Миграция радионуклидов стронция-90 в почвах различных типов Павлодарской области

дипломная работа: Экология

Документы: [1]   Word-121128.doc Страницы: Назад 1 Вперед

Содержание


Введение

1. Литературный обзор

1.1 Свойства радионуклида стронций-90

1.2 Накопление радионуклида стронция - 90 в почвах и растениях

1.3 Особенности миграции стронция-90 в окружающую среду

2. Характеристика Семипалатинского ядерного полигона, находящегося на территории Павлодарской области

3. Объект и методы исследования

4. Результаты исследования

4.1 Радиационные последствия атмосферных ядерных испытаний на территории Семипалатинского ядерного полигона, находящегося на землях Павлодарской области

4.2 Характеристика атмосферных ядерных взрывов, произведенных на испытательной площадке "Опытное поле»

Заключение

Список использованной литературы

Введение


Основным реальным источником радиоактивного загрязнения почвенно-растительного комплекса являются глобальные радиоактивные выпадения из атмосферы долгоживущих радионуклидов после ядерных испытаний, а также выбросы техногенных радионуклидов, связанные с работой предприятий ядерного топливного цикла.

Основным источником поступления радионуклидов в наземные пищевые цепи является почва. В результате выпадений радионуклиды поступают на земную поверхность, аккумулируются в почве, включаются в биогеохимические циклы миграции и становятся новыми компонентами почвы. Почва является наиболее важным инерционным звеном, и от скорости миграции радионуклидов в почве во многом зависят темпы их распространения по всей цепочке. В результате перемещения в почве и последующего корневого поглощения радиоактивные вещества поступают в части растений, представляющие пищевую или кормовую ценность

Sr-90 является ведущим с точки зрения радиационной опасности нуклидом на территории, подвергшейся радиоактивному загрязнению с периодом полураспада 28,6 года.

Имеются сведения, что миграционные свойства Sr-90 в почвенно-растительных комплексах существенно отличаются в зависимости от типа почв, механического состава и видовых различий растений. В связи с этим является актуальным вопрос выявления закономерностей миграции радионуклидов Sr-90 в биогеоценозах степной зоны, а также изучение "ияния физико-химических свойств почв на поступление Sr-90 в растения

В настоящее время и в перспективе особо остро встаёт проблема экологической безопасности окружающей среды, экологически безопасного природопользования при возрастающих антропогенных нагрузках.

Загрязнение системы "почва-растения-вода» различными химическими веществами, а главным образом твердыми, жидкими и газообразными отходами промышленности, продуктами топлива и т.д. приводит к изменению химического состава почв.

Техногенные выбросы радионуклидов в природную среду в ряде районов земного шара значительно превышают природные нормы.

До недавнего времени в качестве важнейших загрязняющих веществ рассматривались, главным образом, пыль, угарный и углекислый газы, оксиды серы и азота, углеводороды. Радионуклиды рассматривались в меньшей степени. В настоящее время интерес к загрязнению радиоактивными веществами вырос, в связи с факторами появления острых токсичных эффектов, вызванных загрязнением стронцием и цезием.

Радионуклиды по цепочке "почва - растение - животное» попадают в организм человека, накапливаются и оказывают не благоприятное воздействие на здоровье. Поэтому одной из задач современности является производство экологически "чистой» продукции.

Важнейшая проблема сельского хозяйства в условиях загрязнения почвы радиоактивными элементами - максимально возможное снижение поступления этих веществ в растениеводческую продукцию и предотвращение накопление их в организмах сельскохозяйственных животных. Решение этой задачи связано с комплексом мероприятий, которые необходимо проводить в сельском хозяйстве. Основание для проведения данных мероприятий является увеличение заболеваемости и смертности, врожденных уродств и населения, проживающего на загрязнённых территориях.

Вопрос об изменении ведения сельского хозяйства должен решаться в каждом конкретном случае с учётом всех обстоятельств на основе точной и достоверной информации в зависимости от типа почвы, её механического состава, водно-физических и агрохимических свойств и от степени загрязнённости территории.

Северная часть территории бывшего Семипалатинского испытательного полигона активно используется для сельскохозяйственной деятельности: выпаса скота, заготовки сена, производства зерновых культур и т.д. Вблизи этой местности проводили испытания боевых радиоактивных веществ, "ияние которых на окружающую среду и людей, занимающихся трудовой деятельностью на данном и прилегающем к нему участках мало исследованы.

Объектом исследования являются почвенно-растительные комплексы степной зоны, подверженные глобальным выпадениям радионуклидов. Изучалась миграция радионуклидов стронция-90 в почвах различных типов и накопление радионуклидов растениями степной зоны

Цель работы - изучение коэффициента перехода стронция-90 из почвы в растение на территории Семипалатинского полигона, находящегося на землях Павлодарской области

Задачи:

  • Оценить содержание стронция-90 в Павлодарской области
  • Проанализировать особенности накопление радионуклида стронция - 90 в почвах и растениях
  • Изучить особенности миграции стронция-90 в растения
  • Определить коэффициент перехода стронция-90 из почвы в растения

1 Литературный обзор


1.1 Свойства радионуклида Стронций-90


Стронций 90Sr - серебристый кальциеподобный металл, покрытый оксидной оболочкой, плохо вступает в реакцию, включаясь в метаболизм экосистемы по мере формирования сложных Са - Fe - Al - Sr - комплексов. Естественное содержание стабильного изотопа в почве, костных тканях, среде достигает 3,7 х 10-2 %, в морской воде, мышечных тканях 7,6 х 10-4 %. Биологические функции не выявлены; не токсичен, может замещать кальций. Радиоактивный изотоп в естественной среде отсутствует [1 , 43].

СтроМБнций тАФ элемент главной подгруппы второй группы, пятого периода периодической системы химических элементов Д. И. Менделеева, с атомным номером 38. Обозначается символом Sr (лат. Strontium). Простое вещество стронций (CAS-номер: 7440-24-6) тАФ мягкий, ковкий и пластичный щёлочноземельный металл серебристо-белого цвета. Обладает высокой химической активностью, на воздухе быстро реагирует с "агой и кислородом, покрываясь жёлтой оксидной плёнкой.

Новый элемент обнаружили в минерале стронцианите, найденном в 1764 году в свинцовом руднике близ шотландской деревни Строншиан, давшей впоследствии название новому элементу. Присутствие в этом минерале оксида нового металла было установлено почти через 30 лет Уильямом Крюйкшенком и Адером Кроуфордом. Выделен в чистом виде сэром Хемфри Дэви в 1808 году [2 , 46].

Содержание в земной коре тАФ 0,384 % в свободном виде стронций не встречается. Он входит в состав около 40 минералов. Из них наиболее важный тАФ целестин SrSO4. Добывают также стронцианит SrCO3. Эти два минерала имеют промышленное значение. Чаще всего стронций присутствует как примесь в различных кальциевых минералах.

Стронций содержится в морской воде (0,1 мг/л), в почвах (0,035 масс%).

В природе стронций встречается в виде смеси 4 стабильных изотопов 84Sr (0,56 %), 86Sr (9,86 %), 87Sr (7,02 %), 88Sr (82,56 %).[3 , 11].

Существуют 3 способа получения металлического стронция:

Основным промышленным способом получения металлического стронция является термическое восстановление его оксида алюминием. Далее полученный стронций очищается возгонкой.

Электролитическое получение стронция электролизом расплава смеси SrCl2 и NaCl не получило широкого распространения из-за малого выхода по току и загрязнения стронция примесями.

При термическом разложении гидрида или нитрида стронция образуется мелкодисперсный стронций, склонный к легкому воспламенению.

Стронций тАФ мягкий серебристо-белый металл, обладает ковкостью и пластичностью, легко режется ножом.

Полиморфен тАФ известны три его модификации. До 215оС устойчива кубическая гранецентрированная модификация (О±-Sr), между 215 и 605оС тАФ гексагональная (ОІ-Sr), выше 605оС тАФ кубическая объемно-центрированная модификация (Оі-Sr).

Температура плавления тАФ 768оС, Температура кипения тАФ 1390оС.

Стронций в своих соединениях всегда проявляет валентность +2. По свойствам стронций близок к кальцию и барию, занимая промежуточное положение между ними.

В электрохимическом ряду напряжений стронций находится среди наиболее активных металлов (его нормальный электродный потенциал равен тИТ2,89 В. Энергично реагирует с водой, образуя гидроксид: Sr + 2H2O = Sr(OH)2 + H2тЖС [4 , 21].

Взаимодействует с кислотами, вытесняет тяжёлые металлы из их солей. С концентрированными кислотами (H2SO4, HNO3) реагирует слабо.

Металлический стронций быстро окисляется на воздухе, образуя желтоватую плёнку, в которой помимо оксида SrO всегда присутствуют пероксид SrO2 и нитрид Sr3N2. При нагревании на воздухе загорается, порошкообразный стронций на воздухе склонен к самовоспламенению.

Энергично реагирует с неметаллами тАФ серой, фосфором, галогенами. Взаимодействует с водородом (выше 200оС), азотом (выше 400оС). Практически не реагирует с щелочами.

При высоких температурах реагирует с CO2, образуя карбид:


5Sr + 2CO2 = SrC2 + 4SrO (1)


Легко растворимы соли стронция с анионами Cl-, I-, NO3-. Соли с анионами F-, SO42-, CO32-, PO43- мало растворимы.

Основные области применения стронция и его химических соединений тАФ это радиоэлектронная промышленность, пиротехника, металлургия, пищевая промышленность.

Стронций применяется для легирования меди и некоторых ее сплавов, для введения в аккумуляторные свинцовые сплавы, для обессеривания чугуна, меди и сталей.

Стронций чистотой 99,99тАФ99,999 % применяется для восстановления урана [5 , 90].

Магнитотвёрдые ферриты стронция широко употребляются в качестве материалов для производства постоянных магнитов.

В пиротехнике применяются карбонат, нитрат, перхлорат стронция для окрашивания пламени в карминово-красный цвет. Сплав магний-стронций обладает сильнейшими пирофорными свойствами и находит применение в пиротехнике для зажигательных и сигнальных составов.

Радиоактивный 90Sr (период полураспада 28,9 лет) применяется в производстве радиоизотопных источников тока в виде титанита стронция (плотность 4,8 г/смВі, а энерговыделение около 0,54 Вт/смВі).

Уранат стронция играет важную роль при получении водорода (стронциево-уранатный цикл, Лос-Аламос, США) термохимическим способом (атомно-водородная энергетика), и в частности разрабатываются способы непосредственного деления ядер урана в составе ураната стронция для получения тепла при разложении воды на водород и кислород.

Оксид стронция применяется в качестве компонента сверхпроводящих керамик.

Фторид стронция используется в качестве компонента твердотельных фторионных аккумуляторных батарей с громадной энергоемкостью и энергоплотностью.

Сплавы стронция с оловом и свинцом применяются для отливки токоотводов аккумуляторных батарей. Сплавы стронций-кадмий для анодов гальванических элементов.

Радиационные характеристики приведены в таблице 1 [6 , 34].


Таблица 1- Радиационные характеристики стронция 90

Период

полураспада

Всасываемость,

%

Место накопления в организме

Время 2-х кратного снижения активности в организме

Среднее значение излучателей,

МЭВ

Средняя фоновая нагрузка,

сЗв (мбэр)

б

В

г

29,1 года

5

все тело, скелет

5700 сут

-

0,2-0,9

(1,1 в костной ткани)

-

Фоновое содержание в среде 0,045 Ки/км


В случаях попадания изотопа в окружающую среду поступление стронция в организм зависит от степени и характера включенности метаболита в почвенные органические структуры, продукты питания и колеблется от 5 до 30%, при большем проникновении в детский организм. Независимо от пути поступления излучатель накапливается в скелете (в мягких тканях содержится не более 1%). Выводится из организма крайне плохо, что ведет к постоянному накоплению дозы при хроническом поступлении стронция в организм. В отличие от естественных ОІ-активных аналогов (урана, тория и др.) стронций является эффективным в-излучателем, что меняет спектр радиационного воздействия, в том числе и на гонады, эндокринные железы, красный костный мозг и головной мозг. Накапливаемые дозы (фон) колеблется в пределах (до 0,2 х 10-6 мкКи/г в костях при дозах порядка 4.5 х 10-2 мЗв/год) [7 , 41].

Не следует путать действие на организм человека природного (нерадиоактивного, малотоксичного и более того, широко используемого для лечения остеопороза) и радиоактивных изотопов стронция. Изотоп стронция 90Sr является радиоактивным с периодом полураспада 28.9 лет. 90Sr претерпевает ОІ-распад, переходя в радиоактивный 90Y (период полураспада 64 ч.) Полный распад стронция-90, попавшего в окружающую среду, произойдет лишь через несколько сотен лет. 90Sr образуется при ядерных взрывах и выбросах с АЭС.

По химическим реакциям радиоактивный и нерадиоактивные изотопы стронция практически не отличаются. Стронций природный тАФ составная часть микроорганизмов, растений и животных. Независимо от пути и ритма поступления в организм растворимые соединения стронция накапливаются в скелете. В мягких тканях задерживается менее 1 %. Путь поступления "ияет на величину отложения стронция в скелете [8 , 43].

