Riabilitazione di aree soggette a contaminazione radioattiva

Bonifica di aree contaminate. Riabilitazione di aree soggette a contaminazione radioattiva e mobilità dei radionuclidi

(Dal capitolo 8 di RADIOACTIVE FALLOUT AFTER NUCLEAR EXPLOSIONS AND ACCIDENTS, di Izrael, Elsevier, 2002)

1 - Frazionamento
2 - Mobilità dei radionuclidi dopo esplosioni nucleari e incidenti
3 - Solubilità e accessibilità biologica
4 - Contaminazione radioattiva della vegetazione e dati sperimentali sull'assorbimento dei radionuclidi da parte di esseri umani e animali
5 - Problemi di riabilitazione delle aree contaminate. Radioecologia agraria
6 - Misure pratiche per il ripristino dei territori contaminati

La contaminazione radioattiva su larga scala dei territori, principalmente a causa delle ricadute delle esplosioni nucleari e degli incidenti, ha portato a considerare possibili modi e mezzi per riportare o riabilitare il terreno a livelli accettabili per l'abitazione umana e per l'uso a fini economici. Questo problema è particolarmente acuto nelle regioni gravemente contaminate, precedentemente abitate e utilizzate per scopi agricoli e di altro tipo. Le relative esperienze di ripristino sono state acquisite da precedenti sforzi in regioni che erano inquinate da vari usi, ad esempio, dopo lo sfruttamento e l'estrazione di minerali radioattivi, dopo vari piccoli incidenti in imprese industriali e dove le sostanze radioattive erano state utilizzate per scopi medici. Il ripristino dei territori contaminati è diventato un problema importante dopo una serie di incidenti su larga scala, come quello che ha portato alla contaminazione degli Urali meridionali nel 1957 e, certamente, dopo l'incidente di Chernobyl del 1986, nonché dopo una serie di test nucleari sia in superficie che nel sottosuolo.

È evidente che, in caso di contaminazione su larga scala di un terreno, sono indispensabili misure vigorose ed efficienti per ridurre al minimo le dosi di radiazioni esterne e controllare il trasporto di radionuclidi da parte del vento o delle acque sotterranee. Ciò è particolarmente importante nelle zone in cui la popolazione o il personale impiegato dalle centrali elettriche e dalle imprese potrebbe non essere in grado di lasciare l'area o dove i terreni sono utilizzati per scopi economici (soprattutto per l'agricoltura).

Una decontaminazione efficiente è necessaria per pulire il terreno, le strade, gli edifici e le attrezzature.
Anche il territorio deve essere decontaminato e devono essere adottate misure per ridurre la mobilità dei radionuclidi attraverso la loro "fissazione". Le misure per la pulizia, insieme all'esperienza acquisita in diversi paesi, sono state riassunte nei documenti dell'AIEA (AIEA, 1998a & b). Ovviamente, se si vuole effettuare una pulizia e decontaminazione efficiente seguita da una riabilitazione totale o parziale dei territori contaminati, è necessario avere una comprensione completa del carattere e delle caratteristiche della contaminazione, della distribuzione dei radionuclidi in varie matrici naturali, della composizione dei radionuclidi della contaminazione, delle sue proprietà (frazionamento), compresa la mobilità (migrazione), la solubilità e l'accessibilità biologica (vedi Tabella 8.1).

Tabella 8.1 - Schema di frazionamento, mobilità, solubilità e accessibilità biologica dei radionuclidi in ambienti naturali
 

Il monitoraggio radioecologico deve essere effettuato, in primo luogo, includendo il tracciamento, la stima e la previsione del comportamento dei radionuclidi. I risultati devono essere quantitativi in modo da ottenere informazioni adeguate sui radionuclidi in tutte le fasi della loro distribuzione e trasformazione. Il comportamento e la trasformazione dei radionuclidi (oltre alle trasformazioni nucleari) caratterizzano il frazionamento, la mobilità, la solubilità e le altre possibilità di trasporto da un mezzo all'altro. Insieme all'accessibilità biologica, queste caratteristiche costituiscono i fattori più importanti per la nostra comprensione dell'ingestione dei radionuclidi e della loro incorporazione in ogni essere vivente. La conoscenza di queste caratteristiche, insieme alle proprietà fisiche dei singoli radionuclidi (tasso di decadimento, tipo di radiazione), ci permette di stimare il grado di pericolo associato alla contaminazione e di adottare misure per la prevenzione o la riduzione del pericolo e per il ripristino dell'ambiente contaminato a livelli adatti alla vita e all'economia. È inoltre necessario essere ben informati sull'ubicazione della popolazione e del bestiame e sulla distribuzione dei terreni agricoli.

Prima di occuparsi della pulizia, del ripristino e della riabilitazione dei territori contaminati, si esamineranno le componenti più importanti della Tabella 8.1, perché la conoscenza di questi fattori determina in ultima analisi gli approcci che garantiranno un risultato altamente efficiente per il processo di pulizia e di ripristino.

1. Frazionamento

Dopo che i prodotti radioattivi sono stati rilasciati dalle loro diverse sorgenti, inizia la loro ricaduta e la loro diffusione attraverso un terreno, insieme alla loro migrazione in diversi mezzi, principalmente come particelle derivate dalla superficie del terreno o da materiali di costruzione di bombe, reattori distrutti, ecc. o in stato disciolto in acque naturali. I rapporti tra i radionuclidi sono permanentemente modificati da questi processi, il frazionamento ha luogo. Freiling (1962), Izrael (1965) e altri hanno delineato gli effetti del frazionamento e Izrael (1996) ha pubblicato una sintesi generale sull'argomento. Le caratteristiche del frazionamento sono descritte in dettaglio nei capitoli precedenti.

Nelle esplosioni nucleari e negli incidenti ai reattori, la miscela di radionuclidi è costituita da prodotti della fissione nucleare, attività indotte (mediante l'attivazione neutronica del materiale della bomba e/o di elementi della superficie terrestre), elementi transuranici e, eventualmente, trizio. Il coefficiente di frazionamento del radionuclide i th è solitamente espresso come il suo rapporto di abbondanza rispetto all'isotopo radioattivo di un elemento chimico refrattario (ad esempio, 95Zr, 99Mo, 144Ce, ecc.). Gli effetti del frazionamento, come già detto, sono descritti nei capitoli precedenti, e quindi ci soffermiamo qui solo molto brevemente su questa parte del problema. Un fattore importante del frazionamento è il grado di penetrazione di diversi radionuclidi nella matrice di terra fusa o nei frammenti di bombe o, quando avviene in una centrale nucleare, nei materiali utilizzati nella costruzione del reattore, dalle particelle radioattive nella palla di fuoco di un'esplosione o nella nube radioattiva. Le particelle di aerosol così formate si diffondono in giro, dando origine alla contaminazione radioattiva dei materiali naturali (Izrael, 1973).

Chiaramente, dopo un'esplosione nucleare, quando le particelle fuse di materiale derivato dal terreno nel sito di prova non si sono ancora indurite (per il SiO2, la temperatura del punto di fusione è di circa 1700 K), i prodotti radioattivi refrattari possono penetrarle. Successivamente, essi si distribuiscono in tutto il materiale fuso e, man mano che il materiale si indurisce, i prodotti volatili tendono ad accumularsi sulle superfici delle particelle alcuni secondi dopo l'esplosione. In questa situazione, i pericolosi radionuclidi 9~ e 89Sr che hanno precursori volatili nella loro catena di decadimento (cioè, 89Kr e 90Kr, 89Rb e 90Rb) si depositano sulle superfici delle particelle (le particelle piccole e fini hanno la superficie più grande) e si distribuiscono su grandi distanze. D'altra parte, gli isotopi refrattari 95Zr e gli isotopi di plutonio che ora fanno parte delle particelle (specialmente quelle più grandi) cadono principalmente a distanze relativamente brevi per formare il modello di ricaduta "locale".

