Навігація
Головна
ПОСЛУГИ
Авторизація/Реєстрація
Реклама на сайті
 
Головна arrow Екологія arrow Самоочищення природного середовища після чорнобильської катастрофи
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >

Антропогенне втручання в екосистеми на етапі ліквідації наслідків аварії

Цілий ряд першочергових заходів щодо ліквідації пожежі і наслідків Чорнобильської катастрофи поряд з позитивним ефектом нанесло значної шкоди навколишньому середовищу. Закидання у палаючий реактор близько 2,5 тис. т металічного свинцю, що кипить за температури 1751 °С, призвело до зворотного викиду його в атмосферу у вигляді дрібнодисперсних кульок і поширення на значну територію.

З метою пилопригнічення на території проммайданчика ЧАЕС, на узбіччях доріг, на поверхні будов та споруд застосовували полімерні покриття на основі лігносульфонатів (сульфітно-спиртова барда), латексу, поліакрилонітрилу, аеросилу, карбамідної смоли, нафтошламів та ін. Усього до вересня 1987 р. для пилопригнічення у Зоні відчуження у навколишнє середовище було внесено 8340 т полімерних матеріалів [194, 215]. Ці заходи короткочасно сприяли поліпшенню радіаційної обстановки, зниженню інгаляційного надходження радіоактивних речовин в організм персоналу та їх вітрового поширення за межі Зони відчуження.

Проте навіть суто візуальне спостереження чорних маслянистих плям на території, де подекуди й досі немає жодної рослини, справляло сумне враження. Не пройшло й року після нанесення пилопригнічувальних матеріалів, як унаслідок дії природних чинників вони здебільшого зруйнувалися, а полімеризовані радіоактивні частинки латексу, смоли та шламів унаслідок аеродинамічних властивостей розносилися вітром на значні відстані.

Заходи щодо дезактивації населених пунктів, проведені підрозділами цивільної оборони в зонах жорсткого контролю, привели до зниження радіаційного фону на 10–15 %. За 4 роки на дезактивацію було витрачено близько 2,5 млрд дол. США. При цьому дозові витрати становили 1,5 млн людино-бер (120 тис. осіб). За ці кошти можна було б побудувати три таких міста, як Славутич, і переселити людей з безглуздо дезактивованих населених пунктів [296].

Сільськогосподарська діяльність на радіаційно забруднених територіях поза межами Зони відчуження, що полягала у механічному заглибленні радіонуклідів під час оранки угідь, вапнуванні, внесенні підвищених доз мінеральних добрив, залуженні луків і пасовиськ тощо [334], поряд із розпадом короткоживучих радіонуклідів у перші 2–3 роки після аварії зумовила різке зниження доз опромінення населення, темпи якого перевищували фізичний розпад 137Cs та 90Sr майже на 2 порядки. Подальше самоочищення сільськогосподарських угідь, оцінене за темпами зниження дозових навантажень на сільське населення України, відбувається для 137Cs у 10, а для 90Sr – у 3,5 раза швидше, ніж їхній розпад [116].

Під час дезактивації території ЗВіЗБ(О)В радіоактивні відходи (ґрунт, споруди, машини, механізми тощо) з великим рівнем радіоактивного забруднення було зосереджено в ПТЛРВ, кількість яких сягає за 800. Нині усі вони недіючі [30].

У 1991–1998 pp. було інвентаризовано 437 ПТЛРВ, розташованих на територіях ЗВіЗБ(О)В, Київської та Житомирської областей загальною площею 2,46 км2, де зосереджено радіоактивні відходи активністю 6,86 × × 1014 Бк та об'ємом понад 500 тис. м3 [87]. Недостатня ізоляція цих пунктів, можливість підтоплення та міграції радіонуклідів до ґрунтових вод і басейну Дніпра загрожують навколишньому середовищу радіоактивним забрудненням. Великою небезпекою є сам об'єкт “Укриття”, де лишилося понад 95 % паливовмісних матеріалів (див. табл. 2.4).

Антропогенне втручання у водні екосистеми (будівництво водозахисних споруд, дамб і перемичок, припинення функціонування меліоративних систем) призвело до зміни гідрологічних умов у ЗВіЗБ(О)В і стало головною причиною вторинного перерозподілу 90Sr у водотоках цієї зони.

На фоні підвищення водності р. Прип'ять відзначено тенденцію до зменшення поверхневого стоку з території зони. Природні процеси відновлення притаманних Українському Поліссю акумулятивних ландшафтів, заболочування території доповнюються техногенною акумуляцією стоку, що виражається у зменшенні водовіддачі з водозбору порівняно з доаварійним періодом.

Винесення радіонуклідів у р. Прип'ять з території ЗВіЗБ(О)В відбувається рівномірно протягом року з усієї площі водозбору. Ця ситуація свідчить про значне перезволоження водозбірної площі та вимивання 90Sr із раніше суходільних ділянок. Перезволоження, уповільнений стік та утворення застійних зон у водотоках значною мірою визначають збільшення частки розчинних форм 90Sr у поверхневих водах.

Надмірне заболочування території в період повені спричинює залповий характер скидання поверхневих вод, збагачених радіонуклідами та органічними речовинами, що погіршує загальний екологічний стан поверхневого стоку [339].