На поведение стронция в организме оказывает "ияние вид, пол, возраст, а также беременность, и другие факторы. Например, в скелете мужчин отложения выше, чем в скелете женщин. Стронций является аналогом кальция. Стронций с большой скоростью накапливается в организме детей до четырехлетнего возраста, когда идет активное формирование костной ткани. Обмен стронция изменяется при некоторых заболеваниях органов пищеварения и сердечнососудистой системы. Пути попадания:

  • вода (предельно допустимая концентрация стронция в воде в РФ тАФ 8 мг/л, а в США тАФ 4 мг/л)
  • пища (томаты, свёкла, укроп, петрушка, редька, редис, лук, капуста, ячмень, рожь, пшеница)
  • интратрахеальное поступление
  • через кожу (накожное)
  • ингаляционное (через воздух)
  • из растений или через животных стронций-90 может непосредственно перейти в организм человека.
  • люди, работа которых связана со стронцием (в медицине радиоактивный стронций используют в качестве аппликаторов при лечении кожных и глазных болезней. Основные области применения природного стронция тАФ это радиоэлектронная промышленность, пиротехника, металлургия, металлотермия, пищевая промышленность, пр-во магнитных материалов, радиоактивного тАФ пр-во атомных электрических батарей. атомно-водородная энергетика, радиоизотопные термоэлектрические генераторы и др.) [9 ,21 ].

Влияние нерадиоактивного стронция проявляется крайне редко и только при воздействии других факторов (дефицит кальция и витамина Д, неполноценное питание, нарушения соотношения микроэлементов таких как барий, молибден, селен и др.). Тогда он может вызывать у детей "стронциевый рахит» и "уровскую болезнь» тАФ поражение и деформация суставов, задержка роста и другие нарушения. Напротив, радиоактивный стронций практически всегда негативно воздействует на организм человека:

  • откладывается в скелете (костях), поражает костную ткань и костный мозг, что приводит к развитию лучевой болезни, опухолей кроветворной ткани и костей.
  • вызывает лейкемию и злокачественные опухоли (рак) костей, а также поражение печени и мозга

Изотоп стронция 90Sr является радиоактивным с периодом полураспада 28,79 лет. 90Sr претерпевает ОІ-распад, переходя в радиоактивный иттрий 90Y (период полураспада 64 часа). 90Sr образуется при ядерных взрывах и выбросах с АЭС [10, 46].

Стронций является аналогом кальция и способен прочно откладываться в костях. Длительное радиационное воздействие 90Sr и 90Y поражает костную ткань и костный мозг, что приводит к развитию лучевой болезни, опухолей кроветворной ткани и костей.

Попадая в почву, стронций-90 вместе с растворимыми соединениями кальция поступает в растения, из которых может непосредственно или через животных поступить в организм человека. Так создается цепь передачи радиоактивного стронция: почва - растения - животные - человек. Проникая в организм человека, стронций накапливается преимущественно в костях и подвергает, таким образом, организм длительному внутреннему радиоактивному воздействию. Результатом этого воздействия, как показывают исследования ученых, проведенные в опытах на животных (собаках, крысах и др.), является тяжелое заболевание организма. На первый план выступают повреждения кроветворных органов и развитие опухолей в костях. В обычных условиях "поставщиком» радиоактивного стронция являются экспериментальные взрывы ядерного и термоядерного оружия. Исследованиями американских ученых установлено, что даже малое лучевое воздействие, безусловно, вредно для здорового человека. Если же учесть, что и при крайне малых дозах этого воздействия наступают резкие изменения в тех клетках организма, от которых зависит воспроизводство потомства, то вполне понятно, что ядерные взрывы несут смертельную опасность еще... не родившимся! Свое название стронций получил от минерала - стронцианита (углекислой соли стронция), найденного в 1787 г. в Шотландии близ деревушки Стронциан. Английский исследователь А. Крофорд, изучая стронцианит, высказал предположение о наличии в нем новой еще не известной "земли». Индивидуальную особенность стронцианита установил также и Клапрот. Английский химик Т. Хоп в 1792 г. доказал наличие в стронцианите нового металла, выделенного в свободном виде в 1808 г. Г. Дэви [11 , 30].

Однако, независимо от западных ученых, русский химик Т.Е. Ловиц в 1792 г., исследуя минерал барит, пришел к заключению, что в нем, помимо окиси бария, в качестве примеси находится и "стронцианова земля». Чрезвычайно осторожный в своих заключениях, Ловиц не решился опубликовать их до окончания вторичной проверки опытов, требовавших накопления большого количества "стронциановой земли». Поэтому исследования Ловица "О стронциановой земле в тяжелом шпате», хотя и были опубликованы после исследований Клапрота, фактически же проведены раньше его. Они свидетельствуют об открытии стронция в новом минерале - сернокислом стронции, называемом теперь целестином. Из этого минерала простейшие морские организмы - радиолярии, акантарии - строят иглы своего скелета. Из иголочек отмирающих беспозвоночных образовались скопления и самого целестина


1.2 Накопление радионуклида стронция - 90 в почвах и растениях


Продовольственное и техническое качество продукции - зерна, клубней, масличных семян, корнеплодов, получаемой от облучённых растений, сколько- либо существенно не ухудшается даже при снижении урожая до 30-40 %.

Содержание белка и клейковины в зерне пшеницы, рассчитанное на единицу массы, не снижается, однако общий выход заметно уменьшается в результате больших потерь урожая зерна.

Содержание масла в семенах подсолнечника и лотса зависит от дозы облучения, получаемой растениями, и фазы их развития в момент начала облучения. Аналогичная зависимость наблюдается и по выходу сахара в урожае корнеплодов облучённых растений свеклы. Содержание витамина С в плодах томатов, собранных с облучённых растений, зависит от фазы развития растений в период начала облучения и дозы облучения. Например, при облучении растении во время массового цветения и начала плодоношения дозами 3 - 15 кР содержание в плодах томатов витамина С повышалось по сравнению с контролем на 3 - 25 %. Облучение растений в период массового цветения и начало плодоношения дозой до 10 кР затормаживает развитие семян у формирующихся плодов, которые обычно становятся бессемянными [12 , 5].

Аналогичная закономерность получена в опытах с картофелем. При облучении растений в период клубнеобразования урожай клубней при облучении дозами 7 - 10 кР практически не снижается. Если растения облучаются в более раннюю фазу развития, урожай клубней уменьшается в среднем на 30 - 50 %. Кроме того, клубни получаются не жизнеспособными из-за стерильности глазков.

Облучение вегетирующих растений не только приводит к уменьшению их продуктивности, но и снижает посевные качества формирующихся семян. Так при облучении вегетирующих растений не только приводит к уменьшению их продуктивности, но и снижает посевные качества формирующихся семян. Так при облучении зерновых культур в наиболее чувствительные фазы развития (кущение, выход в трубку) сильно снижается урожай, однако всхожесть получаемых семян существенно снижается, что даёт возможность не использовать их для посева. Если же растения облучают в начале молочной спелости (когда происходит формирование звена) даже в относительно высоких дозах, урожай зерна сохраняется практически полностью, однако такие семена не могут быть использованы для посева ввиду предельно низкой всхожести.

Таким образом радиоактивные изотопы не вызывают заметных повреждений растительных организмов, однако в урожае сельскохозяйственных культур они накапливаются в значительных количествах.

Значительная часть радионуклидов находится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, её гранулометрического состава, водно-физических и агрохимических свойств.

Основными радионуклидами, определяющими характер загрязнения, в нашей области является цезий - 137 и стронция - 90, которые по разному сортируются почвой. Основной механизм закрепления стронция в почве - ионный обмен, цезия - 137 обменной формой либо по типу ионообменной сорбции на внутренней поверхности частиц почвы [13 , 22].

Поглощение почвой стронция - 90 меньше цезия - 137, а следовательно, он является более подвижным радионуклидом.

В момент выброса цезия - 137 в окружающие среду, радионуклид изначально находится в хорошо растворимом состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсные частицы и т.д.)

В этих случаях поступления в почву цезий - 137 легкодоступен для усвоения растениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакции в почве, и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепления, радионуклид "стареет», а такое "старение» представляет комплекс почвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионуклида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов.

Механизм закрепления радиоактивных изотопов в почве, их сорбция имеет большое значение, так как сорбция определяет миграционные качества радиоизотопов, интенсивность поглощения их почвами, а, следовательно, и способность проникать их в корни растений. Сорбция радиоизотопов зависит от многих факторов и одним из основных является механический и минералогический состав почвы тяжёлыми по гранулометрическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий - 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность закрепления ими стронция - 90 и цезия - 137 повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией почвы.

Большему удержанию радиоизотопов в почве способствует наличие в ней химических элементов, близких по химическим свойствам к этим изотопам. Так, кальций - химический элемент, близкий по своим свойствам стронцию - 90 и внесение извести, особенно на почвы с высокой кислотностью, ведёт к увеличению поглотительной способности стронция - 90 и к уменьшению его миграции. Калий схож по своим химическим свойствам с цезием - 137. Калий, как неизотопный аналог цезия находится в почве в макроколичествах, в то время как цезий - в ультра микроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств цезия-137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элементов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия [14 , 55].

Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количество осадков).

Установлено, что стронций-90, попавший на поверхность почвы, вымывается дождём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает медленно и их основная часть находится в слое 0 - 5 см.

Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической особенности растений. На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых. Снижение кислотности почвы, как правило, способствует уменьшению размеров перехода радионуклидов в растения. Так, в зависимости от свойства почвы содержание стронция - 90 и цезия - 137 в растениях может изменяться в среднем в 10 - 15 раз.

А межвидовые различия сельскохозяйственных культур в накопление этих радионуклидов наблюдается зернобобовыми культурами. Например, стронций - 90 и цезий - 137, в 2 - 6 раз поглощается интенсивнее зернобобовыми культурами, чем злаковыми [15 , 21].

Поступление стронция-90 и цезия-137 в травостой на лугах и пастбищах определяется характером распределения в почвенном профиле.

В загрязнённой зоне, луга Рязанской области загрязнены на площади 73491 га, в том числе с плотностью загрязнения 1,5 Ки/км2 - 67886 (36 % от общей площади), с плотностью загрязнения 5,15 Ки/км2 - 5605 га (3%).

На целинных участка, естественных лугах, цезий находится в слое 0-5 см, за прошедшие годы после аварии не отмечена значительная вертикальная миграция его по профилю почвы. На перепаханных землях цезий - 137 находится в пахотном слое.

Пойменная растительность в большей степени накапливает цезий - 137, чем суходольная. Так при загрязнении поймы 2,4 Ки/км2 в траве было обнаружено Ки/кг сухой массы, а на суходольной при загрязнении 3,8 Ки/км2 в траве содержалось Ки /кг [16, 20].

Накопление радионуклидов травянистыми растениями зависит от особенностей строения дернины. На злаковом лугу с мощной плотной дерниной содержание цезия - 137 в фитомассе в 3 - 4 раза выше, чем на разнотравном с рыхлой маломощной дерниной.

Культуры с низким содержанием калия меньше накапливают цезия. Злаковые травы накапливают меньше цезия по сравнению с бобовыми. Растения сравнительно устойчивы к радиоактивному воздействию, но они могут накапливать такое количество радионуклидов, что становятся не пригодными к употреблению в пищу человека и на корм скоту.

Поступление цезия - 137 в растения зависит от типа почвы. По степени уменьшения накопления цезия в урожае растения почвы можно расположить в такой последовательности: дерново-подзолистые супесчаные, дерново-подзолистые суглинистые, серая лесная, чернозёмы и т.д. Накопление радионуклидов в урожае зависит не только от типа почвы, но и от биологической особенности растений.

Отмечается, что кальциелюбивые растения обычно поглощают больше стронция - 90,чем растения бедные кальцием. Больше всего накапливают стронций - 90 бобовые культуры, меньше корнеплоды и клубнеплоды, и ещё меньше злаковые [17 , 5].

Накопление радионуклидов в растении зависит от содержания в почве элементов питания. Так установлено, что минеральное удобрение, внесённое в дозах N 90, Р 90, увеличивает концентрацию цезия - 137 в овощных культурах в 3 - 4 раза, а аналогичные внесения калия в 2 - 3 раза снижает его содержание. Положительный эффект на уменьшение поступления стронция - 90 в урожай зернобобовых культур оказывает содержание кальций содержащих веществ. Так, например, внесение в выщелочный чернозём извести в дозах, эквивалентных гидролитической кислотности, уменьшает поступление стронция-90 в зерновые культуры в 1,5 - 3,5 раза.

Наибольший эффект на снижение поступления стронция - 90 в урожай растений достигает внесением полного минерального удобрения на фоне доломита. На эффективность накопления радионуклидов в урожае растений оказывают "ияние органические удобрения и метеорологические условия, а также и время их пребывание в почве. Установлено, что накопление стронция - 90, цезия - 137 через пять лет после их попадания в почву снижается в 3 - 4 раза [18 , 41].

Таким образом, миграция радионуклидов во многом зависит от типа почвы, её механического состава, водно-физических и агрохимических свойств. Так на сорбцию радиоизотопов "ияют многие факторы, и одним из основных являются механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по механическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий-137, закрепляются сильнее, чем лёгкими. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количества осадков).

Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической способности растений.

Радиоактивные вещества, попадающие в атмосферу, в конечном счете, концентрируются в почве. Через несколько лет после радиоактивных выпадений на земную поверхность поступления радионуклидов в растения из почвы становится основным путём попадания их в пищу человека и корм животным. При аварийных ситуациях, как показала авария на Чернобыльской АЭС, уже на второй год после выпадений основной путь попадания радиоактивных веществ в пищевые цепи - поступление радионуклидов из почвы в растения.

Радиоактивные вещества, попадающие в почву, могут из неё частично вымываться и попадать в грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживает попадающие в неё радиоактивные вещества. Поглощение радионуклидов обуславливает очень длительное (в течение десятилетий) их нахождение в почвенном покрове и непрекращающееся поступления в сельскохозяйственную продукцию. Почва как основной компонент агроценоза оказывает определяющее "ияние на интенсивность включения радиоактивных веществ в кормовые и пищевые цепи.

Поглощение почвами радионуклидов препятствует их передвижению по профилю почв, проникновению в грунтовые воды и в конечном счёте определят их аккумуляцию в верхних почвенных горизонтах.

Механизм усвоения радионуклидов корнями растений сходен с поглощением основных питательных веществ - макро и микроэлементов. Определённое сходство наблюдается в поглощении растениями и передвижения по ним стронция - 90 и цезия - 137 и их химических аналогов - кальция и калия, поэтому содержание данных радионуклидов в биологических объектах иногда выражают по отношению к их химическим аналогам, в так называемых стронциевых и цезиевых единицах.

Радионуклиды Ru-106, Ce-144, Co-60 концентрируются преимущественно в корневой системе и в незначительных количествах передвигаются в назёмные органы растений. В отличие от них стронций-90 и цезий-137 в относительно больших количествах накапливаются в наземной части растений [19 , 33].

Радионуклиды, поступившие в подземную часть растений, в основном концентрируются в соломе (листья и стебли), меньше - в мягкие (колосья, метёлки без зерна. Некоторые исключения из этой из этой закономерности составляет цезий, относительное содержание которого в семенах может достигать 10 % и выше общего количества его в надземной части. Цезий интенсивно передвигается по растению и относительно в больших количествах накапливается в молодых органах, чем очевидно вызвана повышенная концентрация его в зерне [20, 21].

В общем, накопление радионуклидов и их содержание на единицу массы сухого вещества в процессе роста растений наблюдается такая же закономерность, как и для биологически важных элементов: с возрастом растений в их надземных органах увеличивается абсолютное количество радионуклидов и снижается содержание на единицу массы сухого вещества. По мере увеличения урожая, как правило, уменьшается содержание радионуклидов на единицу массы.

Из кислых почв радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых, нейтральных и слабощелочных. В кислых почвах повышается подвижность стронция - 90 и цезия - 137 снижается прочность их растениями. Внесение карбонатов кальция и калия или натрия в кислую дерново-подзолистую почву в количествах, эквивалентных гидролической кислотности, снижает размеры накопления долгоживущих радионуклидов стронция и цезия в урожае.

Существует тесная обратная зависимость накопления стронция-90 в растениях от содержания в почве обменного кальция (поступление стронция уменьшается с увеличением содержания обменного кальция в почве).

Следовательно, зависимость поступления стронция-90 и цезия-137 из почвы в растения довольно сложная, и не всегда её можно установить по какому-либо одному из свойств, в разных почвах необходимо учитывать комплекс показателей.

Пути миграции радионуклидов в организм человека различны. Значительная их доля поступает в организм человека по пищевой цепи: почва - растения - сельскохозяйственные животные - продукция животноводства - человек. В принципе радионуклиды могут поступать в организм животных через органы дыхания, желудочно-кишечный тракт и поверхность кожи. Если в период

радиоактивных выпадений крупных рогатый скот находится на пастбище, то поступление радионуклидов может составить (в относительных единицах): через пищеварительный канал 1000, органы дыхания 1, кожу 0,0001. Следовательно, в условиях радиоактивных выпадений основное внимание должно быть обращено на максимально возможное снижение поступления радионуклидов в организм сельскохозяйственных животных через желудочно-кишечный тракт.

Так как радионуклиды, поступая в организм животных и человека, могут накапливаться и, оказывая неблагоприятное воздействие на здоровье и генофонд человека необходимо проводить мероприятия, снижающие поступление радионуклидов в сельскохозяйственные растения, снижение накопления радиоактивных веществ в организмах сельскохозяйственных животных.


1.3 Особенности миграции стронция-90 в окружающую среду


Радионуклид 90Sr характеризуется большей подвижностью в почвах по сравнению с 137Сs. Поглощение 90Sr в почвах в основном обусловлено ионным обменом. Большая часть задерживается в верхних горизонтах. Скорость миграции его по почвенному профилю зависит от физико-химических и минералогических особенностей почвы.

При наличии в почвенном профиле перегнойного горизонта, расположенного под слоем подстилки или дернины, 90Sr концентрируется в этом горизонте. В таких почвах, как дерново-подзолистая песчаная, перегнойно-торфянисто-глеевая суглинистая на песке, черноземно-луговая оподзоленная, выщелоченный чернозем, наблюдается некоторое увеличение содержания радионуклида в верхней части иллювиального горизонта.

В засоленных почвах появляется второй максимум, что связано с меньшей растворимостью сульфата стронция и его подвижностью. В верхнем горизонте он задерживается в солевой корке. Концентрирование в перегнойном горизонте объясняется высоким содержанием гумуса, большой величиной емкости поглощения катионов и образованием малоподвижных соединений с органическим веществом почв.

В модельных экспериментах при внесении 90Sr в разные почвы, помещенные в вегетационные сосуды, было установлено, что скорость его миграции в условиях опыта возрастает с увеличением содержания обменного кальция. Повышение миграционной способности 90Sr в почвенном профиле при увеличении содержания кальция наблюдалось и в полевых условиях. Миграция стронция-90 возрастает также с увеличением кислотности и содержания органического вещества [21 , 49].

В миграции 90Sr большую роль играет лесная растительность. В период интенсивных радиоактивных выпадений деревья выполняют роль экрана, на котором осаждались радиоактивные аэрозоли. Задержанные поверхностью листьев и хвои радионуклиды поступают на поверхность почвы с опавшими листьями и хвоей. Особенности лесной подстилки оказывают существенное "ияние на содержание и распределение стронция-90. В лиственных подстилках содержание 90Sr постепенно падает от верхнего слоя к нижнему, в хвойных происходит значительное накопление радионуклида в нижней гумусированной части подстилки.


(2)

Таблица 2 - Образование стронция 90

Радионуклид

Еb макс, МэВ

Еb ср, МэВ

Vb , яАе

90Sr

0,545

0,196

100

90Y

2,27

0,935

100


При делении 235U и 239Pu тепловыми нейтронами в реакторе 90Sr образуется с выходами 5,77 и 2,25 %. Значительные количества 90Sr (7,4 В· 1017 Бк) были выброшены в атмосферу при испытаниях ядерного оружия в 1945-1980 гг. [22 ,64 ].

При выбросах большая часть радионуклидов попадает в стратосферу (слой атмосферы, лежащий на высоте 10-50 км) и остается там в течение многих месяцев, медленно опускаясь и рассеиваясь по всей поверхности земного шара. Период полураспада 89Sr составляет 50,5 сут., и он, попав в стратосферу при ядерных взрывах, в основном там и распадается, не представляя такой большой радиационной опасности для землян, как 90Sr и 137Сs, которые, выпадая, загрязняют поверхность Земли на многие годы.

С другой стороны, при авариях на ядерных реакторах, таких, как на Чернобыльской АЭС, когда накопленная равновесная активность 89Sr в 10 раз превышает активность 90Sr, который из-за своего большого периода полураспада не успевает накопиться за 2-3 года работы реактора, ситуация меняется. Сразу после аварии на Чернобыльской АЭС активность выброшенных короткоживущих радионуклидов 89Sr была во много раз выше, чем 90Sr или 137Cs [23 , 89].

После испытаний ядерного оружия радиоактивные осадки состоят в основном из водорастворимых и способных к ионному обмену форм 90Sr, в то же время после аварии на Чернобыльской АЭС 90Sr нередко осаждался в формах устойчивых соединений.

При работе АЭС 90Sr, как и 137Cs, выброшенный в окружающую среду, в конечном итоге накапливается или в верхних слоях почвы в наземных системах, или в донных осадках природных водных резервуаров. При этом стронций мигрирует на очень малые расстояния, например на 1 см за несколько лет.

Проведенные в конце 1980-х гг. исследования невспаханных участков в Кыштыме, загрязненных в 1957 г. 90Sr и другими радионуклидами при взрыве отходов, показали, что 90Sr за этот период времени достиг глубины 15 см, и это означает, что скорость его миграции составила 0,5 см/г. Из почвы через корневую систему 90Sr выносится в растения и входит в состав зерна, бобов, моркови и других продуктов. Этот вынос определяется коэффициентом переноса (КП), который зависит от вида почв и рН среды.

С целью уменьшения выноса 90Sr из почвы в растения применяют вспашку почвы и внесение удобрений [24 ,12 ].

Наиболее эффективна глубокая вспашка, приводящая к погребению активности ниже того слоя, в котором находятся корни растений. В районах Южного Урала, загрязненных 90Sr после аварии в Кыштыме, были получены хорошие результаты при вспашке на глубину 50 см. Из данных таблицы следует, что действенной мерой, наряду с внесением с удобрениями N, P и К, является известкование почвы.


Таблица 3 - Некоторые характерные значения КП 90Sr из почвы в растение (Бк В· кг-1 сухой культуры/Бк В· кг-1 сухой почвы) (Пояснение. КП приводится для верхнего слоя глубиной 20 см, а значения для трав даны для верхнего слоя почвы глубиной 10 см)

Культура

Часть растения

Значение КП

1

2

3

Зерновые

Зерно

0,13

Фуражные

Масса

0,95

Травы

Масса

1,3

Бобы

Боб

1,2

Морковь

Корнеплод

0,46

Картофель

Клубень

0,17

Зеленые овощи

Масса

2,3


Таблица 4 - "ияние сельскохозяйственных контрмер на поглощение 90Sr луговыми растениями в окрестностях Гомеля (Белоруссия)

Контрмеры

кБк/кг сырой массы травостоя

1-й укос 1988 г.

1-й укос 1989 г.

1-й укос 1990 г.

Контрольные значения

9,25

3,33

2,33

Вспашка, внесение N, P, K

2,41

1,66

0,33

Вспашка, внесение N, P, K + цеолит (10 000 кг/га)

1,37

0,70

0,33

Вспашка, внесение N, P, K + фосфоритный гипс (5000 кг/га)

2,55

1,48

1,04

Вспашка, внесение N, P, K + известь (5000 кг/га)

1,3

0,67

0,56


Радиоактивный стронций поступает в организм человека через ЖКТ, легкие и кожу. Растворимые соединения стронция хорошо всасываются из ЖКТ, величина резорбции тАФ 0,1-0,6, и резорбция составляет менее 0,01 для плохо растворимых соединений. Стронций быстро всасывается из легких. Через 5 мин после интратрахеального введения в количестве 1,48 В· 104 Бк/г в легких остается 33,3 % введенного количества, через сутки тАФ 0,39 %. При нанесении изотопов стронция на кожу в количестве 2,4 В· 105 Бк/см2 фиксация активности происходит сразу же после загрязнения кожной поверхности [25, 31].

При резорбции стронция из ЖКТ важное значение имеют диета, химическое соединение радионуклида и физиологические факторы (возраст, лактация и беременность, состояние минерального обмена, нервной и эндокринной систем). Величина всасывания радионуклида из ЖКТ уменьшается с увеличением возраста, с повышением содержания кальция и фосфора в диете, при введении высоких доз тироксина. Прием альгината натрия за 20 мин до введения стронция понижает его содержание в крови в 8-10 раз, а лактоза, лизин и аргинин, наоборот, удваивают величину всасывания стронция из ЖКТ.

Независимо от пути и периодичности поступления в организм растворимых соединений радиоактивного стронция, он избирательно накапливается в скелете, а в мягких тканях задерживается менее 1 %. После внутривенного введения радиоактивного стронция в организм человека через 100 суток в нем останется 20 % от введенного количества, в то время как у обезьян тАФ 47 %, а у кроликов тАФ 7,5 %. Доля отложений стронция в скелете зависит от пути его поступления. При интратрахеальном поступлении депонируется 76 %, ингаляционном тАФ 31,6 %, внутрибрюшном тАФ 81,2 % и накожном тАФ всего 7 яАе [26 , 44].

В экспериментах на животных установлено, что при внутримышечном или пероральном введении радиоактивного стронция самкам в разные сроки беременности большая часть (50-70) его откладывалась в плодах в последние дни беременности. Распределение радиоактивного стронция в разных частях одной и той же кости и в разных костях неравномерное. Стронций откладывается в участках костей, обладающих наибольшей зоной роста, где происходит усиленное образование кости.

