CC BY
100
УДК 502.51:504.5:546.36 (262.54)
ЦЕЗИЙ-137 В ВОДЕ И ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЯХ (ПО РЕЗУЛЬТАТАМ ЭКСПЕДИЦИИ «АЗОВСКОЕ МОРЕ - 2006»)
© 2007 г. Ю.А. Федоров, А.Н. Кузнецов, М.Г. Давыдов, М.Е. Трофимов, Е.Н. Ленец
The paper is devoted to the study of spatial and temporal regularities of the radioactive isotope cesium-137 distribution in water and bottom sediments of Russian part of the Sea of Azov. Much attention is given to the analysis of the isotope activity vertical distribution in the bottom sediments. The sedimentation velocity is calculated.
Изотоп цезия-137 считается одним из наиболее опасных техногенных радионуклидов, что обусловлено его высокой радиоактивностью и способностью замещать калий в биохимических процессах. Период полураспада 137Сб составляет 30,17 лет [1], что больше, чем у других биологически активных искусственных радиоизотопов, таких как 908г (28,8 лет), 134Сб (2,06 года), 898г (50,57 сут) и 1311 (8,02 сут). В отличие от последних, являющихся чистыми р-излучателями, частицы цезия-137 при распаде также дают значительное у-излучение. Дело в том, что, претерпевая р-распад, атом 137Сб превращается в ядерный изомер 137тВа, имеющий период полураспада 153 с, который испускает гамма-квант энергией 661,6 кэВ и превращается в стабильный барий-137 [1]. у-излучение продуктов распада 137Сб обладает высокой проникающей способностью, что создает угрозу облучения внутренних органов человека и живых организмов. Эта особенность цезия-137 позволяет обнаруживать его методами прямой у-спектрометрии, т.е. определять активность радионуклида без его выделения из анализируемой пробы.
Цезий-137 образуется при вынужденном делении тяжелых атомных ядер, в цепных реакциях, которые на современном этапе эволюции Земли целиком связаны с деятельностью человека, а именно с работой атомных реакторов и испытаниями ядерного оружия. Цезий-137 составляет от 5 до 7 % общей массы продуктов деления тяжелых ядер в зависимости от элемента и энергии делящих нейтронов. Так, при распаде оружейного плу-тония-239 выход 137Сб составляет 6,8 % [2]. Следует отметить, что основная масса 137Сб образуется не напрямую из тяжелых ядер, а в результате распада корот-коживущих радионуклидов-предшественников. При делении тяжелых ядер образуется ксенон-137 с периодом полураспада 3,8 мин, который, испуская р-частицу, превращается в йод-137 (период полураспада - 24 с). Последний в свою очередь претерпевает р-распад и превращается в цезий-137. Так как и йод, и ксенон при обычных температурах находятся в газообразном состоянии, цезий-137 может попадать в окружающую среду и при безаварийной работе ядерных реакторов, а также просачиваться в атмосферу при проведении подземных ядерных испытаний.
Как изотоп щелочного металла, в окружающей среде цезий-137 присутствует только в составе химических соединений, большая часть которых хорошо раствори-
ма. Являясь биохимическим аналогом калия, цезий-137 поглощается живыми организмами, концентрируясь в основном в мышечной ткани. В результате движения вещества по пищевым цепям концентрация 137Сб увеличивается в тканях организмов более высокого трофического уровня. Наибольшие коэффициенты накопления цезия-137 из окружающей среды характерны для пресноводных водорослей, грибов и лишайников.
Цезий-137 обладает способностью адсорбироваться на тонкодисперсном взвешенном материале. Поэтому он связывается и плотно удерживается илистыми донными отложениями [3]. Рядом исследователей отмечается значимая корреляционная зависимость между содержанием пелитовой фракции и удельной активностью радионуклида в донных отложениях [4, 5]. При достижении порога солёности в 10 - 12 %о, обеспечивающего эффективную флоккуляцию частиц мелкой размерности, цезий-137 быстро переходит из воды в донные отложения [6].
