Содержание к диссертации
Введение
Радиоэкологическая обстановка в уральском регионе
Естественный радиогеохимический фон и радиационное загрязнение территории Уральского региона
Поведение радионуклидов в пресноводных экосистемах замедленного водообмена
Содержание, распределение и миграция радионуклидов в водной среде и донных отложениях озер ВУРСа Концентрирование радионуклидов компонентами биоты озерных экосистем ВУРСа
Поведение радионуклидов в почвенном покрове водосборных территорий озерных экосистем ВУРСа Особенности радиоэкологической обстановки в Уральском регионе
Материалы и методы исследований 71
Краткая характеристика обследованных озер 71
Материалы исследования 73
Методы исследования 75
Методы статистической обработки 94
Современные гидрологические параметры озерных экосистем вурса (уру-скуль, б. игиш, м. игиш, куяныш, травяное, шаблиш)
Общая характеристика оз. Урускуль, расположенного в ближней зоне Восточно-Уральского радиоактивного следа
Общая характеристика озер Б. Игиш и М. Игиш, расположенных в средней (центральной) зоне Восточно-Уральского радиоактивного следа
Общая характеристика озер Травяное, Куяныш и Шаблиш, расположенных в дальней (периферийной) зоне Восточно-Уральского радиоактивного следа
Общая характеристика контрольных водоемов Мисяш, 100 Б. Боляш, не подвергшихся воздействию взрыва на ПО «Маяк»
. Морфометрические и гидрофизические характеристики 101 озерных экосистем ВУРСа
Динамика содержания основных ионов и биогенных 104
элементов в исследованных озерах
Аккумуляция и миграция радионуклидов, микроэлементов в воде и донных отложениях загрязненных озерных экосистем вурса
Динамика изменения удельной активности 90Sr и современные уровни радиоактивного загрязнения воды озер ВУРСа
Сравнительная характеристика содержания микроэлементов в воде водоемов ВУРСа
Характеристика донных отложений исследованных озер Содержание и распределение радионуклидов в донных отложениях
Формы нахождения радионуклидов в донных отложениях
Содержание и распределение микроэлементов в донных отложениях
- Поведение радионуклидов в пресноводных экосистемах замедленного водообмена
- Методы исследования
- Общая характеристика контрольных водоемов Мисяш, 100 Б. Боляш, не подвергшихся воздействию взрыва на ПО «Маяк»
- Сравнительная характеристика содержания микроэлементов в воде водоемов ВУРСа
Введение к работе
Актуальность проблемы
Поступление искусственных радионуклидов в природные экосистемы происходит за счет глобальных выпадений при испытании ядерного оружия, в результате текущих и аварийных выбросов работающих предприятий. Формирование доз облучения после радиационных аварий и испытаний ядерного оружия в основном осуществлялось за счет краткосрочных выпадений короткоживущих радионуклидов (Effects of Ionizing ..., 1976). Существует также проблема хранения радиоактивных отходов, связанная с угрозой загрязнения окружающей среды долгоживущими радионуклидами, которые являются наиболее опасными. В настоящее время такими радионуклидами в России загрязнены несколько регионов (Уральский регион, территории, пострадавшие от аварии на Чернобыльской АЭС, Алтайский край, Оренбургская область и др.).
Ионизирующая радиация является постоянно действующим фактором внешней среды (WoodheadD.S., 1974; Myers D.K., 1989; Effects of ionizing ..., 1992), значимость которого возрастает, что требует изучения процессов взаимодействия живых организмов друг с другом и со средой их обитания в условиях радиоактивного загрязнения и повышенного радиационного фона. Для современной радиоэкологии данная проблема сохраняет свою актуальность (Тимофеев - Ресовский Н.В., 1957; Кузин A.M., Передельский А.А, 1956; Одум Е.П., 1958; Клечковский В.М. и др., 1973; Поликарпов Г.Г., 1981; Алексахин P.M., 1982). Одной из важнейших проблем является радиоэкология пресноводных экосистем (Куликов Н.В. 1971; Куликов Н.В., Молчанова И.В., 1975; Трапезников А.В., Трапезникова В.Н., 2006). Более того, основные положения современной системы радиационной безопасности предполагают необходимость учета взаимосвязи человека и окружающей среды для достижения устойчивого развития (International Commission ..., 2003; Pentreath R. J, 2006). Недостаточно изучены эффекты сочетанного воздействия радиации и химических поллютантов, которые также поступают в водные экосистемы (Поликарпов Г.Г., 2000).
Исследование взаимодействия живых организмов друг с другом и со средой их обитания приобретает особую актуальность в Уральском регионе, так как он испытывает на себе самые разнообразные по генезису радиационные воздействия. Северная часть региона находится в зоне влияния Новозе-мельского испытательного полигона, средняя - в зоне воздействия производственного объединения «Маяк» (ПО «Маяк»), где в 1949-1956 гг. было сброшено около 3 млн. Ки радионуклидов в р. Течу, в 1957 г. произошла Кыш-тымская авария, следствием которой было образование Восточно-Уральского радиоактивного следа, а в 1967 г. произошел радиационный инцидент на оз. Карачай, связанный с ветровой эрозией радиоактивных илов (Итоги изучения ..., 1990; Заключение комиссии ..., 1991; Никипелов Б.В. и др., 1990; Christensen G.C. et al., 1997; Уткин В.И и др., 2000). Кроме того, высокий уровень техногенной нагрузки в Уральском регионе обуславливает значительное содержание тяжелых металлов в природных экосистемах, превышающее ПДК в десятки и сотни раз. Микро- и макроэлементы обладают способностью влиять на накопление радионуклидов в отдельных компонентах данных систем (Радиоэкологическое исследование ..., 1992).