Учитывая функцию удержания и выведения и 90Sr через почки, Абрамов и Голутвина рассчитали дозу от этих радионуклидов на поверхности кости при однократном и хроническом введении радионуклидов в количестве 37 кБк/сут. Из таблицы видно, что при однократном введении радионуклидов стронция суммарная доза от 89Sr по прошествии нескольких периодов полураспада этого нуклида практически не возрастает, а доза от 90Sr, обусловленная суммой малых констант распада и биологического выведения, непрерывно увеличивается.

Таблица 5- Оцененная доза на поверхности кости при однократном и хроническом введении в организм радионуклидов 89Sr и 90Sr в количестве 37 кБк/сут.

Время после введения, сут.

Доза от 89Sr, мЗв

Доза от 90Sr, мЗв

Однократное введение

10

0,16

0,3

50

0,43

1,2

100

0,60

2,2

1000

0,70

13,0

10000

0,70

41,0

Хроническое введение

10

0,9

1,8

50

14,0

33,0

100

40,0

110,0

1000

650,0

7000,0


Предложена возрастная модель отложения стронция и других щелочноземельных элементов в кости человека во всем возрастном диапазоне, начиная с рождения. Показано, что ожидаемые эквивалентные дозы для костного мозга при поступлении 90Sr в первые месяцы после рождения на порядок выше, чем при поступлении в организм взрослого человека.

Выведение стронция из организма человека и животных происходит как с калом, так и с мочой. При пероральном поступлении большая часть стронция выделяется с калом. За 8 суток суммарное выделение 89Sr составляет 77,9 %, из них 5 % с мочой.

Установлено несколько периодов полувыведения 90Sr из организма. Короткий период полувыведения (2,5-8,5 сут.) характеризует выведение стронция из мягких тканей, длинный период (90-154 сут.) тАФ преимущественно из костей. При длительном пероральном или парэнтеральном введении в организм 90Sr период полувыведения из скелета значительно увеличивается, а начальный короткий период полувыведения отсутствует или очень мал. У человека и животных после однократного перорального поступления радионуклидов стронция с молоком во время лактации выделяется от 0,04 до 4 % на 1 л молока от введенного радионуклида; при хроническом поступлении 90Sr в организм с молоком выделяется 0,05-6,3 % на 1 л по отношению к дневной норме [27 , 44].

Введение остроэффективных количеств 90Sr вызывает развитие типичной острой лучевой патологии. Возникают выраженные изменения со стороны периферической крови: лейкопения, лимфопения, нейтропения, ретикулопения. Наблюдаются изменения красной крови, ускорение реакции оседания эритроцитов, замедление свертывания крови и увеличение объема плазмы.

У собак, получавших с пищей ежедневно 0,74 кБк/кг 90Sr в течение 3-3,5 лет, выявлены нарушения в углеводном обмене, изменения секреторной и экскреторной функций печени и почек. Меньшие количества 90Sr (0,675 кБк/кг) к существенным функциональным изменениям в их организме не привели, однако за 9-13 лет из подопытной группы погибло 80 % собак, а из контрольной тАФ 11 % [28 , 51].

Длительное введение собакам 90Sr с пищей (0,74-0,074 кБк/кг) и накопление суммарной поглощенной дозы в скелете до 3,6-9,0 Гр приводит к учащению возникновения у них доброкачественных и злокачественных опухолей мягких тканей (в 3-5 раз чаще по сравнению с контрольными животными). Хроническое введение этим животным 90Sr (по 0,74 кБк/кг в сутки в течение 3 лет), создающее мощность тканевой дозы в скелете до 1,5 Гр/г., может вызвать развитие лейкозов и остеосарком. При хроническом введении в 10 раз меньших количеств этого радионуклида (поглощенная доза в скелете до 0,5 Гр/г.) наблюдаются нарушения в развитии потомства и понижение его жизнеспособности [29, 66].

Радиоактивность 90Sr определяют по дочернему 90Y, который осаждается в виде оксалатов. Из продуктов питания 90Y выделяют экстракцией моноизооктиловым эфиром метилфосфоновой кислоты. Из золы костной ткани 90Y экстрагируют трибутилфосфатом. Активность измеряют на низкофонной установке. Определение 89Sr в пищевых продуктах, растительности и костной ткани основано на осаждении стронция дымящей азотной кислотой с последующим измерением активности. При попадании радиоактивных изотопов стронция на открытые участки кожи дезактивацию проводят 5%-м раствором пентацина, 5%-м раствором Na2(ЭДТА) или 2%-м раствором соляной кислоты, а также моющими порошками. При попадании радионуклидов стронция через ЖКТ принимают внутрь препарат "Адсорбар» или сернокислый барий (25 г с 200 мл воды), альгинат натрия или кальция (15 г с 200 мл воды) или препарат "Полисурьмин» (4 г с 200 мл воды). Применяют рвотные средства и проводят обильное промывание желудка. После очищения желудка осуществляют повторное введение адсорбентов с солевыми слабительными. В случае поражения пылевыми продуктами проводят обильное промывание носоглотки и полости рта, используют отхаркивающие, а также мочегонные средства.

В соответствии с НРБ-99 допустимая концентрация 90Sr в воздухе рабочих помещений примерно в 24 раза ниже, чем 89Sr, что указывает на его исключительную радиационную опасность. Для населения допустимая концентрация 90Sr в атмосферном воздухе регламентируется (НРБ-99) величиной, равной 2,7 Бк/м3, что находится за пределами чувствительности большинства методов выделения и измерения радиоактивности этого радионуклида.

Таблица 6- ПГП, e , ДОА в воздухе рабочих помещений в зависимости от химических соединений и ядерно-физических свойств радионуклидов 89Sr и 90Sr, МЗУА и МЗА этих изотопов на рабочем месте

Радионуклид

Т1/2

Тип химического соединения

, Зв/Бк

, Бк/г.

, Бк/м3

МЗУА, Бк/г

МЗА, Бк

89Sr

50,5 сут.

SrTiO3

7,5 В· 10-9

2,7 В· 106

1,1 В· 103

103

106

Иные соединения

1,0 В· 10-9

2,0 В· 107

8,0 В· 103

90Sr

29,1 лет

SrTiO3

1,5 В· 10-7

1,5 В· 105

53

102

104

Иные соединения

2,4 В· 10-8

8,3 В· 105

3,3 В· 102


Таблица 7- ДОА в воздухе, e , ПГП с воздухом, водой и пищей радионуклидов 89Sr и 90Sr и УВ при его поступлении с водой для населения

Радионуклид

Т1/2

, Зв/Бк

, Бк/г.

, Бк/м3

, Зв/Бк

, Бк/г.

, Бк/кг

89Sr

50,5 сут.

7,3 тАв 10-9

1,4 тАв 105

19

1,8 тАв 10-8

5,8 тАв 104

53

90Sr

29,1 лет

5,0 тАв 10-8

2,0 тАв 104

2,7

8,0 тАв 10-8

1,3 тАв 104

5,0

Исследованиями установлено, что 80-90% радионуклидов сосредоточено в активной зоне расположения основной массы корней сельскохозяйственных культур. На необрабатываемых после чернобыльской катастрофы землях практически все радионуклиды находятся в верхней части (до 10-15 см) гумусовых горизонтов, а на пахотных почвах радионуклиды распределены сравнительно равномерно по всей глубине обрабатываемого слоя. Расчеты показывают, что в ближайшей перспективе самоочищение корнеобитаемого слоя загрязненных почв за счет вертикальной миграции радионуклидов будет незначительным [30 , 21].

Вместе с тем наблюдаются процессы локального вторичного загрязнения почв сельскохозяйственных угодий за счет горизонтальной миграции радионуклидов вследствие ветровой и водной эрозии. Содержание цезия-137 в пахотном горизонте различных элементов рельефа склоновых земель в результате водной эрозии на посевах однолетних культур за девять лет перераспределилось до 1,5-3,0 раз.

Увеличение плотности загрязнения почв цезием-137 в зоне аккумуляции (нижние части склонов и понижения) по сравнению с зоной смыва составило в среднем от 13% при ежегодном смыве почвы менее 5 т/га до 75% - при смыве 12-20 т/га. На бессменных посевах многолетних трав твердого стока не наблюдалось и достоверных различий в плотности загрязнения почв по элементам склонов не установлено. В результате ветровой эрозии осушенных торфяно-болотных и песчаных почв, используемых под посев однолетних культур, локальные различия в плотности загрязнения пахотного горизонта радиоцезием достигали 1,5-2,0 раз. Это подчеркивает необходимость защиты почв от водной и ветровой эрозии, что обеспечивает также снижение потерь гумусового слоя и уменьшает вероятность загрязнения продукции на локальных участках угодий.

Доступность растениям цезия-137 в почве со временем снижается вследствие его перехода в необменно-поглощенное состояние, а подвижность стронция-90 остается высокой и имеет тенденцию к повышению. Основное количество цезия-137 (70-84%) находится в прочносвязанной форме. Для стронция-90, наоборот, характерно преобладание легкодоступных для растений водорастворимой и обменной форм, которые в сумме составляют 53-87% от валового содержания.

Отмеченные изменения обусловили разную биологическую доступность указаниях радионуклидов. Анализ большого массива экспериментальных данных показал, что коэффициенты перехода (Кп) для цезия-137 в основные сельскохозяйственные культуры по сравнению с 1991 годом снизились в среднем в 1,5 раза и до 4 раз - по сравнению с 1987 г.. Для стронция-90 наблюдается устойчивая тенденция к повышению его перехода из почвы в растения. [31 , 39].

Установлено, что на кислых, малогумусированных почвах доля подвижных форм радионуклидов выше, чем на высокоплодородных. Поэтому по-прежнему целесообразны агрохимические меры, направленные на повышение плодородия почв, увеличение их емкости поглощения и снижение подвижности радионуклидов в почвенном комплексе.

Поведение стронция-90 в системе "почва-растение» имеет ряд отличительных особенностей. Поступление стронция-90 из почв в растения практически в 10 раз выше, чем цезия-137 при одинаковой плотности загрязнения земель.

Содержание радионуклидов в сельскохозяйственной продукции зависит как от плотности загрязнения, так и типа почв, их гранулометрического состава и агрохимических свойств, а также биологических особенностей возделываемых культур.

Показатели почвенного плодородия оказывают существенное "ияние на накопление радионуклидов всеми сельскохозяйственными культурами, особенно многолетними травами.

При повышении содержания физической глины в почве от 5 до 30%, содержания гумуса от 1 до 3,5% переход радионуклидов в растения снижается в 1,5-2 раза, а по мере повышения содержания в почве подвижных форм калия и фосфора от низкого (менее 100 мг К2О на кг почвы) до оптимального (200-300 мг/кг) и изменения реакции почв от кислого интервала (рН 4,5-5,0) к нейтральному (рН6,5-7,0) - в 2-3 раза. Минимальный переход цезия-137 и стронция-90 в растения наблюдается на почвах с оптимальными параметрами агрохимических свойств [32 , 41].

Еще большее "ияние на накопление радионуклидов в сельскохозяйственной продукции оказывает режим увлажнения почв. Установлено, что переход радиоцезия в многолетние травы повышается в 10-27 раз на дерново-глеевых и дерново-подзолисто-глеевых почвах по сравнению с автоморфными и временно-избыточно увлажняемыми разновидностями этих почв. Исследованиями БелНИИ мелиорации и луговодства установлено, что минимальное накопление цезия-137 в многолетних травах обеспечивается при поддержании уровня грунтовых вод на глубине 90-120 см от поверхности осушенных торфяных и торфяно-глеевых почв.

Установленные в исследованиях закономерности подтверждены практикой. На переувлажненных песчаных и торфяных почвах, например, в Наровлянском и Лельчицком районах Гомельской области, Столинском и Лунинецком районах Брестской области высокая степень загрязнения травяных кормов и молока наблюдается даже при относительно низких плотностях загрязнения цезием-137 (2-5 Ки/кв.км) и стронцием-90 (0,3-1,0 Ки/кв.км). В то же время на окультуренных участках дерново-подзолистых суглинистых почв продукция с допустимым содержанием радионуклидов может быть получена при плотности загрязнения цезием-137 до 20-30 Ки/кв.км [33 ,19 ].

Очевидно, что плотность загрязнения почв сельскохозяйственных угодий радионуклидами не может однозначно отражать уровень загрязнения выращиваемой сельскохозяйственной продукции и в настоящее время для разработки эффективных защитных мероприятий необходим учет основных свойств почв каждого поля.

2. Характеристика Семипалатинского ядерного полигона, находящегося на территории Павлодарской области


Бывший Семипалатинский испытательный ядерный полигон (СИЯП) расположен в северо-восточной части Казахстана, в степной и полупустынной зоне, с общей площадью 18500 кв. км. Полигон занимает площади Восточно-Казахстанской (54%), Павлодарской (39%) и Карагандинской (7%) областей. Периметр административной границы СИЯП - около 600 км [34 ,88 ].

Постановлением Правительства Республики Казахстан № 172 от 07.02.1996 года земли бывшего Семипалатинского испытательного ядерного полигона переведены в состав земель запаса: Карагандинской области - 131,7 тыс.га, Павлодарской - 706 тыс.га, Восточно-Казахстанской - 978,9 тыс.га.