В прошлом поступление значительных количеств цезия-137 в окружающую среду было связано с испытаниями ядерного оружия. Взрывы в атмосфере ядерных устройств мощностью в сотни килотонн тротило-вого эквивалента повлекли заброс продуктов радиоактивного распада в верхнюю тропосферу и стратосферу, их перенос на огромные расстояния и выпадения на земную поверхность в разных количествах практически повсеместно на планете (так называемые глобальные радиоактивные выпадения). Хотя ядерные взрывы в атмосфере осуществлялись с 1945 г., глобальные выпадения радионуклидов фиксировались лишь после испытаний мощного термоядерного оружия, проводившихся с 1952 по 1963 г., причем наиболее активно в 1962 г. В 1963 г. СССР, США и Великобритания подписали договор о запрещении ядерных испытаний в атмосфере, космосе и под водой. В дальнейшем ядерные взрывы в атмосфере проводились Францией (до 1974 г.) и Китаем (до 1980 г.), но они были менее масштабными. Подземные взрывы осуществлялись еще в течение длительного времени, однако они могли давать лишь локальное загрязнение. Учитывая продолжительность выведения цезия-137 из атмосферы, которая достигает нескольких лет, можно утверждать, что глобальные выпадения изотопа, связанные с испытаниями ядерного оружия, прекратились в начале 1980-х гг.
Другими источниками цезия-137 в окружающей среде являются утечки с объектов ядерной энергетики
и хранилищ радиоактивных отходов. Вторичными источниками радиоизотопа могут выступать горные породы, почвы и донные отложения регионов, ранее подвергшихся радиоактивному загрязнению.
Во внутриконтинентальные моря, такие как Азовское море, 137Сб может поступать с прямыми атмосферными выпадениями, в растворённой и возвещенной форме вместе с водами рек, а также непосредственно из расположенных на побережье техногенных источников. В настоящее время в бассейне Азовского моря отсутствуют значимые источники искусственных радионуклидов. Тем не менее незначительный их привнос возможен в результате дренирования участков водосборной площади, попавших в зону загрязнения при аварии на Чернобыльской АЭС и все еще сохраняющих повышенный фон радиоактивности. Потенциальными источниками цезия-137 являются введенная недавно в действие Ростовская АЭС, а также Таганрогский металлургический завод и Мариупольский завод «Азовсталь», отходы производства которых могут содержать этот радионуклид. Так, по данным Азовского управления морского водопользования и берегозащиты (АзУМВБ), в 1991 г. интенсивность у-излучения шлаконакопителя Таганрогского металлургического завод составляла от 15 до 320 мкР/ч, а Р-излучения - до 30 частиц/(см2с), сам же очаг загрязнения находился в 200 м от береговой черты [7]. Дело в том, что из-за у-активности продуктов деления и относительной дешевизны 137Сб используется в различных установках для промышленной радиографии, радиотерапии рака, а также в радиотермических источниках энергии, поэтому он иногда попадает на металлургические предприятия в составе металлолома. Так как чистый цезий-137 химически очень активен и имеет небольшую температуру плавления (28,4 °С), в этих приборах он используется в виде солей, как правило, хлоридов, которые хорошо растворимы в воде и поэтому обладают высокой миграционной способностью.
Основной вклад в поступление 137Сб в бассейн Азовского моря принадлежит атмосферным выпадениям, вызванным ядерными испытаниями 50-х - 60-х гг. XX в., а также аварией на Чернобыльской АЭС 26 апреля 1986 г. В регионах, подвергавшихся загрязнению от этих источников, в толще донных отложений отмечаются максимумы активности 137Сб, по времени образования соответствующие 1950-м - 1960-м и 1986 гг. Поэтому, используя данные о вертикальном распределении цезия-137 в донных отложениях, можно оценить скорость осадконакопления, а также определить мощность слоя донных осадков, сформировавшегося в эпоху использования ядерной энергии. Ввиду этого факта, изучение распределения активности 137Сб по разрезу донных отложений является важной составляющей комплексных исследований техногенного влияния на водные объекты, которое существенно возросло во второй половине XX в.
