Название: Гідробіологія: конспект лекцій. Частина ІІ - Курілов О.В.

Жанр: Біологія

Рейтинг:

Просмотров: 2009

Страница: | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 7 | 8 | 9 | 10 | 11 | 12 | 13 | 14 | 15 | 16 | 17 | 18 | 19 | 20 | 21 | 22 | 23 | 24 | 25 | 26 | 27 | 28 | 29 | 30 | 31 | 32 | 33 | 34 | 35 | 36 | 37 | 38 | 39 | 40 | 41 | 42 | 43 | 44 | 45 | 46 | 47 | 48 | 49 | 50 | 51 | 52 | 53 | 54 | 55 | 56 | 57 | 58 | 59 | 60 | 61 | 62 | 63 | 64 | 65 | 66 | 67 | 68 | 69 | 70 | 71 | 72 | 73 | 74 | 75 | 76 | 77 | 78 | 79 | 80 | 81 | 82 | 83 | 84 | 85 | 86 | 87 | 88 | 89 | 90 | 91 | 92 | 93 | 94 | 95 | 96 | 97 | 98 | 99 | 100 | 101 | 102 | 103 | 104 | 105 | 106 | 107 | 108 | 109 | 110 | 111 | 112 | 113 | 114 | 115 |


15.5.2 Забруднення водних об'єктів штучними радіонуклідами

 

Починаючи з 40х років XX сторіччя, внаслідок випробування й застосування у військових цілях ядерної зброї, розвитку атомної енергетики, широкого використання джерел іонізуючого випромінювання в медицині, техніці й інших сферах діяльності людини почало зростати забруднення навколишнього середовища, у тому числі гідросфери, штучними радіонуклідами. Особливу небезпеку для біосфери являють трансуранові елементи, що утворюються з ядерного палива, зокрема радіонукліди нептунію, плутонію й америцію. Трансуранові елементи відрізняються високою токсичністю й тривалим періодом напіврозпаду – до тисяч і десятків тисяч років. Надходження трансуранових елементів становить небезпеку тривалої дії. При цьому опромінення діє не тільки протягом життя одного покоління, але розтягується на десятки тисяч років і стає фактором впливу на численні наступні покоління. Багаторазово поступаючись по абсолютній масі всім до цього відомим ксенобіотикам, по  потужності  впливу  на  біосистеми,  штучні  радіонукліди  увійшли  до числа найнебезпечніших речовин. Особливу біологічну небезпеку являють

 

К). Отже, природні й штучні радіонукліди в певній концентрації є у всіх компонентах водних екосистем. Всі рослинні й тварини організми, що населяють водойми, накопичують їх. Спрямованість і інтенсивність розподілу й міграції природних і штучних радіонуклідів у водоймах визначаються, з одного боку, їхнім фізикохімічним станом, а з іншого боку – фізикохімічними властивостями води, донних відкладів і речовин, що містяться в них. У природних водах концентрація радіонуклідів досить низька, вони перебувають у різних станах: іоннодисперсному, молекулярному, колоїдному й псевдоколоїдному (адсорбція на колоїдних

домішках). Такі радіонукліди, як 40К, перебувають у вигляді позитивно заряджених  іонів,  радій  (226Ra)  –  в  іонному  стані  й  у  вигляді псевдоколоїдів, торій (232Th), уран (238U), свинець (210РЬ) і полоній (210Ро) –

в іонній і молекулярній формах, а також утворюють різні продукти гідролізу у вигляді справжніх колоїдів і псевдоколоїдів. У морській воді

 

уран рівномірно розподіляється в іоннодисперсному стані. У ґрунтах і в організмі гідробіонтів зустрічаються мікроскопічні скупчення урану. У природних водах у розчиненому стані завжди присутні найрізноманітніші ОР  біогенної  й  абіогенної  природи,  з  якими  радіонукліди  утворюють

розчинні комплекси. По ступеню рухливості в екосистемах сполуки радіонуклідів розділяють на водорозчинні, обмінні, кислоторозчинні й фіксовані. Найбільш рухливі в процесах розподілу й міграції водорозчинні й обмінні, менш рухливі – кислоторозчинні форми радіонуклідів. До групи фіксованих форм відносять ті сполуки радіонуклідів, які залишаються в нерозчинному стані після обробки 6Н розчином HCl. Різні фізикохімічні форми радіонуклідів у водних екосистемах постійно перебувають у стані рухливої рівноваги, внаслідок чого іони з малорухомого стану здатні переходити в рухливий і навпаки. Малорозчинні гумінові кислоти, гумати й гідроксиди збільшують міцність зв'язку радіонуклідів зі зваженими формами й донними відкладами. Наявність фульвокислот, низькомолекулярних  кислот  і  метаболітів  гідробіонтів  підвищує рухливість радіонуклідів і утворення розчинних комплексних сполук. У

кислому середовищі значно прискорюється міграція 210РЬ, а в нейтральних й слаболужних природних водах він переміщується, головним чином, зі зваженими й колоїдними частинками.

На       трансформацію          фізикохімічних          форм   радіонуклідів і           їхню міграцію у водних екосистемах значний вплив здійснюють гідробіонти.