Восточно-Уральский радиоактивный след (ВУРС) площадью 23 тыс. км с численностью населения около 300 тыс. человек образовался в пределах Челябинской, Свердловской и Тюменской областей в результате выброса в атмосферу 7,4-105 ТБк (20 МКи) радиоактивности (Романов Г.Н. и др., 1990; Экологические и медицинские последствия..., 2001; Коготков А.Я., Осипов В.Г., 2002). Загрязнению подверглись различные экосистемы, в том числе и озера данных территорий.
В настоящее время основной вклад в радиоактивное загрязнение терри-
Q0 1 "37
тории ВУРСа вносят долгоживущие Sr и Cs. Современный характер загрязнения ВУРСа и его отдельных экосистем обусловлен не только первичной поверхностной неравномерностью загрязнения территории, но и разнообразными физико-химическими и биологическими процессами, определяющими особенности распределения дозообразующих радионуклидов Sr и
1 "37
Cs в различных объектах окружающей среды, в том числе в основных компонентах озерных экосистем. Существенное влияние на распределение Sr и
Cs в экосистеме могли оказать мероприятия защитного характера, которые проводились на различных этапах в поставарийный период.
По прошествии 50 лет после аварии и формирования ВУРСа встает объективная проблема возврата в хозяйственное использование ранее загрязненных территорий ВУРСа, включая озерные экосистемы (около 30 озер), что требует комплексного исследования и обоснования возможности их использования в различных целях с позиции радиационной безопасности. Более того, озера можно рассматривать как модельные системы радиоэкологического благополучия местности (территории), так как в силу присущих им особенностей они способны аккумулировать радионуклиды.
Целью работы являлось комплексное радиоэкологическое исследование закономерностей миграции, накопления и распределения Sr, Cs, макро- и микроэлементов по основным компонентам озерных экосистем (почва водосборных территорий - вода - донные отложения - биота), расположенных на территории ВУРСа в пределах Челябинской области в отдаленном поставарийном периоде.
Основные задачи исследования:
оценить влияние гидрологических характеристик озерных экосистем (озера Урускуль, Б. Игиш, М. Игиш, Травяное, Куяныш, Шаблиш, которые находятся от 20 до 80 км от источника взрыва, а также контрольные водоемы Б. Боляш и Мисяш, расположенные вне зоны действия ПО «Маяк») на особенности процессов накопления и миграции радионуклидов;
исследовать закономерности процессов аккумуляции, распределения и миграции, а также формы нахождения радионуклидов, стабильных макроаналогов и микроэлементов в воде, донных отложениях озерных экосистем и почвах их водосборных территорий;
выявить особенности накопления радионуклидов, стабильных макроаналогов и микроэлементов в высшей водной растительности и ихтиофауне;
дать математическое описание динамики изменения удельной активности Sr в воде озер территории ВУРСа и сделать прогностические расчеты удельной активности Sr в воде и донных отложениях по 2017 г.;
5) оценить запасы Sr и Cs в основных компонентах озерных экосистем для обоснования возможности возврата водоемов Следа в хозяйственную деятельность.
Научная новизна
Впервые проведено комплексное изучение закономерностей миграции и перераспределения техногенных радионуклидов и микроэлементов в основных компонентах естественных озерных биоценозов ВУРСа. Получены новые данные о радиоэкологическом состоянии оз. М. Игиш.
В работе впервые исследованы состав и структура донных осадков озер Следа и контрольных водоемов, что позволяет реконструировать основные периоды развития озерных экосистем, восстановить этапы антропогенного (техногенного) воздействия, определить направленность происходящих в них изменений. Представлена общая сравнительная характеристика поведения радионуклидов и вскрыты конкретные физико-химические механизмы, регу-
Q0 1 "37
лирующие подвижность Sr, Cs в почвах, донных отложениях и доступность их высшим водным растениям. Установлено, что подвижность Sr и
1 "37
Cs в донных отложениях озер и почвах их водосборных территорий зависит от содержания органического вещества и форм нахождения радионуклидов в данных компонентах озерных экосистем. Выявлено, что на поведение
Q0 1 "37
Sr и Cs в грунтах влияет также минерализация водоема, а на миграцию радионуклидов в почве - особенности элементов ландшафта (суперакваль-ный или элювиальный).
Q0 1 "37
В естественных условиях изучены процессы накопления Sr и Cs био-той, а также впервые определены референтные высшие водные растения озер ВУРСа, концентрирующие данные радионуклиды.
Показано, что расчет запасов радионуклидов в водных экосистемах является количественной оценкой барьерной функции гидробиоценозов по отношению к переносу нуклидов за пределы данной экосистемы. На основе математического описания динамики изменения удельной активности впервые
90 с
выполнены прогностические расчеты запасов Sr в воде и донных отложениях до 2017 г., что позволяет существенно расширить временной интервал для оценки радиоэкологических изменений гидро биоценозов территории ВУРСа и верифицировать данное математическое описание.
