Персональный сайт

7.4. Накопление радионуклидов растительностью

wherse — Thu, 15 May 2014 19:24:06 GMT

7.4. Накопление радионуклидов растительностью

лесных фитоценозов

Значительное количество радиоактивных выбросов в зонах загрязнения аккумулировали лесные массивы, которые оказались природным барьером на пути распространения радиоактивных аэрозолей. Общая площадь загрязнения лесов в Беларуси составляет 17198 тыс.га или 25,6%.

В лесных экосистемах миграция, распределение и накопление радионуклидов имеют свои особенности. В начальный период после выпадения радиоактивных веществ преобладает миграция "сверху - вниз", т.е. перемещение радионуклидов из крон под полог леса. Через некоторое время основная масса радионуклидов концентрируется в верхней органической части или в подстилке. Затем начинается миграция из подстилки в минеральные слои почвы. Продолжительность этого процесса в хвойных лесах 3-5 лет, в лиственных — 1 год. На миграцию радионуклидов вглубь по профилю почвы влияют следующие факторы:

– плотность загрязнения лесного массива (с увеличением плотности загрязнения миграция возрастает);

– химические свойства радионуклидов (интенсивность миграции стронция-90 значительно выше, чем цезия-137, так как стронций-90 находится в более подвижных формах);

– толщина и степень сформированности лесной подстилки ( в более старых лесах с мощной и хорошо минерализованной подстилкой миграция замедляется, в молодых лесах с плохо разложившейся подстилкой идет активнее);

– состав и возраст насаждений (в лиственных лесах происходит ежегодный сброс листьев и быстрая минерализация опада, сопровождающаяся высвобождением радионуклидов из опада и перемещением их в верхние слои почвы);

– гранулометрический состав почвы (в лесах, произрастающих на песчаных и торфяных почвах, миграция интенсивнее);

– режим увлажнения (на гидроморфных почвах с хорошим торфяным слоем идет активная миграция из подстилки в минеральные слои почвы).

За время, прошедшее после катастрофы на ЧАЭС, радионуклиды опустились в глубь почвы максимум до 30-35 см. Основная часть их (45-95%) в почве находится в фиксированной форме в нижних слоях подстилки и в верхних минеральных слоях почвы (1– 5см). На гидроморфных почвах преобладают обменная и подвижная формы Сs-137 и Sr-90.

В древесную растительность радионуклиды поступают двумя путями – через вегетирующие органы – аэральный путь и через корни – корневой путь. При аэральном пути поступления оказывает влияние количество выпавших радиоактивных осадков, размер радиоактивных частиц, форма выпадения и свойства радионуклидов, распределение радионуклидов в кроне деревьев, биологические особенности растений, фаза развития растений, сезон года.

Поступление радионуклидов из почвы зависит от плотности загрязнения леса и форм нахождения радионуклидов в почве, почвенных и климатических условий, места произрастания, типа и структуры биоценоза, биологических особенностей и возраста леса.

В лесном фитоценозе максимальная концентрация радионуклидов у растительности нижнего яруса (лишайники, мхи, грибы), минимальная – у растительности древесного верхнего яруса. Травянистые виды – кустарники, подлесок и подрост занимают промежуточное положение. Большинство радионуклидов концентрируется в корнях и слабо переходит в наземную часть, за исключением цезия и стронция. По накоплению древесными растениями цезия-137 в древесине установлен следующий убывающий ряд: осина, береза, сосна, ель, дуб, ольха. По накоплению стронция-90 — осина, береза, ольха, ель, сосна, дуб. Установлено, что береза поглощает из почвы цезия-137 в 2-18 раз, а стронция-90 в 13 раз больше, чем сосна. У деревьев максимальное количество радионуклидов сосредоточено в коре, минимальное — в древесине. Степень накопления в древесине зависит от ее строения. Больше радионуклидов накапливают деревья с заболонной древесиной (осина, береза), меньшее накопление у деревьев с ядровой древесиной (дуб, сосна). Концентрация радионуклидов снижается от периферии к центру ствола.

Грибы, лишайники и мхи накапливают радионуклиды на 1-2 порядка больше, чем их концентрация в почве. По накоплению цезия-137 в плодовых телах грибы разделяются на 4 группы:

– слабонакапливающие (опенок осенний);

– средненакапливающие (подберезовик, белый гриб, лисичка, рядовка);

– сильнонакапливающие (груздь черный, сыроежки всех видов);

– аккумуляторы радиоцезия (гриб польский, масленок, волнушка).

В шляпках накапливается цезия-137 в 1,5-3 раза больше, чем в ножках.

По накоплению радиоцезия лесные ягоды располагаются в следующем убывающем порядке: черника, голубика, брусника, клюква, земляника. В ягодах концентрация радионуклидов в 2-3 раза меньше, чем в стеблях и листьях.

Сбор грибов, ягод, заготовка лекарственного сырья разрешены в лесах при плотности загрязнения до 2 Ки/км2. Рубка леса производится в зоне загрязнения до 15 Ки/км2 по традиционным технологиям, а в зоне 15-40 Ки/км2 по специальным технологиям. В зоне свыше 40 Ки/км2 рубку не производят.

При отмирании травянистой и древесной растительности радионуклиды возвращаются в почву и включаются в процессы миграции.

7.5. Пути поступления и особенности распределения

радионуклидов в организме животных и птицы

Основными источниками поступления радионуклидов в организм животных являются корм, вода, почва, радиоактивные частицы, аэрозоли.

Радионуклиды поступают в организм животных через пищеварительный тракт с кормом и водой, через легкие с загрязненным воздухом, через поверхность кожи, через слизистые оболочки и раны. При радиационных инцидентах основное количество радионуклидов поступает через легкие, кожу и слизистые оболочки. Газообразные радионуклиды быстро всасываются с поверхности легких в кровь и разносятся по организму. Частицы размером 0,5-1 мкм задерживаются на 90% в легких, где всасываются в кровь. Часть частиц поглощается в легких макровагами и надолго остается в легочной ткани. Более крупные частицы оседают в верхних дыхательных путях. Из легких быстро всасываются в кровь хорошо растворимые соединения щелочных и щелочно-земельных элементов. Поступления через кожу может составлять 0,13-2,1%, при этом максимальное поступление у щелочных элементов, инертных газов, галогенов, а также у водорастворимых и жирорастворимых соединений. Через слизистые оболочки раны поступает менее 1% радионуклидов.

В настоящее время 95-98% радионуклидов поступает через желудочно-кишечный тракт с кормами и водой. Поступление зависит от характера кормопроизводства хозяйства (вид и набор кормов, содержание радионуклидов в корма или суточная активность рациона, от продуктивности и окультуренности кормовых угодий, а также от способа содержания животных, при этом минимальное поступление при стойловом содержании животных с кормлением скошенным зеленым кормом окультуренных угодий.

