Авария на Чернобыльской АЭС - Радиоэкологические последствия Чернобыльской аварии для гидросферы

Водоем-охладитель Чернобыльской АЭС является одним из наиболее загрязненных водоемов на территории аварийного радиоактивного следа. Водоем-охладитель ЧАЭС был образован путем отторжения участка поймы р. Припять с помощью дамбы. Его площадь около 22 км², объем 0,15 км³, средняя глубина 6,6 м. В водоеме обитают более 500 видов водорослей, свыше 200 видов беспозвоночных, более 20 видов рыбы. До аварии теплые воды ЧАЭС использовались для промышленного рыборазведения. Содержание в воде кальция составляет в среднем 43 мгл-1, магния — 7 мгл-1, калия и натрия — 20 мгл-1, железа — 0,5 мгл-1, pH=7,5. Эти величины практически не отличаются для аналогичных показателей днепровских вод. Водоем-охладитель не имеет непосредственного стока, однако его воды поступают в р. Припять вследствие фильтрации через земляную дамбу в объеме 0,12 км³ год-1.
Наибольшее загрязнение водных экосистем отмечалось в первый период после аварии: конец апреля — начало мая 1986 г. Основное радиоэкологическое значение в этот период имели короткоживущие радионуклиды, прежде всего ¹³¹I, максимальная концентрация которого в поверхностных водах ряда регионов превышала допустимую концентрацию в питьевой воде (37 Бк л-1) в десятки раз [10, 134, 135].
Оценки содержания радионуклидов в водоеме-охладителе в конце мая 1986 г. представлены в табл. 3.44. В мае 1986 г. активность воды в основном определялась ¹³¹I и другими короткоживущими радионуклидами. 1 мая 1986 г., объемная активность ¹³¹I в воде водоема-охладителя составляла 1-5 кБкл-1. В последующие месяцы радиоактивность воды значительно уменьшилась за счет распада и депонирования радионуклидов в донные отложения. В июле-августе 1986 г. в донных отложениях содержалось 96-99% общей активности таких радионуклидов, как ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁴Се. Основной вклад в радиоактивность воды в этот период вносили ¹³⁷Cs и ¹³⁴Cs. Объемная активность ¹³⁷Cs в воде составляло 0,3-0,8 кБкл-1. Распределение радионуклидов в донных отложениях характеризуется значительной пространственной неоднородностью. Особенно высоки концентрации радионуклидов в илах, составляющих около 27% площади дна водоема. Максимальные значения суммарной активности, наблюдавшиеся в илах в 1986 г., составляли 8-10 МБккг-1.
Таблица 3.44
Активность содержавшихся в водоеме-охладителе Чернобыльской АЭС радионуклидов на 30 мая 1986 г., ТБк [134] (точность оценки для большинства радионуклидов составляет 40-60 %)