Положения, выносимые на защиту
1. Основные закономерности поведения радионуклидов в водной мас
се озерных экосистем обусловлены исходной физико-химической
формой радионуклидов выпавшей смеси, начальным уровнем за
грязнения, географическим положением водоема относительно ис
точника взрыва, минерализацией озера и физико-химическими
свойствами донных отложений.
Q0 1 "37
Аккумуляция, распределение и вертикальная миграция Sr, Cs и микроэлементов в илах пресноводных экосистем замедленного водообмена определяются характером формирования грунтов, формами нахождения радионуклидов и тяжелых металлов в донных отложениях и являются основой прогноза радиоэкологической ситуации на период до 2017 г.
Q0 1 "37
2. Процессы аккумуляции, распределения и миграции Sr, Cs, мик
роэлементов в почвах супераквальных и элювиальных элементов
ландшафта зависят от удаленности водоема относительно источника
взрыва, физико-химических свойств почв (наличия в среде изотоп
ных и неизотопных носителей и органического вещества, влажно
сти, щелочно-кислотных условий), форм нахождения радионукли
дов и тяжелых металлов в почве, особенностей ландшафта водо
сборных территорий пресноводных гидробиоценозов.
Q0 1 "37
3. Уровень накопления Sr, Cs, стабильных макроаналогов и микро
элементов высшими водными растениями и ихтиофауной определя
ется гидрохимическими особенностями озерной экосистемы, мор-
фофизиологическими особенностями макрофитов и рыбы. На нако-
90 с
пление Sr высшими водными растениями влияют концентрация Са в воде исследованных озер, а также общая минерализация водоема.
Теоретическая значимость
Впервые дана комплексная характеристика озерной экосистемы М. Игиш. Выявлено, что гипсометрическое положение водоемов, находящихся на одинаковом расстоянии от источника взрыва, влияет на содержание
в воде озер. Установлено, что миграция радионуклидов в суперак-вальных и элювиальных позициях зависит от ландшафтных особенностей водосборов исследованных водоемов. Определены формы нахождения Sr,
1 "37
Cs в донных отложениях и почвах водосборной территории, влияющих на миграцию и их доступность биотической компоненте экосистемы.
К установленным референтным высшим водным растениям, аккумулирующим Sr, относятся рдест блестящий (Potamogeton lucens), телорез обыкновенный {Stratiotes aloides), элодея канадская (Elodea canadensis). Наиболее
1 "37
высокий уровень содержания Cs отмечен у водокраса лягушачьего -charis morsus-ranae) и урути мутовчатой (Myriophyllum verticillatum).
Выявлена обратная зависимость величин коэффициента накопления Sr
1 "37
и Cs в тушке карася серебряного (Carassius auratus gibelio (Bloch)) от содержания в воде элементов - макроаналогов радионуклидов Са и К .
Определено, что по содержанию микроэлементов исследованные озера являются фоновыми, техногенное воздействие на них отсутствует.
Проведенные исследования могут служить научной основой для оценки способности пресноводных экосистем замедленного водообмена к самоочищению, деэвтрофикации и восстановлению структурных характеристик в условиях современной техногенной нагрузки.
Практическая значимость
Разработано математическое описание для долгосрочного прогноза по-
ведения Sr в воде озер, которое учитывает динамику изменения удельной активности данного радионуклида с 1957 года. Рассчитаны запасы Sr на период до 2017 г. в водной массе и донных отложениях озер ВУРСа. Установ-
Q0 1 "37
лены современные запасы Sr и Cs в основных компонентах изученных гидробиоценозов, включая их водосборные территории.
Получены современные комплексные радиоэкологические характеристики озерных экосистем, которые могут служить основой для возврата водоемов в хозяйственный оборот.
Показано, что в настоящее время рыбная ловля и рыборазведение возможны только на озерах Куяныш и Травяное. По содержанию Sr в тушке рыбы этих озер превышение нормы не отмечено.
Выявленные референтные водные растения пресноводных экосистем за-
медленного водообмена, аккумулирующие могут быть использо-
ваны в целях биомониторинга гидробиоценозов в качестве маркеров радиоактивного загрязнения.
Установленные концентрации и формы нахождения тяжелых металлов в воде, донных отложениях и почвах изученных гидробиоценозов используются как фоновые при исследовании озер Челябинской области.
Материалы диссертации вошли в соответствующие разделы лекционных курсов радиоэкологии, введения в радиобиологию, химии окружающей среды, читаемых студентам старших курсов Челябинского государственного университета и Челябинского государственного педагогического университета.
Работа выполнена при финансовой поддержке грантов РФФИ-Урал 04-05-96-057 (2004 - 2006 гг.), Министерства образования и науки Челябинской области, областной целевой программы «Развитие инновационной деятельности в Челябинской области по направлению «Развитие фундаментальных научных исследований», 2006 г., № 876.