При выпасе скота одновременно с травой поступают радиоактивные частицы, почвенный грунт и отмершие части растений, содержащие радионуклиды. В организм крупного рогатого скота может поступать 300-600 г почвы. С водой поступление радионуклидов на несколько порядков ниже, чем с кормом.

В желудочно-кишечный тракт с кормом и почвой радионуклиды поступают в различных формах: 1) ионы, входящие в состав травянистого корма; 2) аэрозоли, адсорбированные на поверхности растений; 3) структурные и химические соединения, входящие в состав кормов; 4) силикатные и карбонатные частицы различной растворимости и др. Радионуклиды, попавшие в организм с кормом, включаются в основные процессы обмена веществ, т.е. всасывание в кровь, транспорт с кровью по организму, поступление и накопление в органах и тканях организма и выведение из организма. Основное место всасывания радионуклидов — кишечник, отделы которого по интенсивности всасывания располагаются в убывающем порядке: подвздошная
Активный транспорт, или активный перенос, идет против градиента концентрации с использованием энергии АТФ при участии ферментов АТФ-аз, которые присоединяют ионы натрия, водорода, цезия, кальция, железа, церия и выносят их в кровь. Ускоренная диффузия идет по градиенту концентрации с участием специальных белков-переносчиков. Пиноцитоз осуществляется с помощью клеток, поглощающих радионуклиды путем обволакивания и переносящих их через стенки кишечника в кровь. При пассивном всасывании радионуклиды избирательно проникают через мембрану и поры клеток подобно макро- и микроэлементам по градиенту концентрации. Интенсивно поступают в кровь те ионы, у которых ионный радиус меньше радиуса пор клеток кишечника.

Интенсивность всасывания количественно оценивается коэффициентом всасывания, который определяется как отношение количества радионуклида, перешедшего в кровь к количеству радионуклида, поступившего с рационом. На всасывание радионуклидов оказывает влияние форма и физико-химические свойства радионуклидов, физиологическое состояние животных, количество корма и другие менее значимые факторы. Известно, что водорастворимые формы, одновалентные ионы всасываются активно. Хорошо всасываются радионуклиды относящиеся к элементам I группы таблицы Менделеева (щелочные), элементы VII группы (галогены), элементы II группы (щелочно-земельные), кроме бария. Величина всасывания натрия-22, цезия-137 и йода-131 может составлять у крупного рогатого скота 100%, а стронция-90 — 40-60% и бария-140 —15%. Трансурановые и редкоземельные элементы образуют в кишечнике плохорастворимые комплексы, поэтому всасывание слабое и составляет от 0,001 до 2,3%. Чем больше массовое число элемента, тем меньше коэффициент всасывания. По скорости всасывания радионуклиды располагаются в убывающем порядке: 131I >137Cs>45Ca>90Sr>65Zr>60Co>59Fe>54Mn>140Ba>106Ru>144Ce>

90Y>239Pu.

На величину и скорость всасывания влияет концентрация радионуклидов в корме (прямая связь) и количество поступивших радионуклидов (чем больше видовой состав радионуклидов, тем меньше всасывается каждый отдельный радионуклид.

Из физиологических особенностей животных наибольшее влияние на всасывание оказывает строение пищеварительного тракта (у животных с однокамерным желудком всасывание выше, чем у животных с четырехкамерным желудком); возраст животных (у молодых животных интенсивный обмен веществ и высокая проницаемость мембран клеток кишечника, поэтому всасывание радионуклидов в 2-10 раз выше, чем у старых животных); масса животных (у мелких животных активный обмен веществ и активное всасывание радионуклидов с последующим распределением на меньшую массу); режимы организма (подвижные, активные животные имеют большие коэффициенты всасывания, чем пассивные); продолжительность контакта радионуклидов с клетками желудочно-кишечного тракта и скорость переваримости корма, чем быстрее переваривается корм и чем меньше времени он находится в ЖКТ, тем меньше всасывание); степень заполненности ЖКТ кормом до поступления радионуклидов (натощак всасывание в 2-5 раз выше). На всасывание радионуклидов влияет качество корма, особенно содержание в кормах клетчатки, которая хорошо поглощает радионуклиды, снижая их всасывание, а также содержание калия, кальция, микроэлементов, витаминов и веществ, связывающих радионуклиды в трудно доступные соединения. В звене клетки кишечника – кровь имеет место дискриминация стронция относительно кальция. При дефиците усвояемого кальция активно всасывается стронций. Всасывание стронция-90 в кишечнике уменьшается в 1,5–5 и более раз при введении в рацион трикальцийфосфата, а также кормового мела или доломитовой муки. Препараты на основе ферроцина содержат обменные катионы алюминия, которые вступают в ионно-обменные реакции с одновалентными ионами, особенно активно с ионами цезия. Благодаря этим реакциям цезий связывается в коллоидные соединения и значительно меньше всасывается. Известно, что 1г ферроцина связывает 9,7·1010 Бк. Цезий поглощается ферроцином в 1000 раз сильнее, чем натрий и в 100 раз сильнее, чем калий, поэтому введение ферроцина, с одной стороны, уменьшает всасывание цезия-137 и переход его в мясо в 2–5 раз, а в молоко – в 5-7 раз, а с другой стороны, – не уменьшает в организме содержание натрия и калия и не разрушает процессы обмена веществ в организме. Поступившие в кровь радионуклиды разносятся по организму, откладываются в органах и выводятся из организма.

Поведение всосавшихся в кровь радионуклидов зависит от физико-химических свойств радионуклидов и их биологического значения для организма, возраста и физиологического состояния животных, кратности и длительности поступления радионуклидов в организм. Радионуклиды I группы периодической системы, относящиеся к щелочным элементам, т.е. натрий, калий, цезий не связываются с белками крови, мышц, печени, почек, поэтому 90 и более процентов их находится в свободном состоянии. В связи с этим для них характерна высокая скорость обмена в организме и сравнительно равномерное распределение. Цезий-137 накапливается преимущественно в мышечной ткани и во внутренних органах.

