137CS concentrations in surface waters of the seas of Eurasia: results of expeditionary research in 2017

Full Text

ВВЕДЕНИЕ

Во второй половине XX века Евразийский континент подвергся значительному радиоактивному загрязнению в результате испытаний ядерного оружия в районе Семипалатинска и на Новой Земле, его боевого применения в Японии, а также крупных аварий на ядерных объектах в Великобритании, Франции, СССР и Японии. Это привело к поступлению в природную среду большого количества искусственных радионуклидов, среди которых одним из главных дозообразующих факторов стал цезий-137 с периодом полураспада 30.17 года. В результате испытаний ядерного оружия в атмосфере, которые достигли своего максимума в 1962 г., в окружающую среду поступило от 1300 до 1500 ПБк ¹³⁷Cs (НКДАР при ООН, 1982). В 1957 г. произошла крупная авария на британском атомном комплексе по производству оружейного плутония в Уиндскейле, которая сопровождалась сбросом жидких радиоактивных отходов в Ирландское море, максимум которого пришелся на 1974 г. и достиг величины 39 ПБк ¹³⁷Cs (Buesseler, 2014). Аварийное поступление жидких радиоактивных отходов в морскую среду происходило и на французском ядерном предприятии в Ла Хагуе, в результате которого в пролив Ла-Манш в 1971 г. поступил 1 ПБк ¹³⁷Cs (Buesseler, 2014). Моря Арктики, помимо ядерных испытаний на Новой Земле, подвергались радиоактивному загрязнению за счет захоронения энергетических установок атомных подводных лодок СССР. Считается, что суммарная активность затопленных радиоактивных отходов в Карском и Баренцевом море равна 38,8 ПБк (Саркисов и др., 2011). Однако самым значительным событием, которое считается главной техногенной катастрофой XX века, стала авария на Чернобыльской атомной электростанции (ЧАЭС) на Украине в 1986 г. По оценкам исследователей, выброс цезия-137 из аварийного реактора ЧАЭС в атмосферу составил тогда от 90 до 270 ПБК (Aarkrog, 2003; Egorov et al., 2001). Атмосферный перенос продуктов аварии происходил вначале в северо-западном, а затем в южном направлениях (Поликарпов, Егоров, 2008). В связи с этим наибольшему загрязнению подверглись Балтийское, Северное, Черное и Средиземное моря. Помимо атмосферного переноса чернобыльские радионуклиды попадали в морские среды со стоком рек (Livingston, Povinec, 2000; Atwood, 2010; Guéguéniat et al., 1996). В 2011 году после сильнейшего подводного землетрясения, вызвавшего цунами, пострадала атомная станция Фукусима-1 в Японии. В результате была нарушена целостность активной зоны реактора, после чего последовал сброс в прилегающую морскую акваторию, по разным оценкам, от 3.6 до 41 ПБк цезия-137 (Charette et al., 2012; Miyazawa et al., 2013). В итоге, радиоактивному загрязнению подверглись моря, омывающие берега северной и восточной Азии (Buesseler, 2014).

Глобальные оценки радиоактивного загрязнения вод Мирового океана за предшествующий период даны в обзорных работах (Livingston, Povinec, 2000; Atwood, 2010; Guéguéniat et al., 1996). Показано, что сравнительные измерения содержания искусственных радионуклидов в морской среде, выполненные в разные периоды после загрязнения, позволяют определить ее способность к самоочищению от радиоактивных загрязнений (Gulin, Egorov, 2013).

Целью данной работы была оценка современных уровней содержания цезия-137 в поверхностных водах морей Евразии.

ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ

42-й рейс НИС “Академик Борис Петров” проводился в период с 5 января 2017 г. по 28 марта 2017 г. по маршруту Тяньцзинь – Сингапур – Суэц – Калининград. Радиоэкологические исследования были выполнены по пути следования судна в Восточно-Китайском и Южно-Китайском морях, в восточной и западной частях Индийского океана, в Красном и Средиземном морях, в районе Бискайского залива, пролива Ла-Манш, а также Северном и Балтийском морях. Отбор проб поверхностной воды (0–4 м) для определения цезия-137 проводили с помощью перистальтического насоса Masterflex I/P (модель 77601-10). Объем каждой пробы составлял около 100 л.

