что интенсивность водной миграции в окислительных условиях у ²²⁶Ra выше, чем у ²³²Th. Эта тенденция имеет место и на площадке Коровник.

Миграцию радионуклидов вниз по профилю почвы можно оценить, с одной стороны, как положительный факт, поскольку заглубление источника излучения приводит к существенному снижению радиационного фона, но, с другой стороны, она может привести к попаданию радионуклидов в грунтовые воды, а далее в источники питьевой или технической воды. Очевидно, что второй довод является весьма существенным. Напомним, что для отбора проб были выбраны ранее не паханные участки земли, лесные массивы находились на значительном расстоянии. Однако известно, что радионуклиды совершают «круговорот», перемещаясь из почвы в корни и в листья деревьев. И с опадом вновь возвращаются на поверхность почвы [7, 8].

Экологические риски через 25 лет после аварии связаны не только с остаточным количеством радиации, но также с содержанием тяжёлых металлов, превышающим ПДК, и с токсичностью продуктов взаимодействия металлов с органическими веществами техногенного происхождения, находящимися в почве. Поэтому во всех отобранных образцах почв были определены концентрации Zn, Cu, Pb, Cd. Полученные результаты представлены в таблице 4. Обращает на себя внимание тот факт, что в Дросково, площадке с наименьшим исходным уровнем дозы радиации, содержание Zn (10,93 мг/кг) на порядок выше любого из других мест. Содержание Cu, Pb и Cd здесь также больше по сравнению с другими площадками. Во всех исследованных образцах содержание Zn, Cu, Pb и Cd находится в концентрациях ниже ПДК [38]. Во вспаханной (образец №6) и целинной (образец №5) почвах на площадке Кр. Слободка содержание Zn, Cu, Pb и Cd практически одинаково.

Таблица 4. Содержание элементов в пробах почв, мг/кг

Во всех проанализированных пробах больше всего Pb. Установлены некоторые колебания его содержания в разных образцах. На площадке Лубянки концентрация Pb в целинной почве (образец №7) в 2,4 раза выше, чем в пашне (образец №7а). Наименьшее содержание установлено на площадке Коровник и на площадке Лубянки (пашня): 0,74-0,78 мг/кг. Больше всего Pb обнаружено на площадке Куракино: 3,85 мг/кг; здесь также больше всего Cd. Однако содержание Pb во всех пробах оказалось ниже ПДК [38]. Можно сделать следующее предположение. Поскольку в пробах (табл. 2) установлено наличие радиоактивных ²²⁶Ra и ²³²Th, входящих в ряд распада урана ₉₂²³⁸U, который через последовательность стадий завершается образованием стабильного изотопа ₈₂²⁰⁸Pb [39], возможно, что повышенное содержание Pb в пробах почв, по сравнению с другими металлами, связано с его образованием в результате распада предшествующих радионуклидов.

Хорошо известно, что Pb и Cd характеризуются высокой токсичностью. С другой стороны, токсичность металлов, связанных с пестицидами в стойкие комплексы, многократно превосходит токсичность каждого из этих моносоединений [40]. Поэтому нами был проведён анализ всего спектра как лёгких, так и тяжёлых металлов. На рис. 4 приведен рентгенофлуоресцентный спектр образца почвы, отобранной на площадке Лубянки (пашня) (проба № 6). Спектры других образцов имеют аналогичный вид. Основными лёгкими элементами, обнаруженными в почве, являются Si, Ca, K, Ti, Al. Содержание их в различных пробах весьма близко. Исключение представляет кальций, содержание которого в образцах, отобранных на площадках Коровник, Дросково, Домнино и Кр. Слободка, приблизительно в 2,0 раза больше, чем в образцах с площадок Лубянки, Репнино и «Ёлочка». Причина, очевидно, в том, что кальций используется в технологических целях для связывания радионуклидов в почве.

Рис. 4. Содержание лёгких элементов в образце почвы (проба № 6), отобранной на площадке Лубянки (пашня) Дмитровского района Орловской области

На рис. 5 приведен рентгенофлуоресцентный спектр образца почвы, отобранной на площадке №2 Коровник, показывающий содержание тяжёлых металлов. Спектры других образцов имеют аналогичный вид. Содержание железа в образцах, отобранных на площадках Коровник, Дросково, Домнино, Кр. Слободка, приблизительно в 1,5 раза выше, чем в образцах с площадок Лубянки и «Ёлочка». Во всех образцах присутствуют незначительные количества Zr, As, Zn, Rb, Sr. Элементный состав изученных почв практически одинаков, отличие наблюдается только в незначительном количественном соотношении элементов.

