Радіоекологія

1. Загальна характеристика.

Основною енергетичною одиницею є електронвольт (еВ). 1 еВ дорівнює кінетичної енергії електрона, що пройшов різницю потенціалів 1 В. Отже, співвідношення між одиницею енергії в системі СІ (Джоуль) і спеціальною одиницею (еВ) виглядає в такий спосіб:

1 еВ = 1,6×10^-19Дж.

Значення перекладного множника визначається зарядом електрона, рівним 1,6×10^-19 Кл. Перехід до енергетичної одиниці у фізичній системі (ерг) здійснюється по співвідношенню: 1 Дж = 10⁷ ерг. Високими вважаються енергії порядку 1 МеВ = 10⁶ еВ.

Іонізуючим називається таке випромінювання, при взаємодії якого з речовиною утворюються позитивні і негативні іони. По своїй природі іонізуюче випромінювання поділяється на електромагнітне і корпускулярне. У залежності від механізму виникнення іонізації випромінювання поділяються на безпосередньо і побічно іонізуючі.

2. Безпосередньо іонізуюче випромінювання.

Безпосередньо іонізуючим випромінюванням (корпускулярним) є заряджені частки - ядра гелію (α-частки), ядра водню (протони), електрони (β-частки), а також осколки розподілу важких ядер. Іонізація, що спостерігається, є безпосереднім результатом взаємодії електричного полю зарядженої частки з електронами зовнішніх оболонок атомів речовини. Якщо електрони здобувають енергію, що перевершує їхню енергію зв'язку, то вони вириваються з атома.

Щільність іонізації, тобто число пар іонів на одиницю довжини пробігу зарядженої частки, прямо пропорційна квадрату заряду і обернено пропорційна швидкості цієї частки. Щільність іонізації визначає ступінь біологічної небезпеки різних часток. Відстань, на якому частка утрачає свою енергію, взаємодіючи з речовиною, називається пробігом. До кінця пробігу щільність іонізації різко зростає, а потім падає до нуля внаслідок приєднання електронів до частки, що сповільнилася, і її перетворення в електронейтральний атом. Для важких заряджених часток існує однозначний зв'язок між енергією частки і її пробігом. У табл. 1.1 приведені значення пробігів α-часток у залежності від їхньої енергії Е_α.

Таблиця 1.1. Пробіг α-часток у повітрі і біологічній тканині

З табл. 1.1 випливає, що α-частки цілком гальмуються в шарі повітря невеликої товщини чи в тонких шарах шкіри. Отже, зовнішнє опромінення α-частками не представляє небезпеки для людини. Однак, при влученні усередину, α-випромінювачі найбільше біологічно небезпечні.

У результаті вильоту α-частки з ядра його заряд зменшується на 2 одиниці, а маса - на 4. Наприклад, при розпаді Ra-226 утвориться радіоактивний газ радон - Rn-222, що також є α-випромінювачем. При розпаді радону утворюються дочірні радіонукліди у виді радіоактивного аерозолю з розміром часток порядку 10^-4 мкм. Радон у значних кількостях виділяється в повітря житлових приміщень з будматеріалів, що містять U-238.

До α-випромінювачей відноситься близько 160 природних і техногенних радіонуклідів, більшість яких знаходиться наприкінці періодичної системи елементів (Z > 82). Наприклад:

²²⁶₈₈Ra → ₂α⁴ + ²²²₈₆Rn.

Енергії α-часток, що вилітають з важких ядер при їхньому розпаді, знаходяться в діапазоні 4-10 МеВ. Енергія Е часток будь-якого виду корпускулярних випромінювань визначається їхньою швидкістю руху:

Е = m×v² /2,                                (1.7)

 де m - маса частки, г;

      v - швидкість частки.

Існує надзвичайно сильна залежність періоду напіврозпаду Т_1/2 від Е_α (закон Гейгера-Нетола), що може бути продемонстрована на α-випромінювачах родини урану (табл. 1.2).

Таблиця 1.2. Енергії α-часток і періоди напіврозпаду для радіонуклідів радіоактивної родини урану

Перехід при зростанні Е_α від довгоіснуючих до короткоіснуючих радіонуклідів був пояснений з використанням представлень квантової механіки. Винятково високе значення періоду напіврозпаду U-238 пояснює набагато більший вміст урану в земних породах у порівнянні з іншими радіонуклідами, що мають великі Z.