Апробация результатов диссертации
Основные положения диссертационной работы докладывались и обсуждались на Региональной научно-практической конференции «ВУРС-45», Озерск, 2002 г.; конференции по итогам научно-исследовательских работ преподавателей и научных сотрудников ЧГПУ за 2002 - 2006 гг.; VI региональной научно-практической конференции «Проблемы экологии, экологического образования и просвещения в Челябинской области», Челябинск, 18 апреля 2002 г.; XIII Международном симпозиуме «Международный год воды - 2003», Австрия, 29 марта - 05 апреля 2003 г.; XV Международном симпозиуме «Медико-экологическая безопасность, реабилитация и защита населения», Италия, 20-27 марта 2004 г.; Региональной научно-практической конференции «Проблемы географии Урала и сопредельных территорий», Челябинск, 6-8 апреля 2004 г.; II международной научно-практической конференции «Теоретическая и экспериментальная химия», Караганда, 16-17 сентября 2004 г.; Всероссийской научной конференции «Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды», Челябинск,
11-15 октября 2004 г.; Всероссийской научной школе «Актуальные проблемы регионального экологического мониторинга: теория, методика, практика», Киров, 16-18 ноября 2004 г.; VII региональной научно-практической конференции «Проблемы экологии, экологического образования и просвещения в Челябинской области», Челябинск, 9 декабря 2004 г.; XI международном экологическом симпозиуме «Урал атомный, Урал промышленный», Екатеринбург, 2005.; II международной научно-практической конференции «Экология и научно-технический прогресс», Пермь, 2005 г.; Всероссийской конференции «Современные аспекты экологии и экологического образования», Казань, 19-23 сентября 2005 г.; III Международном симпозиуме «Хроническое радиационное воздействие: медико-биологические эффекты», Челябинск, 24-26 октября 2005 г.; Межрегиональной научно-практической конференции «Экологическая политика в обеспечении устойчивого развития Челябинской области», Челябинск, 7-8 декабря 2005 г.; V съезде по радиационным исследованиям «Радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность», Москва, 10-14 апреля 2006 г.; I Международной научно-практической конференции «Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды», Челябинск, 9-11 октября 2006 г.; Международной научной конференции «Проблемы биологии, экологии и образования: история и современность», Санкт-Петербург, 22-24 мая 2006 г.
Публикации
По теме диссертации опубликовано 33 работы, из них 7 статей издано в журналах, рекомендуемых ВАК.
Личный вклад диссертанта в исследования
Постановка цели и основных задач диссертационной работы, формирование методических подходов, теоретические разработки и практическое приложение выполнены диссертантом самостоятельно. Диссертант принимал непосредственное участие в сборе, обработке и анализе полевых материалов. Подготовка к печати научных работ, отражающих результаты диссертации, осуществлялась самостоятельно или при участии соавторов.
Структура и объем диссертации
Диссертационная работа состоит из введения, 6 глав, заключения, выводов, списка использованных источников и 40 приложений. Общий объем
диссертации составляет 317 страниц, включая 69 рисунков и 35 таблиц. Список использованных литературных источников состоит из 333 наименований, из них 69 на иностранных языках.
Поведение радионуклидов в пресноводных экосистемах замедленного водообмена
Естественный радиационный фон в пределах Урала обусловлен геолого-геофизическими особенностями и определяется природными минералами и горными породами, содержащими в том или ином количестве естественные радиоактивные элементы, причем он достаточно мозаичен. Эта мозаичность обусловлена наличием на территории Урала эколого-радиогеохимических зон, каждая из которых имеет свое специфическое геологическое строение, свои особые породные комплексы, обогащенные естественными радионуклидами. В пределах каждой из этих зон выделяются площади с повышенной радиоактивностью почв и горных пород, участки с повышенным радоновы 20 делением (Уткин В.И. и др., 2000). Источники излучений здесь не только формируют повышенные лучевые нагрузки, но и включаются в метаболизм всех звеньев экосистем, накапливаясь в организме проживающих здесь жителей. Не менее 30 % излучателей представлены а-активными радионуклидами группы урана-тория (Пивоваров Ю.П., Михалев В.П., 2004).
Общие характеристики ослабленных экосистем, функционирующих под воздействием природных стрессов, установлены давно (Rapport D.J. et al., 1985). To же самое относится и к радиационным стрессам, в частности, ослабленный кругооборот питательных веществ, снижение разновидности видов и другие угнетенные состояния. Такие ответные реакции экосистем являются начальными проявлениями противодействия стрессам, разбаланси-ровке состояния системы, а также ее разрушению (Effects of radiation ..., 1996).
Основные эколого-радиогеохимические зоны Уральского региона располагаются на территориях Свердловской и Челябинской областей (Тагильская, Висимская, Мурзинско-Камышевская, Восточно-Уральская, Сысертско-Ильменогорская). В данных районах распространены радоновые месторождения и многочисленные гранитные интрузии, зоны разломов и участки их пересечения, которые характеризуются повышенной проницаемостью и, как следствие, наличием локальных скоплений радионуклидов в горных породах. Следует отметить, что отдельные территории Уральского региона (в том числе и северная часть Челябинской области в направлении от г. Касли к г. Каменск-Уральский) по эколого-радиогеохимическому районированию относятся к зонам с пониженным естественным радиационным фоном (Уткин В.И. и др., 2000).