Рис. 5. Содержание тяжёлых элементов в пробе почвы, отобранной на площадке №2 Коровник Залегощенского района Орловской области

Важным, с нашей точки зрения, является установление наличия во всех пробах Sr, поскольку ⁹⁰Sr не является г-излучателем и не может быть измерен в процессе г-спектрометрии. Однако известно постоянное соотношение содержания радионуклидов ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr: ⁹⁰Sr/¹³⁷Cs = 0,6 [5, 30, 41, 42]. Исходя из этого соотношения, мы выполнили расчёт теоретически возможного содержания радиоактивного ⁹⁰Sr на обследованных площадках. Полученные результаты приведены в таблице 2. Видно, что максимальное содержание ⁹⁰Sr характерно для площадок Коровник и Домнино (0,376 и 0,365 кБк/кг).

Из почвы радионуклид ⁹⁰Sr легко переходит в растения и организмы животных и людей [43]. Этот радионуклид накапливается, главным образом, в скелете и подвергает организм длительному радиоактивному воздействию. В частности, за 25 лет накопленная доза облучения красного костного мозга у взрослого населения достигает 4,2?10^-8 кг [44]. При длительном поступлении ⁹⁰Sr в организм даже в относительно небольших количествах в результате непрерывного облучения костной ткани могут развиваться лейкемия и рак костей. Очевидно, что ⁹⁰Sr, полный распад которого произойдет лишь через несколько сотен лет вносит существенный вклад в общую радиологическую обстановку.

Заключение

Радиоэкологическое обследование почв Орловской области, выполненное в 2010 г., показало, что с момента Чернобыльской аварии произошло значительное снижение уровня радиационного излучения на всей территории. На площадке Красная Слободка уровень мощности гамма-излучения практически достиг фоновых значений, однако на площадках Коровник, Домнино, Репнино, Ёлочка по-прежнему значительно превышает допустимые нормы (около 20 мкР/ч). Годовой уровень дозы радиации, получаемой населением всех обследованных сёл (1,8 мЗв/год), превышает норму.

Загрязнение почв радиоактивным цезием на территории Орловской области существенно варьирует. Наиболее загрязнены ¹³⁷Cs площадки Домнино, Коровник, Лубянки, Репнино, Ёлочка.

Во всех пробах почв обнаружено содержание Sr. Рассчитано содержание радиоактивного ⁹⁰Sr в пробах почв, которое изменяется от 0,055 кБк/кг на площадке Куракино до 0,376 кБк/кг на площадке Коровник. Этот факт необходимо принимать во внимание при определении уровня радиационного воздействия на население.

Наряду с радиоактивным распадом, важной причиной снижения уровня радиационного излучения следует считать нисходящую миграцию ¹³⁷Cs вглубь почвы. Данный факт указывает на необходимость контроля за содержанием ¹³⁷Cs в воде, используемой для нужд населения, а также в сельскохозяйственной и лесной продукции.

Полученные результаты показывают необходимость проведения в Орловской области систематических наблюдений: радиоэкологических: дозиметрических, плотности радиоактивного загрязнения, наличия радионуклидов в воде и продукции сельского и лесного хозяйства; а также состояния здоровья населения.

Начатые исследования следует продолжать в направлении обследования территории на содержание остаточных количеств химических средств защиты растений, а также поиска инновационных приёмов очистки почв и вод от остаточных количеств радионуклидов и удаления других экологических токсикантов.

Список использованных источников

радионуклид почва излучение

1. Федорова Т.Н., Гогмачадзе Г.Д., Саранин Е.К., Курганов А.А., Платонов И.Г. Радиоактивное загрязнение земель и сельхозугодий в АПК России. Сообщение 2. Радиационное загрязнение, связанное с аварийным выбросом радионуклидов на Чернобыльской АЭС // «АгроЭкоИнфо», - 2006-2007, №1. - http://agroecoinfo.narod.ru/journal/ STATYI/2007/st_08.doc.

2. Бердоносов С.С., Сапожников Ю.А. Ионизирующее излучение и окружающая среда // Соросовский образовательный журнал. Химия. - 2001. - Т. 7. - № 2. - С. 40-46.

3. Черных Н.А., Овчаренко М.М. Тяжёлые металлы и радионуклиды в биогеоценозах. - М.: Агроконсалт. - 2002. - 200 с.