Учитывая, что площадь бассейнов Дона и Кубани (425,6 и 58 тыс. км2) многократно превышает площадь акватории Азовского моря (37,5 тыс. км2), можно предположить, что основная масса радиоизотопов, попавших в море, изначально выпала на его водосборной площади и затем транспортировалась с реч-
ным стоком. Другим важным источником поступления 137Сб является водообмен с Чёрным морем через Керченский пролив, поскольку до сих пор содержание 137Сб в черноморских водах заметно выше, чем в азовских, и измеряется первыми десятками Бк/м3 [5]. Это обусловлено тем, что во время аварии на Чернобыльской АЭС в зону максимального радиоактивного загрязнения попали бассейны впадающих в Чёрное море рек Днепра и Днестра. С их водами по-прежнему поступают радионуклиды, вымываемые из загрязненных почв. Кроме того, Черное море характеризуется пониженной скоростью выведения цезия из водной толщи, главным образом, из-за существенно меньшего содержания взвешенного вещества. Не исключено, что определенную роль в насыщении водной толщи цезием-137 играет сероводородное заражение Черного моря, которое создает кислую реакцию среды и замедляет сорбцию цезия-137 на взвешенных частицах.
В Азовском море, вследствие его мелководности и стабильно высокого содержания взвеси в водной толще, создаются благоприятные условия для сорбции цезия-137 на взвешенных частицах и его аккумуляции в донных отложениях. Однако низкая солёность моря затрудняет флоккуляцию и осаждение взвеси, а малые глубины и сильное ветровое перемешивание водной толщи, особенно в Таганрогском заливе, обеспечивают регулярное взмучивание поверхностного слоя донных отложений, замедляют выведение 137Сб из воды и могут приводить к ее вторичному загрязнению.
Распределение активности радиоизотопов в воде и донных отложениях Азовского моря изучается относительно недавно. Начиная с 1972 г. Донской устьевой гидрометеорологический станцией (ДУС) производятся регулярные отборы проб воды Таганрогского залива для определения активности стронция-90. С 1980 по 1995 г. сотрудники ДУС и Азовского научно-исследовательского института рыбного хозяйства (Аз-НИИРХ) отбирали воду и донные отложения Азовского моря для осуществления у-спектрального анализа, причем после аварии на Чернобыльской АЭС эти работы активизировались. В 1994 и 1995 гг. были проведены совместные экспедиционные исследования ДУС и АзУМВБ, которые включали определение радиационного фона донных отложений в естественных условиях при помощи портативного радиометра [7]. Во второй половине 1980-х гг., на волне изучения последствий аварии на ЧАЭС, исследованиями радиоактивности воды и донных отложений Азовского моря занимались и другие организации. Так, в 1987 - 1988 гг. Севастопольское отделение Государственного океанографического института (ГОИН) провело исследования по всей акватории Азовского моря, исключая Таганрогский залив, с подробным изучением Казантипского залива [8]. К сожалению, в работе, опубликованной по результатам этих исследований, приводятся лишь различные коэффициенты и соотношения, а конкретная информация об удельной активности 137Сб и других техногенных радионуклидов отсутствует.
В 1997 - 2000 гг. в ходе совместных исследований сотрудниками ДУС и Мурманского морского биологического института (ММБИ) изучалось содержание 137Сб в донных отложениях, воде и мышечной ткани
рыб [4]. Причем в 1997 г., помимо 13^, в пробах определялась активность 13^, 60^, ^ и ^^ а в 1999 г., кроме цезия-137, изучалось распределение Экспедиция 1997 г. впервые позволила получить картину пространственного распределения цезия-137 в поверхностном слое донных отложений Таганрогского залива и российского сектора Азовского моря (исследования проводились на 34 станциях). Последующие экспедиции (1998, 1999 и 2000 гг.) носили менее масштабный характер. Для опробования донных отложений использовались дночерпатели, поэтому на большинстве станций был отобран и изучен только поверхностный их слой.
