Внаслідок Чорнобильської катастрофи 1986 року в навколишнє середовище потрапила значна кількість радіонуклідів, що призвело до погіршення екологічного стану великих територій України, Білорусії та Росії. В результаті найбільшої аварії на атомній електростанції в навколишнє середовище виділилося 100 МКи, з яких половина припадає на частку ксенона, приблизно 10 МКи – І – 131, 1-2 МКи – Cs – 137, 0.2 МКи – Sr – 90, та інші.
Через швидкий розпад І – 131 та інших нестійких нуклідів (які в перші часи та дні аварії сформували значну частку дози опромінення), відбулося різке зниження початкового рівня опромінення. Але зараз головну радіоекологічну небезпеку складають радіонукліди з великим періодом напіврозпаду (наприклад, для Рu – 239 це 24065 років, для Sr –90 – 28,6 років, Am –241 – 342,2 роки, Cs – 137 – 30,2 роки). Крім того, що ці радіонукліди є альфа- і бета-випромінювачами, вони є токсичними зімічними елементами (одним з натоксичніших є плутоній).
Радіоактивні речовини, викинуті реактором в навколишнє середовище, були включені в природні процеси енергообміну (в т.ч. водний, повітряний та біогенний переноси), що охоплюють всі природні компоненти.
Радіонукліди, що вийшли за межі станції, потрапили в атмосферу, звідки відбувалося їх осідання на поверхні різного роду: грунти, рослинний покрив, поверхні водних басейнів, дороги, т.п.). Радіонукліди, що осіли на поверхню грунтів під дією природних факторів, мігрують в горизонтальному і вертикальному напрямках. Головну роль в міграції радіоактивних речовин в геологічному середовищі грають підземні води, забруднення яких було виявлено вже влітку 1986 року. Попадання радіонуклідів в грунтові води в багатьох випадках відбувалося аерозольним шляхом через криниці та інші свердловини. Крім того, атмосферні опади, що фільтруються через грунти, є постачальниками радіонуклідів в підземні води (цьому сприяють властивості грунтів Поліського району Україні, де відбулася катастрофа). Інтенсивність міграції радіонуклідів істотно збільшується на ділянках експлуатації підземних вод. Радіонукліди, що потрапили в грунтові води, рано чи пізно будуть винесені у поверхневі водойми та Дніпро.
Радіонукліди, що активно беруть участь в процесах енергообміну в неживій природі, були включені і в біогеохімічний цикл, який здійснюється в системі трофічних ланцюгів:
поглинання рослинами, тваринами, мікроорганізмами окремих радіоактивних ізотопів (при цьому відбувається поступове перемішування радіонуклідів з їх ізотопними і неізотопними носіями та включення їх у склад біологічних структур);
виділення надземними частинами і кореневими системами рослин радіонуклідів у складі окремих сполук, вимивання з листя дощами рухливих радіонуклідів, наприклад, цезію;
виділення тваринами продуктів, що утворюються в результаті травлення, які поступають в грунти в складі нових сполук або як їх домішки;
відмирання різних органів рослин – листового опаду або рослин, які завершили свій онтогенез;
розкладання органічних решток мікроорганізмами, що супроводжуеться включенням радіонуклідів у склад бактеріальної маси або їх переходом в грунтовий розчин.
В результаті Чорнобильської аварії вібулися найбільші з короткочасних викидів радіоактивних матеріалів в атмосферу з одного джерела. Зі всіх викинутих з активної зони матеріалів наступні чотири елементи визначили радіологічний стан в пострадалих районах:
Йод (головним чином йод - 131), цезій (цезій-134, цезій-137), стронцій (стронцій-90) і плутоній (плутоній-239, плутоній - 240). Крім того, у викидах були присутні високорадіоактивні частки палива (гарячі частиці). Результати аеродозиметричного контролю радіаційного становища і відбора та аналіза навколишнього чередовища, які почали проводитися невдовзі після аварії, показали, що шайбільш забрудненим виявився район навколо реактора, який згодом став забороненою зоною. В інших районах зміни напрямку вітру і окремі дощі протягом десяти днів після першого викиду призвели до дуже нерівномірного характеру розподілення радіоактивних випадів у Білорусії, Росії та Україні.