Для большинства видов рыб наиболее экологически значимыми оказались радионуклиды цезия, накапливающиеся в мышцах. Концентрация радионуклидов цезия снижалась во времени быстрее в жабрах, чешуе, коже, плавниках, чем в мышцах. Поскольку накопление радиоцезия в мышцах происходит в основном вследствие биоассимиляции, а в покровных тканях - адсорбции, можно сделать вывод о постепенном увеличении значимости биоассимиляционных процессов по сравнению с сорбционными. В наименьшей степени загрязнены радионуклидами цезия жировые ткани. Такие радионуклиды, как ¹⁴⁴Се, ¹⁰⁶Ru, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, в основном содержались в кишечнике, жабрах и покровных тканях и практически не наблюдались в мышцах рыб.
Анализ динамики содержания ¹³⁷Cs в мышцах различных видов рыб показывает различие в процессах накопления радиоцезия для “хищных” и “мирных” видов. В первый год после аварии наиболее загрязненными являлись бентофаги (густера, карась), планктофаги (толстолобик) и виды со смешанным питанием (сом). В последующем возросло загрязнение радиоцезием “хищных” видов рыб — судака, окуня, щуки и жереха. При этом наблюдалось снижение концентрации радиоцезия в мышцах “мирных” видов рыб. В среднем, загрязнение радиоцезием “хищных” видов рыб в 3-10 раз, начиная с 1987-1988 гг. превышало загрязнение “мирных” видов, т.е. отчетливо проявился эффект трофических уровней в накоплении радиоцезия.
Согласно расчетным оценкам [135], мощность дозы γ-излучения от радионуклидов, содержащихся в воде, достигала максимальных значений (2-3 мГрсут-1) в первые дни после аварии. Наибольшие уровни γ-излучения от донных отложений в этот период составляли 0,1-0,2 Гр сут-1. К осени 1986 г. радиоактивное загрязнение дна в основном определялось долгоживущими радионуклидами, и в дальнейшем снижение дозы от донных отложений происходило весьма медленно.
В первые дни после аварии мощность дозы внешнего облучения вблизи поверхности для водных растений превышала 0,1 Гр сут1, что в 105 раз выше естественного уровня. В целом γ-излучение от водных растений сопоставимо с дозами от донных отложений и может иметь важное значение в формировании дозы для рыб-фитофилов и фитофагов. Через год после аварии дозы излучения от водных растений все еще превышали естественный уровень в тысячи раз.
Наиболее высоки дозы внутреннего облучения кишечника и мышц рыб. В 1987 г. мощность дозы облучения кишечника карася и толстолобика достигала 15 мГрсуг-1. Заметно ниже уровни облучения покровных тканей, сорбирующих радионуклиды непосредственно из воды.
Дозы облучения рыб тесно связаны с их экологией, в первую очередь, с особенностями питания и степенью загрязнения среды обитания. Для “мирных” видов рыб (карп, карась, уклея и др.) наибольшие мощности дозы внутреннего облучения имели место в 1986г., достигая 2-3 мГрсуг-1, что в 103 раз выше доаварийного уровня облучения. К1988 г. произошло заметное уменьшение облучения от инкорпорированных радионуклидов практически для всех видов “мирных” рыб. Иная тенденция имела место для “хищных” рыб, для которых уровень внутреннего облучения в 1987- 1988 гг. или не уменьшился, или даже возрос (для судака) по сравнению с 1986 г., что связано с уже упоминавшимся эффектом трофических уровней в накоплении радиоцезия. Через 2 года после аварии мощность дозы внутреннего облучения для “хищных” видов рыб (судака, окуня, щуки, жереха) в 500-800 раз превышала естественный уровень. Доза внешнего облучения рыб, обитающих вблизи дна и в зарослях водной растительности, может заметно превышать уровень внутреннего облучения. По этой причине наиболее высокие годовые суммарные дозы облучения (до 10 Гр и выше) характерны для рыб-бентофагов (карася, густеры, леща, карпа). Для рыб-планктофагов (белого толстолобика) суммарная годовая доза облучения существенно ниже.
Для белого толстолобика имело место увеличение числа рыб с аномалиями воспроизводительной системы, которые выражались в появлении стерильных особей, изменении морфологии гонад и дегенерации части половых клеток [136]. Число рыб с аномалиями половых клеток составляло в разные годы после аварии 50-90 % [137]. При этом мощность дозы облучения тела толстолобика равнялась (0,2-3) мГрсут-1, т.е. было в 102-103 раз выше естественного фона. Возможно, увеличение числа аномалий воспроизводительной системы толстолобика связано не только с действием ионизирующего излучения, но является результатом воздействия ряда факторов, характерных для водоема-охладителя ЧАЭС: дополнительного облучения, термального и химического загрязнения [138].

Радиоактивное загрязнение речных экосистем

Сразу после аварии в компонентах водной экосистемы р. Днепра идентифицированы практически все радионуклиды, выброшенные после аварии в окружающую среду [10, 134].
Наиболее высокая объемная активность радионуклидов в воде отмечались в р. Припять (10 кБкл-1), р. Уж (5 кБкл-1) и в Киевском водохранилище (до 4 кБкл-1). При этом активность короткоживущих нуклидов в десятки раз превосходила активность долгоживущих радиоизотопов цезия и стронция. Концентрация ¹³¹I в речной воде в этот период в 30-120 раз превышала допустимую концентрацию в питьевой воде (ДКБ). Наблюдалось обогащение взвеси радионуклидами Те, Ba, Mo, Ru, Се, Zr, Nb и Np по сравнению с водной фракцией (табл. 3.45). По мере распада короткоживущих нуклидов и их депонирования частицами взвеси в донные отложения активность воды заметно уменьшилась. Уже в июне 1986 г. она снизилась в сотни раз по сравнению с максимальными значениями и в существенной мере определялась радионуклидами Cs и Sr. Объемная активность 239’240Рu в воде р. Припять в начале мая достигала 0,4 Бк л-1, а в августе уменьшилась до 7 мБкл-1.
В мае 1986 г. в водохранилищах Днепровского каскада концентрации 3Н составляли 20-40 кБкл-1, что в 5-10 раз выше фоновых значений.