Радионуклиды II группы периодической системы, относящиеся к щелочно-земельным элементам, т.е. кальций, барий, стронций связываются в организме с белками крови и тканей. Кальций связывается в 2 раза больше, чем стронций. Установлено, что кальций и стронций связываются с альбуминами, иттрий и церий – с глобулинами. Естественные комплексообразователи организма – молочная, глутаминовая и лимонная кислоты – легко «отрывают» стронций от белка, образуя со стронцием комплексы. В тканях под действием ферментов или фосфатных анионов (РО4-3) комплексы разрушаются, при этом возникают свободные катионы стронция и фосфаты стронция, которые включаются в процессы формирования костной ткани. По химическому составу кость – это фосфат кальция с примесью ионов магния, натрия, карбоната кальция. Костные кристаллы очень мелкие. Они окружены органическим веществом – каллогеном и слоем воды, через который происходит обмен между ионами поверхности кристалла и внеклеточной жидкостью организма. Чем шире этот слой (например, у молодых животных), тем больше скорость обмена ионами и тем больше накопление стронция в кости. Стронций вначале накапливается в каллогене, откуда путем диффузии переходит в кристаллы, т.е. в костную ткань. Максимальная концентрация стронция в губчатых и компактных костях, минимальная – в трубчатых, с разницей в 1,7-2,6 раз. Кальций может вытеснять стронций из каллогена, т.е. имеет место дискриминация, что следует помнить при составлении рациона кормления животных. Накопление стронция-90 в мышечной ткани и внутренних органах в сотни раз ниже, чем в костной ткани, потому что его отложению в мышечной ткани препятствует молочная кислота. По способности связываться с белками крови и тканей радионуклиды образуют следующий ряд: 22Na = 137Cs = 40K 90Sr45Ca90Y = 144Ce.

В отличие от стронция-90 и цезия-137 йод-131 относится к короткоживущим радионуклидам (Т1/2=8,06 сут). По прочности связи с белками организма йод-131 превосходит все радионуклиды. Более 70% поступившего йода-131 связывается с белками крови и с тиреоидными гормонами, причем в крови йод-131 связывается с эритроцитами. Плутоний и америций связываются с белками крови и органов и откладываются в скелете, печени, селезенке, семенниках и надпочечниках.

Всасывание 144Се и 106Ru – очень слабое, т.к. они связываются почти полностью с белками, поэтому отложение в органах и тканях незначительное. Радионуклиды нейтронной активации (59Fe, 60Co, 65Zn) активно всасываются и накапливаются в паренхиматозных органах, тканях и скелете, при этом максимальное количество откладывается в печени.

По типу распределения в организме радионуклиды разделяются на 4 основные группы: 1-я группа – равномерный – элементы 1 группы периодической системы: водород, литий, натрий, калий, рубидий, цезий, рутений; 2-я группа – скелетный (остеотропный) – щелочноземельные элементы: бериллий, кальций, стронций, барий, радий цирконий, иттрий; 3-я группа – печеночный: лантан, церий, плутоний, марганец, торий; 4-я группа – почечный: висмут, сурьма, мышьяк, уран. В особую группу с тиреотропным типом распределения выделяют йод, астат, бром.

При длительном (хроническом) поступлении радионуклидов в организм животных с кормом сначала происходит интенсивное накопление, а затем, по мере насыщения радионуклидами тканей, постепенно замедляется до наступления равновесия между поступающими в организм радионуклидами и радионуклидами, выводимыми из организма, при этом содержание радионуклидов стабилизируется. Равновесие может нарушаться при изменении содержания радионуклидов в корме.

Например, увеличение содержания радионуклидов в корме приводит к возрастанию накопления радионуклидов до установления нового равновесия, но на более высоком уровне. Снижение содержания радионуклидов в корме способствует выведению их из организма и уменьшению накопления.

Эти особенности учитываются при откорме животных в условиях радиоактивного загрязнения кормовых угодий.

Время установления равновесия зависит от свойств радионуклида, интенсивности обмена веществ, вида, возраста и физиологического состояния животных. В мышечной ткани и внутренних органах равновесия для цезия-137 устанавливается у крупного рогатого скота в интервале времени между 60-ми и 150-ми сутками.

Установлено, что радионуклиды из организма стельных самок переходят через плаценту к развивающимся эмбриону и плоду. Плацента свободно пропускает калий и цезий, однако кальций проникает в 3-12 раз активнее, чем стронций. Распределение радионуклидов по организму плода в утробе самки подобно распределению по организму взрослого животного.

Неотъемлемым процессом поведения радионуклидов в организме является процесс выведения через желудочно-кишечный тракт и почки с калом и мочой, а также в меньшем количестве через легкие и кожу. У стельных и лактирующих животных часть радионуклидов выводится с плодом и молоком.

Время, в течение которого исходное количество радионуклида уменьшится в два раза, называется эффективным периодом полувыведения (Тэфф.).

Уменьшение концентрации радионуклидов происходит за счет 2-х основных факторов – это радиоактивный распад и обмен веществ.

Эффективный период полувыведения определяют по формуле:

где Тфиз– физические процессы, обусловленные радиоактивным распадом, т.е. период полураспада радионуклида – время, за которое количество радионуклида за счет распада ядер уменьшится в два раза; Тбиол. – физиологические процессы, обусловленные обменом веществ, т.е. биологический период полувыведения – время, за которое выводится половина поступившего количества радионуклида.

Эффективный период полувыведения короткоживущих радионуклидов определяется периодом полураспада, долгоживущих – биологическим периодом полувыведения.

Радионуклиды быстро выводятся из тканей с высокой скоростью обмена веществ, т.е. из мышечной ткани. Водорастворимые и свободные радионуклиды, которые хорошо всасываются в кровь (натрий, цезий, калий, йод), выводятся через почки.

Радионуклиды, которые плохо всасываются кальций, стронций, барий, церий, кобальт, выводятся через желудочно-кишечный тракт. Эффективный период полувыведения цезия-137 из мышечной ткани КРС составляет 20-30 суток, причем 35% цезия-137 выводится через 3 суток.

Остеотропные радионуклиды выводятся очень медленно. Для выведения радионуклидов используют различные методы, ускоряющие выведение из первичных мест поступления, а также методы, способствующие выведению радионуклидов из органов и тканей организма.

7.6. Переход радионуклидов из кормов в молоко и мясо

Поступление радионуклидов с кормом - основной источник радионуклидов для сельскохозяйственных животных, тогда как ингаляционный и перкутанный пути играют, как правило, незначительную роль.

Количественным показателем, характеризующим переход радионуклидов из рациона животных в 1 кг продукции, является коэффициент перехода:

,

где Апрод. - содержание радионуклида в продуктах животноводства, Бк/кг; Арац. - суммарное содержание радионуклида в суточном рационе животных, Бк.

Для изучения распределения радионуклидов в органах и тканях крупного рогатого скота в 1992-1993 гг. в белорусском научно-исследовательском и конструкторско-технологическом институте мясной и молочной промышленности (БелНИКТИ ММП) исследовали 60 проб из 4 туш, поступивших на мясокомбинат из Буда-Кошелевского, Добрушского и Чечерского районов Гомельской области. В табл. 6 приведены результаты определения удельной массовой активности цезия-137 и стронция-90 в органах и тканях коров из совхозов «Звезда» и «Сож» Чечерского района.