Прогресс науки и техники в XX веке привел к широкомасштабному практическому применению ядерной энергии в мирных и военных целях, в том числе к созданию, испытанию атомного и термоядерного оружия на полигонах. На Семипалатинском полигоне с 1949 по 1989 гг. в воздухе, на зем 21 ле и под землей было осуществлено 456 ядерных испытаний (Ядерные испытания..., 1997). В сентябре 1954 г. в Оренбургской области был проведен Тоцкий ядерный взрыв средней мощности. Кроме того, на территории области и в непосредственной близости от ее границ проведены 11 подземных ядерных взрывов в интересах народного хозяйства (создание подземных газохранилищ, емкостей для захоронения вредных отходов промышленности, сейсмическое зондирование земной коры) (Отдаленные эколого-генетические ..., 2000). На Новоземельском полигоне с 1955 по 1990 гг. проведено 130 ядерных испытаний (Hasanen Е., Miettinen L, 1966; Aarkrog А., Chen Q. et al., 1997; Ядерные испытания..., 2000). На территории всей страны были произведены сотни исследовательских и промышленных ядерных подземных взрывов, в результате чего произошло массивное загрязнение обширных территорий и облучение населения (Akleyev A.V., Lyubchansky E.R., 1994; Exposure and effects ..., 2000).
Существуют три важнейшие зоны радиоактивного загрязнения среды на территории бывшего СССР: вокруг Челябинска на Урале; ЧАЭС на Украине, в Белоруссии и России; Новая Земля в Северном Ледовитом океане. Первая из названных выше радиоэкологически наиболее важна в отношении локального загрязнения, последняя доминирует в глобальном загрязнении (Поликарпов Г.Г., Ааркрог А., 1993; Guntay S. et al, 1996; Kryshev I.L, 1996; Exposure and effects ..., 2000).
Уральские аварии, имевшие место в 1950-1960-е годы, привели к обширному загрязнению окружающей среды радиоактивными отходами ПО «Маяк». Форсирование производства плутония, отсутствие надежных технологий переработки, хранения и учета радиоактивных отходов привели к тому, что с 1949 до 1952 года сточные воды, содержащие радиоактивные вещества, удалялись в реку Теча практически бесконтрольно (Мясоедов Б.Ф. и др., 1998; Экологические и медицинские последствия..., 2001; Последствия ..., 2002; Изучение радиоэкологических..., 2005; Челябинская область..., 2006). Всего было сброшено Sr и Cs соответственно 12 и 13 ПБк (Ники-пелов Б.В. и др., 1990; Назаров А.Г. и др., 1991; Поликарпов Г.Г., Ааркрог А., 1993; Kryshev I.I. et al., 1998). В составе ЖРО, сбрасываемых в р. Теча в 1949-1956 гг., присутствовало 30 радионуклидов осколочного и активационного происхождения. Ориентировочно суммарный сброс в р. Течу с 1949 г. по 1953 г. составил: 89Sr+140Ba - 89-Ю14 Бк, 90Sr - 12-Ю15 Бк, 137Cs - 13-Ю15 Бк, РЗЭ - 27-Ю15 Бк, 95Zr+95Nb - 14-Ю14, 103Ru+106Ru - 26-Ю15 Бк. Всего за три года в реку поступило 10-1016 Бк суммарной активности р-излучающих нуклидов (Мокров ЮГ., 2000).
Радионуклиды сбрасываемых вод находились в различном агрегатном состоянии, при этом в растворе находился практически весь радиоактивный цезий, 75% стронция и примерно половина циркония и ниобия. Большая часть ( 98%) редкоземельных элементов поступала в реку, будучи адсорбированной на взвесях. Со временем в радионуклидном составе сточных вод отмечается постепенное увеличение доли 90Sr и Cs и, напротив, уменьшение радионуклидов рутения, циркония. Необходимо отметить, что радиохимическое определение содержания Zr+Nb начато с 1953 г., a Ru - с 1956 г. Состав этих радионуклидов в сбросах в период с 1949 г. до июля 1951 г. является расчетным (Мокров Ю.Г., 2000; Воробьева М.И., Дегтева М.О., 2001). Взрыв емкости с радиоактивными отходами, произошедший на ПО «Маяк» в 1957 г., по данным Центральной заводской лаборатории и Института прикладной геофизики АН СССР обусловил загрязнение территории площа-дью более 20 тыс. км с плотностью загрязнения, превышающей 3,7 ГБк/км (0,1 Ки/км2) по 90Sr (Никипелов Б.В., Дрожко Е.Г., 1990; Effects of radiation ..., 1996; Авраменко М.И. и др., 1997).
Методы исследования
Подвижность каждого радионуклида в почвенной системе определяется растворимостью его химических соединений и сорбционными свойствами. Минимальная подвижность ,37Cs обусловлена его высокой способностью к сорбции на частицах почвы с включением в кристаллическую решетку глинистых минералов (Прохоров В.М., 1981). Как уже отмечалось, в отличие от 137Cs 90Sr более подвижный, так как лишь частично сорбируется почвенными частицами по механизму ионного обмена. Наибольшее его содержание отмечено в черноземной и серой лесной почвах, наименьшее — в дерново-подзолистой почве, в составе которой преобладают первичные минералы и минералы группы каолинита, обладающие незначительной фиксирующей способностью (Коготков А.Я., 1968). Однако следует отметить, что «фиксация» радионуклидов, по всей вероятности, является процессом обратимым. При определенных условиях, в частности при изменении рН, влажности и т.д., «фиксированные» ионы могут переходить в обменное состояние (Физико-химические аспекты..., 1989).