Таблица 3.45
Объемная активность радионуклидов в речной воде в ранний период после Чернобыльской аварии (1 мая 1986 г.), Бк.г-1

Выявлены три зоны с различающейся плотностью загрязнения ¹³⁷Cs донных отложений водохранилищ Днепровского каскада:

1. наиболее загрязненный район Киевского водохранилища, примыкающий к устью Припяти (до 40 МБкм-2 на 20.05.1986г.);
2. южные части Киевского и Каневского водохранилищ (до 1 МБкм-2);
3. каскад водохранилищ южнее Каневского вплоть до устья Днепра (10-40 кБкм-2).

Распределение радионуклидов в донных отложениях характеризовалось значительной неоднородностью (“пятнистостью”). Особенно велико было радиоактивное загрязнение в верхнем слое илов.
Радиоактивное загрязнение рыб и других гидробионтов в Киевском и Каневском водохранилищах в первый период после аварии в основном определялось сравнительно короткоживущими радионуклидами: l31l, 140Ва, ¹⁴⁰La и др. [139,140]. В период с 29 апреля по 3 мая 1986г. удельная активность ¹³¹I в рыбе из этих водохранилищ составляла 1-10 кБккг-1, 140Ва — 0,4-2 кБккг-1 сырого веса. К середине июня 1986г. содержание данных радионуклидов в рыбе снизилось более, чем в 10-100 раз. В июне-июле 1986 г. вклад радиоизотопов цезия в радиоактивность речной рыбы возрос до 50%, т.е. на долю остальных нуклидов приходилось около половины активности. Наиболее высокие уровни загрязнения в этот период наблюдались у растительноядных рыб и рыб-бентофагов (плотва, густера, лещ ): 3-5 кБккг-1 сырого веса.
В моллюсках (живородки речной) из Киевского водохранилища (приплотинный участок) от 13.05.1986г. суммарная удельная активность достигала 240 кБккг-1 сырого веса, при этом на ¹³⁷Cs приходилось не более 1%. Летом 1986г. суммарная удельная активность моллюсков (дрейссены бугской и живородки речной) в Киевском водохранилище составляла 20 кБккг-1, Каневском водохранилище — 8-14 кБккг-1, Кременчугском водохранилище - 0,2- 0,5 кБккг-1, Днепродзержинском и Запорожском — 0,3 кБккг-1, Каховском — 0,06-0,14 кБккг-1 сырого веса [141].
В табл. 3.46 представлены факторы накопления радионуклидов “чернобыльского происхождения” водными организмами в июне 1986 г. [142]. Эти данные могут существенно отличаться от так называемых “равновесных” коэффициентов накопления, иногда измеряемых в лабораторных экспериментах, но практически никогда не реализуемых в природных условиях. Для моллюсков наибольшие факторы накопления характерны для интенсивно сорбирующихся радионуклидов Се, Zr, Nb, Ba, La, Ru. Более низкие факторы накопления имеют радионуклиды, попадающие в организмы по механизму биоассимиляции: I, Cs, Sr. Поскольку
биоассимиляция является сравнительно медленным процессом, факторы накопления ⁹⁰Sr, избирательно накапливающегося в раковине моллюсков, в июне 1986 г. были еще относительно невелики. Для водных растений наблюдаются похожие тенденции в накоплении радионуклидов, что и для моллюсков. Наибольшие факторы накопления в водных растениях характерны для хорошо сорбирующихся радионуклидов Се, Zr, Nb, Ru; наименьшие для I и Sr, накапливаемых в основном в результате биоассимиляции. Для рыб факторы накопления большинства радионуклидов находятся в пределах одного порядка величины, за исключением I и Sr, факторы накопления которых были несколько ниже.

Таблица 3.46
Факторы накопления радионуклидов в водных организмах р. Днепр в июне 1986г.