Как видно из табл.6 цезий-137 сравнительно равномерно распределяется по органам и тканям. Если концентрацию его в мышечной ткани принять за 100%, то в языке она составит 94-103%, почках 67-84%, печени 29-59%. Однако содержание цезия-137 во внутренних органах, крови и костях животных изменяется в значительных пределах в зависимости от уровня содержания радионуклида во всем организме.

Т а б л и ц а 6. Содержание радионуклидов в органах и тканях

крупного рогатого скота, Бк/кг

Органы и ткани

Радионуклиды

Cs-137

Sr-90

Мышечная ткань

1700*

214

1,2

Язык

1600

220

0,9

0,2

Почки

1140

180

0,7

0,3

Сердце

1040

180

0,4

0,1

Пищевод

460

126

2,0

0,4

Селезенка

630

120

0,3

1,2

Печень

490

127

1,1

0,7

Калтык

590

115

7,0

5,1

Легкие

430

100

0,9

0,3

Мозги

211

83

2,1

0,6

Вымя

313

65

0,8

0,4

Трахея

59

60

4,5

0,7

Кровь

132

21

0,6

Кости пластинчатые

300

20

1269

247

Кости трубчатые

63

746

96

* - числитель – совхоз «Звезда», знаменатель – совхоз «Сож» Чечерского района, 1993 г.

Накопление стронция-90 идет преимущественно в костях, причем кости пластинчатые содержат его в 1,7-2,6 раза больше, чем трубчатые. В мягких тканях содержание стронция-90 незначительно, несколько больше его в калтыке.

Отложение радионуклидов в организме связано со свойствами радионуклида, уровнем и полноценностью кормления животных, видом животных, их возрастом и физиологическим состоянием. По отложению Sr-90 в скелете сельскохозяйственных животных можно расположить в следующий возрастающий ряд: крупный рогатый скот (КРС) козы овцы свиньи куры. Отложение Cs-137 в организме также наиболее интенсивно происходит у кур, а меньше всего у КРС. Установлено снижение поглощения радионуклидов в желудочно-кишечном тракте взрослых и старых животных. Это объясняется более слабой проницаемостью мембран кишечной стенки и меньшей потребностью взрослого организма в минеральных веществах.

У высокопродуктивных животных коэффициент перехода радионуклидов из кормов в организм, как правило, ниже, чем у низкопродуктивных. Существенное влияние на величину коэффициента перехода оказывает сбалансированность рационов кормления животных по основным и, особенно, минеральным элементам питания.

На основании обобщения экспериментального материла последних лет установлены коэффициенты перехода радионуклидов из суточного рациона в продукцию животноводства (табл.7).

Таблица 7. Коэффициенты перехода (Кп) радионуклидов из суточного

рациона в продукцию животноводства (в % на 1 кг продукта)

Вид продукции

Радионуклиды

цезий-137

стронций-90

Молоко коровье

в т.ч.: стойловый период

пастбищный период

0,62

0,48

0,74

0,14

0,14

0,14

Говядина

4

0,04

Свинина

25

0,10

Баранина

15

0,10

Мясо кур

450

0,20

Яйцо

3,5

3,20

Из табл. 7 видно, что цезий-137 более интенсивно переходит из кормов в молоко и мясо по сравнению со стронцием-90.

Установлена связь между содержанием клетчатки в загрязненном рационе коров при стойловом содержании и переходом цезия-137 в молоко. Так, с увеличением содержания клетчатки в рационе от 1,3-1,8 до 3,1 кг/сутки отмечается уменьшение коэффициента перехода Cs-137 от 0,9 до 0,6.

Эпифитные лишайники как индикаторы загрязнения �

wherse — Thu, 15 May 2014 16:48:23 GMT

Эпифитные лишайники как индикаторы загрязнения атмосферного воздуха газообразными поллютантами, тяжелыми металлами и радионуклидами Кузнецова Валентина Федоровна

Диссертация - 15у.е., доставка 10 минут, круглосуточно, без выходных и праздников

Автореферат - 6 у.е., доставка 1-3 часа, с 10-19 (Московское время), кроме воскресенья

Кузнецова Валентина Федоровна. Эпифитные лишайники как индикаторы загрязнения атмосферного воздуха газообразными поллютантами, тяжелыми металлами и радионуклидами : Дис. ... канд. биол. наук : 03.00.16 : Н. Новгород, 2004 208 c. РГБ ОД, 61:05-3/467

Содержание к диссертации

1. Обзор литературы 10

Физико-географическая характеристика района исследования 10
Анализ мирового научного опыта по использованию лишайников для оценки загрязнения атмосферного воздуха 14
Изученность лихенофлоры Нижегородской области 38

2. Материалы методы исследований 39

Биологические методы 39
Физико-химические методы 44

Выбор видов лишайников 46
Схема экспериментов по изучению аккумулирующей способности лишайников и количественной оценке уровня загрязнения воздуха 47
Методика отбора и первичной подготовки проб лишайников 50
Подготовка образцов проб лишайников для анализа на содержание тяжелых металлов и урана 52
Методики определения тяжелых металлов, урана и трития в пробах лишайников 53

3. Эколого-флористическая характеристика лихенофлоры г. Сарова 59

Состав видов 59
Жизненные формы 62
Приуроченность к субстрату 64
Географический анализ 68
Синузии лишайников и их характеристика 69

4. Использование лихеноиндикации для оценки загрязнения

воздуха химическими ингредиентами 76

4.1 История изучения вопроса использования лишайников для оценки загрязнения

воздуха 76

Устойчивость-чувствительность лишайников к химическим поллютантам .78
Разработка региональной шкалы полеотолерантности 81
Оценка загрязнения территории г.Сарова с помощью индекса полеотолерантности

5. Применение лишайников в качестве биоаккумуляторов тяжелых металлов

и радионуклидов 96

Изучение аккумулирующей способности лишайников. Эпифитные лишайники-природные аккумуляторы тяжелых металлов 96
Использование лишайников для оценки загрязнения территории города

тяжелыми металлами и выявления источников загрязнения 101

Проведение сравнительного шучения динамики накопления тяжелых металлов и радионуклидов в лишайниках в фоновых условиях и в условиях воздействия антропогенных фактороз 102
Определение концентрации тяжелых металлов в воздухе методом

трансплантации лишайников 112

ВЫВОДЫ 117

БЛАГОДАРНОСТИ 120

СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННЫХ ИСТОЧНИКОВ 123

Приложения 161

Список принятых сокращений: ТМ - тяжелые металлы, РН - радионуклиды, Т - тритий, ОПП - опытная пробная площадь, КПП - контрольная пробная площадь, АЭС и ААС - методы атомно-эмисионной и атомно-абсорбциопной спектроскопии.