Se un reattore viene distrutto, allora la quantità principale di 89Sr e 9~ sarà determinata dal loro accumulo per un lungo periodo di tempo prima dell'incidente e questi radioisotopi si comporteranno come nuclidi refrattari, cadendo nelle aree locali vicine all'incidente. Gli isotopi del cesio (134Cs, 137Cs), essendo specie di un elemento chimico volatile, al momento dell'esplosione/incidente si comporteranno come prodotti volatili e di conseguenza si diffonderanno su distanze piuttosto grandi. All'inizio, la vita breve ~31I è molto pericolosa. Gli isotopi di Zr e Pu, essendo refrattari, cadranno nella zona locale, come è stato confermato sperimentalmente.
 

2. Mobilità dei radionuclidi dopo esplosioni nucleari e incidenti

Il frazionamento isotopico ha un ruolo significativo nella mobilità e nell'accessibilità dei radionuclidi in senso lato. Ovviamente, il trasporto dei radionuclidi nell'atmosfera (al momento della formazione della ricaduta radioattiva) dipende principalmente dalle proprietà atmosferiche (ad esempio, la densità e le condizioni meteorologiche) che determinano sia il tasso di dispersione delle particelle che la composizione della ricaduta su un terreno e anche le proprietà delle particelle stesse. La più importante è la distribuzione della radioattività con le dimensioni delle particelle e quindi i tassi di deposito di fallout.

Sono disponibili ampi dati sperimentali sulla contaminazione radioattiva dell'ambiente naturale. Con questo arriva l'esperienza per creare modelli complessi che descrivono la distribuzione della radioattività totale e quella dei singoli radionuclidi nell'ambiente naturale come nell'atmosfera, nell'ambiente terrestre, ecc. (vedi capitoli precedenti). I giudizi sul grado di diffusione dei radionuclidi su diverse distanze e sulla loro ricaduta su specifiche aree del terreno possono essere fatti attraverso le varie fasi della formazione della ricaduta, dal primo stadio di mobilità/dispersione nell'atmosfera in poi (vedi Tabella 8.1). Questi dati sono riassunti in Izrael (1996b), Aleksakhin e Korneev (1991) e in altre pubblicazioni. In questa fase, è già prevedibile che i nuclidi refrattari delle esplosioni nucleari, cioè 95Zr, 95Nb, 99Mo, isotopi di plutonio e, dopo Chernobyl, 89Sr e 9~ cadranno nella zona locale o vicina, mentre gli elementi volatili si diffonderanno su grandi distanze, anche tra questi, dopo un'esplosione di armi, 89Sr e 9~ Tali conclusioni sono state raggiunte in modo piuttosto tempestivo in quanto sono state invocate dopo l'incidente di Chernobyl, dove tra i radionuclidi volatili e pericolosi che sono stati sparsi su lunghe distanze, c'erano 131I e gli isotopi del cesio, in particolare 137C con il suo tempo di dimezzamento più lungo, mentre, nella zona vicina, principalmente entro il confine di 30 km, sono state trovate le principali quantità di radioelementi di stronzio e trans-plutonio.

I problemi associati al comportamento di questi e di altri radionuclidi sono stati particolarmente complicati dopo l'incidente di Chernobyl. Sono stati studiati sperimentalmente e teoricamente per le diverse direzioni di diffusione dei detriti radioattivi. A causa delle situazioni meteorologiche estremamente complicate che hanno prevalso e del fatto che le emissioni di radioattività sono durate per dieci giorni, le configurazioni dei regimi di ricaduta radioattiva sia da vicino che da lontano erano molto intricate (vedi Fig. 5.13).

Il frazionamento dei radionuclidi in diverse direzioni dei modelli di fallout risultanti da diverse emissioni di radioattività dal reattore era molto diverso. All'inizio, la prima parte dei radionuclidi era solo debolmente frazionata, essendo simile a quella accumulata nel reattore (f137,144 ~" 1.0) (vedi Fig. 5.14). In direzioni diverse dalle aree a sud, il frazionamento dei prodotti volatili rispetto ai nuclidi refrattari era molto ampio (f137,144 ha raggiunto valori di 25-35). In direzione sud, dove il fallout si è verificato tra il 30 aprile e il 1° maggio 1986, f137.144 si è avvicinato di nuovo all'unità (Izrael et al., 1990).

A grandi distanze nelle direzioni nord e nord-est (nelle regioni di Gomel, Mogilev e Tula), si formarono "punti caldi di cesio" con un contenuto predominante del radionuclide 137Cs nella miscela di fallout ed enormi valori numerici dei coefficienti di frazionamento dei radionuclidi volatili, con valori di fi,95 per 131I fino a 200-290, per 110mAg fino a 100-190, per 125Sb fino a 150-250 e per 137C fino a 170-370 (Izrael et al. , 1990). Coefficienti di frazionamento simili sono stati osservati per le 137C anche a distanze molto grandi, cioè per molti paesi in Europa (De Cort et al., 1998). Come si vede da questi dati, la mobilità dei radionuclidi è stata determinata in modo significativo dal loro frazionamento.
 

3. Solubilità e accessibilità biologica

Come già detto, la migrazione e la mobilità dei radionuclidi dipendono in modo significativo dalla solubilità dei radionuclidi. Qui si dovrebbe distinguere tra la solubilità dei radionuclidi, descritta come il trasferimento diretto da una particella radioattiva o da un campione solido in forma acquosa, e la solubilità "integrale" che è la capacità di un radionuclide di trasferirsi nella fase liquida (tenendo conto del tempo che rimane in questa fase e anche delle reazioni di scambio ionico), quest'ultima determina la mobilità dei nuclidi nell'ambiente naturale su grandi distanze, compresa la migrazione delle particelle radioattive, ecc. È ovvio che la solubilità dei radionuclidi determina in larga misura l'accessibilità biologica, cioè il trasporto lungo le catene alimentari e l'assorbimento da parte degli animali e/o degli organismi umani.