Кількість β-випромінюючих радіонуклідів значно вище, ніж α-випромінювачів. 46% радіонуклідів розпадаються з випущенням β-частки. На відміну від α-розпаду, при якому α-частки утворюються у важкому ядрі безпосередньо перед його розпадом із двох протонів і нейтронів, β-частки не можуть міститися в ядрі. Вони народжуються при розпаді в результаті перетворення нейтрона в протон у нейтрононадлишкових ядрах. У таких ядрах міститься більше нейтронів, чим це необхідно для виконання умови стабільності.

Оскільки в результаті β-розпаду заряд ядра зростає на одиницю, утворюється новий елемент. Наприклад, розпад довгоіснуючих радіонуклідів, що вносять основний внесок у β-радіоактивність земної кори, можна представити в наступному виді:

К-40 → Са-40          (Т_1/2 = 1,3×10⁹ років)

Rb-87 → Sr-87         (Т_1/2 = 6,2×10¹⁰ років)

Швидкість електронів істотно вище, ніж більш важких заряджених часток з однаковою кінетичною енергією, тому що остання пропорційна масі (відношення мас спокою протона й електрона дорівнює 1836). Тому щільність іонізації, створюваної β-частками, набагато менше, ніж для інших заряджених часток, а пробіг - більше. У табл. 1.3 представлені значення максимальних пробігів електронів для повітря і води.

Таблиця 1.3. Максимальні пробіги моноенергетичних електронів, що мають енергію Е_β

Порівняння значень, приведених у табл. 1.1 і 1.3, дозволяє зробити висновок про більш високу, чим α-частки, проникаючу здатність β-часток, потоки яких можуть впливати на кришталик ока, приводячи до його помутніння.

Варто враховувати також можливість опромінення відкритих поверхонь шкіри β-активними благородними газами (особливо Кr-85) при роботі в приміщенні малого об'єму. Значення Е_β змінюються від 18,6 кеВ (тритій, Н-3) до 13,43 МеВ (В-12).

Штучно цей вид випромінювань одержують за допомогою прискорювачів часток.

3. Побічно іонізуюче випромінювання.

Ці види випромінювання не мають заряду. Безпосереднім результатом їхньої взаємодії з речовиною є утворення заряджених часток високої енергії, які і створюють іонізацію, що спостерігається.

У дану групу входять електромагнітне випромінювання високої енергії, називане фотонним, і нейтрони. Фотоном називається квант енергії електромагнітного випромінювання високої частоти. Фотонне випромінювання може мати штучне чи природне походження. У першому випадку воно називається рентгенівським (X-Ray), у другому - γ-випромінюванням. Довжина хвилі рентгенівського і γ-випромінювання менше 1 нм і значно менше довжини хвилі видимого світла.

Рентгенівське випромінювання підрозділяється на гальмове і характеристичне. Гальмовим є фотонне випромінювання з безупинним енергетичним спектром, що виникає при зменшенні кінетичної енергії електронів. Характеристичним називається фотонне випромінювання з дискретним енергетичним спектром, що виникає при квантових переходах атомів, які попередньо були позбавлені електрона однієї з внутрішніх оболонок. Обидва види випромінювання виникають у рентгенівській трубці при взаємодії прискорених електронів з матеріалом мішені і відповідають їх гальмуванню чи іонізації мішені.

γ-випромінювання - фотонне випромінювання з дискретним енергетичним спектром, що виникає при переході ядра зі збудженого стану в основний чи збуджений стан з меншою енергією. Порушення ядра відбувається при α- і β-розпаді, а також у ядерних реакціях у результаті захоплення нейтрона. Джерелами γ-випромінювання є наступні природні радіонукліди:     К-40, Lu-176 (β-розпад), Th-232, U-235, 238 (α-розпад).

Со-60 є одним з найбільш розповсюджених техногенних γ-випромінювачів.

