28 ДОКЛАД НКДАР ООН ЗА 2008 ГОД: ПРИЛОЖЕНИЕ Dне применялись, а для повышения урожайности часто использовалинавоз. В индивидуальных хозяйствах держали одну илинесколько коров, и молоко производилось в основном для личногопотребления. Для выпаса скота индивидуальные хозяйствасначала использовали лишь малоплодородные земли,которые не задействовались колхозами. В настоящее времяони используют и более качественные пастбища.А51. В Западной Европе малоплодородные земли используютсядля экстенсивного ведения сельского хозяйства, в основномдля выпаса жвачных животных (например, овец, коз,оленей и крупного рогатого скота). К районам бедных почвотносятся альпийские луга и гористые участки Западной иСеверной Европы, где имеются почвы с высоким содержаниеморганических веществ.a) Воздействие на сельскохозяйственные системыв начальный период после аварииA52. В момент аварии растительность в разных районахнаходилась на разных стадиях роста, в зависимости от географическойшироты и высоты местности над уровнем моря.В начальный период основным путем загрязнения был перехватрадионуклидов листьями растений. В среднесрочной идолгосрочной перспективе доминирующим фактором сталопоглощение их корнями растений. Наибольшие значенияконцентрации радионуклидов в большинстве пищевых продуктовотмечались в 1986 году.А53. На начальном этапе основным фактором внутреннегооблучения был 131 I, который переносился по пути “пастбище–корова–молоко”.Радиоактивный йод, поступивший ворганизм коровы с травой, полностью поглощался в кишечнике,затем быстро проникал в щитовидную железу животногои в молоко (в течение одного дня). Таким образом,пиковые значения концентрации отмечались вскоре послевыпадения радиоактивных веществ (в конце апреля – началемая 1986 года, в зависимости от времени выпадения в тойили иной стране). В ряде стран бывшего Советского Союза ив других странах Европы концентрации 131 I в молоке превышалинациональные и региональные (Европейский Союз)уровни действия, которые составляли от нескольких сотендо нескольких тысяч беккерелей на литр.А54. В конце апреля – начале мая 1986 года в странахСеверной Европы коров и коз молочного направления ещене выпускали на пастбища, поэтому в их молоке концентрации131 I были очень низкими. Вместе с тем в южных районахбывшего Советского Союза, а также в Германии, Франции ив странах Южной Европы молочный скот уже содержался напастбищах, и в молоке коров, коз и овец отмечались значительныеконцентрации радиоактивных веществ. Концентрация131 I в молоке убывала с эффективным периодом 4–5 днейввиду малого периода полураспада и процессов удалениярадионуклидов с листьев растений. Средний период полувыведенияиз травы радиоактивного йода путем выветриваниясоставил 9 дней, а радиоцезия – 11 дней [K15]. Потреблениев пищу листовых овощей, на поверхностях которых оседалирадионуклиды, также способствовало попаданию радионуклидовв организм человека.А55. Уровни содержания радиоцезия в растениях и животныхтоже были повышенными по сравнению с показателями,вызванными его выпадением после испытаний ядерногооружия в атмосфере. Начиная с июня 1986 года радиоцезийстал основным радионуклидом в большинстве проб из окружающейсреды (за исключением проб из 30-километровойзоны) и в пищевых продуктах. Как показано на рисункеA-IX, уровни содержания 137 Cs в молоке весной 1986 годаснижались с эффективным полупериодом около двух недельблагодаря выветриванию, росту биомассы и другим естественнымпроцессам. Однако в течение зимы 1986/87 годаконцентрации 137 Cs снова повысились в связи с тем, чтокоров кормили загрязненным сеном, которое было заготовленовесной и летом 1986 года. Это явление отмечалось вомногих странах.А56. Степень переноса в молоко других радионуклидов,присутствовавших в наземной среде в начальный периодпосле аварии, была невысокой. Это связано с низкой усвояемостьюэтих элементов в пищеварительном тракте жвачныхживотных в сочетании с их низкой биодоступностью из-засвязи с матрицей топливных частиц.b) Долгосрочные последствия для сельскохозяйственных системA57. С осени 1986 года уровни радионуклидов в растениях иживотных в основном определялись процессами взаимодействиямежду радионуклидами и различными компонентамипочв, так как почва является основным коллекторомдолгоживущих радионуклидов, осевших в наземных экосистемах.