Одной из первых задач в комплексе мер по организации проведения ядерных испытаний был выбор места для испытательного полигона. В Советском Союзе наиболее значимые военные полигоны размещались в Казахстане. Лучшего места в геофизическом отношении просто не возможно было найти. Так, в Казахской ССР 40% от общей ее площади составляли пустыни, 23% - полупустыни, 20% - степи, 7% - лесостепи и 10% - горы. Поэтому, естественно, на этот регион было обращено особое внимание.

Главное требование, которым руководствовались при выборе места для строительства испытательного ядерного полигона, заключалось в том, чтобы район был практически безлюдный, без сельскохозяйственных угодий и обширный по площади. Кроме того, этот район должен был иметь поблизости хотя бы минимум транспортных артерий, а также возможность обустройства на его территории местной взлетно-посадочной полосы для приема транспортных самолетов, поскольку предстояло кроме перевозки большого количества грузов наладить постоянно действующую оперативную связь. По предварительным расчетам диаметр необходимой для полигона территории должен был составлять не менее 200 км. После долгих поисков, с учетом главного требования, такой район был найден в степях Семипалатинской области Казахстана [35 , 61].

Место для ядерного полигона было выбрано в прииртышской степи, примерно в 140 км западнее г. Семипалатинска. Этот район Казахской ССР представлял и представляет в настоящее время безводную степь с редкими заброшенными и пересохшими колодцами. Юго-западная часть района является низкогорьем, на котором расположены горные массивы, расчлененные долинами и распадами. В восточной части района находится долина реки Чаган - левый приток реки Иртыш. В этой части расположены пересыхающие летом соленые мелководные озера.

Климат района континентальный. Главные его особенности - это засушливость с малоснежной холодной зимой и сравнительно коротким и жарким летом. Атмосферных осадков выпадает мало. Часто дуют сильные ветры. Зимой температура воздуха достигает - 400С, летом - превышает +300С. годовое количество осадков колеблется в пределах 200 - 300 мм, большая их часть выпадает летом. Высота снежного покрова 100 - 200 мм обусловливает незначительное количество талых вод и глубокое промерзание почвы (до 1,5 - 2 м). Зимой и осенью преобладают ветра юго-восточного направления со средней скоростью 4 - 5 м/с; для лета характерны ветра северного направления, бывают пыльные бури. В районе возможны частые перемены направления и скорости ветра, причем даже в течение одного дня [36 , 99].

Главной рекой района является р. Иртыш - крупнейший приток Оби, одна из важнейших судоходных рек Казахстана. Вторая по величине река района - левый приток Иртыша, река Чаган. Однако это река маловодная, ее ширина достигает 10 м на плесах, глубина до 2 м, вода в реке соленая, в наиболее засушливые годы пересыхает в конце лета. Все остальные небольшие реки - маловодны и летом практически полностью пересыхают.

В экономическом отношении район был развит довольно слабо. Населенные пункты, расположенные главным образом по долинам рек Иртыш и Чаган, были небольшие, сельского типа. Практически пустовавшая степь традиционно использовалась местными жителями, преимущественно казахами-кочевниками, для выпаса скота. По территории района были разбросаны временные летники и зимники. Площадка, которой предстояло стать испытательным комплексом полигона, представляла собой равнину диаметром примерно 20 км, окруженную с трех сторон - южной, западной и северной - невысокими горами. На востоке этой своеобразной долины находились небольшие холмы. Когда-то, в глубине веков, эта равнина была дном моря. К концу 40-х годов рядом с тем местом, которое стало Опытным полем полигона, осталось усыхавшее озеро с очень соленой водой.

На этой равнине в 1947 году было начато строительство испытательного ядерного полигона.

Испытательные площадки для проведения подземных ядерных взрывов

Подземные ядерные испытания с 11.10.1961 г. по 19.10.1989 г. проводились в основном на трех рабочих площадках полигона:

  • площадка "Г» (ВлДегелен»). Ее общая площадь в границах горного массива Дегелен составляла 33100 га. Площадка использовалась для проведения подземных взрывов в штольнях (горизонтальных горных выработках);
  • площадка "Б» (ВлБалапан»), общая площадь которой была равна примерно 100000 га. Эта площадка использовалась для проведения подземных взрывов в скважинах;
  • площадка "С» (ВлСары-Узень» и "Муржик») - вспомогательная площадка для проведения подземных взрывов в скважинах [37 ,44 ].

Схема расположения этих площадок на полигоне приведена на рисунке

Горный массив "Дегелен» использовался для испытаний в штольнях ядерных зарядов относительно небольшой мощности. Основной задачей этих испытаний являлось проведение облучательских экспериментов для решения вопросов материаловедения, определения радиационной стойкости материалов, изучения вопросов взаимодействия излучений с веществом, проверки работоспособности различных узлов специальных изделий.

Этот массив, в соответствии с проработками проектных институтов, обладал потенциальной возможностью проходки 180-200 штолен. Местоположение штолен представлено на рисунке 1. Последнее испытание на площадке "Дегелен» было проведено 04.10.1989 г. в штольне 169/2.


Рисунок 1 - Схема размещения испытательных площадок Семипалатинского полигона, предназначенных для проведения подземных ядерных испытаний


Научно-административным центром проведения подземных ядерных испытаний в штольнях горного массива "Дегелен» была площадка "Г», на которой размещались штабные помещения, производственные подразделения, гостиницы, казармы и т.д.

Горный массив Дегелен - это куполовидное поднятие размером в диаметре 17-18 км. Абсолютные вершины имеют различные формы: от острых гребневидных до круглых и плоских. Склоны изрезанны многочисленными распадками, в днищах которых часто наблюдаются русла временных водотоков. В геологическом отношении этот массив представляет собой крупный гранитный батолит. Гранитные породы распространены на 75-80% территории площадки Дегелен [38 ,54 ].


Рисунок 2 - Схема размещения штолен в горном массиве Дегелен (площадка "Г»

Условные обозначения: -( - портал штольни; СЧ - полость взрыва


Подземные воды находятся в зоне интенсивного выветривания скальных пород и, частично, в рыхлых отложениях четвертичного периода. Подземные воды в пределах всей площадки пресные и могут служить источником местного водоснабжения. Горный массив прорезан относительно неширокими долинами, имеющими сток воды в различных направлениях. Наибольшую площадь водосбора имеет долина ручья Узынбулак, текущего в юго-восточном направлении. В горах Дегелен берут начало поверхностные водные системы ручья Карабулак, имеющего сток преимущественно в северном направлении. В южном направлении текут ручьи Байтлес и Тахтакушук.

В гидрогеологическом отношении массив Дегелен представляет собой зону транзита атмосферных осадков, которые, просачиваясь по системе сопряженных трещин, образуют трещинные воды. Разломы субширотного и северного направлений способствуют наибольшему притоку подземных вод в штольни, достигающему 60 л/мин.

Площадка "Балапан», которая располагалась на левом берегу реки Чаган, была предназначена для проведения в скважинах ядерных взрывов мощностью до 100-200 кт. На этой площадке можно было подготовить большое количество боевых скважин при средней плотности одна скважина на 1 км2. Использовано было более 100 скважин, последний взрыв в одной из них был произведен 19.10.1989 г. перед закрытием полигона [39 , 11].

Испытательная площадка "Балапан» была расположена в среднем течении реки Чаган, занимала ее долину, древние ложбины и частично мелкосопочник. Рельеф площадки равнинный, плоский с общим незначительным уклоном на северо-восток. Преобладающие абсолютные отметки поверхности не превышают 300-330 м.

Горные породы представлены прослоями песчаников и алевритов, а также углисто-глинистых сланцев. Ниже залегают песчаники, алевриты, глинистые и углисто-глинистые сланцы с прослоями углей мощностью до 2 м. Гидрогеологические условия площадки характеризуются повсеместным развитием горизонта трещинных вод в зоне выветривания, глубина которой составляет 50-100 м. Ниже зоны выветривания подземные воды имеют распространение лишь в местах тектонических нарушений. Глубина залегания подземных вод обычно равна 5-15 м.

На площадке "Балапан» за все время подготовки и проведения испытаний было пройдено 118 скважин (вертикальных горных выработок), 10 из которых остались неиспользованными. Наиболее высокая плотность бурения скважин была в восточной и юго-восточной частях площадки.

В 1965 г. на этой площадке в месте слияния рек Чаган и Ащи-Су в результате выброса грунта при подземном ядерном взрыве мощностью 140 кт ТЭ было образовано искусственное водохранилище, названное местным населением "Атомное озеро» [40 , 33].

Рядом с площадкой "Балапан» и реакторным комплексом "Байкал» эксплуатируется угольное месторождение "Каражыра». Скважины, в которых проводились ядерные взрывы, находились на расстоянии 1-3 км от угольного месторождения, поэтому какой-либо опасности для угленосной структуры представлять не могли.

Следует отметить, что ядерные взрывы в скважинах оказали некоторое воздействие на формы рельефа земной коры. Вокруг большинства скважин образовались кольцевые структуры интенсивного коробления и другие деформации земной поверхности. В приустьевой части большинства скважин появились воронки проседания диаметром 10-30 м и глубиной до нескольких метров. На дне воронок, как правило, возникли небольшие озера с камышовыми зарослями. Наблюдаются также изменения фильтрационных характеристик водоносных горизонтов и физических свойств горных пород.

Вспомогательная площадка "Сары-Узень» в урочище Муржик, где были пройдены 22 скважины, имеет такие же геологические характеристики, как и площадка "Балапан». Сходными являются и гидрогеологические условия. В скважинах площадки "Сары-Узень» было проведено 21 подземное ядерное испытание.

Результаты изучения последствий проведения испытаний ядерного оружия на Семипалатинском полигоне имеют не только военно-научное, но и важное социально-политическое значение. В ходе ядерных испытаний на этом полигоне реализовывались не только программы по созданию и испытанию различных типов ядерного оружия, а также программы по изучению поражающего действия этого вида оружия и способов защиты от него. На полигоне из 32 наземных ядерных взрывов, произведенных Советским Союзом, было осуществлено 30, после которых на местности сформировались локальные радиоактивные следы с относительно высокой степенью загрязнения объектов окружающей среды биологически опасными радионуклидами. Это стало поводом для обращения Президента Республики Казахстан Н.А. Назарбаева к мировой общественности с просьбой об оказании помощи в ликвидации ущерба, нанесенного деятельностью полигона населению и окружающей среде Казахстана. На 19-й сессии Генеральной Ассамблеи ООН он сказал: "Казахстан предлагает материализовать ответственность ядерных держав в виде международного фонда восстановления здоровья людей и природы в районах, пострадавших от последствий ядерных испытаний...» [41, 1].

Нельзя отрицать, что испытания ядерного оружия на Семипалатинском полигоне стали причиной радиоактивного загрязнения не только территории самого полигона, но и территории за его пределами. Масштабы и степень такого загрязнения были различны и, как свидетельствуют приведенные ниже данные, в значительной степени зависели от вида и мощности ядерного взрыва.

В результате изучения радиационной обстановки после проведения ядерных испытаний на полигоне было установлено, что из всех видов взрывов (наземные, воздушные, подземные) наиболее сильное радиоактивное загрязнение внешней среды как на территории полигона, так и за ее пределами происходило после осуществления наземных ядерных взрывов. Обобщенные данные о количестве ядерных испытаний и их тротиловых эквивалентах, а также о количестве биологически опасных радионуклидов, выброшенных в атмосферу, приведены в табл. 8.


Таблица 8 - Основные характеристики ядерных испытаний, проведенных в 1949-1989 гг. на Семипалатинском полигоне

Вид испытания

Количество испытаний (взрывов)

Тротиловый эквивалент, Мт

Количество радионуклидов, выброшенных в атмосферу в период испытаний, МКи

Cs - 137

Sr - 90

Рu - 239,240

Наземные

30

0,6

0,056

0,035

0,006

Воздушные

86

6,0

0,200

0,120

0,020

Подземные

в том числе:

в штольнях,

в скважинах

340 (500)


212 (307)

128 (193)

11,1

0,020

0,010

0

ИТОГО

456 (616)

17,7

0,28

0,17

0,026


При подземных взрывах количество испытаний не равно числу взорванных ядерных зарядов, т.к. в одном испытании часто одновременно подрывалось несколько (до пяти) ядерных зарядов.

В общее количество подземных ядерных испытаний включено 7 испытаний (9 взрывов), осуществленных в интересах народного хозяйства для отработки технологических задач и самих промышленных зарядов с минимальным энерговыделением за счет реакции деления (до 5 %).[42 ,33].

Анализ закономерностей формирования радиоактивного загрязнения внешней среды после ядерных взрывов различных видов показал, что распределение радиоактивных веществ в разных средах при осуществлении воздушных и наземных взрывов значительно отличается. Так, после наземных ядерных взрывов основная доля радиоактивных веществ выпадает в районе воронки взрыва и на ближнем (локальном) следе, образуя сильное радиоактивное загрязнение внешней среды и значительные дозы излучения на местности. Радиоактивное загрязнение местности после воздушных и особенно после высоких воздушных взрывов большой мощности связано главным образом с полуглобальным и глобальным выпадением радиоактивных веществ практически на всей территории Северного полушария Земли.В таблице 9 представлены параметры всех произведенных на Семипалатинском полигоне наземных ядерных взрывов.