Енергія фотонів Е рентгенівського і γ-випромінювання визначається по формулі:

Е = h×γ = ,                                          (1.8)

де h - постійна Планка;

γ - частота випромінювання;

с - швидкість світла;

λ - довжина хвилі випромінювання.

Можливі наступні види взаємодії фотонів: поглинання зв'язаними в атомі електронами (фотоефект), розсіювання вільними електронами (ефект Комптона), а також поглинання в кулоновському полі ядра з утворенням пари електрон-позитрон. Діапазон значень енергії Е_γ, у якому Комптон-ефект є домінуючим, зростає при зменшенні атомного номера Z речовини, оскільки це приводить до зниження внесків ефектів поглинання як в області низьких (фотоефект), так і високих (утворення електронно-позитронних пар) значень Е_γ. γ-випромінювання має високу проникаючу здатність. Для зменшення вдвічі числа γ-квантів, що випускаються джерелом Со-60, необхідні товщини шарів води, заліза і свинцю, рівні 11,0; 1,7; 1,1 см відповідно.

Нейтрон, як і протон входить до складу атомного ядра. Стійкість нейтрона в ядрі забезпечується короткодіючими ядерними силами, що мають неелектромагнітну природу і відносяться до класу сильних взаємодій. Як уже вказувалося, для нейтрононадлишкових ізотопів можливий розпад нейтрона на протон, що залишається в ядрі, а також β-частку й антинейтрино, що вилітають з нього. Останнє має винятково високу проникаючу здатність, тому його внеском в іонізацію можна зневажити. Вільні нейтрони нестабільні і розпадаються за цією схемою з періодом напіврозпаду рівним 10,7 хв.

Вільні нейтрони взаємодіють з ядрами атомів, вступаючи в область дії ядерних сил. У результаті нейтрон захоплюється ядром і виділяється енергія зв'язку (7,6 МеВ для ядра урану). Тому ядро, що захопило нейтрон, яке називають складеним, знаходиться в збудженому стані. Спосіб зняття порушення відповідає виду ядерної реакції: пружне і непружне розсіювання, випущення γ-кванта чи заряджених часток. Захоплення нейтрона важкими ядрами приводить до втрати їхньої стійкості і руйнуванню на два осколки розподілу неоднакової маси з виділенням величезної енергії, рівної 169 МеВ. Осколки ядер мають надлишкове число нейтронів і тому є родоначальниками ланцюжків послідовних β-розпадів, супроводжуваних випромінюванням γ-квантів. Розподіл ядра супроводжується появою миттєвих γ-квантів і нейтронів, а також запізнілих нейтронів. Завдяки останнім, реакції розподілу в ядерних енергетичних реакторах є керованими. Некеровані реакції розподілу використовуються в ядерних боєприпасах.

На відміну від γ-квантів, при взаємодії яких виникає тільки один вид заряджених часток (електрони), результатом перерахованих ядерних реакцій є α- і β-частки, протони, ядра віддачі, осколки розподілу, а також γ-випромінювання як наслідок радіаційного захоплення. Імовірності ядерних реакцій є складними функціями енергії нейтронів і значно розрізняються не тільки для різних елементів, але і для ізотопів одного елемента. При фіксованій енергії γ-квантів імовірність їхнього поглинання визначається тільки атомним номером речовини, а імовірність розсіювання на вільних електронах не залежить від вибору речовини.

При розгляді взаємодії нейтронів з речовиною, їх енергії Е_n розбивають на визначене число енергетичних груп. У найпростішому випадку використовують двогрупове наближення (теплові і швидкі нейтрони). Тепловими називають нейтрони, що знаходяться в тепловій рівновазі з ядрами речовини (середня енергія дорівнює 0,025 еВ при кімнатній температурі); до швидкого відносяться нейтрони з Е_n > 0,1 МеВ.

4. Шляхи надходження радіонуклідів у екосистеми.