Di seguito si considerano i dati disponibili sulla solubilità e l'accessibilità biologica dopo alcune esplosioni nucleari e incidenti (Izrael, 1996b, 1973; Izrael et al., 1990; Aleksakhin e Korneev, 1991, ecc.) Se il materiale che comprende le particelle sottostanti è praticamente insolubile in acqua e acidi deboli (ad es. SiO2), allora, sulla base del livello di copertura superficiale delle particelle NSi(t, r), si può fare una stima della frazione del nuclide che è soggetta a "lisciviazione". Questa porzione può essere considerata come una misura dell'ampiezza dell'accessibilità biologica ed è determinata dal quoziente dell'accumulo relativo di questo nuclide dalle particelle radioattive dell'esplosione da parte di un sistema biologico rispetto all'accumulo relativo dello stesso nuclide dalla soluzione. L'entità dell'accessibilità biologica per 90Sr su queste particelle risulta essere praticamente uguale a quella porzione di 90Sr che è solubile in 1N HC1, cioè si avvicina alla frazione di 90Sr depositata sulle superfici delle particelle dopo che queste si sono solidificate. Si può quindi immaginare che il valore massimo del coefficiente di accessibilità biologica del nuclide  i-esimo coincida qualitativamente con la frazione del nuclide situata sulle superfici delle particelle di una data dimensione (cioè che si è depositata dopo la solidificazione delle particelle) se la sostanza sottostante è praticamente insolubile in acqua o in acidi deboli. Così, il coefficiente di accessibilità biologica per le esplosioni nucleari atmosferiche (Izrael, 1973) è

dove           

sono, rispettivamente, le distribuzioni di un radionuclide sulla superficie e nel volume di una particella di dimensione d, essendo il tempo di solidificazione delle particelle. 90Sr che si associa alle particelle di grandi dimensioni è più solubile della somma dei frammenti di fissione, quest'ultima non essendo grande, e la porzione solubile è più piccola di quella delle particelle fini provenienti da esplosioni di terra e di torri. La solubilità dei nuclidi nelle particelle che seguono le esplosioni più potenti è la più bassa. La solubilità delle particelle refrattarie delle esplosioni in aria anche in 6N HC1 non supera di diversi punti percentuali. Non più del 2% dell'attività racchiusa in particelle di dimensioni superiori a 50 um era presente sulla superficie delle sfere vetrificate raccolte nel sito di prova del Nevada. Tra queste particelle, i principali contribuenti dell'attività lisciviata appartenevano a nuclidi di iodio, cesio, stronzio e bario, cioè i nuclidi aventi predecessori volatili (o gassosi).

Le figure 8.1 e 8.2 mostrano la dipendenza di bi(t, ti, d) dalle dimensioni delle particelle di quasi ricaduta dopo un'esplosione al suolo per 90Sr, 89Sr (Fig. 8.1), 103Ru, 131I e 132Te (Fig. 8.2) (for ti = 7 s, cioè il tempo di indurimento delle particelle dopo un'esplosione di 20kt).

La dipendenza dei coefficienti medi di frazionamento e dell'accessibilità biologica per una miscela di prodotti radioattivi nel modello di ricaduta locale da un'esplosione nucleare in funzione del tempo è mostrata in Fig. 8.3. Dopo le esplosioni sotterranee, i nuclidi sulle superfici delle particelle (volatili o con predecessori volatili) si trasferiscono in soluzione alla prima occasione.

Fig. 8.1. Dipendenza dei coefficienti di accessibilità biologica per 89Sr, 90Sr dalla dimensione delle particelle per le esplosioni al suolo.

Fig. 8.2. Dipendenza dei coefficienti di accessibilità biologica per 103Ru, 131I e 132Te dalle dimensioni delle particelle per le esplosioni al suolo.

 

Fig. 8.3. Dipendenza dei coefficienti integrali di frazionamento fr,95(t) e delle accessibilità bi(t) bi bi(t) di una miscela di prodotti radioattivi nel modello di fallout close-in al tempo t dopo un'esplosione nucleare a terra.

Dopo l'esplosione di "Sary-Uzen 1003", condotta dall'ex URSS, diversi campioni di fallout prelevati nella zona vicina sono stati trattati con acqua distillata e si è scoperto che i nuclidi 89Sr, 90Sr, 140Ba, 103Ru, 106Ru e 125Sb andavano principalmente in soluzione (lo stesso è stato osservato per i campioni prelevati nel cratere). In media, dai dati relativi a 20 campioni prelevati da diverse parti della ricaduta dalla nube di base, è stato rilevato che le quantità disciolte in acqua erano, per 89Sr 70-90%, 90Sr 4-6%, 140Ba 0,5-2%, 103Ru e 106Ru 7-20% e 125Sb 1,5-7% a 7 giorni dall'esplosione. La solubilità di 89Sr e 90Sr aumentava quasi linearmente con la distanza e raggiungeva il 70-80%, dopo di che variava solo leggermente. I comportamenti di 140Ba, 103Ru e 106Ru erano simili a quelli di 89Sr e 90Sr a partire da una certa distanza dall'epicentro, la loro solubilità era rispettivamente del 20-30 e del 5-7%. Tutti i nuclidi esaminati potevano essere disposti in sequenza rispetto alla loro solubilità (Izrael et al., 1970b):
 

(la solubilità di 90Sr è presa come unità).
Si è notato che il coefficiente di dissoluzione dei nuclidi in acqua è diminuito con l'aumento delle dimensioni delle particelle.

La capacità di scambio ionico delle particelle del suolo o della roccia è determinata o dalla ritenzione di ioni carichi come risultato dell'attrazione superficiale o dallo scambio ionico interno diretto. Per molti minerali, entrambi i meccanismi funzionano. Utilizzando i dati sulla solubilità dei radionuclidi e sulle reazioni di scambio ionico, si può stimare la mobilità dei radionuclidi sia nel suolo che nelle acque superficiali.

Già nel maggio 1986, utilizzando i suddetti approcci per la contaminazione del terreno dopo l'incidente di Chernobyl, siamo stati in grado di ottenere previsioni preliminari favorevoli sulla contaminazione dei fiumi e dei bacini idrici locali per la successiva inondazione della primavera del 1987. Le previsioni non hanno superato le norme stabilite. Per questo lavoro sono stati utilizzati i coefficienti ottenuti in precedenza per la migrazione dei radionuclidi nelle acque sotterranee (Izrael, 1974).

Apparentemente, il calcolo del deflusso della radioattività da terreni contaminati, basato sull'uso dei coefficienti di distribuzione per le acque sotterranee, può dare risultati leggermente sottostimati, ma può comunque essere utilizzato per stime approssimative.

Le possibilità di migrazione di prodotti radioattivi nelle acque sotterranee, dopo esplosioni nucleari, sono state valutate in Izrael (1974). Qui, le equazioni per lo scambio ionico includono la costante Kd , chiamata coefficiente di distribuzione. Ciò si riferisce al rapporto tra gli ioni legati nella fase solida e il numero in soluzione acquosa. I Kd valori cambiano per diversi minerali e nuclidi nell'intervallo 101 -105 . Quelli con i coefficienti Kd  più piccoli sono il rutenio seguito da stronzio, cesio, cerio e plutonio. I valori medi di Kd  per i nuclidi (determinati nella ricaduta di esplosioni nucleari) ammontano a 102-103 , con valori di stronzio di 10-2 • 103 , per il cesio di 102 -104 (a volte 105 ) e cerio di 104 - 2 • 105 . Il valore medio di Kd  per i prodotti di fissione dopo circa un anno è stimato a 370 (chiaramente, per il trizio, Kd = 0).

 

Secondo i dati di Aleksakhin e Korneev (1991), i valori Kd (determinati nella ricaduta dopo l'incidente di Chernobyl) ammontavano a 2 • 103 per lo stronzio , 10-5 • 104 per il cesio, 6,0-6 • 103 per il cerio e 50-6 • 103 per lo zirconio (i valori Kd più bassi sono per i terreni sabbiosi). Pertanto, i processi di scambio ionico riducono i potenziali rischi di contaminazione delle acque sotterranee e superficiali a causa (i) della diminuzione della velocità di trasporto ionico rispetto alla velocità dell'acqua e (ii) della diminuzione della concentrazione nel corso della migrazione.