Значною мірою кількість радіонуклідів, що поширюються водним шляхом за межі ЗВіЗБ(О)В, залежить від водності року. Проте створені досі водоохоронні споруди практично не відвернули поширення радіонуклідів, які знаходяться переважно у катіонній формі [121]. Понад те, антропогенне втручання у водні екосистеми, що полягало, зокрема, у будівництві дамб і перемичок у районі лівобережної заплави р. Прип'ять та підпорів від ставу- охолоджувача ЧАЕС, виявилося головною причиною додаткового заболочування території, підвищення рівня ґрунтових вод, підтоплення траншей захоронення радіоактивних відходів тощо. Унаслідок цих процесів зросла ймовірність винесення 90Sr водним шляхом за межі забруднених водозборів.

Ліквідація наслідків аварії на ЧАЕС внесла порівнянний з природними процесами, а подекуди визначальний внесок у формування хімічного складу підземних вод. У міру зростання техногенного навантаження трансформувався хімічний склад ґрунтових вод, що відображає механізми їх техногенного забруднення на південній та північній ділянках проммайданчика. На південній ділянці переважає вертикальна міграція забруднювачів з поверхні аварійного шару, на північній – хімічний склад ґрунтових вод здебільшого зумовлений перетіканням блочних вод із підвальних приміщень аварійного блока.

У межах південної ділянки основними джерелами забруднення підземних вод тритієм є аварійний похований шар, у межах північної – головну

Техногенні чинники самоочищення наземних екосистем, забруднених унаслідок Чорнобильської катастрофи

Рис. 2.7. Техногенні чинники самоочищення наземних екосистем, забруднених унаслідок Чорнобильської катастрофи

роль відіграє латеральна компонента, що утворилася внаслідок перетікання блочних вод [349].

Моніторинговими спостереженнями за режимом рівня, хімічним і радіонуклідним складом підземних вод у свердловинах зон аерації та повного водонасичення в районі проммайданчика об'єкта “Укриття” [272] встановлено, що концентрація тритію у воді відвідного каналу ставу-охолоджувача становить 7,1, у зливневих криницях – 10–2000 Бк • дм-3.

Становить небезпеку надходження блочних вод із приміщень об'єкта “Укриття” в ґрунтові води. Так, аномально висока концентрація тритію зафіксована у воді свердловин, розташованих у безпосередній близькості від об'єкта, – до 5 кБк • дм-3 [2]. Відзначається тенденція до збільшення концентрації тритію в спостережних свердловинах проммайданчика від десятків до 100–4000 Бк • дм-3 – у напрямку з півдня на північ униз за течією ґрунтових вод від об'єкта “Укриття”. На решті території проммайданчика концентрація тритію в підземних водах не перевищувала 20 Бк • дм-3. Підвищення концентрації тритію в підземних водах звичайно супроводжується підвищенням величини pH під впливом лужних блочних вод, а також збільшенням вмісту сульфатів, хлоридів, нітратів тощо, що свідчить про проникнення блочних вод у геологічне середовище і небезпеку забруднення водоносних горизонтів продуктами поділу урану. Концентрація тритію в блочних водах становить від 1 до 23 кБк • дм-3. Фронт поширення тритію випереджує фронт поширення 90Sr, максимальні концентрації якого ще не досягай спостережних свердловин, оскільки швидкість руху фунтових вод оцінюється в 30–50 м • рік-1, а швидкість поширення 90Sr – в 3–5 м • рік-1 [181].

Отже, антропогенне втручання на етапі ліквідації пожежі і наслідків Чорнобильської катастрофи (внесення в аварійний реактор і навколишнє середовище важких металів, токсичних органічних та неорганічних сполук, здійснення низки водоохоронних заходів) поряд з короткочасним позитивним ефектом призвело до вторинного поширення радіоактивних і токсичних речовин. Слід зазначити, що більшість заходів, ужитих у форс-мажорних умовах, коли ситуація вимагала негайних радикальних рішень, були обґрунтованими та необхідними. Проте негативні наслідки антропогенного втручання майже не вивчалися, а було рекомендовано широке застосування з метою пилопригнічення полімерних матеріалів, що порушують стабільність екосистем і швидко руйнуються у природних умовах.

Лише застосування реабілітаційних заходів у сільському господарстві, рекомендованих для ведення господарчої діяльності і в звичайних умовах, на радіаційно забруднених територіях дало однозначно позитивний ефект – істотне зниження дозових навантажень.

Швидкість самовідновлення екосистем, функціональні властивості яких порушені внаслідок Чорнобильської катастрофи, визначається в першу чергу техногенними чинниками під час аварійного викиду радіонуклідів і на етапі ліквідації наслідків забруднення екосистем – щільністю забруднення території, формою випадінь, характером реабілітаційних заходів (рис. 2.7).

 
Якщо Ви помітили помилку в тексті позначте слово та натисніть Shift + Enter
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >
 
Дисципліни
Агропромисловість
Банківська справа
БЖД
Бухоблік та Аудит
Географія
Документознавство
Екологія
Економіка
Етика та Естетика
Журналістика
Інвестування
Інформатика
Історія
Культурологія
Література
Логіка
Логістика
Маркетинг
Медицина
Менеджмент
Нерухомість
Педагогіка
Політологія
Політекономія
Право
Природознавство
Психологія
Релігієзнавство
Риторика
РПС
Соціологія
Статистика
Страхова справа
Техніка
Товарознавство
Туризм
Філософія
Фінанси
Інші