Сильні дощі, а також місцеві умови сприяли виникненню ділянок (“гарячих плям”) з дуже великими рівнями поверхневої радіоактивності, потужність зовнішньої дози випромінення яких в 5000 разів перевищувала потужність дози від природнього радіоаційного фону. Після того, як викиди припинилися, відбулися зміни характеру забруднення, зумовлені радіоактивним розпадом (головним чином йоду – 131, який розпадається майже повністю протягом 3 місяців) і природніми процесами, які стали причиною міграції забруднення у почву і дисперсії часток грунту в результаті стоку поверхневих вод.
Інформація, отримана в ході радіодозиметричного контролю і аналізу навколишнього середовища, була використана для складання офіційних карт поверхневого забруднення, які показують рівні поверхневої концентрації цезію, стронцію і плутонію.
В ході організованого Лабораторією МАГАТЄ в Зайберсдорфі взаємного порівняння був розроблений критерій для визначення достовірності офіційних даних. Інститути провели аналіз (на вміст виміряних радіонуклідів) “анонімних
проб грунтів” (стронцій – 90, плутоній – 239, цезій – 137, радій – 266), сухого молока (стронцій – 90, цезій – 134, цезій – 137, калій – 40), імітаторів повітряних фільтрів (стронцій – 90, цезій – 137, кобальт – 160, барій – 133, свинець – 210) і рослинності (стронцій – 90, цезій – 134, цезій – 137, калій – 40) і повідомили отримані результати. Лабораторія порівняла ці результати з рекомендованими значеннями.
Представлені результати за вмістом цезію – 137 у грунті співпадали з рекомендованими значеннями. З іншого боку, в результатах по стронцію і плутонію спостерігалась тенденція до завищення їх вмісту у грунті в 4 рази. Подібна тенденція була відмічена при визначенні вмісту у молоці стронцію (до 9 разів) і цезію (до 3 разів) .
Грунти.
Проби грунтів, відібрані в рамках проекта, були катож використані для визначення концентрації радіонуклідів на різній глибині і визначення офіційних оцінок діапазону середніх значень і поверхневого забруднення цезієм – 137. В результаті цього були отримані значення, які відповідали діапазону значень по цим районам.
Водні ресурси.
Для того, щоб визначити, чи була забруднена радіонуклідами питна вода, були відібрані проби води в шістнадцяти населених пунктах Брагинського, Новозибковського і Овруцького районів. Проби відбиралися з викопних криниць систем водозабезпечення озер та річок. Крім того, було взято проби дінних відкладів з озер, річок і водочховщ для оцінки ступеню проникнення цезію і визначення ступеню небезпеки забруднення вводних систем. Концентрація цезія у воді була, як правило, нижче порога чутливості приладів. Однак в пробах відкладів з районів з високим рівнем забруднення грунтів відмічено підвищеня рівню у верхніх шарах відкладів, які є потенційними джеелами забруднення біоти в цих районах в майбутньому.
Повітря.
Вітер може стати причиною повторного пилоутворення у повітрі і повітряного переносу випавших радіонуклідів, при цьому виникає небезпека інгаляційного надхолження в організм радіоактивного пилу. В ході аналізу були отримані результати, які свідчать про те, що концентрація гамма- альфа- частиць у повітрі низька, сильні зливи на час проведення дослідів і рослинність могли перешкодити повторному пилеутворенню і знизити значення отриманих результатів.
Забруднення навколишнього чередовища в результаті аварії на ЧАС впливає на здоров я людей не тільки прямо, а й опосередковано порушенням екологічної рівноваги в природі. Останнє значною мірою пов язане з якісними і кількісними змінами в мікробіоценозах біосфери.