Так, риючі форми безхребетних, заковтуючи мул і виробляючи фекалії на розділі   фаз   донні   відклади   –   водна   товща,   змінюють   просторову

мікроструктуру, хімічний і гранулометричний склад донних відкладів, сприяють більш інтенсивному й глибокому проникненню туди радіонуклідів. Біотичний транспорт відкладів із глибини 5–15 см на поверхню ґрунту, як і змулення, переводить частки донних відкладів у

зважений стан, що сприяє виносу задепонованих в мулах радіонуклідів і перехід  їх  у  розчинний  стан  у  водній  товщі.  Пропускаючи  частинки детриту через кишечник, безхребетні й риби переводять поганорозчинні й задепоновані сполуки радіонуклідів у розчинні й легкодоступні форми й

підвищують їхній вміст у воді. Отже, фізикохімічний стан радіонуклідів визначає їхні міграційні властивості й біологічну доступність.

У водойми радіонукліди надходять різними шляхами: повітряним,

водним і біологічним. Потрапивши у водойми, радіонукліди відразу ж включаються в процеси розподілу й міграції по абіотичним (вода, донні відклади, суспензії) і біотичним (гідробіонти різних трофічних рівнів) компонентам. Під міграцією радіонуклідів розуміють їхнє переміщення під впливом гідрологічних, фізикохімічних і біологічних процесів. Розподіл радіонуклідів по компонентам водних екосистем є наслідком цієї міграції. В  природних  умовах  радіонукліди  постійно  перебувають  у  стані динамічної фізикохімічної рівноваги. Шляхи, форми й границі міграції радіонуклідів у системі визначаються фізикохімічними властивостями радіонуклідів і їхніх сполук, загальною масою, проточністю й властивостями води, донних відкладів і гідробіонтів, а також залежать від кліматичних   умов   і   пори   року.   Кількісна   і   просторова   міграція

радіонуклідів визначається, в основному, їхньою здатністю розчинятися у воді, утворювати колоїди й псевдоколоїди, адсорбуватися на частинках теригенної і біогенної природи. Найбільша міграція й розсіювання в природних водах спостерігається для 238U і 40К, у меншому ступені – 226Ra і ще менше – 232Th, 210Pb і 210Ро. Міграція 210Ро в природних водах обмежена винятково високою здатністю його сполук до адсорбції на зважених частинках. Тому основне забруднення водойм 210Ро відбувається внаслідок переміщення мулу й твердих частинок. Радій у воді перебуває в іонній формі й у вигляді псевдоколоїдів.

Із загальної кількості радіонуклідів, що містяться в певної водній екосистемі,  на  гідробіонтів  доводиться  незначна  частина.  Однак гідробіонти виконують важливу роль у трансформації форм радіонуклідів, їхньої міграції по трофічних ланцюгах, що ведуть до людини. Деякі гідробіонти в процесі розвитку накопичують у твердих тканинах кальцій і його радіоактивні аналоги. Так, переважне накопичення кальцію в раковинах  молюсків  супроводжується  підвищенням  концентрації  S0Sr. Існує й зворотна залежність між вмістом у водному середовищі біологічно

доступних хімічних елементів і накопиченням радіонуклідіваналогів в організмах рослин і тварин. Перехід з нижчих трофічних рівнів на більш високі визначає біогенну міграцію радіонуклідів.

Розподіл радіонуклідів у водних екосистемах у значній мірі визначається особливостями їх абіотичних і біотичних компонентів. Навіть порівняно близько розташовані водойми можуть істотно відрізнятися по морфометрії,   гідрологічним   характеристикам,   типу   донних   відкладів,

інтенсивності водообміну й хімічному складу води. До того ж видовий і кількісний   склад,   а   також   фізіологічний   стан   гідробіонтів   і   їхніх угруповань змінюються протягом вегетаційного періоду й по роках. Для оцінки вмісту й розподілу радіонуклідів у водної екосистемі уведене поняття фактора радіоємності водойми: F = K∙h∙(H+K∙h)1, де F – частка радіонуклідів, акумульованих донними відкладами; К – коефіцієнт накопичення радіонуклідів ґрунтом; h – товщина сорбуючого шару ґрунту; Н – середня глибина водойми. Стосовно радіонуклідних і хімічних забруднювачів водного середовища Г.Г. Полікарпов і В.Н. Єгоров запропонували використовувати поняття радіоекологічної ємності як суми потоків самоочищення внаслідок біологічних процесів, що протікають в екосистемі на біоценотичному рівні. Встановлення величини запасів радіонуклідів у водної екосистемі в цілому або в її окремих компонентах не може дати прямої відповіді на питання, у якому ступені 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 рівноваги у функціонуванні водних екосистем.

Страница: | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 7 | 8 | 9 | 10 | 11 | 12 | 13 | 14 | 15 | 16 | 17 | 18 | 19 | 20 | 21 | 22 | 23 | 24 | 25 | 26 | 27 | 28 | 29 | 30 | 31 | 32 | 33 | 34 | 35 | 36 | 37 | 38 | 39 | 40 | 41 | 42 | 43 | 44 | 45 | 46 | 47 | 48 | 49 | 50 | 51 | 52 | 53 | 54 | 55 | 56 | 57 | 58 | 59 | 60 | 61 | 62 | 63 | 64 | 65 | 66 | 67 | 68 | 69 | 70 | 71 | 72 | 73 | 74 | 75 | 76 | 77 | 78 | 79 | 80 | 81 | 82 | 83 | 84 | 85 | 86 | 87 | 88 | 89 | 90 | 91 | 92 | 93 | 94 | 95 | 96 | 97 | 98 | 99 | 100 | 101 | 102 | 103 | 104 | 105 | 106 | 107 | 108 | 109 | 110 | 111 | 112 | 113 | 114 | 115 |

Оцените книгу: 1 2 3 4 5

Добавление комментария: