Дезактивация радиоактивных территорий и построение мер реабилитации агроценозов (на примере аварии на Чернобыльской АЭС)

Период естественного полуочищения почв, загрязненных радио­нуклидами ядерно-энергетического происхождения, составляет 129 – 275 лет, что с учетом экспоненты процесса предполагает полное исключение фактора из состава среды через 1500 – 2000 лет, не менее. Поэтому при радиоактивной загрязненности среды, превы­шающей пределы допустимого радиационно-экологического рис­ка (см. п. 5.4), необходимо активное искусственное вмешательство в процесс – дезактивация радиоактивных территорий.

Различают полную и частичную дезактивацию среды. Полная дезактивация –комплекс мероприятий, исключающих радиаци­онный фактор из состава среды и его вторичное включение в экосистемный метаболизм; частичная дезактивация –временное ис­ключение либо подавление процесса поступления радиационного фактора в звенья экосистемного метаболизма, ведущее к сниже­нию его накопления, в организме жителей радиоактивных терри­торий, в конечной сельскохозяйственной продукции до допусти­мых величин.

Полная дезактивация радиоактивных территорий предполагает снятие верхних слоев почв после радиационных осаждений до глу­бины 10–15 см с последующим захоронением срезов в могиль­никах для радиоактивных отходов. После аварии на Чернобыль­ской АЭС такая дезактивация была предпринята в 600 населенных пунктах на территории общей площадью 7000 км². Около 50 % за­грязненных территорий дезактивировались дважды, как правило, вследствие повторного загрязнения после выпадения осадков, смы­вов радиоактивности с загрязненных срезов либо недезактивированных территорий, располагавшихся в непосредственной близо­сти и на более высоком уровне относительно объектов дезактива­ции – детских садов, школ, больниц, предприятий, обществен­ных учреждений. Мощность дозы (контролировалась по g -излучению) после таких чрезвычайно дорогостоящих мер снижалась в 3 – 4 раза. В качестве экранов, поглощающих потоки ионизирую­щих излучений от загрязненных почв (защита экранированием),дезактивированные поверхности застилались гравием, песком, на­носился асфальт, что вело к 10-кратному снижению мощности дозы. Экранированием (гравием, асфальтом либо пластиковыми покрытиями) были защищены 25000 км дорог. В целом было де­зактивировано около 7000 домов и учреждений, снято 200000 м³ почв. Эффект тем не менее оказался крайне незначительным вслед­ствие отсутствия могильников для захоронения радиоактивных срезов, громадной площади недезактивированных территорий, отсутствия инженерных сооружений для сбора сточных вод и от­ведения радиоактивных дождевых смывов от дезактивированных территорий.

Частичная дезактивация с целью фиксации радиоактивного загрязнения в зонах отчуждения и предупреждения водной, воз­душной (выветриванием) миграции радионуклидов на террито­рии с допустимыми значениями фактора осуществляется биологи­ческим методом. Высеивание многолетних трав на загрязненные почвы ведет к эффективному «вытягиванию» радионуклидов мощной корневой системой растений из почв. Скашивание и в последующем сжигание таких трав, захоронение незначительных объемов радиоактивной золы оказалось наиболее эффективным методом как локализации (фиксации радиоактивности корневой системой трав), так и дезактивации наиболее массивных радиоактивных загрязнений среды.

В зонах ограниченного проживания, добровольного отселения радиоактивные территории сельскохозяйственных угодий дости­гают 30 % (табл. 6.2).

Не менее эффективным оказался механический метод частич­ной дезактивации – глубокое вспахивание загрязненных полей с целью захоронения основной доли радионуклидов механическим перемещением из активного гумусового горизонта трав, сельс­кохозяйственных культур (картофеля, зерновых) в более глубо­кие нерадиоактивные почвенные слои и прерыванием тем са­мым (гл. 3) активной экосистемной миграции радионуклидом. Методика «обмена» радиоактивных слоев почв на нерадиоактивные отрабатывалась в центрах НИИ «Агрохимрадиология», на радиоактивных территориях Брянской, Калужской, Орловской, Тульской областей. Полученные результаты указывают на эффек­тивность метода (радиоактивность активного гумусового гори­зонта снижена в 20 – 40 раз), его простоту и приемлемость и сельскохозяйственной практике.