Введение к работе

Актуальность проблемы. В настоящее время в связи с усилением антропогенного воздействия на окружающую среду и ухудшением экологической обстановки актуальной задачей экологии является разработка таких методов контроля состояния окружающей среды, которые максимально точно локализовали бы неблагоприятные ситуации и давали возможность оптимизировать природоохранные затраты (Сает и др., 1990). В частности, в последние годы возрос интерес к эпифитным лишайникам как биологическим индикаторам качества воздуха, поскольку эти растительные организмы получают все необходимое для своей жизнедеятельности из воздуха.

Идея использования лишайников в качестве биомониторов антропогенного загрязнения не нова. Еще в 19 веке финский лихенолог В.Найландер (Nylander, 1866) при описании флоры лишайников Парижа впервые обратил внимание на чувствительность этих растений к загрязнению воздуха.

В настоящее время эпифитные лишайники являются традиционным объектом экологического мониторинга и биоиндикации химического загрязнения атмосферного воздуха. Лишайники чувствительны к целому комплексу загрязняющих веществ. Как показали исследования, на лишайники губительно влияют вещества, увеличивающие кислотность среды, такие как диоксид серы, фториды, хлориды, оксиды азота и озон (Трасс, 1971, 1978; Солдатенкова, 1974; Голубкова и Малышева, 1978; Мэннинг и др., 1985; Трешоу, 1988; Шуберт, 1988; Nylander, 1866). Внешним проявлением чувствительности лишайников к загрязнению являются: деградация слоевищ, изменение видового состава, уменьшение проективного покрытия. В тоже время этим древнейшим растительным организмам сравнительно безвредны тяжелые металлы и поллютанты радиационной природы (Инсарова, 1983; Мэннинг, 1985; Блюм и Тютюнник, 1989; Криволуцкий, 1991; Бязров, 1993; Kovacs, 1992). Обладая высокой сорбционной способностью, лишайники позволяют обнаруживать присутствие даже самых малых уровней активности и количеств радионуклидов и прочих

6 поллютантов в атмосферных выпадениях (Рамзаев, 1984; Miettinen, 1969; Tuominen & Yaakkola,

1975).

В нашей стране и за рубежом накоплен немалый опыт использования лишайников в качестве биомониторов загрязнения атмосферы поллютантами в городах, в биосферных заповедниках, вокруг источников вредных выбросов, химических и металлургических заводов, тепловых электростанций, в зонах радиоактивных аварий (Голубкова и Малышева, 1978; Израэлъ и др., 1982, 1985; Парибок и Сазыкина, 1982; Мартин, 1982; Инсарова и Инсаров, 1989, 1991; Криволуцкий, 1991; Бязров, 1993; Semadi, 1989; Conti and Cecchetti, 2001).

v В сравнении с точными аналитическими методами лихеноиндикация позволяет в короткий срок без применения дорогостоящих приборов оценить многолетнее среднее состояние воздушной среды {Трасс, 1978). Кроме того, в отличие от аналитических методов биомониторинг позволяет оценить суммарное токсическое воздействие на организм.

Широкое распространение лишайников в нашем регионе, доступность для изучения в течение всего года делает эти растительные организмы незаменимыми при проведении биомониторинга загрязнения атмосферного воздуха.

Наряду с очевидными преимуществами лихеноиндикации атмосферного загрязнения существует ряд проблем, связанных с изучением механизмов поглощения, накопления лишайниками тяжелых металлов, радионуклидов и специфической реакции лишайников на воздействие внешней среды и антропогенных факторов. Кроме того, для проведения корректного сравнения результатов биомониторинга различных, в географическом отношении районов, требуется решение проблем методологического характера: подбор условий биомониторинга, выбор аналитических методов и интерпретация большого количества экспериментальных данных (Wolterbeek, Freitas, 1999).

Экологические исследования по изучению флоры лишайников и использованию их для биомониторинга загрязнения воздуха на территории г. Сарова и на прилегающей к городу территории были начаты в 1992 г. Район исследования представляет значительный интерес, поскольку г. Саров является ядерным центром, на территории которого имеются

7 промышленные предприятия и относительно высокая концентрация автотранспорта; часть его

территории расположена в заповедных мордовских лесах.

В 1998 г. в рамках выполнения Проекта-740 Международного научно-технического центра (МНТЦ) "Применение метода лихеноиндикации для оценки загрязнения воздуха тяжелыми металлами, радионуклидами и тритием", изучение лишайников было продолжено совместно с сотрудниками Мордовского государственного заповедника (МГЗ). Поскольку г. Саров и МГЗ расположены в сходных природно-климатические условиях, то такое сотрудничество позволило получать более эффективные результаты по исследованию лихенофлоры сопредельных территорий. Кроме того, совместные исследования в условиях города и заповедника позволили изучить негативное воздействие городских условий на биоразнообразие и экологию лишайников.

Лихенофлора территории г.Сарова почти не исследована. Имеются отрывочные данные за 1936 г. (Кузнецов, I960), о лихенофлоре той части территории города, которая до 1946 г. входила в состав Мордовского государственного заповедника. В настоящее время в заповеднике продолжаются исследования флоры лишайников, закончена повторная инвентаризация, которая внесла значительные изменения в данные 1936-1939 гг. о видовом составе лишайников. Однако, в связи с изменениями в номенклатуре лишайников этот список нуждается в пересмотре.

Цель и задачи исследования.

Целью настоящего исследования является изучение состава и структурной организации синузий эпифитных лишайников и способности лишайников к аккумуляции ряда тяжелых металлов и радионуклидов для качественной и количественной оценки загрязнения атмосферного воздуха г.Сарова и сопредельных территорий.

Задачи исследования: изучение видового состава и анализ основных эколого-флористических характеристик лихенофлоры; разработка региональной шкалы полеотолерантности лишайников и проведение на ее основе качественной оценки состояния атмосферного воздуха г.Сарова; выбор репрезентативных видов лишайников для проведения

8 биомониторинга; изучение способности лишайников к аккумуляции ряда ТМ и РН методами

пассивного и активного мониторинга.

Научная новизна. Обобщены и проанализированы материалы 10-летних исследований (1992-2002 гг.) по биомониторингу загрязнения атмосферного воздуха с помощью эпифитных лишайников. Впервые для г.Сарова приводится видовой состав лишайников, среди которых выявлены редкие виды.