В табл. 3.47 представлены факторы накопления ¹³¹I в мышцах рыб в апреле-июне 1986 г. В течение всего периода йодного загрязнения этот процесс являлся неравновесным. При этом имело место возрастание фактора накопления ¹³¹I в рыбе со временем. Этот фактор зависит от двух противоположно действующих процессов: биоассимиляции радиойода в мышцах рыб и снижения его активности в результате радиоактивного распада. Биоассимиляция ¹³¹I происходит с некоторой задержкой во времени. Это приводит к тому, что уровень радиоактивного загрязнения мышц рыб снижается более медленно по сравнению со скоростью снижения активности ¹³¹I в воде.
В долгосрочном аспекте радиоэкологическая значимость аварии на ЧАЭС в значительной мере определяется загрязнением территории аварийного следа долгоживущими радионуклидами (¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr). Наибольшие уровни загрязнения радиоизотопами цезия и стронция характерны для рек ближней зоны ЧАЭС, особенно для р. Припять. Загрязнение других рек водосбора Днепра и его водохранилищ в десятки и сотни раз меньше, чем Припяти. В табл. 3.48 представлены усредненные значения объемной активности I37Cs и ⁹⁰Sr в компонентах экосистемы Киевского водохранилища в первые годы после аварии.

Таблица 3.47
Динамика факторов накопления ¹³¹I в рыбе р. Днепр
в апреле-июне 1986 г.

Таблица 3.48
Усредненные значения объемной активности ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в компонентах экосистемы Киевского водохранилища в 1986-1989 гг., Бккг-1

В биогеохимическом аспекте отличительной чертой Чернобыльской аварии является существенно неравновесный характер процессов биогенной миграции радионуклидов в течение длительного времени. Динамика факторов накопления ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в компонентах биоты р. Днепр представлена в табл. 3.49.
При организации радиоэкологических наблюдений в реках и водохранилищах Днепровского каскада особое внимание уделялось анализу радиоактивного загрязнения рыб. Исследование накопления радионуклидов рыбами имеет важное значение в двух аспектах:

1. промысловые виды рыб, загрязненные радионуклидами, могут явиться дополнительным источником облучения населения, связанного пищевыми цепочками с водной средой;
2. по сравнению с другими гидробионтами рыбы являются относительно радиочувствительными организмами.

Таблица 3.49
Динамика факторов накопления ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в гидробионтах р. Днепр в 1986-1989 гг.

Таким образом, оценка и прогноз уровней радиоактивного загрязнения рыб представляют несомненный практический интерес с точки зрения радиационной защиты человека и биоты.
Одним из основных факторов, определяющих радиоэкологические процессы в реках России и Белоруссии на территории Чернобыльского следа, является загрязнение водосборов рек радиоизотопами цезия [10,135]. К таким рекам относятся Сож, Ипуть, Беседь, Ока, Жиздра, Плава, Упа, Рессета. В период весеннего половодья 1987 г. в воде р. Ипуть и Беседь объемная активность ¹³⁷Cs достигала 4-6 Бкл-1, в остальных же реках не превышала 2 Бкл-1. Концентрации ¹³⁷Cs в речной воде в последующие годы были ниже, чем в 1987 г. В целом наблюдаемое загрязнение речной воды ¹³⁷Cs оказалось существенно ниже, как допустимой концентрации ДКБ для питьевой воды, равной 5 кБкл-1, так и норматива ВДУ-91, равного 180 Бкл-1. То же относится и к содержанию ⁹⁰Sr в речной воде. Водосбор р. Ипуть, в наибольшей степени загрязненный долгоживущими радионуклидами, был выбран в качестве экспериментального полигона для изучения динамики радиоактивного загрязнения водоемов и реконструкции дозы от водопользования на загрязненных территориях России. В связи с существенно неоднородным характером радиоактивного загрязнения водосбора концентрации ¹³⁷Cs в воде р. Ипуть в верхних и нижних участках различаются в 40-100 раз, a ⁹⁰Sr в 2-6 раз.
В районе Чернобыля в р. Припять мощности дозы излучения гидробионтов в сотни и тысячи раз превышали уровень естественного фона; в р. Уж и Тетерев - в десятки и сотни раз. В водохранилищах Днепровского каскада в мае 1986 г. наибольшие мощности дозы имели место в районе устья р. Припять (в 104 раз выше уровня естественного фона), в остальных районах Киевского и Каневского водохранилищ внешнее облучение от дна было на один- два порядка ниже. В Кременчугском водохранилище в мае 1986 г. мощность дозы излучения от дна была на порядок меньше, чем в Киевском и Каневском водохранилищах, а в Днепродзержинском и Каховском - сравнима с естественным фоном. Основной вклад в формирование дозы внешнего излучения от дна давало у-излучение сравнительно короткоживущих нуклидов (⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, 140Ва и ¹⁴⁰La). Вклад радиоизотопов цезия в этот период не превышал нескольких процентов. Годовые суммарные дозы внешнего излучения от донных отложений в 1986 г. показывают, что для большинства рек водосбора Днепра (кроме р. Припять), Киевского и Каневского водохранилищ, они не превышали 0,02-0,15 Гр год'1, т.е. не выходили за пределы области малых доз. Со временем дозы облучения водных организмов в реках уменьшились в десятки и сотни раз по сравнению с дозами в 1986 г.
Анализ динамики изменения мощности дозы внутреннего облучения различных видов речных рыб за пределами ближней зоны ЧАЭС показывает, что:

1. максимальные уровни имели место в 1986 г., в основном в первый месяц после аварии;
2. в 1987-1988 гг. происходило снижение дозы внутреннего облучения, особенно для “мирных” видов рыб (лещ, густера, карась, плотва и др.);
3. для хищных видов рыб (окунь, судак, жерех, щука и др.) заметного снижения внутреннего облучения не отмечалось, что связано с уже упоминавшимся эффектом трофических уровней в накоплении радиоцезия рыбами-хищниками;
4. суммарные дозы за год от инкорпорированных радионуклидов не превышали в 1986 г. 0,01 Гр, в 1987 г. - 0,002 Гр, в 1988 г. - 0,001 Гр.

Таким образом, дозы как внешнего, так и внутреннего облучения водных организмов в большинстве рек и водохранилищ на территории аварийного следа Чернобыльской АЭС в основном относятся к области малых доз, для которых не установлено повреждающих радиобиологических эффектов.

Радиоактивное загрязнение озер

Наиболее высокие уровни загрязнения отмечены для оз. Глубокое, расположенного в 10 км к северу от ЧАЭС на территории с плотностью загрязнения ⁹⁰Sr 30 МБк м-2, a ¹³⁷Cs — более 37 МБкм² [143]. Даже спустя 9 лет после аварии объемные активности ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в воде оставались достаточно высокими: до 150-200 и 15-30 Бкл-1, соответственно. В 1994 г. удельная активность ¹³⁷Cs в мышцах различных видов рыб составляла 10- 120 кБккг-1 и на порядок превышала уровень загрязнения рыб из р. Припять (табл. 3.50).

Таблица 3.50
Активность ¹³⁷Cs в компонентах озерных экосистем после Чернобыльской аварии, Бк кг-1

Высокие уровни загрязнения воды и гидробионтов наблюдались также для оз. Кожановское и Святое, расположенных на территории Брянской области (плотность загрязнения ¹³⁷Cs 0,6-1 МБкм-2. Характерной особенностью этих озер является относительно слабая фиксирующая способность донных отложений ¹³⁷Cs. В результате этого концентрация ¹³⁷Cs в озерной воде составляет величину того же порядка, что и озерах ближней зоны ЧАЭС. В оз. Кожа- новском обитает не менее 10 видов рыб, потребляемых населением. В 1991-1993 гг. удельная активность ¹³⁷Cs в озерной рыбе равнялась 8-90 кБккг-1 [144, 143, 137], что более чем на порядок выше норматива ВДУ-88.
Авария на Чернобыльской АЭС привела к радиоактивному загрязнению ряда озер Скандинавии и Западной Европы, расположенных на существенном расстоянии от источника аварийного выброса [145-148] (см. табл. 3.50). В 41 озере в Швеции в 1986- 1987 гг. удельная активность ¹³⁷Cs в окуне в среднем составляло 7,4 кБккг-1, т.е. была выше предельной, принятой в этой стране (1,5 кБккг-1). Максимальная удельная активность ¹³⁷Cs в рыбе достигала 130 кБккг-1 [146]. Высокие уровни загрязнения окуня ¹³⁷Cs в некоторых озерах Швеции (до 48 кБккг1) наблюдались и в 1990-1994 гг. [148]. Годовые дозы облучения окуня оцениваются в 0,06-0,3 Гр год1. В озерах Финляндии в 1986-1987 гг. удельная активность ¹³⁷Cs в рыбе составляли в среднем 1,3 кБккг-1, достигая 33 кБккг1 [145, 149]. При этом начиная с 1987 г. потребление озерной рыбы являлось одним из основных источников внутреннего облучения населения. В среднем вклад потребления озерной рыбы в дозу внутреннего облучения за 50 лет после Чернобыльской аварии оценивается примерно в 40 %, далее по значимости идут потребление молока (18 %) и лесных грибов (9 %) [149]. В Германии в 1986-1987 гг. уровни загрязнения озерной рыбы ¹³⁷Cs достигали 1-9 кБккг-1 [147].