По данным Е.И. Беловой, в почвах ВУРСа 90Sr преимущественно (более 60 %) связан с их минеральной частью. В составе органического вещества 62 - 69 % приходится на долю фульвокислот, 3 % - на гуминовые кислоты и 28-35 % - на гумины (Белова Е.И., 1966). В последующие годы скорость перераспределения форм 90Sr в почвенной системе уменьшилась, и практически можно говорить о некотором динамическом равновесии форм состояния радионуклида (Экологические и медицинские последствия..., 2001).
По данным В.В. Мартюшова и др. (1995), через 36 лет после загрязнения обменные формы Cs не превышали 3 %. Доля фиксированныех форм Sr в различных типах почв составляла 1-34 % от валового содержания в почве, для Cs эта величина достигала 95-98 %. Содержание водорастворимых форм 90Sr колебалось в зависимости от типа почв от 1 % до 3 %, 137Cs -до 1 %. В виде водорастворимых форм 90Sr находится преимущественно в со 65 ставе катионных (72 — 76 %) и нейтральных (23 — 24 %) комплексов (Мартю-шов В.В. и др., 1996).
Сравнение результатов аналогичных исследований различных авторов (Мартюшов В.В. и др., 1995; 1996; Современные основы ..., 1999) показало значительный разброс (23 — 88 %) в значениях содержания обменных форм 90Sr в почвах ВУРСа. При этом отмечается, что содержание различных форм 90Sr в одной и той же пробе в зависимости от времени года колеблется в значительных пределах, носит сезонный характер и зависит от увлажнения почв. В почвах, отличающихся промывным, а также избыточным режимом увлажнения, с увеличением периода загрязнения отчетливо наблюдается тенденция к уменьшению содержания обменных форм, и во всех почвах - увеличение фиксированных форм (Мартюшов В.В. и др., 1996).
В распределении радионуклидов по составляющим фиксированных форм проявляются свойства радионуклидов. В настоящее время практически весь Cs находится в почве в фиксированном состоянии, при этом более 70 % необратимо связано с минеральной частью почвы и около 20 % - с полуторными окислами. Скорость перераспределения форм 90Sr в почвенной системе уменьшилась, и практически можно говорить о некотором динамическом равновесии форм состояния радионуклида (Экологические и медицинские последствия..., 2001). 90Sr более равномерно распределен между почвенными составляющими: с минеральной частью связано более 30 %, с органической частью - 30 % и более 35 % - с аморфной кремниевой кислотой (Мартюшов В.В. и др., 1995). Экспериментальные исследования о влиянии ландшафтно-климатических условий на дефляцию 90Sr в районе Восточно-Уральского радиоактивного следа показали, что дефляция 90Sr в супераквальном ландшафте на берегу озера, поросшего камышом, на порядок выше значений, полученных для залежи в условиях элювиального ландшафта в результате пере 66 носа растительных остатков, загрязненных радионуклидами (Мартюшов В.З. и др., 2002).
Исследования вертикального распределения радионуклидов 90Sr + 90Y и I37Cs в трех типах почв (дерново-подзолистая, серая лесная, чернозем выщелоченный) проводились сотрудниками УНПЦ РМ на территории ВУРСа, начиная с 1962 г., т.е. через пять лет после выпадения радионуклидов (Экологические и медицинские последствия ..., 2001). Данные о распределении радионуклидов по вертикальному профилю исследуемых типов почв, полученные за первые пять и десять лет после аварии, явились составной частью модели вертикального распределения 90Sr и 137Cs. На основе данной модели был проведен прогностический расчет распределения радионуклидов по профилю исследуемых почв на срок до 50 лет после аварии. Результаты проведенных исследований показали, что с течением времени, наряду с проникновением радионуклида в нижележащие слои почвы, происходит уменьшение удельной концентрации 90Sr в верхнем сантиметровом слое почвы на 40-45 % через 10 лет после аварии (Экологические и медицинские последствия ..., 2001).
Анализ экспериментальных данных по исследуемым почвам показывает, что через сорок лет после загрязнения почвы около 50 % первоначального количества радионуклида переносится вглубь, за пределы слоя 0-5 см. В слое почвы 0-20 см остается 80-85 % от выпавшей активности нуклида. Этот процесс, с учетом физического распада радионуклида, является существенным для уменьшения корневого поступления его в растения и снижения интенсивности исходящего с поверхности почвы излучения (Экологические и медицинские последствия ..., 2001).
Общая характеристика контрольных водоемов Мисяш, 100 Б. Боляш, не подвергшихся воздействию взрыва на ПО «Маяк»
Отбор проб воды и донного грунта производился дважды в год, в одни и те же гидрологические сезоны: конец подледного периода (март-апрель) и период конца биологического лета (август-сентябрь), для которых характерно экстремальное состояние экосистем уральских озер, отражающее их годовое развитие при минимально возможном запасе кислорода зимой и максимально возможной степенью развития синезеленых водорослей летом. Это позволило выявить значимые (выше фона глобальных выпадений) концентрации радионуклидов; аномально высокие/низкие флуктуации содержания тяжелых металлов. Отбор почвенного грунта, водной флоры и ихтиологического материала проводился раз в год, в конце биологического лета.
Материалом для настоящего исследования служили вода, представители высшей водной растительности и ихтиофауны, а также донные отложения и почва водосборных территорий озерных экосистем территории ВУРСа Уру-скуль, Б. Игиш, М. Игиш, Куяныш, Травяное, Шаблиш и двух контрольных водоемов (Мисяш и Б. Боляш).
Водная флора представлена в исследовании 23 видами пресноводных растений (22 вида относятся к высшим водным растениям, 1 вид харовых водорослей).
Ихтиологическим материалом для настоящей работы служил карась серебряный. Донные отложения представлены в исследовании двумя типами: илистые сапропели и торфяные грунты (сфагновые).
Методика отбора природного материала и предварительной подготовки его для проведения у-спектрометрического, радиохимического, атомно-абсорбционного анализов Основные требования, лежащие в основе отбора проб на радиохимический анализ (МУ 2.6.1. 715-98 и МУК 2.6.1. 016-99), определяются необходимостью полной оценки распределения радионуклидов и чувствительностью используемых физических и радиохимических способов их детекции. Обработка и подготовка к соответствующему анализу отобранных проб производилась по стандартным общепринятым методикам (Сборник рекомендуемых методик..., 1997).
Отбор проб воды проводился с поверхностных (0,2-0,5 м от поверхности) и придонных горизонтов (0,5 м от дна) батометром Молчанова ГР-18 (Россия) в трех повторностях на каждую точку (по 20 л на повторность на радиохимический анализ, по 1,5 - 2 л на гидрохимический анализ) (ГОСТ 17.1.5.05. - 85 и ГОСТ Р 51592 - 2000).
После отбора проб каждую пробу подкисляли конц. HNO3 марки «ЧДА» до слабокислой реакции, чтобы избежать сорбции радионуклидов на стенках сосудов. Перед радиохимическим анализом каждую пробу отфильтровывали через слой ваты.
Гидрохимические пробы помещались в чистые 1,5-литровые пластиковые бутылки с четкой маркировкой, которые заполнялись под пробку. Пробы в день отбора доставлялись в лабораторию Челябинского областного центра по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды, в лабораторию физико-химических методов исследования Челябинского государственного педагогического университета и в лабораторию минералогии техногенеза и геоэкологии Института минералогии УрО РАН для выполнения аналитических работ. Часть пробы использовалась для определения анионно-катионного состава, другая - для определения содержания микроэлементов. Отбор проб донных отложений осуществлялся с использованием стандартного гидрологического оборудования, позволяющего получать образцы с ненарушенной стратификацией. Колонки донных отложений на исследованных озерах отбирались до подстилающих пород, также неоднократно производился отбор колонок грунтов глубиной до 30, в отдельных случаях до 65 см.
Точки отбора проб донных отложений приведены на рис. 2.2 - 2.7. Для отбора колонок донных отложений в конце гидрологической зимы применялась поршневая трубка Ливингстона в модификации Д.А. Субетто (Дерягин В.В., 1999). Данный прибор обеспечивает отбор иловой колонки с ненарушенной стратификацией мощностью в 9,5 м на глубине озера до 10 м (общая длина рабочей колонны около 20 м).
Для отбора проб трубкой Ливингстона достаточно пробурить во льду одну лунку. Промеренная глубина откладывается на тросике и фиксируется ледовым якорем. Затем регулируется диаметр поршня, на пробоотборник навинчиваются штанги и вся конструкция погружается до соприкосновения поршня с илом. Тросик с ледовым якорем фиксируют поршень на этом уровне, а труба пробоотборника погружается в ил на метр глубже поршня, после чего пробоотборник выкладывается на лед и шомполом выдавливается взятый керн. Образцы отбираются из полученного керна по горизонтам через 1 см в пакетики (грипперы) с герметичным замком.
Также для отбора стратифицированных проб использовались коробчатые дночерпатели (в частности, Экмана-Берджи) или цилиндрические гравитационного типа с нижней диафрагмой (Общие закономерности ..., 1986). Отбор производился после откачки верхнего слоя воды, послойно, широкой плоской ложкой, при постоянном контроле мощности отбираемого слоя. Для отбора стратифицированных проб по методу трансекты производилось бурение донных отложений оз. Б. Игиш (рис. 2.4).
Сравнительная характеристика содержания микроэлементов в воде водоемов ВУРСа
Озера расположены в северной части Каслинского района Челябинской области (Средний Урал) вблизи границы со Свердловской областью. Первоначальный уровень радиоактивного загрязнения по 90Sr составлял 400 Бк/л для оз. Травяное, 21 Бк/л для оз. Куяныш и 8,6 Бк/л для оз. Шаблиш (данные Ровинского Ф.Я., 1964). В геоморфологическом отношении котловины и водосбор озер Куяныш и Травяное лежат на Зауральском пенеплене Среднего Урала, в переходной зоне геоморфологических и геологических структур между всхолмленной Зауральской равниной и Западно-Сибирской плоскоравнинной страной. Озеро Шаблиш расположено в пределах западных окраин Западно-Сибирской плоскоравнинной страны.