4. Атлас современных и прогнозных аспектов последствий аварии на Чернобыльской АЭС на пострадавших территориях России и Белоруссии / Под ред. Израэля Ю.А. и Богдевича И.М. / - М: - Минск: - 2009. Фонд «Инфрасфера» - НИА «Природа». - 2009. - 140 с.

5. Израэль Ю.А., Квасникова Е.В. Коллекция географических изображений полей радиоактивного загрязнения // Известия РАН. Сер. географ. - 2007. - № 5. - С. 7-17.

6. Квасникова Е.В., Жукова О.М., Гордеев С.К. и др. Цезий- 137 в почвах ландшафтов через 20 лет после аварии на Чернобыльской АЭС // Известия РАН. Сер. географ. - 2009. - № 5. - С. 66-83.

7. Бязров Л.Г., Гонгальский К.Б., Пельгунова Л.А., Тиунов А.В. Изотопный состав углерода (д ¹³C) талломов лишайников в лесах вблизи Чернобыльской АЭС // Радиац. биология. Радиоэкология. - 2010. - Т. 50. - № 1. - С. 98-105.

8. Бязров Л.Г. Лишайники в экологическом мониторинге //Под ред. Д.А. Криволуцкого. - М.: Научный мир. - 2002. - 336 с.

9. Нечаев Л.А., Баранов В.М., Торубаров Н.П. Мелиорация земель в адаптивно-ландшафтном земледелии центральной лесостепи ЦЧО. - Орёл: ФГУ Управление «Орелмелиоводхоз». - 2004. 472 с.

10. Бурлакова Е.Б. Действие сверхмалых доз биологически активных веществ и низкоинтенсивных физических факторов // Российский химический журнал. - 1999. - Т. XLIII. - № 5. - С. 3-11.

11. Ивановский Ю.А. Радиационный гормезис. Благоприятны ли малые дозы ионизирующей радиации? // Вестник ДВО РАН. - 2006. - № 6. - С. 86-91.

12. Пальоха Е.А., Саенко А.С., Леках И.В., Леонова О.А. Показатели иммунного статуса у лиц, облучённых внутриутробно и в раннем детском возрасте в результате аварии на ЧАЭС // Радиац. биология. Радиоэкология. - 2010. - Т. 50. - № 2. - С. 165-170.

13. Терехова С.Ф., Гречко Т.Н. Регуляция функционального состояния нейрона сверхмалыми дозами различных биологически активных веществ. Неспецифический эффект // Радиац. биология. Радиоэкология. - 2003. - Т. 43. - № 3. - С. 315-319.

14. Деградация и охрана почв / Под ред. Г.В.Добровольского. - М.: Изд-во МГУ. - 2002. - 654 с.

15. Руководство по организации контроля состояния природной среды в районе расположения АЭС / Под ред. К.П. Махонько. - Л.: Гидрометеоиздат. - 1990. - 264 с.

16. Василенко О.И., Ишханов Б.С., Капитонов И.М. и др. Радиация. - М.: Изд-во МГУ. - 1996. - 357 c.

17. ГОСТ 17.4.3.01-83 Охрана природы. Почвы. Общие требования к отбору проб.

18. Методика радиационного контроля. Радиоактивность почв. Отбор и подготовка проб при проведении радиационно-экологического мониторинга. МРК - РЭМ - 69 - 00. - М.: МосНПО «РАДОН». - 2000.

19. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009). Санитарные правила и нормативы СанПиН 2.6.1.2523 - 09. - Москва. - 2009. - 69 с.

20. Основные санитарные правила обеспечения радиационной безопасности (ОСПОРБ-99/2010). СП 2.6.1.2612-10. - Москва. - 2010. - 68 с.

21. Инструкции и методические указания по оценке радиационной обстановки на загрязнённой территории. - М.: Госкомгидромет. - 1989. - 118 с.

22. Методика измерения активности бета-излучающих радионуклидов в счётных образцах с использованием программного обеспечения «Прогресс». ГП «ВНИИФТРИ». - 2002. - 25 с.

23. Методика измерения активности радионуклидов в счетных образцах на сцинтилляционном гамма-спектрометре с использованием программного обеспечения «Прогресс». ГП «ВНИИФТРИ». - 1996. - 41 с.

24. Вавилова В.М., Терехова В.А. Условия отбора и подготовки проб для некоторых методов биотестирования вод, почв и отходов. Учебно-методическое пособие. - М.: Изд-во МГУ. - ИПЭЭ. - 2009. - 28 с.