Як відомо, радіація є значним фактором дії на мікроорганізми, викликаючи у високих дозах їх загибель. Є відомості про виникнення у опромінених тварин дисбактеріозу з появою у кишечнику антибіотикорезистентних і гемолізуючих штамів E.coli. Все це свідчить про пряму і опосередковану дію радіації на агресивні властивості мікроорганізмів і можливості ії неблагосприятливого впливу на організм.
Зараз ще не вивчена роль мікробних ценозів в біологічному циклі міграції радіонуклідів (PH), яка може здійснюватись через мікробіологічний метаболізм комплексних органічних і неорганічних речовин грунту з радіоізотопами. Не виключена також можлимість вткористання радіоізотопів як структурних елементів. Оскільки це питання практично ен вивчене, необхідна якісна та кількісна оцінка мікрофлори грунтів, встановлення екологічно значущих представників для визначення динаміки процесів в умовах довгострокового радіоактивного забруднення.
Були проведені досліди мікробіоценозів грунтів. Екологогігієнічну оцінку грунтів проводили по 8 показниках. З санітарно-показових бактерій визначали загальне мікробне обсеменіння (ЗМО), в одному грамі грунту, що були врощені в двох температурних реживах, 37 і 20 градусів Цельсія (алло- і аутохтонна мікрофлора). Співвідношуння цих груп мікроорганізмів віддзеркалює ступінь органічного забруднення і інтенсивність процесів самоочищення грунту. Другим санітарно-показовим тестом слугували ендобактерії. Ці мікроорганізми мають властивість окислювати багато органічних сполук і, крім того, є патогенними і умовно патогенними для людини. Викликає інтерес також той факт, що грам-відємні бактерії більш чутливими до радіоактивного опромінення, ніж грам-позитивні і активно собрують цезій – 137.
Серед інших показників обраних шести фізиологічних груп, що беруть участь в процесах самоочищення: кислотно-, лужно-утворюючі та нейтральні мікроорганізми вегетативних і спорових форм гетеротрофів. В останні роки зявилося подівомлення про стимуляцію глюкозою метаболічної активності мікрофлори грунту в очищенні йогорадіоактивних відходів, що містять важкі метали. Результати проведених досліджеть показали різноманітність мікробіологічних ценозів грунтів, що зазнали радіоактивного забруднення. Кількість ендобактерій в грунті більшості проб віднесені до мінімального (52%) і середнього рівня (37.2%) обсеменіння. Такі результати свідчать про незначне забруднення грунтів Зони відчуження ендобактеріями, та її відносно балгосприятливий санітарний стан.
Таблиця1. Оцінка зазруднення грунтів Зони відчуження
|
Рівень обсеменіння В 1 г грунту |
Кількість проб, % з різною інтенсивність обсеменіння |
||
|
Ендобактерії |
ЗМО (37 гр Ц, 24 год) |
ЗМО (20 гр Ц, 48 год) |
|
|
Мінімальній (0-99 тис.) Середній (100 тис. - 1 млн.) Максимальний (більше 1 млн.) |
52 37.2 10.8 |
29.4 54.9 15.7 |
29.4 57.8 12.8 |
Але враховуючи особливу роль радіоактивного забруднення грунтів Зони відчуження, важливо співставити отримані результати з активністю цезію – 137, в табілиці 2 представлені відсотки проб по всіх трьох санітарно-бактеріологічних показниках при максимальній активності цезію – 137. Як видно, в усіх показниках виявлено збільшення відсотку проб з мінімального до максимального рівню обсеменіння. Іншими словами, можна констатувати наявність стимулюючої дії підвищеного радіоактивного забруднення грунту цезієм – 137 з удільною активністю більш тисячі Бк/кг.
Таблиця 2. Вплив максимального (більш 1000Бк/кг Cs) радіактивного забруднення грунту на життєдіяльність бактерій.
|
Показники |
Рівні обсеменіння |
||
|
мінімальний |
середній |
максимальний |
|
|
Ендобактерії P +m N T V |
30.2 6.3 53 0.41-2
| ||