Таблица 9 - Хронология и параметры наземных ядерных взрывов, осуществленных на Семипалатинском полигоне

п/п

Дата проведения

Энерговыде-

ление (ТЭ),

кт

Высота взрыва,м

Количество биологически значимых радионуклидов, выброшенных в атмосферу, Ки

90Sr

137Сs

239,240Pu

1

29.08.1949 г.

22

30

1500

4200

360

2

24.09.1951 г.

38

30

2700

7500

300

3

12.08.1953 г.

400

30

22000

29000

280

4

05.10.1954 г.

4

0

300

840

105

5

19.10.1954 г.

0

15

0

0

215

6

30.10.1954 г.

10

50

750

2100

100

7

29.07.1955 г.

1.3

2.5

120

300

245

8

02.08.1955 г.

11.5

2.5

1050

1800

200

9

05.08.1955 г.

1.2

1.5

105

180

215

10

21.09.1955 г.

1.2

1.5

105

180

215

11

16.03.1956 г.

13.2

0.4

1600

2500

240

12

25.03.1956 г.

5.5

1

360

600

190

13

24.08.1956 г.

26.5

100

2200

3800

90

14

09.09.1961 г.

0.4

0

42

70

225

15

14.09.1961 г.

0.4

0

42

70

250

16

18.09.1961 г.

0.004

1

-

-

250

17

19.09.1961 г.

0.003

0

-

-

250

18

03.11.1961 г.

0

0

-

-

230

19

04.11.1961 г.

0.15

0

11

19

195

20

07.08.1962 г.

10

0

930

1600

200

21

22.09.1962 г.

0.2

0

17

29

280

22

25.09.1962 г.

7

0

650

1100

205

23

05.11.1962 г.

0.4

15

40

70

190

24

11.11.1962 г.

0.1

8

8

13

210

25

13.11.1962 г.

0

0

-

-

210

26

24.11.1962 г.

0

0

-

-

140

27

26.11.1962 г.

0.03

0

-

-

210

28

23.12.1962 г.

0

0

-

-

210

29

24.12.1962 г.

0.007

0

-

-

250

30

24.12.1962 г.

0.03

0

-

-

295


Примечание: 1 Ки = 3,7*1010 Бк (беккерелей)

К ядерным взрывам, обусловившим наиболее значительное загрязнение внешней среды и дозы облучения населения выше установленных пределов, следует отнести 4 наземных ядерных взрыва, осуществленных 29.08.49 г., 24.09.51 г., 12.08.53 г. и 24.08.56 г. Это были основные дозообразующие взрывы. Остальные имели либо очень малую мощность, либо были проведены при метеоусловиях, приводящих к выпадению осадков, локализованных на территории полигона. После каждого ядерного испытания специалистами службы безопасности полигона производился дозиметрический контроль дозы, используя воздушные и наземные средства измерения. На основе данных, полученных в ходе таких радиационных разведок, прогнозировалась радиационная обстановка в ближней и дальней зонах на следах ядерных взрывов и проводились оценки доз внешнего и внутреннего облучения населения [43 , 42].

В 1959 г. сотрудниками Института биофизики Минздрава СССР и организаций других ведомств были обобщены все имеющиеся к тому времени материалы с результатами радиационных разведок и составлен первый альбом следов радиоактивного загрязнения территорий, прилегающих к Семипалатинскому полигону. К этому времени на полигоне было осуществлено 12 наземных и 37 воздушных ЯВ. В период с 04.11.1958 г. по 01.08.1961 г. ядерные испытания не проводились в связи с объявлением моратория [44 ,21 ].

В 1960, 1961 и 1963 гг. на полигоне было проведено 38 наземных гидроядерных экспериментов, которые отличались друг от друга количеством выброшенной в атмосферу альфа-активности и высотой подъема верхней кромки облака взрыва. При этом в отдельных экспериментах разница в величине выброса альфа-активности достигала 400 раз, а высота подъема облаков находилась в пределах от 250 м (эксперимент 01.10.1963 г.) до 1280 м (01.07.1961г.). Общее количество альфа-активности плутония, диспергированного во время гидроядерных экспериментов, составило примерно 800-900 кюри, что могло привести к радиоактивному загрязнению местности вокруг испытательной площадки [45 ,33 ].

По возобновлении испытаний было продолжено ведение радиационных разведок и изучение степени радиоактивного загрязнения объектов природной среды, что позволило получить новые сведения для уточнения положения локальных радиоактивных следов. На рис. 3 показано положение основных следов радиоактивного загрязнения, в пределах которых дозы внешнего облучения до полного распада радиоактивных веществ превышали 1 рентген (примерно 10 мГр). На этом рисунке видно, что следы практически не накладываются друг на друга, поэтому нет необходимости суммировать дозы излучения. При наложении следов от нескольких ядерных взрывов, произведенных в разное время, дозы можно суммировать. Так, над г. Курчатовым с 1953 г. до конца 1965 г. прошло 15 облаков, образовавшихся после атмосферных и подземных, произведенных с выбросом грунта ядерных взрывов. После одного из них, произведенного 07.08.1962 г., доза излучения на местности составила 38 мГр, а суммарная доза всех остальных составила 7 мГр. Облучение жителей г. Курчатова после взрыва 07.08.1962 г. можно считать аварийным, поскольку вместо планируемого воздушного произошел наземный взрыв. Однако суммарная доза облучения жителей этого города не превысила 50 мГр, что является допустимым пределом [46 , 20].

Следует отметить, что результаты анализа архивных материалов, содержащих данные радиационных разведок, а также сведения о радиоактивном загрязнении природной среды, полученные специалистами радиологических групп в лабораториях санэпидстанций МинздраваСССР и сети подразделений Госкомгидромета СССР, послужили основой для реконструкции положения радиоактивных следов ядерных взрывов, создания объективной базы данных о радиационной обстановке, а также для ретроспективной оценки доз облучения населения.

Рисунок 3 - Положение основных дозообразующих следов наземных ядерных взрывов, осуществленных на Семипалатинском полигоне, с указанием доз гамма-излучения на местности до полного распада радиоактивных веществ


Подземные ядерные испытания

Необходимо отметить, что радиоактивное загрязнение природной среды происходило не только после проведения ядерных испытаний в атмосфере, но и после подземных ядерных взрывов с выбросом грунта.

Подземные ядерные испытания на Семипалатинском полигоне проводились с 11.10.1961 г. по 19.10.1989 г. на трех его рабочих площадках:

  • горный массив Дегелен (в штольнях),
  • площадка Балапан (в скважинах),
  • площадка Сары-Узень и Телькем (в скважинах) [47 , 7].

Всего на полигоне было осуществлено 340 подземных ядерных испытаний, в которых взорвано 500 ядерных зарядов. В мирных (промышленных) целях на этом полигоне было проведено 7 испытаний (2 - в штольнях и 5 - в скважинах), которые предназначались для решения широкого круга народнохозяйственных задач (создание водоемов, каналов, гаваней; устройство котлованов; стимуляция добычи нефти и газа; тушение факелов; сейсмическое зондирование земной коры и т.д.).

Наиболее значимое загрязнение окружающей среды за пределами территории полигона произошло после двух подземных ядерных взрывов с выбросом грунта - это взрывы, осуществленные 15.01.1965 г. в скважине 1004 и 14.10.1965 г. в скважине 1003. Максимальное загрязнение природной среды имело место после взрыва ядерного заряда мощностью 140 кт на глубине 178 м в скважине 1004. Целью этого эксперимента являлось создание искусственного водохранилища в засушливой степи путем перекрытия русла реки Чаган образованной взрывом насыпной плотиной в месте слияния рек Чаган и Ащи-Су [ 48, 41].

На Семипалатинском полигоне первое подземное испытание с тротиловым эквивалентом около 1 кт было проведено 11.10.1961 г. в штольне В-1. Основная цель этого испытания состояла в проверке расчетов и отработке технологий осуществления подземных ядерных взрывов с удержанием радиоактивных веществ в его полости. Таким образом, в СССР, в связи с разработкой проекта международного договора о запрещении ядерных испытаний в трех средах (в космосе, воздухе и воде), началась подготовка к проведению испытаний ядерного оружия (зарядов) под землей, т.е. в скважинах и штольнях.

Применительно к испытаниям ядерного оружия в недрах земли существует принципиальное различие в понятии "ядерное испытание» и "ядерный взрыв». Дело заключается в том, что в одном ядерном испытании под землей может осуществляться несколько ядерных взрывов. Поэтому количество ядерных испытаний часто не совпадало с числом ядерных взрывов. В соответствии с Московским договором 1963 г. и Протоколом к Договору между СССР и США об ограничении подземных испытаний ядерного оружия (1974 г.) термин "ядерное испытание» означал либо одиночный подземный ядерный взрыв, либо два или более подземных ядерных взрывов, произведенных в течение 0,1 секунды на полигоне в пределах района, ограниченного окружностью с диаметром два километра, при этом суммарная мощность всех взрывов являлась мощностью данного ядерного испытания. Например, на Семипалатинском полигоне в одном из испытаний было осуществлено одновременно пять ядерных взрывов [49,39 ].

Общее количество подземных ядерных испытаний вместе с ядерными взрывами в мирных целях, а также число ядерных зарядов и ядерных взрывных устройств, взорванных бывшим Советским Союзом в недрах земли, включая Семипалатинский полигон, представлено в таблицах 3 и 4.

Данные о количестве подземных испытаний и мирных ядерных взрывов, которые в разные годы осуществлялись на Семипалатинском полигоне, приведены в таблицах 3 и 4.

По характеру фактически наблюдаемой радиационной обстановки все подземные ядерные взрывы, осуществленные на Семипалатинском полигоне, подразделялись на четыре категории:

Взрыв с выбросом грунта (ВВГ) - подземный взрыв наружного действия, сопровождавшийся разрушением и перемещением пород в эпицентральной зоне и выходом радиоактивных продуктов в атмосферу в аэрозольной и газовой фазах. На земной поверхности образовывалась воронка (кратер) выброса. На полигоне было проведено четыре таких испытания в скважинах 1004 (15.01.1965 г.), 1003 (14.10.1965г.), Т-1 (21.10.1968г.) и Т-2 (три взрыва 12.11.1968г.) [50 , 22].


Таблица 10 - Количество подземных ядерных испытаний и подземных ядерных взрывов в СССР, 1961-1990 гг.

Место заложения

зарядов

Количество подземных ядерных испытаний проведенных в СССР

всего

в том числе на

Семипалатинском

испытательном

полигоне

Северном

испытательном

полигоне

Новая Земля

Вне территории

полигонов

В штольнях,

245

209

33

3

(в т.ч. в мирных целях)

5

2

-

3

В скважинах,

251

131

6

114

{в т.ч. в мирных целях)

119

5

-

114

ВСЕГО

496

340

39

117

(в т.ч. в мирных целях)

124

7

-

117


Таблица 11 - Количество ядерных зарядов и взрывных устройств, взорванных в СССР в недрах земли в 1961-1990 гг.

Место заложения зарядов

Количество ядерных зарядов и устройств, взорванных СССР в недрах земли

всего

в том числе на

Семипалатинском испытательном полигоне

Северном испытательном полигоне Новая Земля

Вне территории полигонов

В штольнях,

(в т.ч. в мирных целях)

В скважинах,

(в т.ч. в мирных целях)

433

5


317

130

307

2


187

7

126

-


7

-

3

3


123

123

ВСЕГО

750

491

133

126


Взрыв камуфлетный полный (ВКП). При таком взрыве все радиоактивные продукты оставались в полости взрыва. Подобная радиационная ситуация наблюдалась после 50% взрывов из всех, осуществленных в период проведения подземных ядерных испытаний на Семипалатинском полигоне.

Взрыв неполного камуфлета, сопровождавшийся незначительным истечением в атмосферу радиоактивных инертных газов (ВНК-РИГ)- Подобные подземные испытания на Семипалатинском полигоне составляли 45% от их общего количества.

Взрыв неполного камуфлета с нештатной радиационной ситуацией (ВНК-НРС). Такой взрыв сопровождался ранним напорным истечением в атмосферу радиоактивных продуктов взрыва в газо- и парообразной фазах, что обусловливалось случайным нарушением нормального процесса проведения испытания и/или непредусмотренными проектом последствиями, которые могли привести/или приводили к облучению людей выше установленного уровня или к материальному ущербу. Взрывы ВНК-НРС могли привести к значительному аварийному облучению персонала и вследствие большого разбавления облака выброса по пути его движения за границы территории полигона - к очень незначительному облучению населения районов, прилегающих к полигону (ниже допустимых пределов по дозе).

При проведении мощных подземных ядерных взрывов в скважинах на площадках "Б» и "С» Семипалатинского полигона для исключения нарушений требований безопасности и Московского договора 1963 г. необходимо было выбирать такую глубину заложения ядерного заряда, которая обеспечивала бы возможность начала выхода радиоактивных газов в атмосферу не ранее, чем через 10 - 20 минут после взрыва. Только в этом случае среди вышедших в атмосферу газов мог практически отсутствовать радионуклид криптон-89 (период полураспада 3,07 минуты), из которого образуется биологически опасный радионуклид стронций-89, входящий в состав радиоактивных выпадений. Тем самым, даже после выхода части радиоактивных газов, обеспечивается отсутствие остаточного радиоактивного загрязнения местности и, следовательно, соблюдение правил радиационной безопасности [51 , 22].