В летне-осенний период 2006 г. сотрудниками кафедры физической географии, экологии и охраны природы Южного федерального университета совместно с учеными из разных организаций была проведена комплексная научно-исследовательская экспедиция в российском секторе Азовского моря, а также устьевых областях Дона и Кубани [9]. Одной из задач экспедиции было изучение распределения активности радиоизотопов, включая цезий-137, в воде и толще донных отложений.
В ходе серии научно-исследовательских рейсов были отобраны пробы воды и донных отложений в центральной и западной частях Таганрогского залива, в центральной части Азовского моря, Керченском пред-проливье, дельтах Дона и Кубани и озере Пеленкино. Уникальность проведенных радиоэкологических исследований заключается в том, что впервые для рассматриваемого бассейна на семи комплексных станциях осуществлено послойное опробование толщи донных отложений мощностью до 1 м. При этом использовалась грунтовая трубка конструкции ГОИН. Для каждого горизонта донных отложений была сформиро-
вана усредненная проба, которая получалась путем смешивания нескольких малых проб, отобранных равномерно из разных частей этого горизонта. Анализ проб выполнялся в Центре радиационной экологии и технологии ЮФУ с помощью у-спектрометрического метода. В общей сложности было отобрано и проанализировано 5 проб воды, 2 пробы взвеси и 44 пробы донных отложений.
Результаты исследований показали, что общие закономерности распределение радиоцезия в Азовском море определяются не столько расположением источников его поступления, сколько естественными факторами и процессами: геоморфологическими и лито-логическими особенностями морского дна, гидродинамическим режимом, уровнем солености водоема и водообменном с Черным морем.
В водной толще Азовского моря обнаружена очень низкая активность цезия-137, близкая к пределу чувствительности метода, что подтверждает отсутствие значимых современных источников загрязнения в бассейне моря.
В поверхностном слое донных отложений максимальная активность цезия-137 (103,3 Бк/кг) зафиксирована в районе Керченского предпроливья (рис. 1). Этот факт объясняется сорбцией изотопа из придонного слоя более соленых и обогащенных им черноморских вод тонкодисперсными илистыми отложениями. Минимальные значения активности отмечены в Дону и устье Кубани вследствие влияния пресного речного стока. В центральной части Таганрогского залива наблюдается некоторое повышение активности цезия-137 (до величины порядка 50 Бк/кг), что связано с аккумуляцией илистого материала при снижении влияния стока р. Дон.
Рис. 1. Схема пространственного распределения активности в поверхностном слое донных отложение Азовского
моря (0 - 5 см) в летне-осенний период 2006 г.
В подповерхностном слое донных отложений, на глубине 5-10 см, область максимальных значений активности цезия-137 (87-116 Бк/кг) распространяется на всю глубоководную часть Азовского моря (рис. 2). Именно в этом слое на большинстве обследованных станций зафиксирован максимум активности цезия-137, очевидно, связанный с аварией на Чернобыльской АЭС.
В то время основная часть радиоактивных выпадений, поступавших на акваторию моря, накапливалась в глубоководной его части, характеризующейся благоприятными для осаждения гидродинамическими условиями и высокой сорбционной способностью донных отложений. Этот вывод подтверждается результатами исследований, которые были проведены в 1987 - 1988 гг. [8].
Рис. 2. Схема пространственного распределения активности 131Съ в подповерхностном слое донных отложение Азовского моря (5 - 10 см) в летне-осенний период 2006 г.