Радіонукліди можуть переміщатися разом з повітряними масами, утворювати радіоактивні хмари. У залежності від погодних умов, ці радіонукліди поступово розсіюються. Атмосферні опади вимивають радіонукліди з хмар. Переміщення радіонуклідів у повітрі визначається швидкістю вітру. По шляху переміщення радіоактивних хмар спостерігається осадження аерозольних часток на землю і поверхню води під дією електростатичних сил (аерозолі заряджені позитивно, а ґрунт і особливо вода - негативно); гравітаційних (чим крупніше частки, тим ближче до джерела вони упадуть); завдяки пилозахистній функції рослин, будівель і при вимиванні атмосферними опадами. Відомо, що щільність випадань радіонуклідів на океанічну поверхню вища, ніж на наземну, зокрема для ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ¹⁰³Ru, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴¹Ceі ¹⁴⁴Ce, у 2 - 7 разів. Радіонукліди можуть знаходитися в повітрі до декількох днів, за винятком викидів на значну висоту (ядерні вибухи в атмосфері, викид радіонуклідів при аварії на ЧАЕС).

Оцінити кількість радіонуклідних опадів, що випали у залежності від відстані до джерела можна за формулою:

А_x = С /X²,                                  (1.9)

   де А_x - щільність опадів на відстані X від джерела (щільність радіоактивних випадань), Бк (Кі) /км²;

        С - константа загального об'єму опадів.

         Радіонукліди, що випали на ґрунт, з поверхневим стоком попадають у водойми. Інтенсивність цього процесу залежить від типу ландшафту, пори року, поглинальної здатності ґрунту, типу ґрунту, щільності рослинного покриву. В умовах гірського ландшафту, при гладкому кам'яному покритті, позбавленому рослинності, і в період інтенсивних дощів об'єм поверхневого рідкого і твердого стоку радіонуклідів є максимальним. Велика кількість радіонуклідів попадає в ріки під час весняних і осінніх паводків.

         Особливо важливу роль у надходженні і переході радіонуклідів у прісноводні екосистеми відіграють водоймища-охолоджувачі атомних станцій, що першими беруть на себе нормальні й аварійні скиди і потім здатні, внаслідок водообміну і дренажу, передавати частину радіонуклідів в основні русла рік. Радіонукліди швидко перерозподіляються і значною мірою переходять із водної фази в донні відкладення, що відбувається практично протягом кількох днів після надходження у водоймище чи водотоки.

         Морське й океанічне середовище є найважливішим резервуаром для депонування радіонуклідів. У морському середовищі прийнято виділяти прибережний і відкритий океан (глибини понад 1 км). У відкритому океані активність радіонуклідів досить рівномірно розподіляється на глибині до 300 м, а потім зменшується за експонентою до глибини 700 - 800 м. Донні відкладення морів мають високу сорбційну ємність, що призводить до накопичення в них радіонуклідів. За міцністю зв'язування і сорбцією радіонукліди у донних відкладеннях можна розмістити в такій послідовності: ⁴⁵Ca< ⁹⁰Sr< ²³⁸U< ¹³⁷Cs< ⁸⁶Rb< ⁶⁵Zn< ⁵⁹Fe, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ¹⁴⁴Ce, ⁵⁴Mn< ¹⁰⁶Ru< ¹⁴⁷Pm. Високий рівень мінералізації води в морі зменшує накопичення радіонуклідів у морській біоті.

         Лісові екосистеми здатні довго й міцно утримувати радіонукліди, які в них потрапили. Проте ліс, особливо хвойний, дуже чутливий до впливу іонізуючого випромінювання. У разі горизонтального вітрового потоку на лісовий масив основна частина радіонуклідів фільтрується і затримується на узліссях. Таку здатність лісу називають узлісним ефектом. Поверхневий стік радіонуклідів на заліснених територіях набагато менший, ніж на відкритих і в агроценозах. Радіонукліди, що осідають на кронах дерев, під впливом атмосферних опадів і внаслідок опадання листя переміщуються в лісову підстилку. Для характеристики цього процесу використовують період напіввтрат із крони дерев осілих на них радіонуклідів. Досліди довели, що Т_1/2  - час, за який половина осілих на крону радіонуклідів переходить у підстилку, становить для листяних лісів 3 місяці, а для хвойних - 4 - 5 місяців. Тривалість цього періоду залежить від багатьох характеристик: випадань, форми і типу радіонуклідів, пори року, кліматичних умов та ін.