При подземных ядерных взрывах в породах площадки "Б», содержащих относительно большое количество газообразных веществ, довольно часто наблюдалось истечение (фильтрация) в атмосферу радиоактивных газов по линии наименьшего сопротивления, то есть вдоль скважины. Причиной этого явления было возникновение значительного избыточного давления газов в полости ядерного взрыва. Большая часть газов образовывалась при испарении воды и сгорании горючих компонентов в прослойках сланцев и бурых углей. Кстати, после закрытия Семипалатинского полигона и передачи части его территории в использование для хозяйственных нужд вблизи площадки "Б» была начата промышленная добыча каменного угля.

По результатам экспериментального определения количества расплавленной породы, измерения размеров полости и установления способности горной породы к газообразованию стало возможным оценить величину избыточного давления в полости подземного взрыва к моменту окончания ее формирования.


Таблица 12 - Интенсивность подземных ядерных испытаний и мирных ядерных взрывов на Семипалатинском полигоне в течение 1961-1989 гг.

Годы

Количество испытаний

Тротиловый эквивалент, кт

Примечания

1961

1

1


1962

1

0,001-20


1963

-

-





С 01.01.1963 г. по 15.04.1964 г. ядерные испытания не проводились в связи с подготовкой Договора о запрещении испытаний в трех средах.

1964

7

90

Две нештатные радиационные ситуации (НРС).

1965

12

250

Включая два мирных ядерных взрыва (МЯВ) в скважинах 1004 и 1003.

1966

14

420

Одна НРС.

1967

15

220

Одна НРС.

1968

14

120

Включая МЯВ в скважине Т-1 и Т-2. Одна НРС.

1969

14

270


1970

12

150


1971

15

300

Включая МЯВ в штольне 148/1. Одна НРС.

1972

14

450

Две НРС.

1973

9

310

Одна НРС.

1974

15

150

Включая МЯВ в скважине Р-1 и в штольне 148/5. Две НРС.

1975

12

210


1976

16

300

Одна НРС.

1977

15

350


1978

20

620


1979

20

960


1980

18

600

Одна (последняя) НРС.

1981

15

610


1982

10

470


1983

14

440


1984

14

1130


1985

8

45


1986

-

-

С 26.07.1985 г. по 26.02.1987 г. - мораторий на ядерные испытания.

1987

16

1000


1988

12

670


1989

7

300


итого

340

11100



Оказалось, и это подтвердилось экспериментально, что при взрыве в граните с содержанием воды 0,5-1% по весу измеренное в полости давление было ниже атмосферного. При "газовости» пород 2-3% давление в полости взрыва становилось выше атмосферного, что могло быть причиной выхода в атмосферу радиоактивных газов. Фиксируя при подземных взрывах время начала выхода в атмосферу радиоактивных газов и зная другие необходимые параметры, специалисты научились количественно оценивать проницаемость пород, в которых производились подземные ядерные взрывы. В последующем эти знания позволили разработать методику прогноза радиационной обстановки после проведения подземных ядерных испытаний, что в значительной степени способствовало обеспечению радиационной безопасности участников испытаний [52, 33].

В период проведения подземных ядерных испытаний на Семипалатинском полигоне ставились не только военные задачи, связанные с усовершенствованием характеристик ядерных зарядов и устройств или разработкой мероприятий по обеспечению безопасности участников испытаний и населения, но и задачи мирного использования ядерных взрывов, такие как создание искусственных водоемов и каналов.

Обязательным требованием Московского договора 1963 г. было нераспространение радиоактивных продуктов подземных ядерных взрывов за пределы территории страны, которая проводила такие испытания. Следовательно, методика проведения подземных ядерных взрывов должна была разрабатываться как с учетом обеспечения радиационной безопасности персонала полигона и населения, так и с учетом требований Московского договора. Такой подход к проблеме требовал не только изучения закономерностей выхода (прорыва) радиоактивных продуктов взрывов в атмосферу в широком диапазоне условий их проведения, но и возможности эффективного регулирования выхода радиоактивных веществ в атмосферу при выполнении специальных требований, например, использования ядерных зарядов, при взрыве которых за счет реакций деления расщепляющихся материалов выделяется минимальная доля энергии. При этом необходимо было учитывать требования экономичности всех практических рекомендаций, обеспечивающих радиационную безопасность проведения подземных ядерных взрывов при реализации грандиозных проектов, которые разрабатывались в 60-80-е годы (переброс стока сибирских рек в южном направлении, создание искусственных водоемов, каналов, гаваней и т.д.). Кроме того, рассматривалась возможность использования подземных ядерных взрывов для решения широкого круга таких народнохозяйственных задач, как устройство котлованов при строительстве, стимуляция добычи нефти и газа, тушение факелов горящих газов и фонтанов нефти, сейсмическое зондирование земной коры в интересах поиска полезных ископаемых, создание подземных резервуаров и др [53 , 44].

Такой широкий круг задач требовал внимательного изучения радиационной обстановки после проведения подземных ядерных взрывов, поскольку предполагалось, что в районах взрывов будут проводиться различного рода работы, а сами взрывы будут проводиться вблизи населенных пунктов.

За время деятельности Семипалатинского полигона на его территории было осуществлено 7 подземных ядерных взрывов в промышленных целях. Проведены они были (по порядку) в скважинах 1004 и 1003, Т-1, Т-2, в штольне 148/1, в скважине Р-1 (ВлЛазурит») и в штольне 148/5. Следует отметить, что радиоактивные следы после всех ядерных взрывов, за исключением первого мирного ядерного взрыва "Чаган» в скважине 1004, сформировались полностью в границах территории полигона, не представляя какой-либо опасности для населения, и в настоящее время остаточное радиоактивное загрязнение на этих следах отсутствует [54 , 5].

После взрыва "Чаган» в скважине 1004, который был произведен специально для образования искусственного водоема, остаточное загрязнение можно обнаружить и в настоящее время. Именно этот эксперимент показал, что вред, наносимый промышленными ядерными технологиями, в основе которых лежат подземные ядерные взрывы, может быть несоизмеримо больше их экономической выгоды. Но "гигантомания народнохозяйственных проектов СССР и отсутствие достаточно достоверных знаний относительно последствий подземных ядерных испытаний большой мощности, сделали возможным проведение эксперимента "Чаган» на полигоне.

Основные характеристики взрыва "Чаган» и особенности радиационной обстановки после взрыва

Первый опытно-промышленный эксперимент "ЧаганСЧ был проведен в целях получения информации о возможности использования подземных ядерных взрывов для образования глубоких воронок, а также чтобы оценить полезность, а, возможно, и необходимость применения ядерных зарядов для создания водохранилищ в засушливых районах страны. Он был осуществлен 15.01.1965 г. в месте слияния рек Чаган и Ащи-Су в урочище Балапан. Подготовка и проведение взрыва проводились по специальному проекту, содержавшему комплекс мероприятий по радиационной и сейсмической безопасности населения [ 55, 76].

Проектом, в создании которого принимали участие специалисты ряда ведущих институтов бывшего СССР, предполагалось образование воронки и радиоактивного облака взрыва в результате выброса грунта, а также формирование следа радиоактивного загрязнения.

Для обеспечения безопасности населения в секторе возможного формирования радиоактивного следа предполагалось создать несколько зон: зона отселения; зона оповещения и вывода людей и скота из построек на время прохождения сейсмической волны, а также контролируемая зона (санитарно-защитная зона и зона наблюдения). Из зоны наиболее сильного радиоактивного загрязнения предусматривалось временное отселение людей, чтобы снизить их дозовые нагрузки до величин, допускаемых санитарно-гигиеническими нормами. Внутренней, то есть ближней к эпицентру взрыва, границе зоны наблюдения (ЗН) соответствовало такое расстояние от взрыва, начиная с которого необходимость в проведении каких-либо ограничительных мероприятий для населения отсутствовала.

Установленные перед взрывом размеры зон уточнялись после его проведения и выполнения комплекса работ по определению реальной радиационной обстановки. Затем, основываясь на закономерностях снижения уровней радиационного воздействия, устанавливались сроки пересмотра и сокращения размеров зон, что давало возможность продолжать ведение обычной хозяйственной деятельности на территории, которая ранее была определена как санитарно-защитная зона.

В результате механического эффекта взрыва заложенного на глубине 178 м ядерного заряда мощностью 140 кт образовалась воронка глубиной 100 м, диаметром по гребню навала грунта 520 м и объемом примерно 6 млн. м3. Выброшенный из воронки грунт образовал земляной вал высотой 20-35 м, который перекрыл русло реки Чаган [56 ,33 ].

Заполнение воронки водой, согласно проекту, должно было происходить за счет весеннего паводка реки Чаган, для чего предусматривалось строительство канала. После проведения всех строительных работ образовалось два больших водоема: внутренний - в воронке и внешний - за счет заполнения водой поймы рек Чаган и Ащи-Су. Через два года в обоих водохранилищах появилась рыба (сорога, линь, сазан и др.), а воду из них местное население стало использовать для водопоя скота.

Необходимо отметить, что оценке радиационной обстановки на искусственно созданном объекте и на близлежащих к нему территориях уделялось большое внимание специалистами многих научных учреждений как при выполнении различного рода научных комплексных программ радиационных исследований (Ю.А. Израэль, С.И. Макерова, В.А. Логачев, В.Н. Петров, Ф.Я. Ровинский, В.Г. Рядов, А.А. Тер-Сааков, С.Л. Турапин и др.), так и различных частных программ радиоэкологических обследований, продолжавшихся в течение многих лет (Ю.В. Дубасов, К.И. Гордеев, В.М. Завьялов, А.Б. Иванов, А.С. Кривохатский, В.М. Лоборев, А.М. Матущенко, Л.Б. Прозоров, Е.Д. Стукин, Г.А. Шевченко, С.Г. Чухин и др.). Изучение радиоэкологического состояния этого объекта и местности вокруг него было продолжено в 90-е годы уже в рамках выполнения международных программ мониторинговых наблюдений (А.А. Искра, Ю.В. Дубасов, В.А. Логачев, А.М. Матущенко, С.Г. Смагулов, А.К. Чернышев и многие другие). В настоящее время мониторинг радиационной обстановки в районе озера Чаган или, как его называют, озера "Атомкуль» ведут специалисты Национального ядерного центра Республики Казахстан, который находится на территории г. Курчатова - бывшего административно-научного центра уже несуществующего Семипалатинского испытательного полигона (Ш.Т. Тухватулин, М.А. Ахметов, Л.Д. Птицкая, В.Р. Бурмистров, О.И. Артемьев и др.) [57, 33].

Научно-технический интерес может представлять внешняя картина развития облака взрыва. Так, примерно через 40 мсек после подрыва заряда началось фонтанирование воды из скважины и характерное вспучивание грунта диаметром около 600 м у основания. Начальная скорость подъема купола грунта в эпицентре взрыва составляла 100 м/ сек. Спустя 2,5 сек после взрыва наблюдался прорыв раскаленных газов через слой раздробленной породы с образованием видимых глазом очагов свечения. К этому времени скорость движения породы вверх составляла 160 м/сек, то есть достигла максимума, и затем начала быстро снижаться.

В конце шестой секунды в верхней части столба сформировалось быстро расширяющееся конденсационное облако. Примерно на 10-й секунде столб выброса достиг максимальной высоты, равной 950 м, а диаметр составил 800 м. В результате падения и дробления грунта у основания султана выброса начала образовываться базисная волна, представляющая собой кольцевое облако пыли, которое распространялось в разные стороны с небольшой скоростью. Достигнув размеров в диаметре около 5000 м при высоте подъема пыли 500-750 м, движение фронта базисной волны практически прекратилось. В последующем облако пыли базисной волны смещалось в северо-западном направлении, а центральное пылевое облако сносилось ветром в северо-восточном направлении. В течение последующих 30 минут пыль в районе проведения взрыва в основном рассеялась, на поверхности Земли вокруг образовавшейся воронки стал виден навал грунта высотой до 20-35 м и диаметром 900-1000 м. К этому времени облако взрыва, поднявшись на высоту до 4800 м, разделилось на две части в соответствии с направлением ветра на разных высотах, формируя локальный след радиоактивного загрязнения. Через 15 минут после взрыва максимальные уровни радиации в облаке взрыва составляли 180 Р/ч, а через 3,5 часа - лишь 0,1 Р/ч [58 , 44].

Как известно, закономерности формирования радиационной обстановки в значительной степени зависят от состояния погоды и, в первую очередь, от состояния атмосферы. Погода в районе взрыва "Чаган» при его проведении была обусловлена восточной периферией циклона и "иянием с юго-запада теплого воздушного фронта. Слоистая облачность сплошного характера располагалась на высоте 2200 м, а расположенная ниже облачность в 5 баллов имела нижнюю границу на высоте около 800 м. Горизонтальная видимость составляла 8-10 км, наблюдалась слабая дымка, температура воздуха была равна -2,4-С [ 59, 60].