Исследована динамика накопления лишайниками тяжелых металлов и радионуклидов на эталонных участках в Мордовском заповеднике и в условиях воздействия техногенных загрязнений, получены величины усредненного содержания ТМ и РН в биомассе лишайников, данные по некоторым из них в литературе отсутствуют. Рассмотрена возможность использования таких показателей аккумулирующей способности лишайников, как ряды накопления ТМи соотношения Mn:Fe для оценки техногенного загрязнения воздуха.

Практическая значимость. Полученные результаты исследований по лихеноиндикации были использованы при проведении биомониторинга загрязнения городской территории (1995 г.) и рекреационных зон г.Сарова (1996 г.), организованных Комитетом природы и отделом экологии и рационального природопользования города Сарова. На обследованной территории выделено 3 зоны загрязнения, составлена картосхема зон загрязнения. Результаты анализа лишайников на содержание тяжелых металлов и изучение аккумулирующей способности лишайников позволили выявить тенденции по изменению содержания элементов в атмосферном воздухе под влиянием техногенных факторов на исследуемой территории. Полученные результаты изучения видов лишайников на территории г.Саров могут быть использованы для составления региональной лихенофлоры, для уточнения экологии, географии и ареалов отдельных видов, для разработки мероприятий по охране редких видов лишайников.

Разработанная региональная шкала полеотолерантности лишайников, а также выявленные закономерности накопления ими тяжелых металлов и радионуклидов могут найти применение при проведении мониторинга атмосферных загрязнений на территориях, сопредельных с г.Саров. Полученные результаты исследований могут служить базой для

9 прогнозирования влияния техногенного воздействия на окружающую среду и здоровье

населения.

Связь с плановыми НИР. Работа выполнена в соответствии с "Планом

первоочередных природоохранных мероприятий на 1995-1996 гг." (раздел 2-"Организация

системы мониторинга на территории г.Арзамас-16 (г.Саров))", организованных Комитетом

природы и отделом экологии и рационального природопользования г. Арзамас-16; в рамках

реализации Проекта № 740-98 "Применение метода лихеноиндикации для оценки загрязнения

воздуха тяжелыми металлами, радионуклидами и тритием" ( 1998 по 2001гг.), руководитель

В.Н.Голубева, (грант Международного научно-технического центра (МНТЦ), а также в ходе

проведения инициативной НИР "О возможности использования мхов и лишайников для оценки

антропогенного загрязнения атмосферы г.Арзамас-16 (г.Саров)".

10
1 ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

Историография событий социально-экономические и

wherse — Thu, 15 May 2014 14:48:25 GMT

3.4. Биогеохимические превращения радионуклидов
Радионуклиды, выделяющиеся в ходе ядерной аварии, попадали в атмосферу, откуда происходило их осаждение на поверхности разной природы: почвы, растительный покров, поверхность водных бассейнов, дороги, крыши строений и т.п. Последующая судьба радионуклидов зависела от их физико-химического состояния, растворимости и от взаимодействия с веществами, входящими в состав поверхностей, на которую попали радиоактивные вещества и материалы. Исходно радионуклиды обнаруживались в форме оксидов, карбидов, атомарной свободной формы, а также в составе более крупных аэрозольных частиц с размерами порядка микрона, а вблизи аварийного блока еще более крупных образований.
Так как масса 1 Ки короткоживущих радионуклидов очень мала, даже при высоких плотностях поверхностного загрязнения массовые количества радиоактивных веществ были весьма незначительными (см. табл. 1.3.32).
Поскольку эти крайне малые массы радионуклидов были распределены по очень большой территории, их поведение до смешивания с носителями следует рассматривать как состояние крайнего рассеяния, когда основную роль играют процессы сорбции.
Первоначально происходило преимущественно сорбционное связывание радионуклидов веществами, на которые попадали атомарные и молекулярные формы радионуклидов. При этом по отношению к массе радионуклидов вещества поверхностей обладали очень большой адсорбционной способностью и емкостью поглощения, что определило начальное состояние радионуклидов: они сосредотачивались в тонком поверхностом слое почвы или открытых пород, налипали на поверхностный слой растений - кутикулу листьев, кору стеблей, удерживались на поверхностях строительных сооружений. Поведение радиоактивных частиц агрегатной природы было таким же, как и обычной пыли: они вмывались в поры материалов, на которые попадали, переносились воздушными потоками, застревали на шероховатых поверхностях. Таким было исходное, стартовое состояние радионуклидов, когда осуществилось их соприкосновение с биосферой и началось их вовлечение в круговорот химических элементов, происходящий с участием живых организмов.
Со временем темп выброса радионуклидов из аварийного реактора изменялся (см. табл. 1.3.33).
^ Таблица 1.3.32
Масса радионуклидов, выделенных из реактора

Радионуклид

Масса одного кюри радионуклида, г/Ки

Общая активность радионуклида выделившегося из реактора, МКи

Общая масса выделенного из реактора радионуклида, г

89Sr

3,55·10-5

2,2

78,1

90Sr

6,80·10-3

0,22

1496

95Zr

4,67·10-5

3,8

177,4

103Ru

3,12·10-5

3,2

99,8

106Ru

3,10·10-4

1,6

496

131I

8,08·10-6

7,3

59

134Cs

8,24·10-4

0,5

412

137Cs

1,19·10-4

1

11800

141Ce

3,52·10-5

2,8

98,5

144Ce

3,16·10-4

2,4

758

238Pu

5,84-10-2

0,8·10-3

46,7

239Pu

16,3

0,7·10-3

11410

240Pu

4,39

1·10-3

4390

241Pu

1,48·10-2

0,14

2072

242Cm

1,86·10-6

1,86·10-6

3,72·10-6

^ Таблица 1.3.33
Темп выброса радионуклидов из аварийного реактора

Дата

Дни после аварии

Активность, MCi

26.04.1986

0

12

1

4

28.04

2

3,4

3

2,6

4

2,0

5

2,0

2.05

6

4,0

7

5,0

8

7,0

9

8,0

6.05

10

0,1

14

0,01

2305

28

2·10-6

Радионуклиды, высвобожденные из аварийного блока, распространились на огромную территорию, к тому времени еще не распались короткоживущие изотопы, поверхностная плотность загрязнения во многих местах, даже вдали Чернобыля, достигала весьма высоких значений. Например, в третью декаду июля 1986 г. в Киеве радиоактивность листьев некоторых деревьев была следующей:
Листья каштана конского Aesculus hippocastanum L. (станция метро "Дарница"), в Бк/кг сухой массы общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 312 000, в том числе:

141Ce

18 800

144Cе

63 300

140La

1 100

103Ru,103Rh

18 350

106Ru

14 600

95Zr

35 600

95Nb

53 650

134Cs

2 000

137Cs

4 030

144Pm

58 800

Листья липы сердцелистной Тilla cordata Mill (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 399 600, в том числе:

65Zn

400

140Ln

1 930

103Ru

36 600

106Ru

41 800

95Zr

61050

95Nb

94 350

144Pm

146 150

Листья березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 101 400, в том числе:

141Ce

6 500

144Ce

21 800

140Ln

390

103Ru

10 290

10бRu

400

95Zr

11400

95Nb

18 500

134Cs

1 540

137Cs

3 400

144Pm

10 800

Хвоя сосны обыкновенной Pinus silvestris L. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 70 300, в том числе:

141Ce

4100

144Ce

18 800

140La

660

103Ru

7 180

106Ru

5 700

95Zr

6 500

95Nb

9 900

134Cs

2 100

137Cs

4 300

Эти данные получены путем гамма-спектрометрии с присущей этому методу точностью. Как видно, уровень загрязнения листовой поверхности, обусловленный преимущественно налипанием радиоактивных аэрозолей, очень велик. В последующие годы источником радионуклидов в листовой массе служило корневое поступление, и радиоактивность листьев была существенно ниже. Однако сохранилась значительная активность первичного загрязнения внешней коры деревьев.
^ Гетерогенность исходного радионуклидного загрязнения среды.Разнос струи радиоактивных веществ зависел от направления ветра, а выпадение радионуклидов из атмосферы на поверхность земли определялся как природой радиоактивных материалов (размер частиц, их парусность, растворимость), так и рядом метеорологических факторов, из которых основную роль играли атмосферные осадки. Если радиоактивное облако по пути следования попадало в место выпадения дождя, то возникало радиоактивное пятно на поверхности земли. Этим определилось формирование макрогетерогенности радиоактивного загрязнения территории, проявившейся в том, что поверхностное радионуклидное загрязнение имеет пятнистый характер, что хорошо прослеживается на картах, отражающих, радиоактивность территории. Здесь речь идет о достаточно протяженных размерах пятен радионуклидного загрязнения - от сотен метров до многих десятков километров. Даже в пределах 30-километровой зоны имеются отдельные участки с низким уровнем радионуклидного загрязнения, примыкающие к пятнам с очень высоким уровнем содержания радионуклидов. Вместе с тем, даже на больших удалениях от места аварии возникли участки повышенного уровня радиоактивности.
Особенности микрорельефа, наличие деревьев, строений, которые оказывают влияние на локальную скорость ветрового переноса радионуклидов и интенсивность выпадения осадков, определили микрогетерогенность поверхностного загрязнения, состоящую в том, что радионуклидное поверхностное загрязнение имеет пятнистую структуру, когда пятна, различающиеся по плотности радиоактивного загрязнения, могут быть очень мелкими, не превышающими подчас одного квадратного метра. Такие мелкие пятна можно было обнаружить в зоне набегания волны на берегах водоемов; в месте отекания воды с крыш; на склонах всхолмлений, обращенных в сторону, с которой двигалось радиоактивное облако. Весьма неодинаковой была радиоактивность наружной коры деревьев с разных сторон ствола. С наличием такой микрогетерогенности поверхностного радионуклидного загрязнения приходится считаться при проведении радиометрических и дозиметрических измерений на загрязненных территориях. Количественно микрогетерогенность поверхностного радионуклидного загрязнения можно характеризовать значением дисперсии плотности загрязнений в ряду измерений для отдельных микроплощадок. Для 10-километровой зоны дисперсия для этой величины превышала 110 %.
В связи с тем, что радиоактивное загрязнение, особенно в чернобыльской зоне, в определенной мере обусловлено выпадением более или менее крупных частиц, имеет место объемная гетерогенность радиоактивности природных объектов, например почв, когда варьируют значения локальной удельной радиоактивности загрязненных материалов. Если отбирать пробы почвы в одном микропятне радиоактивного загрязнения, то в следствие объемной гетерогенности радиоактивного загрязнения регистрируются весьма различные уровни содержания в них радионуклидов. Методом квартования можно добраться до частицы, которая определяет повышенную радиоактивность отдельной пробы.
^ Вхождение радионуклидов в биогеохимические циклы.Поскольку, как ухе отмечалось выше, массовые количества радионуклидов, попадающих в биосферу, крайне малы, их химическое влияние не может изменить исторически установившийся ход биогеохимических циклов, и только сосредоточение значительной радиоактивности в каком-либо компоненте биосферы вследствие радиационного воздействия на организмы может сказываться на темпах круговорота веществ.
Первоначально (фаза адсорбции на поверхностях) радионуклиды еще не разбавлены своими изотопными и неизотопными носителями и распределены в малом объеме в более или менее концентрированном состоянии, когда наблюдается весьма высокая удельная активность адсорбированного слоя. Однако в последующем начинается процесс распространения радионуклидов в объемы почвы, растительной ткани, природных вод (при этом происходит разбавление носителями), и поведение радионуклидов все больше начинает определяться биогеохимическими свойствами их носителей. В сравнении с массой выделившихся из аварийного блока радионуклидов концентрации носителей в биосфере очень велики. Например, кларковое содержание некоторых носителей в земной коре, г/т,
Na - 24500, К - 28200, Са - 28700, Sr - 290, Zr - 160, I - 0,4 , Cs - 2,7, Ba - 590, Y, V, La, Ti, U - 2,5.
На рис. 1.3.15 в упрощенном виде показаны основные пути вхождения радионуклидов в биосферу.
Радионуклиды попали на листовую поверхность в конце апреля - начале мая: период наиболее активного роста растений и интенсивной метаболизации элементов. С поверхности листьев радионуклиды вовлекались внутрь клеток, и те из них, которые являлись изотопами биогенных элементов, подвергались метаболическому усвоению. Естественно, при этом происходило их первичное разбавление носителями:134-137Cs - внутриклеточным калием,89-90Sr-кальцием, радионуклидов йода - стабильным йодом, радионуклидов редкоземельных элементов - редкоземельными элементами, содержащимися в клетках. По-видимому, имеются основания к биогенным элементам практически отнести все радионуклиды. Конечно, в процессе внутриклеточного разбавления радионуклидов носителями степень разбавления тех или иных радионуклидов была неодинаковой: наиболее значительным разбавление было для радиоактивных цезия и стронция, для которых обычно в клетках содержится большое количество неизотопных носителей. Скорости поступления радионуклидов в живую ткань растения были весьма значительны, что обнаруживалось с помощью автографии, дающей возможность различать отпечатки "налипшей" активности и появление сплошного изображения всего листа. Радионуклиды извлекались даже из "горячих" частиц, которые отличаются крайне малой растворимостью. Это видно из рис. 1.3.16, где изображены автографы некоторых растений в средине лета 1986 г. Как видим, для ветви груши Pyrus communis L., растущей в Киеве, плотность "горячих" частиц на поверхности листьев была довольно высокой, и активность появляется в мезофилле листовой ткани. Растворяющая ряющая способность листовой поверхности обусловлена наличием во внеклеточном пространстве клеточных выделений, в состав которых входят комплексообразующие соединения. Растения разных видов неодинаково способны растворять "горячие" частицы. Например, радиоавтографы частиц на листьях ореха грецкого Juglans regia L. свидетельствуют о том, что последние весьма длительное время остаются лишь поверхностно-связанными с листом и не растворяются. На листьях же березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. такие же частицы растворяются довольно быстро и, поступая в ткани листовой пластинки, формируют детально проработанный радиоавтограф целого листа.