 

La velocità di flusso, Fa , di una data sostanza con acque sotterranee può essere espressa dall'equazione

dove Fw è la velocità del flusso dell'acqua, p è il rapporto tra il peso del minerale e quello dell'acqua per unità di volume del minerale dato; di solito p = 4-5. Si può vedere da questa formula che qualsiasi flusso ionico con l'acqua sotterranea sarà centinaia o migliaia di volte inferiore alla velocità del flusso dell'acqua. Anche a velocità relativamente elevate di Fw (circa 10 m/giorno), la migrazione di 90Sr su una distanza di 1 km richiederà decenni.

 

Dopo l'incidente di Chernobyl, sono state perforate decine di pozzi di controllo su distanze di diverse centinaia di metri (fino alla profondità della falda acquifera). Le osservazioni delle concentrazioni di  90Sr nell'acqua di questi pozzi, effettuate in un periodo di un anno e mezzo dopo l'incidente, non hanno superato i livelli di fondo (pre-Chernobyl), confermando così le stime di cui sopra (la concentrazione di 90Sr in i pozzi a 150 m di distanza dal bacino di raffreddamento sono risultati pari a 266,4 mBq / 1 (7,2 • 10-12 Ci / 1) quando i valori ammessi sono 14,8 Bq / 1 (4 x 1010 Ci / 1).

 

Il dilavamento dei radionuclidi 134.137Cs, 106Ru, 125Sb e 144Ce dalle acque alluvionali dopo l'incidente di Chernobyl, rispetto ai dati per le esplosioni nucleari, è stato studiato nel marzo-aprile 1987. Cinque bacini idrografici di diverse dimensioni (0,1-60 km2 ) e con diverse condizioni paesaggistiche e topografiche sono state scelte sul lato destro del fiume Dnepr (la regione di Kiev). Sono stati inoltre studiati altri tre bacini idrografici situati sulla sponda sinistra del fiume Dnepr (regione di Gomel) (Izrael et al., 1988). I coefficienti di washout sono stati definiti come:

 

 

 

 

Tabella 8.2 - Coefficienti di dilavamento mi dei radionuclidi durante l'alluvione primavera nel 1987, dopo l'incidente di Chernobyl

 

dove A i è l'attività totale dell'i- esimo radionuclide svolta nell'area spartiacque dalle acque di piena per il periodo di tempo (tl , t2 ); Q i è la quantità dell'i- esimo radionuclide distribuito nell'area dello spartiacque. I coefficienti di lavaggio risultanti sono mostrati nella Tabella 8.2. Da notare che, negli spartiacque bielorussi, la maggior parte dell'attività di deflusso era attribuibile ai radioisotopi 134Cs e 137Cs.

 

I dati della Tabella 8.2 indicano una significativa dispersione dei valori mi nel deflusso delle piene, a seconda dell'ecologia paesaggistica e delle condizioni orografiche. I valori più alti di mi (0,1n%) sono stati ottenuti negli spartiacque bielorussi n. 6, 7 e 8 con il massimo deflusso e nel sito edificato n. 4 con la più alta erosione antropica della copertura del suolo. Il valore più basso di mi si trovava sullo spartiacque boscoso n. 1 (una gola della foresta) con i suoi bassi valori di deflusso e le condizioni più favorevoli per la fissazione dei radionuclidi da parte dello strato di suolo. Sugli spartiacque della regione di Kiev (nn. 1-5), 106Ru e 125Sb erano i nuclidi che migrarono più estesamente.

 

4. Contaminazione radioattiva della vegetazione e dati sperimentali sull'assorbimento di radionuclidi da parte di esseri umani e animali

 

Il trasporto del vento atmosferico, la migrazione nei materiali del suolo e quindi la ridistribuzione dei prodotti radioattivi sono di notevole importanza nella contaminazione della vegetazione. Questo problema è stato studiato in precedenza per le esplosioni nucleari. I risultati delle indagini sul contenuto di radionuclidi della vegetazione coltivata in una zona steppa secca dell'area di ricaduta di un'esplosione nucleare sotterranea craterizzata (esplosione di Sary-Uzen, 1003, URSS) sono presentati in Izrael et al. (1970b). La composizione dei radionuclidi della vegetazione differiva da quella del suolo, in particolare nella zona vicina, dove la vegetazione era esaurita in 95Zr e 144Ce e arricchita in 90Ru e 105Ru.

 

Il contenuto di radionuclidi delle piante dipende dalle strutture delle loro caratteristiche fuori terra. Le piante con superfici fortemente sezionate e ruvide di steli e foglie sono contaminate molte volte di più rispetto a quelle con superfici lisce e bassi rapporti tra superficie e biomassa. Pertanto, la contaminazione della vegetazione sui pascoli è di circa un ordine di grandezza maggiore rispetto alle aree di fienagione. Nella zona delle steppe aride, l'assorbimento di nuclidi da parte delle piante (nel primo anno dopo un incidente) avviene in gran parte attraverso le loro parti in superficie; il contributo delle radici e del suolo è trascurabile. Martin (1965) ha presentato i risultati delle indagini sull'assorbimento di radionuclidi da parte della vegetazione cresciuta su un suolo dalla massa del suolo dell'esplosione "Sedan". Le piante hanno fortemente concentrato gli isotopi del tungsteno attraverso il sistema radicale e in misura minore 46Sc, 54Mn e 88Y e i detriti di fissione di 89Sr, 90Sr, 95Zr, 106Ru, 125Sb, 137Cs e 144Ce. L'assorbimento in un terreno acido era inferiore a quello in un terreno neutro o alcalino.

 

Indagini più ampie sulla mobilità e l'accessibilità biologica dei radionuclidi, in particolare iodio-131, cesio-137 e stronzio-90, sono state condotte nelle aree contaminate in prossimità dell'incidente degli Urali meridionali del 1957 e di nuovo dopo l'incidente di Chernobyl del 1986 (Aleksakhin e Korneev, 1991; Izrael et al., 1990; e molti altri). Questi dati sono estremamente cruciali per la corretta organizzazione delle misure di riabilitazione nelle aree contaminate, per la decontaminazione radiologica, per la gestione economica, soprattutto dei settori agricolo e industriale, e per le misure civili necessarie per garantire la sicurezza e il benessere delle persone che vivono in queste aree.

 

5. Problemi di riabilitazione di aree contaminate. Radioecologia agraria

 

Uno dei principali problemi nelle aree contaminate, oltre ad evitare alte dosi di radiazioni esterne alla popolazione, è la difficoltà associata alla produzione sicura di colture agricole che soddisfano gli standard di sicurezza radiologica. La dose di radiazioni interne in tali aree, a causa dell'assorbimento di radionuclidi da parte dell'uomo attraverso la catena alimentare, può superare la dose di irradiazione esterna totale fino al 50%. La modifica della dose esterna (mediante la pulizia dell'area e il cambiamento del comportamento umano) è possibile ma non nella stessa misura che attraverso la regolazione della dose interna mediante modifiche al carattere economico e riabilitazione delle zone contaminate. Con la riabilitazione è importante tener conto dei fattori radiologici (garantendo la sicurezza dalle radiazioni degli esseri umani), dei fattori economici (valutazioni dell'opportunità di eventuali spese) e dei fattori socio-psicologici (in particolare, diminuzione o completa rimozione la radiofobia delle persone che vivono nel territorio contaminato).

 

Uno schema concettuale per la riabilitazione dei terreni agricoli esposti a contaminazione radioattiva è mostrato nella Tabella 8.3 (Aleksakhin et al., 1994). Come si è visto nello schema, la riabilitazione del settore agricolo nelle aree contaminate può essere totale o parziale. Per la parziale riabilitazione dei terreni agricoli, è stata sviluppata e ampiamente utilizzata una serie di misure protettive e riparatrici sui territori degli Urali meridionali (incidente di Kyshtym) e dopo l'incidente di Chernobyl. In tali casi, è stata prestata particolare attenzione all'effetto del cambiamento temporale della mobilità biologica dei radionuclidi nel sistema "suolo-pianta-animale-uomo".