         Надходження радіонуклідів із повітря в рослини особливо значне в перший період випадання і під час поливу. Розрізняють два типи їх надходження: кореневий і позакореневий. У перший рік після аварії на ЧАЕС практично 80 - 90% радіонуклідів надходило в рослини позакореневим шляхом.

         Спостерігається також вторинне вивітрювання радіонуклідів з поверхні ґрунту, що обумовлено вітром, рухом транспорту, будівельними і сільськогосподарськими роботами. Його оцінюють коефіцієнтом вітрового підіймання (дефляції) К_в (м^-1):

К_в = С_п /С_r,                                     (1.10)

де С_п - об'ємна активність радіонуклідів в атмосфері, Бк (Кі) /м³;

      С_r - активність радіонуклідів на поверхні ґрунту, Бк (Кі) /м².

         Він варіює від 10^-2 у польових умовах до 10^-12 для заасфальтованих територій.

         Надалі радіонукліди включаються в колообіг речовин.

5. Накопичення і перехід радіонуклідів у екосистемах.

В організм травоїдних тварин радіонукліди попадають переважно при поїданні рослинного корму, у якому містяться радіоактивні речовини, що поглинаються рослинами з ґрунтового розчину. Для нагромадження того чи іншого радіонукліда в рослині, тварині чи людині необхідна міграція цього радіонукліда в екологічному ланцюзі трофічних зв'язків організмів. Звідси виникло поняття трофічного, чи харчового, ланцюга, системи трофічних ланцюгів, об'єднаних у харчовий ланцюг екосистеми.

Наприклад, трофічний ланцюг для вищих наземних рослин має наступний вид: ґрунтовий поглинаючий комплекс ↔ ґрунтовий розчин ↔ різосферна мікрофлора ↔ ґрунтовий розчин ↔ рослина. У водоймах спостерігається такий харчовий ланцюг для рослин: мулисті частки ↔ вода ↔ водорості ↔ вода ↔ квіткові рослини.

Продукти розподілу урану попадають у рослини з повітря, коли радіонукліди випадають з опадами безпосередньо на поверхню рослини, а також із ґрунту при кореневому харчуванні.

Для того, щоб відбувалося кореневе засвоєння радіонуклідів, необхідно, щоб радіоактивні речовини мали хімічні властивості, характерні для елементів мінерального живлення рослин і, крім того, знаходилися в шарі ґрунту де розташовані їх коріння. При випаданні радіоактивних опадів радіонукліди можуть якийсь час локалізуватися в самому поверхневому шарі ґрунту, у міру вивітрювання і переходу в розчинні форми мігруючи в більш глибокі його обрії. Тому, у перші дні після випадання радіоактивних опадів, надходження радіонуклідів відбувається переважно через листову поверхню. Інтенсивність цього процесу істотно залежить від фізико-хімічного стану радіонуклідів, що осаджуються на листки. Якщо речовини, що осаджуються, водорозчинні, їхнє надходження відбувається досить швидко. У протилежному випадку, потрібен якийсь час для їхнього перетворення в розчинні стани.

З ґрунту радіонукліди надходять відповідно їх рухливості, що на піщаних і супіщаних ґрунтах набагато вище, ніж на глинистих і суглинистих. Так, на дерново-підзолистих ґрунтах у рослини переходить більше радіонуклідів, ніж на ґрунтах чорноземного типу.

Ще в перші роки інтенсивних випробувань атомної зброї М.В. Тимофєєв-Ресовський звернув увагу на потенційну загрозу радіоактивних забруднень біосфери і на можливі заходи запобігання їхніх негативних наслідків.

Можна було б думати, що рослини засвоюють тільки ті радіонукліди, що є ізотопами біогенних елементів. Однак це не завжди так. Природно, цезій, що є аналогом калію, і стронцій, як аналог кальцію, поглинаються найбільш інтенсивно. Разом з тим, рослини накопичують і інші радіонукліди. Наприклад, показано, що однолітній злак, що виростає в районі підземних випробувань атомної зброї в штаті Невада (США), - костриця червона використовує з ґрунту не тільки ⁹⁰Sr, але і ¹⁰⁶Ru, ¹⁰⁶Rh, ⁹⁵Zr, а також лантаноїди.