В распределении 137Сб по вертикали в колонках донных отложений наблюдается закономерное уменьшение активности изотопа с глубиной. На всех станциях достаточно четко прослеживается пик активности на глубине до 10 см, связанный с атмосферными выпадениями вследствие аварии на Чернобыльской АЭС (рис. 3). Кроме того, в колонке, отобранной в Керченском пред-проливье, на глубине 40-55 см зафиксирован второй пик активности цезия-137, который, видимо, обусловлен глобальными атмосферными выпадениями 1960-х гг.
По данным о вертикальном распределении активности цезия-137 определим скорость осадконакопле-ния в Азовском море. Согласно оценкам, основанным на сведениях о глубине залегания первого и главного пика активности цезия-137, связанного с аварией на Чернобыльской АЭС, минимальные значения этой величины (1 - 2 мм в год) отмечены в Таганрогском заливе. Здесь, в силу мелководности, большую роль играют процессы взмучивания и выноса осадочного материала. В донных отложениях глубоководных районов Азовского моря скорость осадконакопления достигает 4 мм в год. Важно отметить, что эти результаты неплохо согласуются с данными, приведенными в работе [10]. В Керченском предпроливье, где проис-
ходит обогащение поверхностного слоя донных отложений цезием-137 за счет притока насыщенных им черноморских вод, для расчета скорости осадконако-пления корректнее использовать глубину залегания второго пика активности радионуклида, связанного с ядерными испытаниями 1960-х гг. По этому показателю скорость осадконакопления в южных районах Азовского моря превышает 10 мм в год. Примерно такое же высокое значение (8 мм/год) получено для бессточного пойменного оз. Пеленкино, где происходит активная аккумуляция органического ила, обогащенного растительными остатками.
Таким образом, проведенные исследования показали, что современные донные отложения Азовского моря, особенно в глубоководной его части, имеют повышенную активность 137Сб. Об этом свидетельствуют и результаты сопоставления с другими акваториями, такими как прибрежные районы Кольского полуострова, акватории Черного, Карского и Баренцева морей [5, 7]. Главным источником изотопа, присутствующего в поверхностных слоях донных отложений, являются радиоактивные выпадения, связанные с аварией на Чернобыльской АЭС. Как и следовало ожидать, за прошедшие 20 лет вследствие радио-
активного распада активность цезия-137 в наиболее 1,5 раза по сравнению с результатами исследований загрязненном им слое донных отложений снизилась в 1987 - 1988 гг. [8].
Рис. 3. Вертикальное распределение активности 137Сз в толще донных отложений Азовского моря и устьевых областях Дона и Кубани в летне-осенний период 2006 г.
Литература
1. Моисеев А.А., Рамзаев П.В. Цезий-137 в биосфере. М., 1975.
2. Гречушкина М.П. Таблицы состава продуктов мгновенного деления ядер (235и, 238и, 239Ри). М., 1964.
3. Рындина Д.Д. Процессы сорбции и десорбции радионуклидов морскими грунтами, водорослями и детритом. Киев, 1970.
4. Современное развитие эстуарных экосистем на примере Азовского моря. Апатиты, 1999.
5. Экосистемные исследования Азовского моря и побережья. Т. 4. Апатиты, 2002.
6. Лисицын А.П. // Океанология. 1994. № 5. С. 735 - 747
7. Беляев А.Г. // Эколого-географические проблемы Юга России. Ростов н/Д, 1999. С. 126 - 129.
8. Рябинин А.И., Белявская В.Б., Долотова И.С. // Тр. ГОИН. 1992. Вып. 205. С. 96 - 105.
9. Федоров Ю.А. и др. // Экологические проблемы. Взгляд в будущее: Сб. тр. 3-й науч.-практ. конф. Ростов н/Д, 2006. С. 11 - 13.
Южный федеральный университет_
ЮХХрусталев Ю.П. Закономерности осадконакоп-ления во внутриконтинентальных морях аридной зоны. Л., 1989.
_1 июня 2007 г.