 

Man mano che i radionuclidi nel fallout si accumulano sulla superficie terrestre, alcuni vengono assorbiti dal suolo e, nella situazione in cui cadono sulla superficie di un corpo idrico, vengono infine assorbiti dai limo di fondo. L'assorbimento fissa i radionuclidi negli orizzonti superiori del suolo, creando una fonte di radioattività a lunga durata per l'assorbimento delle radici e l'accumulo da parte delle piante. D'altra parte, questo assorbimento sul suolo fissa i radionuclidi in modo tale che la loro assimilazione attraverso gli apparati radicali è limitata.

 

Tabella 8.3 - Schema concettuale per la riabilitazione di terreni agricoli esposti a contaminazione radioattiva

 

 Il comportamento dei radionuclidi è determinato dalla sua distribuzione tra la fase solida e quella liquida come risultato di processi come l'assorbimento-desorbimento dei radionuclidi e la coagulazione-peptizzazione dei colloidi (Aleksakhin e Korneev, 1991). Come notato in precedenza, la distribuzione dei radionuclidi tra la fase solida e quella liquida è caratterizzata dal coefficiente di distribuzione Kd . Alcune proprietà dei terreni e le proprietà fisico-chimiche dei radionuclidi e degli elementi chimici presenti, nonché le caratteristiche delle micro e macro miscele di accompagnamento, determinano la distribuzione tra le fasi solida e liquida e il loro ulteriore comportamento nel suolo e sistemi "suolo-pianta". Dopo che è stato raggiunto lo scambio isotopico completo nel terreno, i radionuclidi e i loro isotopi stabili si comportano in modo identico.

 

Gli elementi chimici esaminati sono stati divisi in quattro gruppi: (i) molto lenti - Zn, Cd e Co; (ii) movimento lento - Y, Ce, Fe, Zr e Nb; (iii) mobile - Na, Rb, Sr e Ru; (iv) altamente mobile - anioni S e I (Aleksakhin e Korneev, 1991). Qui vengono presentate alcune delle caratteristiche comportamentali dei radionuclidi radiologicamente significativi insieme ai loro analoghi stabili nel suolo (Aleksakhin e Korneev, 1991).

 

Stronzio. Il fissaggio e la distribuzione di 89Sr e 90Sr nei suoli sono determinati in gran parte dal comportamento regolare di Sr stabile; il meccanismo principale per l' assorbimento di 90Sr da parte della fase solida dei terreni è lo scambio ionico. La calcinazione dei terreni acidi e l'introduzione di fosfati di potassio aumentano la forza della fissazione 90Sr da parte dei terreni e ne favoriscono il passaggio dalle fasi idrosolubili e scambiabili a quella non scambiabile.

 

Cesio. Una caratteristica forte del comportamento del nuclide di cesio è la sua tendenza ad essere assorbito in modo non scambiabile dalla fase solida del suolo insieme ad un'affinità generale per il legame scambiabile con ioni. L'assorbimento di 137Cs dal suolo è sostanzialmente influenzato dal contenuto di potassio come la sostituzione dei cationi scambiabili del terreno da assorbimento diminuito sostanzialmente dal potassio del 137Cs . Maggiore è il contenuto di cesio stabile in un terreno, minore è la quantità di 137Cs che viene assorbita dal suolo.

 

Cerio. Nelle soluzioni acide del terreno, 144Ce è in forma cationica ed è praticamente totalmente assorbito dalla fase solida del terreno. Con l'aumento del pH, l' assorbimento di 144Ce diminuisce.

 

Rutenio. Quando il pH della soluzione del terreno aumenta, aumenta anche l' assorbimento di 106Ru da parte della fase solida del terreno. 106Ru assorbito dal suolo non entra in reazioni di scambio ionico e le forme anioniche di 106Ru sono più mobili.

 

Zirconio. Zr si muove lentamente.

 

Bario. Ba è correlato a quegli elementi che sono piuttosto mobili nel suolo.

 

Lantanio. Nei terreni, La è in forma lenta.

 

Cobalto. Sotto forma di complessi cationici, è quasi totalmente assorbito dalla fase solida dei terreni; le forme anioniche sono più mobili.

 

Radionuclidi transuranici (TUE). È stato notato che i microrganismi esercitano una grande influenza sul fissaggio e sulla distribuzione degli elementi transuranici nei suoli.

 

Nettunio. Tra i TUE, Np possiede di gran lunga la maggiore solubilità nel suolo e la massima mobilità.

 

Plutonio. In una soluzione di terreno, Pu è principalmente presente come particelle in forme idrolizzate con ampi limiti di dispersione. Nel sistema "suolo-acqua", Kp  è pari a 250 - 4 x 106 .

 

Americio e curio. Il principale fattore che influenza il comportamento di questi radionuclidi nel suolo è l'idrolisi. Gli idrossidi di Am e Cm hanno una maggiore solubilità rispetto agli idrossidi Pu e questi elementi sono inoltre caratterizzati da una maggiore mobilità nei terreni.

 

È chiaro che il problema dell'accessibilità biologica dei radionuclidi può essere risolto solo se viene esaminata l'intera catena di transizioni e trasformazioni di radionuclidi, compreso il passaggio più importante dell'assorbimento di radionuclidi da parte degli esseri viventi. Per quanto riguarda l'assorbimento da parte delle piante, i radionuclidi possono provenire dal suolo o direttamente per via atmosferica, cioè da ricadute radioattive atmosferiche e/o per trasporto del vento.

 

Il grado di assorbimento dei radionuclidi da parte delle piante dal suolo dipende dalle proprietà fisico-chimiche dei radionuclidi nonché dalle caratteristiche agrochimiche dei suoli, dalle caratteristiche biologiche delle piante e dai metodi di coltivazione utilizzati. È importante tenere conto di tutti questi fattori per avere successo nella riabilitazione dei territori contaminati. Con questa conoscenza, il trasferimento di radionuclidi nelle piante può essere ridotto al minimo, riducendo così la loro incorporazione nelle catene alimentari e il loro assorbimento da parte degli organismi viventi. I radionuclidi più accessibili per l'assimilazione da parte delle piante sono quelli che arrivano attraverso l'atmosfera e che tendono a risiedere negli strati dei suoli a disposizione delle piante. Con il passare del tempo, è stato osservato per 137Cs che il suo assorbimento da parte delle piante tende a diminuire.

 

I valori del coefficiente di accumulo, Ka , nelle piante (cioè, il rapporto tra il contenuto di radionuclidi per unità di massa della vegetazione e quello in quantità unitaria di suolo) o il coefficiente Ki [ il rapporto del contenuto di radionuclidi per una data massa della pianta (kg) e la densità di contaminazione per unità di superficie (m2 ) ] sono fortemente correlati con i coefficienti di distribuzione Kd per il suolo. Ciò indica la natura essenziale dell'influenza sia delle proprietà fisico-chimiche dei radionuclidi, che delle caratteristiche del suolo.

 

Tabella 8.4 - Coefficienti di accumulo di radionuclidi nel chicco di avena

 

A seconda delle proprietà del suolo e delle caratteristiche biologiche delle piante, l' accumulo di 89Sr e 90Sr oscilla in un ampio intervallo (30-400 volte). Così, per cereali / cereali, Ka pari a 0,6-2,8, mentre per tuberi e patate cime è 0,7-3,2 e 7,8-48 (Bq 90Sr / kg massa secca della pianta / kBq 90Sr / m2 ) . L'accumulo di 137Cs da parte delle piante cambia anche di fattori di 20-30 a seconda delle proprietà del suolo e di 10 volte in base alle caratteristiche biologiche delle piante. Il valore di Ka  per 137Cs per le piante agricole cambia da n • 10-3 a n • 10-1 (in media, di un fattore 5-10 volte inferiore a 90Sr).

 

I prodotti di fissione 91Y , 95Zr, 95Nb, 103Ru, 106Ru, 141Ce e 144Ce sono scarsamente accumulati negli impianti agricoli a causa del loro elevato assorbimento da parte del suolo, 106Ru e, soprattutto, 144Ce sono i meno accessibili a impianti. Tuttavia, l'assorbimento di questi radionuclidi da parte delle piante dal suolo sabbioso derno-podzolico ( Ka ~ 0,01) è molto maggiore di quello da un chernozem / terra nera ( Ka ~ 2 • 10-3 -6 • 10-4 ) (vedi Tabella 8.4). Tra le attività indotte, 65Zn è la più mobile e 60Co la meno.

 

Le concentrazioni di elementi transuranici nella frutta e grano sono 10 2 - 10 3 volte più piccolo di piante e verdure a foglia. L'accumulo degli elementi transuranici da parte delle piante diminuisce nell'ordine: Np> Am> Cm> Pu.

 

Secondo esperimenti di laboratorio, i coefficienti di accumulo di radionuclidi transuranici di piante sono nel range 10 -10 - 10 -3 . L'efficienza di ritenzione delle particelle da parte delle piante dall'assorbimento atmosferico aumenta al diminuire delle dimensioni delle particelle. La ritenzione di radionuclidi da parte delle piante erbacee raggiunge il 70-90%. Dopo che i radionuclidi si sono depositati sulla superficie della pianta, inizia la loro rimozione dal vento e dalle precipitazioni. Le perdite massime dei radionuclidi si verificano nei primi 2-3 giorni, con, durante la prima settimana, un tempo di sosta di 3-4 giorni. Nell'intervallo 7-34 giorni, il tempo di sosta è di circa 14 giorni. Fino al 70-90% delle perdite si verificano durante la prima settimana. A volte si verifica una contaminazione secondaria significativa attraverso la ridistribuzione del vento, ecc. Fino al 32-58% della C disponibile sulla superficie del terreno coltivabile viene assorbita dalle piante, non attraverso le radici ma attraverso la contaminazione secondaria.

 

In sintesi, quindi, si può affermare che i rischi posti dai radionuclidi derivati ​​da esplosioni nucleari e incidenti possono essere alterati in maniera significativa a seguito del loro frazionamento, trasporto e assorbimento biologico. Rimane quindi solo un piccolo numero di radionuclidi pericolosi per la vita. Ad esempio, tra i radionuclidi più pericolosi (per irraggiamento interno) rilasciati nell'atmosfera dall'incidente di Chernobyl sono stati 131I, gli isotopi del plutonio (soprattutto 241Pu), 144Ce, 106Ru, 90Sr, 140Ba , 137Cs, 132Te, 239Np e altri. Dopo aver considerato tutte le trasformazioni che avvengono al di fuori dei confini della vicina zona di ricaduta, l'elenco dei radionuclidi più pericolosi include: per l'incidente di Chernobyl - 131I e 137C; per le esplosioni nucleari - 131I, 90Sr e 137Cs e per l'incidente negli Urali meridionali (Kyshtym) - 90Sr. (Tabelle 8.5 e 8.6). Si vede dalla Tabella 8.6 che, dopo le esplosioni nucleari, 90Sr è il nuclide più pericoloso su lunghe distanze mentre, negli schemi a lunga distanza di Chernobyl, è 137Cs (un pericolo dieci volte maggiore).

 

Tabella 8.5 - Le principali caratteristiche dei radionuclidi rilasciati nell'incidente di Chernobyl (nota: DK Ba è la concentrazione ammissibile in atmosfera e DK Bw è la stessa per l'acqua)

 

 

A - - Trasferimento nella vegetazione dal suolo rispetto a 137Cs (media);

B - - Migrazione con acque superficiali e sotterranee (coefficiente di mobilità).

1 Ci = 37 GBq.

 

Tabella 8.6 - Pericolo relativo dei radionuclidi rilasciati dopo le esplosioni nucleari e l'incidente di Chernobyl per quanto riguarda il loro frazionamento, mobilità e accessibilità biologica

 

Nota: DK ba è la concentrazione ammissibile per l'atmosfera; DK bw è la concentrazione ammissibile per l'acqua.

 

 

6. Misure pratiche per il ripristino dei territori contaminati

 

6.1. Ripresa dell'attività economica dopo l'incidente degli Urali meridionali (1957)

 

Per la prima volta in assoluto, un progetto di ripristino su un terreno contaminato è stato eseguito su larga scala dopo l'incidente negli Urali meridionali (1957). La decontaminazione delle aree agricole produttive e degli insediamenti umani è stata perseguita per un periodo di 1-1,5 anni dopo l'incidente (Sokolov e Krivolutsky, 1993). Furono coinvolte truppe speciali dotate di macchinari specializzati, comprese le attrezzature per la lavorazione del suolo.

 

Nel 1958, dopo aver condotto un'indagine sui confini delle regioni contaminate e sul livello di contaminazione al loro interno, circa 106 x 103 ettari di terreno (55% agricolo, 30% arabile) furono sottratti all'uso economico. Una delle sfide acute che si sono presentate è stata quella di riabilitare il terreno e restituirlo a un rinnovato uso economico a livelli di 90Sr che non sarebbero più considerati pericolosi ( 90Sr è stato il principale radionuclide contaminante rilasciato da questo incidente). È stato scoperto che l' accumulo di 90Sr nelle piante dipende in modo cruciale dalle caratteristiche agrochimiche del suolo, in particolare dalla quantità di calcio non radioattivo scambiabile.

 

L'accumulo di 90Sr in un raccolto è stato previsto per mezzo di un indice generico, Ik , l'indice di Klechkovsky (Aleksakhin e Korneev, 1991), che è uguale al rapporto della concentrazione di 90Sr in una pianta (per unità di concentrazione di calcio) alla stessa funzione per la contaminazione del suolo (cioè, il rapporto tra la densità di contaminazione e il contenuto di calcio scambiabile nel suolo):

 

 

Si è scoperto che, a concentrazioni simili di contaminazione radioattiva, l'erba (fieno) era il più colpito di tutti i prodotti agricoli. Il 90Sr si accumula in misura minore nelle patate e nelle radici (altre colture e fagioli sono intermedi). I principi fondamentali per il riutilizzo dei terreni contaminati sono stati formulati tenendo conto di queste caratteristiche.

 

6.2. Sforzi urgenti di decontaminazione dopo l'incidente di Chernobyl

 

Come già notato, il primo passo da compiere nel ripristino di un'area è la sua decontaminazione, ovvero la rimozione e l'interramento del materiale radioattivo. La disattivazione urgente e la pulizia delle zone contaminate dopo l'incidente di Chernobyl sono state effettuate nel periodo maggio-settembre 1986 (Kuntsevich, 1993). Incluso in questi sforzi c'erano:

- Rimozione dello strato superiore di terreno contaminato;

- Schermatura delle radiazioni mediante pavimentazione dell'area con cemento o asfalto nonché copertura del suolo con ghiaia, detriti rocciosi, sabbia o terra pulita;

- Localizzazione di radionuclidi mediante cementazione / legatura di polveri con agenti speciali;

- Demolizione degli edifici più contaminati e interramento dei residui radioattivi che ne derivano.

 

La disattivazione di mezzi di trasporto, veicoli e macchinari non è discussa qui.

Le efficienze dei diversi mezzi di decontaminazione durante il primo periodo successivo all'incidente di Chernobyl sono indicate nei dati riportati nella Tabella 8.7. Durante questo periodo di decontaminazione, sono stati puliti ~ 200 km di strade, sono stati posati 34 x 103  m2 di cemento, sono state posate più di 20 x 103 t di asfalto, un'area maggiore di 106 m2 è stata ricoperta da detriti rocciosi e più di 2 x 106 m3 di terreno contaminato sono stati rimossi e sepolti in appositi siti di rifiuti.

 

Si proponeva di tagliare uno strato di terreno spesso 5-10 cm all'interno della zona ravvicinata allo scopo di seppellire i radionuclidi più pericolosi, il 239Pu, innanzitutto, essendo posto in trincee speciali, scavate a distanza di circa 100 m l'uno dall'altro. Poiché i terreni in questa zona (Polesje) sono sabbiosi e il loro strato attivo è molto sottile, questa proposta è stata accantonata. In realtà, questa opzione di smaltimento avrebbe comportato la privazione dell'intera zona della sua copertura del suolo, trasformandola così in una zona sabbiosa completamente aperta a tempeste di sabbia e polvere e quindi al trasporto dei materiali radioattivi che vi sarebbero stati sepolti.

 

6.3. Restauro di terreni agricoli e industriali dopo gli Urali meridionali e gli incidenti di Chernobyl

 

Quando si applicano tecniche di miglioramento del terreno per ridurre il contenuto di 90Sr nei prodotti agricoli, la tecnica di decontaminazione iniziale mediante interramento dello strato superiore del suolo si è rivelata la più efficiente.

 

Tabella 8.7 - Efficienza dei metodi di disattivazione

 ___________________________________________________________

Oggetto di disattivazione	Mezzi di disattivazione	Coefficente di disattivazione
Terreno altamente contaminato con livello di radiazione superiore a 1 R/h (*)	Rimozione dello strato superiore di terreno, posa di schermi in calcestruzzo	10 - 100
Strade sterrate	Degrado	10 - 100
Insediamenti e strade con una copertura dura	Lavorazione unica con soluzione di lavaggio Elaborazione in più fasi dallo stesso agente o argille	1.2 - 1.5 2 - 3
Zona costiera	Prevenzione della transizione dei radionuclidi in acqua mediante trattamento con assorbenti Prevenzione del trasporto di limo dall'area inter-torrente tra i fiumi Pripyat' e Dnieper mediante la costruzione di dighe e il filtraggio di dighe a cassettoni	10.5 10.5
Terreni agricoli	Riaratura, introduzione di sorbenti, fertilizzanti e sali di potassio	2 - 5
Siti polverosi a terra, territorio di centrali nucleari, strade	Localizzazione di radionuclidi nei siti polverosi mediante agenti speciali	10.0

______________________________________________________

*) 1 R/ora ~ 10 mGy/ora.

 

Dopo l'incidente negli Urali meridionali, l'utilizzo di appositi aratri ha permesso di seppellire lo strato contaminato fino ad una profondità di 30-40 cm e addirittura 30-70 cm (con una riduzione della concentrazione di 90Sr nello strato arato fino a 5-50 volte). In questo caso, il livello di accumulo di 90Sr nel frumento è diminuito del 75% e nelle patate del 99%.

 

L'effetto desiderato nella riduzione dell'assorbimento della radioattività è stato intensificato applicando fertilizzanti minerali allo strato arabile del suolo e mediante pretrattamento con calce dei terreni acidi. L'approccio zoologico al controllo dell'accumulo di 90Sr nel programma di produzione di bestiame era attraverso la selezione della razione di foraggio con un contenuto minimo di 90Sr e aumentando le aggiunte minerali di calcio al foraggio.

 

Per il processo di ripristino di terreni contaminati per l'utilizzazione economica ci vogliono molti anni (negli Urali del Sud, è stato possibile in venticinque anni per ritornare una superficie di più di 50 x 103 ettari per l'uso economico). Sono state adottate misure serie per ripristinare le terre contaminate per il ripristino delle attività forestali e di pesca. È stato ripristinato più dell'80% del terreno nelle aree di ricaduta degli Urali meridionali dove i livelli di contaminazione di 90Sr erano inferiori a 74 GBq/km2 (20 Ci/km2 ).

 

Il ripristino delle terre agricole e dei complessi industriali al loro stato normale è l'elemento più importante di riabilitazione poiché è proprio in questi sforzi che la maggior parte della dose di radiazioni alla popolazione si verifica dopo la contaminazione da un incidente nucleare. Il lavoro di Korneev et al. (1993) è stato tra i primi pubblicati su questo problema, presentato alla 1a Conferenza di tutta l'Unione sugli "Aspetti delle radiazioni dell'incidente di Chernobyl" (22-25 giugno 1988 a Obninsk, nell'ex URSS). Diversi periodi nell'organizzazione delle pratiche agricolo-industriali sono stati riconosciuti durante il periodo post-incidente, vale a dire:

 

- Organizzazione operativa del controllo delle radiazioni, selezione, classificazione e rifiuto di prodotti agricoli e foraggi altamente contaminati (10-12 giorni);

 

- Mappatura radiologica dei terreni contaminati, avvio delle misure di miglioramento del suolo, lavorazione tecnica speciale dei prodotti agricoli contaminati (2-3 mesi);

 

- Transizione dall'uso del concetto di smistamento alla produzione alimentare zonale; fondamento scientifico per un programma di gestione del complesso agricolo-industriale sul territorio contaminato (1,5-2 anni).

 

Successivamente è stato avviato un programma permanente di produzione "pulita" e, ove necessario, il riorientamento del complesso agricolo-industriale. Ovviamente, oltre alle caratteristiche di contaminazione da radionuclidi, sono stati studiati anche i parametri biogeochimici delle pratiche agricole e industriali nelle aree contaminate.

 

Va sottolineato che l'incidente di Chernobyl è avvenuto in un'area agricola all'interno di pianure boscose dove predominano i suoli sabbiosi-podzolici della foresta. La migrazione di 90Sr e 137Cs nella catena "suolo-pianta" procede piuttosto intensamente in tali suoli; e, da un punto di vista agricolo, il rilascio di radioattività è avvenuto in un periodo più sfavorevole, cioè la fine di aprile e l'inizio di maggio. Come sappiamo, quantità piuttosto significative di radionuclidi mobili, cioè 131I, 134Cs, 137Cs e 90Sr, sono penetrate nell'ambiente a seguito di questo incidente.