Формирование и облака взрыва, и радиоактивного следа происходило при аномальном распределении температуры и ветра по высоте. При этом слой атмосферы от поверхности земли и до максимальной высоты подъема облака, равной 4800 м, имел следующие характеристики:

  • на высоте до 750 м располагался задерживающий слой воздух с изотермическим ходом температуры;
  • на высоте от 750 м до 2500 м находился задерживающий слой с инверсионным ходом температуры, когда температура воздуха повышается с увеличением высоты;
  • выше 2500 м располагался слой воздуха с нормальным ходом температуры, то есть, чем выше от поверхности земли, тем температура воздуха ниже [60 ,32].

Кроме такого необычного распределения температуры по высоте наблюдался и значительный разворот ветра по направлению с увеличением высоты (почти на 100- вправо в пределах максимальной высоты подъема облака). Сочетание этих факторов привело к образованию локального радиоактивного следа сложной конфигурации, схема которого представлена на рис. 2.5. Так, радиоактивные аэрозоли в слое от 0 до 750 м перемещались по азимуту 330- и сформировали загрязнение местности за счет выпадений из базисной волны. Нижняя часть облака взрыва, находившаяся в слое от 750 м до 2500 м, образовала "северную ветвь» следа с осью по азимуту 40-47-, а верхняя его часть, поднявшаяся выше 2500 м, перемещаясь по азимуту 70-, сформировала "южную ветвь» следа. Скорость ветра при формировании "северной ветви» составляла 22 км/ч, "южной» - 40 км/ч, а фронт базисной волны перемещался со скоростью 17 км/ч [61, 3].

Данные об уровнях радиации на осях и "северной», и "южной» ветвей следа приведены в табл. 13.

Следует отметить, что повышенные уровни радиации были зафиксированы и в г. Семипалатинске, где через 3 часа после взрыва (в 15 часов по местному времени) мощность дозы гамма-излучения достигла максимума, составив примерно 8 мР/ч. Возможно, причиной этому стал повышенный выход радиоактивных продуктов в атмосферу, который по оценкам специалистов мог быть равен 20 %, из-за того, что ядерный заряд при его несколько большем (по сравнению с расчетным) энерговыделением (140 кт), был заложен на глубине, соответствующей проектной мощности, равной 100 кт [ 62, 44].

Прохождение облака над городом продолжалось около 3 часов, однако уже в 17 часов по местному времени уровни радиации по показаниям дозиметрических приборов стали снижаться. Доза облучения от проходящего облака могла составить примерно 0,05 мЗв, а от радиоактивных выпадений на местность - 1,0-1,5 мЗв. Через 10 дней после взрыва мощность дозы гамма-излучения в г. Семипалатинске достигла фоновых значений. В ряде населенных пунктов, расположенных на следе облака ближе к центру взрыва, а именно, в поселках Знаменка и Иса уровни радиации снизились до фоновых значений через 30 дней, а в поселке Сарапан - только через 1,5 года.


Таблица 13 - Мощности доз гамма-излучения на территории радиоактивного следа подземного ядерного взрыва с выбросом грунта в скважине 1004 (взрыв "Чаган») на "Ч+24»после взрыва

Ось ветви следа

Уровни радиации на разных расстояниях (км) от центра взрыва на время "Ч+24СЧ, мР/ч

1

3

6

8

15

24

30

37

49

60

70

ВлСеверная» ветвь

25000

3300

875

460

160

0

35

45

26

7

4

ВлЮжная» ветвь

-

-

-

-

35

30

17

12

7

5

4


Положение радиоактивного следа и его размеры с различными граничными параметрами (численными значениями изолиний) можно определить, используя схему следа. Естественно, что в результате радиоактивного распада и миграции радионуклидов площадь загрязненной территории постоянно уменьшалась. Так, если по состоянию на июнь 1965 г. площадь следа, ограниченная изолинией 0,5 рентген в год (величина предельно допустимой дозы внешнего облучения населения), составляла примерно 140 км2, то через год (середина 1966 г.) она равнялась 50 км2, а еще через год, то есть в 1967 г., она уже составляла примерно 17 км2. Период уменьшения площади следа в 2 раза был равен 250 суткам. Примерно через 5 лет площадь контролируемой зоны следа составила менее 1 км2 [63 , 11].

В результате выпадения радиоактивных продуктов взрыва были загрязнены территории примерно 10 населенных пунктов, в которых проживало около 2000 человек. В табл. 14 приведены данные, характеризующие радиационную обстановку в наиболее загрязненных населенных пунктах.

Как показывают данные наиболее крупным по числу жителей населенным пунктом, в котором возможная доза облучения людей могла превышать один рентген, был поселок Знаменка. Жители этого поселка работали в основном в совхозе, имеющем преимущественно зерновое направление. Большинство семей имело свой молочный скот, земли, для выпаса которого находились в непосредственной близости от поселка. В зимнее время года содержание крупного рогатого скота было стойловое. Застройка села характеризовалась преимущественно домами саманного типа, водоснабжение было из колодцев, которые в своем большинстве не закрывались (не имели крышек). Снабжение поселка продуктами питания осуществлялась через торговую сеть, помимо этого, жители использовали и такие продукты местного производства, как молоко, молочные продукты и мясо (баранина, конина), а также картофель и овощи, которые хранились в подвалах домов.

Результаты расчетов доз внешнего и внутреннего облучения жителей поселка Сарапан с учетом поступления трития в организм людей приведены в табл. 8. Приведенные данные позволяют констатировать, что в течение первого года после взрыва "Чаган» в поселке Сарапан, как и в других населенных пунктах, расположенных на радиоактивном следе от этого взрыва, максимальному облучению подвергалось детское население, у которого основным критическим органом является щитовидная железа.

При длительном проживании в зоне радиоактивного загрязнения дозы облучения костной ткани и всего тела могли увеличиться примерно в два раза.

Эксперимент "Чаган» в полной мере продемонстрировал, что полигон в период проведения ядерных испытаний являлся потенциальным источником радиоактивного загрязнения окружающей среды, хотя в течение всей его деятельности, вплоть до закрытия в 1989 г. особое внимание уделялось вопросам обеспечения безопасности населения и изучению радиационной обстановки.


Таблица 14 - Радиационная обстановка в 1965 г. в населенных пунктах, территории которых были наиболее сильно загрязнены радиоактивными выпадениями после взрыва "Чаган»

Населенный пункт

Численность населения, чел.

Расстояние от места взрыва,

км

Уровни

радиации на "Ч+2»,

мР/час

Дозы гамма-излучения на местности

в 1965 г.,

Р

Сарапан

162

13

4400

5,8

Иирбала

10

22

700

6,7

Бейсень

8

24

1300

2,8

Щербаковка

-

48

300

2,6

Пса

66

30

110

0,9

Знаменка

980

40

170

2,4

Муса

22

33

190

1,3

Торейгыр

11

32

270

2,3


Таблица 15 - Возможные дозы внешнего и внутреннего облучения критических органов жителей поселка Сарапан за период с января 1965 г. по апрель 1966 г.

Критический орган

Дозы облучения различных групп населения,

сГр (сЗв)

дети

взрослые

внешнее

внутреннее

сумма

внешнее

внутреннее

сумма

Щитовидная железа

1,7

14,4

16,1

2,6

1,1

3,7

Костная ткань

1.0

6;7

7,7

1,5

0,3

1,8

Все тело

1,7

2,4

4,1

2,6

0,5

3,1

Кожа

-

-

20,0

-

-

20,0


Систематическая оценка степени радиоактивного загрязнения почвы и растительности на СИП началась только после наземного ядерного взрыва, произведенного 24.08.1956г. и ставшего причиной выпадения радиоактивных осадков, в том числе вместе с дождем, на территории Семипалатинской и Восточно-Казахстанской областей. Распределение плотностей радиоактивного загрязнения по следу этого взрыва было неравномерным. Максимальное радиоактивное загрязнение местности, вызванное выпадением атмосферных осадков, произошло в районе г. Усть-Каменогорска [64 , 22].

Проведенные после взрыва измерения показали, что степень загрязнения почвы пропорциональна уровням радиации на местности. Данные о степени загрязнения почвы и растительности на 25.09.1956 г. в районах, расположенных вблизи Семипалатинского полигона, представлены в табл. 16.

Из данных следует, что, во-первых, наибольшая степень загрязнения почвы была отмечена в Семипалатинской области, на территории которой сформировалось большинство радиоактивных следов наземных ядерных взрывов, и, во-вторых, содержание естественного радионуклида калия-40 в почве и растительности практически не отличалось от содержания в них продуктов ядерных взрывов, что нужно учитывать при проведении расчетов. По результатам исследования послойного загрязнения почвы было установлено, что на целинных участках земли спустя несколько лет после осуществления взрывов наиболее загрязненным оказался поверхностный слой почвы глубиной до 1 см. Он содержал в 5-10 раз больше активности, чем слой почвы на глубине от 3 до 4 см. Загрязнение вспаханных участков местности происходило на глубину пахоты, т.е. до 16-20 см [65 , 33].

После 1958 г. по мере внедрения методов радиохимии и появления спектрометрической аппаратуры стали проводиться исследования по определению содержания в различных объектах внешней среды таких биологически опасных радионуклидов, как стронций-90, цезий-137 и йод-131. В поверхностном слое почвы на следе взрыва 1956 г. стронция-90 содержалось примерно 8% от величины общей активности. Наличие радиоактивных веществ в почве приводило к проникновению их в наземную растительность [66 , 10].

В 1956 г. специалистами комплексных экспедиций Института биофизики и полигона были проведены радиометрические исследования проб травы и злаковых растений. Результаты проведенных радиометрических исследований показали также, что содержание радиоактивных веществ в наземной части растений и в корневой системе было примерно одинаковым. В растениях, имеющих важное значение для сельскохозяйственного производства, был обнаружен стронций-90, находившийся в подвижной (водорастворимой) форме. Переход радионуклидов в растворимое состояние зависел от физических свойств радиоактивных частиц, основная часть которых после наземного ядерного взрыва находилась в оплавленном состоянии.


Таблица 16 - Степень радиоактивного загрязнения почвы и растительности (разнотравья) по состоянию на 25.09.1956 г.

Населенный пункт, вблизи которого отобрана проба

Расстояние от центра Опытного поля, км

Содержание радиоактивных веществ в пробах, Ки/кг

почва

наземная растительность

Рубцовск

350

4x10-7

2х10-6 - 4х10-9

Семипалатинск

160

8x10-7

5x10-8 - 8х10-7

Чарская

250

1.5x10-7

1x10-7

Аягуз

330

7x10-7

3x10-8

Кара-Аул

200

6x10-7

1x10-7

Саржал

100

1.3х10-6

6х10-8

Майское

60

3х10-8

1x10-7

Баян-Аул

150

7x10-8

5x10-8

Содержание естественного радионуклида калия-40 (фоновая концентрация)

-

(1-2) х10-8

(1-2) xl0-8


В 1991-1992 гг. было выполнено аэро-гамма-спектрометрическое обследование территории полигона и прилегающих к нему районов. В результате были определены мощности экспозиционных доз гамма-излучения на высоте одного метра от поверхности земли, плотности загрязнения местности цезием-137, а также поверхностные концентрации в почве урана, тория и калия-40. Съемка территории проводилась в масштабе 1:300000 при расстоянии между профилями съемки, равном 3 км, и при ширине поля регистрации детектором около 300м. На большей части территории полигона плотность загрязнения цезием-137 находится в пределах от уровня глобальных выпадений (0,05 Ки/км2 до 0,5 Ки/км2. Плотности загрязнения цезием-137 более 1 Ки/км2 были зафиксированы только на испытательных площадках Опытного поля и на очень небольших участках радиоактивного следа, который образовался после взрыва, осуществленного 12.08.1953г [67 , 44].

Таким образом, можно сделать вывод, что радиологическое состояние поверхностного слоя почвы СИП определяется в основном такими долгоживущими продуктами, как стронций-90 и цезий-147 с их дочерними радионуклидами, а также изотопами плутония. Определяющее значение указанных радионуклидов обусловлено их значительно большей наработкой в ядерных взрывах, значительным промежутком времени с момента проведения взрывов и их высоким биологическим действием, при этом активность более короткоживущих радионуклидов снизилась из-за их естественного распада.

За время, прошедшее после взрывов, активность стронция-90 и цезия-137 уменьшилась, а альфа-активность плутония практически не изменилась, поэтому абсолютные значения активностей стронция-90 + цезия-137 и плутония стали примерно одинаковыми. С учетом того, что радиотоксичность плутония почти на два порядка выше, чем стронция-90 и цезия-137, можно предположить, что проблема радиоактивного загрязнения территории полигона - это проблема загрязнения ее плутонием [68,33].

Акиматом Павлодарской области по договоренности с Национальным ядерным центром, были произведены захоронения высокотоксичных химических отходов (трихлордифенил) в штольнях подземных сооружений бывшей испытательной площадки СИЯП, при этом не была проведена обязательная государственная экологическая экспертиза. Министерство охраны окружающей среды и Министерство энергетики и минеральных ресурсов не располагают информацией о проведенных захоронениях.

Страницы: Назад 1 Вперед