68-й рейс НИС “Академик Мстислав Келдыш” выполнялся с 30 июня 2017 г. по 18 августа 2017 г. по маршруту Калининград – Рейкьявик – Архангельск. Работы в рамках радиоэкологического мониторинга проводились в Балтийском море, Северной Атлантике, Норвежском и Баренцевом морях. Отбор проб поверхностной воды (0–5 м) осуществляли с помощью проточной системы отряда гидрооптики Института океанологии им. П.П. Ширшова РАН.

Для определения содержания цезия-137 в пробах поверхностной морской воды был использован метод, основанный на его концентрировании с помощью проточной сорбции в двух последовательно соединенных адсорберах с последующим измерением содержания ¹³⁷Cs по гамма-излучению дочернего радионуклида ^137mBa (Gulin et al., 2015). Воду прокачивали с помощью перистальтического насоса Elpan 372.C (Польша) через полипропиленовый фильтр с номинальным размером пор 0.5 мкм для удаления взвешенного вещества. Затем фильтрат пропускали через два последовательно соединенных адсорбера, содержащих порошковый сорбент, импрегнированный ферроцианидом никеля-калия. Далее сорбенты сжигались для компактизации в муфельной печи при температуре 400˚C, после чего в них определялось содержание цезия-137 с использованием сцинтилляционного гамма-спектрометра 1282-CompuGamma (LKB Wallac, Финляндия), имеющего геометрию счета, близкую к 4π (well type детектор), учитывая радиоактивный фон и эффективность регистрации излучения цезия-137. Эффективность сорбции определяли по разнице активности в первом и втором адсорберах. После чего рассчитывали концентрацию цезия-137 в исследуемой пробе воды.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

Результаты измерения содержания цезия-137 в поверхностной воде исследованных акваторий представлены в таблице.

Как и следовало ожидать, наиболее загрязненной оказалась акватория Балтийского моря (табл., рис. 1, 2). Известно, что основными источниками его радиоактивного загрязнения были атмосферные выпадения в результате испытаний ядерного оружия и аварии на ЧАЭС, а также поступление загрязненных вод Северного моря через Датский пролив после аварий в Уиндскейле и Ла Хагуа. Во время ядерных испытаний в 1950–1960-е годы на поверхность Балтийского моря выпало около 0.62–0.9 ПБк цезия-137 (Zalewska, Suplinska, 2013). Сбросы радиохимических предприятий вызвали поступление в Балтийское море около 250 ТБк цезия-137 (HELCOM, 2009). После аварии на Чернобыльской АЭС в Балтийское море поступило около 4.7 ПБк цезия-137, включая 0.3 ПБк с речным стоком (HELCOM, 1995, 2003, 2009; Livingston, Povinec, 2000). В дочернобыльский период средняя концентрация цезия-137 в поверхностной воде Балтийского моря была 12 Бк/м³ (Стыро, 1989; Стыро и др., 1988), тогда как после аварии на ЧАЭС она выросла до 150 и более Бк/ м³ (Styro et al., 2000). Как видно из полученных нами результатов (табл.), до настоящего времени концентрация цезия-137 в поверхностной воде Балтийского моря остается намного выше, чем она была до аварии на ЧАЭС. Это может свидетельствовать о более сложных процессах самоочищения водной толщи Балтийского моря по сравнению, например, с Черным морем, где концентрация цезия-137 в поверхностных водах уже достигла доаварийных значений и в среднем равна 10–15 Бк/м³ (Gulin et al., 2013).

 