Перераспределение радиоактивности почвенных слоев после глубокого вспахивания полей (плугом ПНС–4–40):

h пробы, см	0–5	5–10	10–15	15–20	20–30	30–40	40–60
Загрязнен­ность по 137Cs до/после вспа­хивания	25,5/0,3	2,1/0,6	0,8/0,6	0,3/0,1	0,3/0,8	0,2/14,8	0,1/27,6

Дезактивация дополняется эффективной конкурентной защи­той — блокадой миграции радионуклидов введением в почву ана­логов их метаболизма, калия, кальция. Наибольшим эффект сни­жения уровня радиоактивной загрязненности урожая оказался при избыточном совместном внесении в почву извести, калийных удоб­рений (200 – 300 кг/га раз в 3 – 4 года) – в сочетании с органи­ческими удобрениями и навозом. Раздельное внесение протекто­ров-конкурентов в тех же количествах не приводит к аналогичным реакциям блокады транспорта радионуклидов в экосистемах. Ком­плексная обработка почв по конкурентному принципу снижает ра­диоактивность сельскохозяйственной продукции в 5–10 раз. По­мимо конкурентной блокады миграции радионуклидов, такая об­работка положительно меняет агрохимические свойства почв. По­тенциал плодородия по трем минимизирующим свойствам:

Ø почвенной кислотности,

Ø содержанию обменного калия,

Ø фосфора

возрастает в 1,6–1,4 раза. Обработка ведет и к образованию слож­ных нерастворимых соединений со стронцием, резко снижая его поступление в продукты питания, организм.

Таблица 6.2 – Загрязнение почв сельскохозяйственных угодий ¹³⁷Cs в результате чернобыльской катастрофы

Территория загрязнения	Загрязнено сельскохозяйственных угодий
Всего	В том числе по группам загрязнения, Ки/км2
тыс. га	%	1 – 5	5–15	15–40	>40
Брянская область:	700,9	37,3	401,2	185,1	97,5	17,1
пашня	483,0	36,5	290,3	130,5	55,0	7,2
сенокосы и пастбища	217,9	39,1	110,9	54,6	42,5	9,9
Калужская область:	145,5	10,8	111,7	33,1	0,7	–
пашня	94,6	9,6	74,5	21,7	0,2	–
сенокосы и пастбища	49,1	13,5	37,2	11,4	0,5	–
Тульская область:	870,2	45,1	756,0	113,7	0,5	–
пашня	729,9	46,9	639,9	92,6	0,4	–
сенокосы и пастбища	140,3	37,5	119,1	21,1	0,1	–
Орловская область:	419,2	20,4	396,4	22,8	–	–
пашня	338,1	20,3	318,8	19,3	–	–
сенокосы и пастбища	81,1	20,8	77,6	3,5	–	–
Рязанская область	497,6	20,3	486,9	10,7	–	–
Белгородская область	110,9	5,3	110,9	–	–	–
Воронежская область	333,7	8,3	333,7	–	–	–
Курская область	117,8	4,9	117,8	–	–	–
Ленинградская область	37,64	4,8	37,6	0,04	–	–
Липецкая область	234,0	12,1	234,0	–	–	–
Мордовия	15,7	0,9	15,7	–	–	–
Пензенская область	47,8	1,6	47,8	–	–	–
Тамбовская область	56,6	2,1	56,6	–	–	–
Ульяновская область	16,0	0,7	16,0	–	–	–

Немалое значение имеет и связанное с обработкой изменение рН обрабатываемых угодий, утрачивающее характерную для среднерусской полосы повышенную кислотность. Сдвиг ее в ще­лочную сторону ведет к резкому снижению захвата ¹³⁷Cs экологическими цепочками, продуктами питания (табл. 6.3).

Таблица 6.3 – Влияние измененной кислотности почв на накопление ¹³⁷Cs сельскохозяйственной продукцией

рН почвы	Накопление радионуклидов
Молоко	Мясо	Пшеница	Трава
4,5–5,5	3,2	1,8	15–20	0,5
5,6–6,5	0,5	0,6	5–7	0,2
6,1–7,5	0,2	0,3		0,05

Практика показывает (Г. Т. Воробьев, 1999), что почва являет­ся важнейшей барьерной системой защиты экосистем, выступая основным депо и чутким индикатором опасности радионуклидных и токсических загрязнений среды. Комплексная обработка почв, захоронение в них радионуклидов методом глубокой перепашки, внесение обменного калия, фосфора, кальция, органических удобрений, а затем посев трав переводят местность из ра­диоактивного в экологически безопасное состояние, перераспре­деляя и направляя радиоактивность по естественным почвенным каналам. Радиоактивность продуктов питания, выращенных на радиоактивных территориях, после обработки такого типа снижа­ется в 15 – 20 раз, приближая радиоактивность почв к фоновым значениям фактора.

Ограничение поступления радионуклидов в организм сельскохо­зяйственных животных во многом дополняется сменой мест выпа­са перед забоем с ориентацией на снижение активности цезия-137 в теле животного вдвое. С учетом экспоненты процесса срок выпа­са на нерадиоактивных лугах либо в стойлах на привозном нера­диоактивном корме должен составлять не менее 3 мес. Критерием эффективности таких мер служат установленные в радиоактивных районах величины допустимой активности пищевых продуктов ВДУ (см. табл. 5.2).