Причина накопичення рослиною речовин, що не є аналогами елементів мінерального живлення, полягає в тім, що радіонукліди в ґрунтах представлені вкрай малими кількостями, у зв'язку з чим, їм властиве поводження як ультрамікрокількостей, а не макрокількостей. У цьому випадку переважне значення набувають адсорбційні явища, коли транспорт у клітини цих речовин відбувається у формі мікродомішок. Унаслідок таких явищ, рослини здатні поглинати в істотних кількостях трансуранові елементи. Це добре показано в дослідах із соєю, що поглинає плутоній із ґрунту. У рослині плутоній виявляється як у розчинному, так і в нерозчинному станах.

Для того, щоб показати в скільки разів більше чи менше може бути активність деякого радіонукліда в елементах екосистеми в порівнянні з навколишнім середовищем, користуються коефіцієнтами накопичення і переходу радіонуклідів у екосистемах.

Коефіцієнт накопичення (К_н) радіонуклідів у рослинах обчислюють по формулі:

К_н = С₁ /С₂,                                          (1.11)

де С₁ - активність радіонукліда на 1 кг повітряно-сухої біомаси рослин, Бк /кг;

     С₂ - вміст радіонукліда в 1 кг повітряно-сухого ґрунту, на якій рослина виростає, Бк /кг. Варто враховувати, що активність радіонуклідів у верхніх і нижніх шарах ґрунту може відрізнятися в десятки разів і більше. Для водяних екосистем С₂ - об'ємна активність радіонукліда в 1 л води, Бк /л. Її можна виразити й у відсотках.

Коефіцієнти накопичення радіонуклідів рослинами іноді досягають великих значень. Наприклад, синьозелені водорості здатні накопичувати у своїй біомасі в десятки тисяч разів більш високі концентрації радіонуклідів, чим їх міститься в середовищі. Дуже високі значення коефіцієнтів накопичення радіонуклідів у лишайників, що виборчо накопичують природний (²¹⁰Po) і штучні (¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ²³⁹Рu, ¹⁴⁴Се, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb і ін.) радіонукліди.

Трофічні ланцюги в екосистемах можна характеризувати коефіцієнтами накопичення основних радіонуклідів у різних компонентах цих ланцюгів. При цьому розкривається можливість виявити причини неоднорідного розподілу радіонуклідів у екосистемі. Практичне значення такого дослідження екосистем очевидно: ним визначаються оптимальні в умовах радіонуклідного забруднення способи природокористування, зниження коефіцієнтів накопичення радіонуклідів у продуктах рослинництва і тваринництва, продуктах харчування людини.

Накопичення радіонуклідів у рослинах може виявитися небезпечним з двох причин. По-перше, рослини, що містять підвищену кількість радіонуклідів, можуть входити в трофічні ланцюги, що ведуть до людини, і їхнє використання як продуктів харчування може приводити до збільшення колективної дози опромінення населення. По-друге, депонування радіонуклідів у тканинах деяких видів рослин може досягати таких значень, при яких спостерігаються радіобіологічні ефекти, що послабляють позиції виду у фітоценозі. Це, в свою чергу, спричиняє зміни рослинного покриву. В обох випадках варто оцінювати можливий ризик від радіоекологічних явищ, що відбуваються.

По накопиченню радіонуклідів у рослинах оцінюють очікуване значення колективних доз опромінення людини. Наслідки для ценотичних змін розраховують, користуючись даними про рівні зовнішнього і внутрішнього опромінення рослин і про їх радіостійкість.

         Для оцінки рівня міграції радіонуклідів по харчових ланцюгах, використовують коефіцієнт переходу (К_п). Для системи ґрунт-рослина він розраховується по формулі:

К_п = С₁ /С₃,                                     (1.12)

де С₃ - поверхнева активність радіонуклідів у 1 м² ґрунту, кБк /м².

         У практичній радіоекології використовують також коефіцієнт виносу (К_в) радіонуклідів з біомасою:

К_в = ,                                (1.13)

  де С - активність радіонукліда в 1 кг біомаси, Бк \кг;

       В - врожай з 1 км² площі, чи біомаса гідробіонтів в одиниці об'єму, кг;

       А - поверхнева активність радіонуклідів, що випали на дану територію, Бк/км².