Таблица. Станции отбора проб и концентрация ¹³⁷Cs в поверхностной воде

№ станции	Координаты, район	Глубина дна, м	Концентрация цезия-137, Бк/м3	Концентрация цезия-137, Бк/м3 по литературным данным
№ станции	Координаты, район	Глубина дна, м	Концентрация цезия-137, Бк/м3	Концентрация цезия-137, Бк/м3 по литературным данным
42-й рейс НИС “Академик Борис Петров” (05.01.2017 – 29.03.2017)
1	30°43.668' N 123°16.001' E Восточно-Китайское море	55	4.74±0.21	1.05±0.11 (2011г.) (Zhao et al., 2018)
2	19°24.554' N 115°24.362' E Южно-Китайское море	2150	4.11±0.2	1.05±0.13 (2014 г.) (Zhou et al., 2018)
4	04°52.289' N 090°19.858' E Индийский океан	3575	6.48±0.44	-
8	20°47.560' N 038°36.740' E Красное море	937	1.03±0.04	1.4-1.7 (1998 г.) (Studies I. W. M. R., 2005)
9	35°30.286' N 017°14.374'E Средиземное море	4059	1.14±0.05	1.96±0.26 (2002 г.) (Gulin, Stokozov, 2005)
12	47°17.296' N 006°44.706' W Бискайский залив	2862	2.83±0.14	2.29 (1992 г.) (Dahlgaard et al., 1995)
13	50°16.645' N 000°07.440' W Пролив Ла-Манш	46	2.49±0.09	2.9 (1999 г.) (Studies I. W. M. R., 2005)
14	55°34.042' N 006°33.302' E Северное море	39	2.56±0.11	8.1 (1999 г.) (Studies I. W. M. R., 2005)
17	55°17.104' N 017°36.970' E Балтийское море	78	59.89±5.46	53.3±1.1 (2004 г.) (Zalewska, Lipska, 2006)
68-й рейс НИС “Академик Мстислав Келдыш” (30.06.2017 – 18.08.2017)
6801Р	55°09.684' N 17°12.203' E Балтийское море	44	28.49±1.30	53.3±1.1 (2004 г.) (Zalewska, Lipska, 2006)
6802Р	59°29.989' N 19°17.243' W Северная Атлантика	2742	2.38±0.09	3.00 (2000 г.) (Studies I. W. M. R., 2005)
6804Р	71°37.944' N 03°24.355' W Норвежское море	2465	4.36±0.24	-
6808Р	73°42.841'N 13°14.662' E Северная часть Норвежского моря	2458	1.51±0.06	-
6811Р	74°04.971N 24°26.705E Баренцево море	306	2.10±0.09	1.8±0.6 (2000-2010 гг.) (Усягина и др., 2014)
6813Р	78°29.885' N 33°44.279' E Северная часть Баренцева моря	185	2.35±0.09
6818Р	78°38.825' N 57°50.811' E Северо-восточная часть Баренцева моря	195	2.60±0.094
6821Р	77°02.311' N 65°41.936' E Восточная часть Баренцева моря	226	2.38±0.097
6823P	75°44.758' N 56°46.004' E Баренцево море, побережье Новой Земли	157	3.38±0.16	-
6825Р	74°17.730' N 47°44.703' E Восточная часть Баренцева моря	317	2.84±0.13	1.8±0.6 (2000-2010 гг.) (Усягина и др., 2014)

 

Рис. 1. Концентрация цезия-137 в поверхностной воде по итогам 42-го рейса “Академик Борис Петров”.

 

Рис. 2. Концентрация цезия-137 в поверхностной воде по итогам 68-го рейса НИС “Академик Мстислав Келдыш”.

 

Обращает на себя внимание и тот факт, что в весенний период наших наблюдений уровень содержания цезия-137 в поверхностной воде Балтийского моря был вдвое выше, чем в летний – 59.89 и 28.49 Бк/м³ соответственно (табл.). Это вряд ли могло быть связано с влиянием речного стока в весенне-зимний паводковый период, поскольку известно, например, что в 2004 году средняя концентрация цезия-137 в р. Висле составляла всего 1.34 Бк/м³ (Zalewska, Lipska, 2006), и можно считать, что речной сток не вносит большой вклад в современную радиоэкологическую обстановку Балтийского моря. Возможно, сказывается значительно меньшая глубина Балтики (средняя – 51 м, максимальная – 470 м) по сравнению с Черным морем (средняя – 1240 м, максимальная – 2210 м), в котором глубинные воды являются своеобразным депо для цезия-137, препятствующим его ремобилизации в поверхностные слои водной толщи (Гулин и др., 2017). Кроме того, в экспедиционных условиях, помимо отбора проб воды на определение содержание цезия-137, параллельно проводилось измерение концентрации взвешенного вещества в воде. В весенний период содержание взвеси в воде было 0.4 г/м³, а в летний на порядок выше – 2.55 г/м³. Известно, что геохимическое поведение радионуклида цезия-137 в замкнутом слабосоленом Балтийском море происходит по типу пресных водоемов (Матишов, Матишов, 2001), что способствует накоплению цезия-137 взвесью и снижает уровень его концентрации в воде. Вероятно, этими особенностями объясняется различие в уровнях цезия-137 в разные сезоны в одной и той же точке отбора проб.