 

Le indagini hanno dimostrato che la contaminazione dei prodotti agricolo-industriali (al di là delle radiazioni gamma esterne e del possibile impatto di 131I  e 239Pu) è il più pericoloso degli effetti. Gli effetti delle radiazioni dirette su animali e piante hanno svolto un ruolo secondario. Pertanto, i principali sforzi per la riabilitazione e l'uso dei terreni contaminati sono stati diretti a limitare il trasferimento di radionuclidi in questi prodotti agricolo-industriali (prima di tutto rispetto a 137Cs poiché l'analisi radiologica aveva dimostrato che gli isotopi di cesio presentavano il rischio maggiore). Le bonifiche di prati e pascoli naturali sono state tra le azioni principali che hanno consentito la massima riduzione possibile del trasferimento di radionuclidi alle piante dal suolo. Il radicale miglioramento dei prati (es. Rifioritura con ribaltamento delle strisce, seguito da calcinazione e applicazione di fertilizzanti minerali) ha consentito una riduzione di 10-15 volte del contenuto di radionuclidi dell'erba. Qui, l'esperienza acquisita dall'incidente degli Urali meridionali è stata utilizzata al massimo grado.

Poiché, per l'incidente di Chernobyl, 137Cs era predominante nella miscela di radionuclidi a lunga vita, il fertilizzante di potassio ha giocato un ruolo importante nella riduzione del suo assorbimento da parte delle piante. La calcinazione dei suoli acidi e l'aggiunta di fertilizzanti azotati, potassici e fosforici hanno portato ad una diminuzione del 137Cs nelle piante da 1,5 a 3 volte. Certamente l'accumulo di radionuclidi nelle piante dipende dal tipo di suolo e dalle caratteristiche biologiche delle piante e di queste dovrebbe essere tenuto conto nelle misure di riabilitazione.

 

Il ripristino di prati e pascoli è una priorità assoluta poiché favorisce una diminuzione del contenuto di 137C nel latte (successiva per importanza è la carne). Un approccio efficiente a questo problema consiste nel convertire il latte in burro e nel nutrire gli animali con foraggio pulito nel periodo precedente la macellazione. Le misure intraprese nei primi due anni dopo l'incidente nei settori agricolo-industriali hanno comportato una riduzione di dieci volte la dose alla popolazione da esposizione interna. Negli ultimi anni sono apparsi mezzi sempre più nuovi, alcuni dei quali sono stati presentati in numerose conferenze (Izrael, 2000a & b; Zeevaert et al., 1997). Il loro utilizzo ha portato a un'efficienza ancora maggiore nelle misure di riabilitazione utilizzate per i terreni contaminati, in particolare nel settore agricolo industriale.

 

Conclusioni

 

In conclusione, va notato ancora una volta che un'enorme quantità di materiale sperimentale è stato raccolto, analizzato e generalizzato nella preparazione di questo libro e questo materiale è stato integrato da studi teorici sui processi di formazione e comportamento del fallout radioattivo a seguito di esplosioni atomiche e incidenti.

 

Il materiale che è apparso nella letteratura scientifica dagli anni '50 è stato accuratamente raccolto in questo libro. Si tratta di dati che non sono mai diventati obsoleti, in quanto sono dati reali ottenuti dopo i diversi test sulle armi nucleari. Dovremmo tenere presente, tuttavia, che, per la maggior parte, questi dati erano segreti all'inizio. I dati qui contenuti sono stati raccolti come risultato dell'uso di metodi di indagine sia teorici che di laboratorio, comprese le indagini gamma aeree della contaminazione dell'atmosfera e del terreno circostante. Qui sono stati applicati metodi molto fini di analisi di micro e macro oggetti (comprese le indagini sulle particelle di aerosol di frazioni di micron). Questi dati erano necessari per la comprensione dei processi di formazione delle particelle di aerosol, la loro distribuzione, per la previsione sia delle situazioni di radiazione che delle conseguenze radiologiche dei test di armi nucleari (sia entro i confini dei siti di prova che oltre) nell'atmosfera (comprese le esplosioni di superficie / suolo) e sotterranee (compresi i crateri).

 

La grande "svolta" nello scambio di informazioni sulla contaminazione ambientale avvenne durante gli incontri e i colloqui sovietico-americani (1969-1971) dedicati agli usi pacifici dell'energia nucleare. Allora divenne chiaro che sia gli scienziati sovietici che quelli statunitensi, usando metodi simili, avevano ottenuto dati molto simili sulla contaminazione radioattiva. A quel tempo, gli specialisti statunitensi sono stati in grado di accedere a dati aggiuntivi sul trasferimento di radionuclidi in mezzi acquosi in condizioni naturali, ovvero dati che non avrebbero mai potuto essere ottenuti da indagini nei suoli aridi del deserto del sito di test del Nevada.

 

Il libro contiene anche materiale importante sulla contaminazione radioattiva degli ambienti naturali dopo gli incidenti negli Urali meridionali (soprattutto nel 1957) e alla centrale nucleare di Chernobyl nel 1986.

 

I contenuti di base di questo libro sono stati dedicati al comportamento dei radionuclidi dal momento della loro generazione al loro ingresso in tutti i media naturali e, quindi, lungo le catene alimentari negli animali e negli esseri umani. L'enfasi è stata data al frazionamento dei radionuclidi e alla loro mobilità, a partire dalla loro distribuzione sui trasportatori di particelle aerosol alla loro solubilità e accessibilità biologica. Tutti questi dati sono necessari per comprendere e prevedere il loro trasporto e per la previsione delle dosi di radiazioni sia esterne che interne all'uomo. L'ultimo capitolo è stato dedicato alla disattivazione e riabilitazione dei territori contaminati per i quali sono particolarmente necessarie le migliori informazioni disponibili sulla mobilità dei radionuclidi.

 

Negli ultimi anni (in particolare, dopo l'incidente di Chernobyl), si sono tenute diverse conferenze e simposi internazionali in cui sono stati discussi in dettaglio gli aspetti radiologici delle conseguenze di esplosioni nucleari e incidenti. Da segnalare qui le conferenze dedicate all'incidente di Chernobyl, in particolare quelle a Minsk (Bielorussia) e Vienna, Austria (10 anni dopo Chernobyl), una serie di conferenze sui progetti RADTEST e RADLEG e le conferenze che sono state supportate dalla NATO. Gli atti di questi incontri (in realtà raccolte di documenti sui problemi legati all'energia nucleare) presentano dati interessanti sulle conseguenze radiologiche. Importanti contributi alle informazioni riguardanti la situazione delle radiazioni dopo l'incidente di Chernobyl sono stati presentati in due atlanti dettagliati: la contaminazione europea e russa delle terre da 137Cs e altri radionuclidi. Questi atlanti sono stati pubblicati nel 1998. Nell'aprile 2000, si è tenuta a Mosca la Conferenza internazionale "Radioattività dopo esplosioni e incidenti nucleari", che ha riunito molti partecipanti e suscitato grande interesse. Il primo volume, su un totale di tre (pubblicato nell'ottobre 2000 e curato da Yu.A. Izrael), contiene nuovo materiale sull'attuale situazione delle radiazioni nell'ambiente.

 

L'attuale pubblicazione, tuttavia, è l'unica monografia disponibile che riassume il materiale sostanziale sul fallout radioattivo dopo esplosioni nucleari e incidenti. Così, nel libro "Nuclear Test Explosions. Environmental and Human Impacts", pubblicato da JW Wiley (2000) e curato da Sir Frederick Warner e dal Prof. Rene JC Kirschmann, solo un capitolo è dedicato alla situazione delle radiazioni (con la partecipazione dell'autore). Questo libro è tradotto dal volume russo con lo stesso titolo, pubblicato a San Pietroburgo nel 1996, ma per questa edizione è stato integrato con nuovi dati pubblicati per il periodo fino alla fine del 2000.

 

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