23.6. Розподіл та міграція радіонуклідів у водних екосистемах

У водойми радіонукліди надходять різними шляхами: повітряним, водним і біологічним. Потрапивши у водойми, Радіонукліди відразу ж включаються у процеси розподілу таміграції по абіотичних (вода, донні відкладення, зависі) j біотичних (гідробіонти різних трофічних рівнів) компонентах. Під міграцією радіонуклідів розуміють їх переміщення під впливом гідрологічних, фізико-хімічних і біологічних процесів. Розподіл радіонуклідів по компонентах водних екосистем є наслідком цієї міграції.

В умовах природних водних екосистем радіонукліди постійно перебувають у стані динамічної фізико-хімічної рівноваги. Шляхи, форми і межі міграції радіонуклідів у системі визначаються фізико-хімічними властивостями радіонуклідів і їх сполук, загальною масою, проточністю і властивостями води, донних відкладень і гідробіонтів, а також залежать від кліматичних умов і пори року. Кількісна і просторова міграція радіонуклідів визначається, в основному, здатністю розчинятись у воді, утворювати колоїди і псевдоколоїди, адсорбуватись на частинках теригенного та біогенного характеру. Найбільша міграція і розсіювання у природних водах спостерігається для ²³⁸U і ⁴⁰К, в меншій мірі — ²²⁶Ra, і ще менше — ²³²Th, ²¹⁰РЬ і ²¹⁰Ро. Міграція ²¹⁰Ро у природних водах обмежена виключно високою здатністю його сполук до адсорбції на завислих частинках. Тому основне забруднення водойм ²¹⁰Ро відбувається внаслідок переміщення мулу і твердих глинистих частинок. Радій у воді знаходиться в іонній формі і у вигляді псевдоколоїдів. Солі радію — нітрат і хлорид — добре розчинні у воді. З іонами SO₄^2- і СО₃^2- радій утворює у воді нерозчинні сполуки, а такі ж сполуки торію і урану, навпаки, добре розчинні. Уран і торій утворюють важкорозчинні гідроокиси, а радій у воді не гідролізується.

Ріки є основним шляхом транспортування радіонуклідів із збільшенням водності ріки зростає і винос радіонуклідів. Така залежність показана на прикладі виносу Прип'яттю 90Sr у 1999 p., коли водність ріки була особливо високою (рис. 128).

У розподілі та накопиченні радіонуклідів значну роль відіграють донні відкладення, їх накопичувальна здатність залежить від фізико-хімічних властивостей відкладень, ступеню замуленості, окисновідновних умов, рН і заселення бентосними організмами. Особливо високою здатністю накопичувати радіонукліди відзначаються глина та мул.

Донні відкладення є основним депо для радіонуклідів цезію і мало розчинних форм інших радіонуклідів. На ділянках впадіння рік у водосховище, при збільшенні глибини, відбувається інтенсивне осадження завислих частинок, з якими на дно і потрапляють радіонукліди. Із загальної кількості радіонуклідів, що містяться у певній водній екосистемі, на гідробіонтів припадає незначна частина. Проте гідробіонти виконують важливу роль у трансформації форм радіонуклідів, їх міграції по трофічних ланцюгах, що ведуть до людини. Молюски у водоймі-охолоджувачі Чорнобильської АЕС за добу профільтровують більше 6 % об'єму води, що міститься у водоймі. За рік через фільтраційний апарат молюсків проходить понад 20 об'ємів водної маси водойми-охолоджувача. У процесі фільтрації води молюски трансформують сполуки радіонуклідів, змінюють їх розчинність і, осаджуючи радіонукліди у складі псевдофекалій на дно, виводять їх з інтенсивного кругообігу.

Деякі гідробіонти у процесі розвитку накопичують у твердих тканинах кальцій і його радіоактивні аналоги. Так, переважне накопичення кальцію у черепашках молюсків супроводжується підвищенням концентрації ⁹⁰Sr. Існує і зворотна залежність між вмістом у водному середовищі біологічно доступних хімічних елементів і накопиченням Радіонуклідів-аналогів у організмах рослин і тварин. Перехід 3 нижчих трофічних рівнів у вищі визначає біогенну міграцію Радіонуклідів.

Розподіл радіонуклідів у водних екосистемах значною мірою визначається особливостями їх абіотичних і біотичних компонентів. Навіть порівняно близько розташовані водойми можуть, істотно відрізнятися за морфометрією, гідрологічними особливостями, типом донних відкладень, інтенсивністю водообміну і хімічним складом води. До того ж видовий і кількісний склад, а також фізіологічний стан гідробіонтів та їх угруповань змінюється протягом вегетаційного періоду і з роками.

Для оцінки вмісту і розподілу радіонуклідів у водній екосистемі А. Л. Агре та В. І. Корогодіним введено поняття фактора радіоємності водойми [33]:

F=Kh(H+Kh)^-1,

де F — доля радіонуклідів, акумульованих донними відкладеннями; К — коефіцієнт накопичення радіонуклідів ґрунтом; h — товщина сорбуючого шару ґрунту; Н — середня глибина водойми.

Цей фактор широко застосовується для оцінки вмісту і розподілу радіонуклідів у водних екосистемах.

Стосовно радіонуклідних і хімічних забруднювачів водного середовища Г. Г. Полікарпов і В. М. Єгоров [89] запропонували поняття радіоекологічної ємності як суми потоків самоочищення внаслідок біологічних процесів, що протікають в екосистемі на біоценотичному рівні. Д. М. Гродзинський [51, 52] під радіонуклідною ємністю екосистеми розуміє рівень навантаження радіонуклідами, при якому вона втрачає свою стійкість внаслідок радіаційного ураження. Встановлення запасів радіонуклідів у водній екосистемі в цілому або в її окремих компонентах не може дати прямої відповіді на питання, в якій мірі вичерпана її радіоекологічна ємність. Підставою для відповіді може бути лише реакція гідробіонтів на дозові навантаження, ступінь порушень у біосистемах на різних рівнях організації, які свідчать про втрату стійкості у функціонуванні водних екосистем.