25. Санжарова Н.И., Фесенко С.В., Алексахин Р.М. Лисянский К.Б. Анализ факторов, определяющих эффективность защитных мероприятий в сельском хозяйстве при радиоактивном загрязнении // Радиац. биология. Радиоэкология. - 1998. - № 3. - С. 337-353.

26. Зона отчуждения: радиоактивное загрязнение / Чернобыль, Припять, Чернобыльская АЭС и зона отчуждения (электронный ресурс) // http://www.chornobyl.in.ua/radioaktivnoe-zagriaznenie-zony.html.

27. Правила работы с радиоактивными веществами и другими источниками ионизирующих излучений / Под ред. чл.-корр. Ю.А. Золотова. - 1984. - 303 с.

28. Охрана труда в научных учреждениях Академии наук СССР. - М.: Наука. - 1972. - 575 с.

29. Василенко И.Я., Василенко О.И. Радиационный риск при облучении в малых дозах ничтожно мал // Бюллетень по атомной энергии. - 2001. - № 12. - С. 34-37.

30. Фокин А.Д., Лурье А.А., Торшин С.П. Сельскохозяйственная радиология. - СПб.: Лань. - 2011. - 416 с.

31. Аклеев А.В., Романов С.А., Алексахин Р.М. и др. О работе 56-ой сессии научного комитета по действию атомной радиации ООН (Вена, 10-18 июля 2008 г.) // Медицинская радиология и радиац. безопасность. - 2009. - № 1. - С. 61-80.

32. Почвоведение. Учеб. для ун-тов. В 2 ч. / Под ред. В. А. Ковды, Б. Г. Розанова. Ч. 1. Почва и почвообразование / Г. Д. Белицина, В. Д. Васильевская, Л. А. Гришина и др. - М.: Высш. шк. - 1988. - 400 с.

33. Юдинцева Е.В., Левина Э.М. О роли калия в доступности ¹³⁷Cs растениям // Агрохимия. - 1982. - № 4. - С. 75-81.

34. Шоба С.А., Алябина И.О. Курс лекций по основам землепользования. Учебное пособие. - М.: НИА-Природа. - 2006. - 278 с.

35. Добровольский В.В. Роль органического вещества почв в миграции тяжелых металлов // Природа. - 2004. - № 7. - С. 35-39.

36. Попов В.Е. Эффект концентрирования ¹³⁷Cs органоминеральными частицами крупнозернистых гранулометрических фракций песчаных почв, загрязненных в результате аварии на Чернобыльской АЭС // Почвоведение. - 2006. - № 3. С. - 344-351.

37. Senesi N. Metal-humic substance complex in the environment // Biogeochemistry of trace metals / Ed. D.C.Adriano. Boca Raton, Ann Arbor. - 1992. - P. 429-496.

38. ПДК химических веществ в почвах и допустимые уровни их содержания по показателям вредности (по состоянию на 01.01.91. Госкомприрода СССР, № 02-2333 от 10.12.90.);

Ориентировочно допустимые концентрации тяжёлых металлов (ОДК) и мышьяка в почвах с различными физико-химическими свойствами (валовое содержание, мг/кг) дополнение №1 к перечню ПДК и ОДК №6229-91.

39. Джирард Дж. Е. Основы химии окружающей среды. - М.: - Физматлит. - 2008. - 640 с.

40. Саратовских Е.А., Козлова Н.Б., Папин В.Г., Штамм Е.В. Разложение гербицида лонтрел биологическими и фотохимическими методами // Прикладная биохимия и микробиология. - 2006. - Т. 42. - № 1. - C. 44-51.

41. Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния аварии на ЧАЭС. - М.: Наука. - 2000. - 268 с.

42. UNSCEAR. Ionizing Radiation: Health and Biological Effects. - N.Y.: United Nations. - 1993.

43. Богдевич И.М., Подоляк А.Г., Арастович Т.В., Жданович В.П. Зависимость накопления ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в травяных кормах от степени окультуренности дерново-подзолистых почв // Радиац. биология. Радиоэкология. - 2005. - Т. 45. - № 2. - С. 241-247.

44. Толстых Е.И., Перемыслова Л.М., Шагина Н.Б., Дёгтева М.О. ⁹⁰Sr в организме жителей прибрежных населённых пунктов реки Исеть // Радиац. биология. Радиоэкология. - 2010. - Т. 50. - № 1. - С. 90-97.

Размещено на Allbest.ru