Происхождение озерных котловин эрозионно-тектоническое, осложнено абразионными и, вероятно, для оз. Шаблиш, просадочными процессами.
Озера Куяныш и Травяное бессточные; оз. Шаблиш слабопроточное: в северной части в него впадают два ручья; из озера берет начало р. Исток, левый приток р. Синара (Тобольский бассейн).
Геологическое строение водосборной территории чрезвычайно разнообразно. Западная часть водосбора расположена на отложениях верхнего отдела девонской системы, представленной конгломератами, песчаниками, глинистыми и кремнистыми сланцами. Восточная часть водосбора лежит на более молодых отложениях нижнего отдела каменноугольной системы, представленной аналогичными осадочными и метаморфическими породами; дополнительно появляются прослои известняков (реже — мергелей). Южная часть водосбора представлена морскими отложениями нижнего эоцена -опоки, песчаники алевролиты. По западному борту котловин проходит ли-неамент дизъюнктивных нарушений, (выраженный в рельефе) отделяющий свиты девонских и каменноугольных отложений (Геологическое строение Урала. Карта., 1966).
Биоклиматически ландшафты относятся к зоне мелколиственных (преимущественно березовых) лесов, фрагментарно - к южной светлохвойной тайге с примесью лиственных пород (Природа Челябинской области, 2000).
Отселение населенных пунктов с прибрежной зоны озер Шаблиш и Куя-ныш не производилось. На северном берегу оз. Куяныш расположена деревня Гаево. На северо-восточном участке побережья оз. Шаблиш находится поселок Шаблиш. На северном берегу оз. Травяное находилась д. Кривошеино (снесена после аварии 1957 г.).
Озера Б. Боляш и Мисяш находятся в Чебаркульском районе, к западу от г. Челябинска на расстоянии 70-75 км.
Водосборы сложены породами нижнего отдела силурийской системы (различные сланцы - кремнистые, филлитовые, зеленые, гнейсы), на водосборе оз. Б. Боляш распространены выходы интрузивных пород палеозойского возраста — граниты, в южной части водосбора — серпентиниты и талько 101 карбонатные породы (Геологическое строение Урала. Карта., 1966). Котловины эрозионно-тектонического происхождения, испытали различную степень метаморфизации.
Оз. Б. Боляш расположено в пределах предгорного прогиба и всхолмленных предгорий Ильменского хребта. Котловина оз. Мисяш лежит на Зауральском пенеплене в переходном районе между восточными предгорьями Ильменского хребта (Южный Урал) и холмисто-увалистой денудационной равниной.
Западная часть водосбора фоновых озер находится в биоклиматической зоне южной светлохвойной тайги (преобладающие древесные породы - сосна, осина, береза), восточная часть — в подзоне средней лесостепи (березовые колки и ленточные сосновые боры (Природа Челябинской области, 2000).
Оз. Мисяш расположено близ железнодорожной станции Мисяш; на восточном берегу оз. Б. Боляш расположено несколько домов бывшей деревни Пятихатка. Оз. Б. Боляш входит в зону санитарной защиты курорта Кисегач.
Морфометрические параметры озерных котловин различаются в основ-ном по площади озерного зеркала (от 0,68 км на оз. М. Игиш до 38 км на оз. Шаблиш). Максимальные глубины озер лежат в интервале 3 - 5 м. Преобладающая форма котловин - полуэллипсоидная и переходная к цилиндрической (табл. 3.1).
Величина цветности в озерах достаточно велика, почти повсеместно превышает гигиеническую норму (20 ). Максимальная цветность отмечена зимой в придонных горизонтах оз. М. Игиш (78) и оз. Урускуль (46).
В оз. М. Игиш высокие значения цветности в подледный период обусловлены присутствием комплексных соединений железа (в марте 2003 г. отмечены высокие концентрации Fe от 0,25 мг/л в поверхностных водах до 1,04 мг/л в придонных водах). Значительные значения цветности характерны для озер Б. и М. Игиш, а также оз. Б. Боляш, имеющих частично заболоченные водосборы и участки заболачивающегося побережья, обеспечивающих повышенное поступление органического вещества (рис. 3.1).
В придонных горизонтах величина цветности, как правило, превышает поверхностную. Для оз. Мисяш более высокие показатели цветности отмечены в поверхностных горизонтах (26 - поверхностные воды, 16 - придонные). ЯП
Значения цветности () в исследованных озерах в летний период Содержание взвешенных веществ в озерах связано также с морфометри-ческим показателем открытости, особенно ярко эта зависимость прослеживается у солоноватых неглубоких озер Урускуль и Мисяш (рис. 3.2). Однако для озер Куяныш, Шаблиш и некоторых других водоемов, имеющих значительный показатель открытости, отмечены невысокие значения взвесей в воде, что, по всей вероятности, обусловлено интенсивным развитием погруженной и плавающей высшей водной растительности. В целом ветровое взмучивание для изученных озер нехарактерно, концентрации взвешенных веществ находятся в пределах 5,0 - 17,5 мг/л (Захаров С.Г. и др., 2005).