Это взаимодействие регулирует биодоступность радионуклидовв отношении поступления в растения и животных, атакже влияет на миграцию радионуклидов в глубинные слоипочвы.3. Физико-химические параметры радионуклидовв системе “почва–растение”A58. Многочисленные замеры, сделанные после аварии,указывают на то, что основными факторами, определяющимирадиоэкологическую чувствительность почв к радиоцезию,являются количество глинистых минералов и их природа. Этисвойства имеют важнейшее значение для понимания поведениярадиоцезия, особенно в районах, удаленных от ЧАЭС, где137Cs первоначально выпадал главным образом в конденсированных,водорастворимых формах.А59. Вблизи ЧАЭС радионуклиды выпадали в составематрицы топливных частиц, которые с течением времени медленнорастворяются. Наиболее значительные факторы, определяющиескорость растворения частиц топлива в почве, – этокислотность почвенного раствора и физико-химические свойствачастиц (в частности, степень их окисления). При низкихзначениях pH (pH 4) 50 процентов частиц растворяются примерноза 1 год; при более высоких значениях pH (pH 7) на этоуходит до 14 лет [F4, K14]. Таким образом, в кислых почвахпочти все топливные частицы уже растворились. В нейтральныхпочвах количество подвижного 90 Sr, выделившегося изтопливных частиц, все еще увеличивается, и это будет продолжатьсяв течение последующих 10–20 лет.А60. Помимо минеральных веществ на судьбу радионуклидовв почвах существенное влияние могут оказывать микроорганизмы[K12, S21]. Микроорганизмы могут взаимодействоватьс минеральными и органическими веществами и,следовательно, влиять на биологическую доступность радионуклидов.В частности, взаимодействуя с микоризными гри-
ПОСЛЕДСТВИЯ ОБЛУЧЕНИЯ ДЛЯ ЗДОРОВЬЯ ЧЕЛОВЕКА В РЕЗУЛЬТАТЕ ЧЕРНОБЫЛЬСКОЙ АВАРИИ 29бами, почвенные микроорганизмы могут даже осуществлятьперенос радионуклидов из почвенного раствора в растение.А61. При помощи методов последовательной экстракциибыло установлено, что за первые 10 лет после 1986 года доляспособного к обмену 137 Cs сократилась в 3–5 раз. Такая динамика,возможно, объясняется нарастанием фиксации радиоцезияв межслоевых узлах в глинистых минералах, низкимкоэффициентом диффузии и связыванием в узлах на неровныхкраях глинистых минералов. Эти процессы сокращают способностьрадиоцезия к обмену, в результате чего он не можетпереходить в почвенный раствор, из которого растения поглощаютего через корни. Что касается 90 Sr, то было отмечено увеличениес течением времени доли радионуклида, способного кобмену, что объясняется выщелачиванием топливных частиц[K14].a) Миграция радионуклидов в почвеA62. Вертикальная миграция радионуклидов в глубинныеслои почвы может быть связана с различными механизмамипереноса (конвективный перенос, дисперсия, диффузия, биологическоеперемешивание). Высокие показатели поглощениярадионуклидов корнями растений коррелируют с высокимипоказателями вертикальной миграции, так как в обоих процессахрадионуклиды обладают относительно высокой подвижностью.Как правило, скорость переноса радионуклидовменяется в зависимости от типа почв и физико-химическойформы. На рисунке A-Х приведен пример динамики глубинныхпрофилей концентрации 90 Sr и 137 Cs в почвенных слоях вГомельской области Беларуси. Несмотря на значительнуюмиграцию обоих радионуклидов вглубь почвы, активностьрадионуклидов в основном осталась в корнеобитаемом слоерастений (0–10 см). В районах прямого выпадения радионуклидовна почву из атмосферы существует небольшая опасностьмиграции радионуклидов в грунтовые воды.А63. Скорость вертикальной миграции радиоцезия и радиостронцияв глубинные слои меняется в зависимости от типапочв. В торфяных почвах отмечается низкая скорость вертикальноймиграции 90 Sr, в то время как скорость вертикальноймиграции 137 Cs в этих почвах, для которых характерно высокоесодержание органических веществ, наивысшая; в дерновоподзолистыхи песчаных почвах подвижность 137 Cs существенноснижается. В суходольных лугах миграция 137 Cs из корнеобитаемогослоя (0–10 см) вглубь через 10 лет после авариипочти не регистрировалась. Таким образом, роль вертикальноймиграции в снижении концентрации 137 Cs в корнеобитаемойзоне минеральных почв незначительна. На влажных лугахи на торфяниках, напротив, миграция в глубинные слои можетбыть важным фактором снижения концентрации 137 Cs в корнеобитаемойзоне.А64. Повышенные скорости вертикальной миграции 90 Srотмечаются в слабогумусных песчаных почвах, в дерновоподзолистыхпесчаных почвах и супесчаных почвах с низкимсодержанием органического вещества (
Change language