По результатам измерений в Северном море видно, что концентрация цезия-137 в его поверхностных водах снизилась, по сравнению с предыдущими измерениями, не только за счет радиоактивного распада, но и, возможно, благодаря разбавляющему влиянию более чистых в радиоактивном отношении вод Гольфстрима.

В Баренцевом море концентрация цезия-137 в поверхностной воде в начале 1980-х годов достигала 30 Бк/м³ (Вакуловский и др., 1988; Матишов, Матишов, 2001). В 1990-е годы произошло ее резкое снижение до 3–6 Бк/м³. В 2000–2010 гг. концентрация цезия-137 в среднем по всему бассейну Баренцева моря составляла 1.8±0.6 Бк/ м³. В настоящее время уровень цезия-137 в поверхностных водах Баренцева моря, по нашим данным, остается на низком уровне и отличается равномерностью (табл.).

Средняя концентрация цезия-137 в поверхностных водах Северной Атлантики составляла в 2000 г. около 3 Бк/м³. К периоду наших измерений она снизилась в соответствии с периодом распада цезия-137 (табл.), что свидетельствует об отсутствии значимых источников радиоактивного загрязнения этой части Мирового океана.

В проливе Ла-Манш уровень содержания цезия-137 в поверхностной воде был выше по сравнению со значениями, полученными в 1999 г. (табл.). Свою роль здесь могла сыграть существенная разница в координатах отбора наших проб по сравнению с литературными источниками.

В Средиземном море полученные нами данные были сопоставимы с результатами измерений, выполненных в 2002 году, с учетом периода полураспада цезия-137. Небольшая разница объясняется, по-видимому, различием в координатах точек пробоотбора (на 1 градус по широте и долготе).

В Красном море концентрация цезия-137 в поверхностной воде снизилась к периоду наших измерений по сравнению с предыдущими оценками в соответствии с периодом распада цезия-137 (табл.).

Возможным источником поступления цезия-137 в Восточно-Китайское и Южно-Китайское моря, помимо глобальных атмосферных выпадений, мог быть сброс высокоактивных жидких радиоактивных отходов после аварии на АЭС Фукусима-1 (Zhao et al., 2018; Zhou et al., 2018). Это может быть одним из объяснений более высокой, по сравнению с предыдущими оценками, концентрации цезия-137, обнаруженной нами в поверхностных водах Восточно-Китайского моря (табл.), которое находится в непосредственной близости от Японии.

ВЫВОДЫ

По результатам проведенных исследований можно заключить, что концентрация цезия-137 в поверхностной воде морей Евразии, исследованных в данной работе, в целом находится на достаточно низком уровне. Исключение составляет Балтийское море, где уровень содержания цезия-137 значительно превышает величины, наблюдавшиеся в дочернобыльский период. Обнаружена более высокая по сравнению с предыдущими оценками концентрация цезия-137 в поверхностных водах Восточно-Китайского моря, что может быть связано со значительным сбросом высокоактивных жидких радиоактивных отходов после аварии на АЭС Фукусима-1 в 2011 году.

Статья посвящается памяти нашего учителя, научного руководителя, ученого-радиобиолога с мировым именем – д.б.н., профессора Гулина Сергея Борисовича.

Благодарности

Авторы благодарят дирекцию Института геохимии и аналитической химии им. В.И. Вернадского РАН, дирекцию Института океанологии им. П.П. Ширшова РАН, экипажи НИС “Академик Борис Петров” и “Академик Мстислав Келдыш”, м.н.с. ИО РАН Глуховца Д.И. за уникальную возможность выполнить исследования, представленные в данной работе, и помощь в проведении отбора проб.

Источник финансирования

Работа выполнена в рамках темы государственного задания ФИЦ ИнБЮМ «Молисмологические и биогеохимические основы гомеостаза морских экосистем» (АААА-А18-118020890090-2).

About the authors

O. N. Miroshnichenko

A.O. Kovalevsky Institute of Biology of the Southern Seas of RAS

Author for correspondence.
Email: oksaniya_89@mail.ru
Russian Federation, Sevastopol

A. A. Paraskiv

A.O. Kovalevsky Institute of Biology of the Southern Seas of RAS

Email: oksaniya_89@mail.ru
Russian Federation, Sevastopol

S. B. Gulin

A.O. Kovalevsky Institute of Biology of the Southern Seas of RAS

Email: oksaniya_89@mail.ru
Russian Federation, Sevastopol

References

Supplementary files