Рис I.3.15 Схема основных путей вхождения радионуклидов в биосферу

Дальнейший этап этой части радионуклидов, поглощенной растительностью - попадание на почвенный покров в виде листового спада. В природных биоценозах широколиственных лесов основная часть радионуклидов переместилась в лесную подстилку. В хвойных лесах этот процесс происходил медленнее, так как срок жизни хвои больше одного года. Для иллюстрации приведем содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева в 1987 г. (рис. 1.3.17).
В культурных фитоценозах, где были полностью прекращены сельскохозяйственные работы, радионуклиды постепенно заполняли ткани разных органов оставшихся культурных растений и сорняков, и при их отмирании образовывали слой органических остатков, откуда радионуклиды при участии почвенной микрофлоры и других организмов постепенно переходили в почву.
На тех территориях, где продолжались сельскохозяйственные работы, радионуклиды, содержащиеся в хозяйственно полезной части урожая, вместе с последней попадали в ту часть круговорота веществ, которая связана с использованием урожая. Радионуклиды с кормами попадают в организм домашних животных, и далее, в животноводческую продукцию либо в навоз и иные отходы, с продуктами питания - в организм человека и далее, с выделениями в окружающую среду, продолжая свое движение в биогеохимическом круговороте [22].
Радионуклиды, выпавшие на поверхность водных бассейнов довольно быстро связываются различными веществами, растворенными в воде либо в виде частиц, находящихся во взвешенном состоянии. Большую роль в связывании радионуклидов играют органические вещества. Адсорбированные радионуклиды попадают на дно водоемов, поэтому первоначально весьма активными оказались поверхностные слои ила. С этого начинается участие радионуклидов в биогеохимических циклах, приуроченных к природным водам.
В 1986 г. водные растения содержали весьма существенные активности радионуклидов. Приведем некоторые примеры радиоактивности биомассы водных высших растений, произраставших в Припят-ском отроге в 1986 г., где накопление радионуклидов в гидромакрофи-тах было наиболее значительным (данные Института гидробиологии НАНУ - табл. 1.4.33).
Биогеохимические циклы и трофические цепи.В общем виде биогеохимические циклы можно представить так, как это показано на рис. 1.3.18. Естественно, за каждой стрелкой обычно скрывается сложная трофическая цепь, которую можно исследовать методами радиоэкологии. Поскольку скорость передачи радионуклидаот одного компонента трофической цепи к другому определяется их способностью накапливать радионуклиды, продолжительностью пребывания последних в них, то общий поток радионуклидов преимущественно зависит от биологических процессов: скорости образования биомассы; концентрации в ней тех или иных радионуклидов и их носителей; темпов перехода радионуклидов в продукты, выделяемые организмами во внешнюю среду. Органические вещества, содержащие радионуклиды, практически всюду перерабатываются микроорганизмами. Следовательно, в биосфере судьба радионуклидов неразрывно связана с совокупной деятельностью организмов, объединенных в биоту. Как видно, биогеохимический цикл осуществляется в системе трофических цепей, в которые вовлекаются радионуклиды, выпавшие при аварии на поверхность земли и попавшие или в атмосферу, или природные воды.

Рис. 1.3.16. Автографы некоторых растений середины лета 1986 г

Рис. 1.3.17. Содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева

Таблица 1.4.33

Растение

Активность радионуклида, Бк/кг сухой массы

144Cе

103Ru103Rh

106Ru,106Rh

137Cs

134Cs

95Nb95Zr

90Sr

Рдест блестящий Potamogeton natans L.

44400

4800

33300

12600

8100

63000

925

Тростник обыкновенный Phragmites communis L. (надводная часть)

26000

3700

8900

12900

4800

3700

5

То же (подводная часть)

99900

6700

129500

66600

21800

13700

2400

Рогоз узколистный Typha angustifolia L.

20350

7000

24800

3700

1370

1330

270

Рис. 1.3.18. Общая схема биогеохимических циклов.

Трофическая, или пищевая цепь описывает взаимодействия организмов, через которые в экосистеме происходит преобразование веществ и энергии. В описании этих взаимодействий основным является связь "пища - потребитель". В состав пищи каждого вида обычно входит не один, а несколько видов. В свою очередь каждый вид может служить пищей для многих видов. Поэтому трофические цепи образуют трофическую сеть. Поскольку экологическая система в отсутствие ее нарушений пребывает в определенном равновесном состоянии, потоки веществ характеризуются известным постоянством скоростей, которые, впрочем, подвергаются определенным сезонным колебаниям. Попавшие в экосистемы радионуклиды заполняют эти трофические сети.
Биогеохимический круговорот радионуклидов, осуществляющийся посредством функционирования трофических цепей, включает в себя:
поглощение растениями, животными, микроорганизмами отдельных радиоактивных изотопов, при этом происходит постепенное перемешивание радионуклидов с их изотопными и неизотопными носителями и их включение в состав биологических структур;
выделение надземными частями и корневыми системами растений радионуклидов в составе определенных соединений, вымывание из листьев дождями подвижных радионуклидов, например, цезия;
выделение животными продуктов, образующихся в результате пищеварения, которые поступают в почву в составе новых соединений или как их примеси;
отмирание надземных и подземных органов растений - листового опада или растений, завершивших свой онтогенез;
разложение органических остатков микроорганизмами, сопровождающееся включением радионуклидов в состав бактериальной массы или их переходом в почвенный раствор.
Различают два основных типа трофических цепей - пастбищные и детритные. В пастбищной трофической цепи основу составляют растения, которые поедаются растительноядными животными, затем следуют хищники (консументы) 1-го порядка и далее - хищники 2-го порядка. Обычно число звеньев в трофической цепи не превышает 4-5. Более длинные цепи характерны для океанических трофических цепей [5].
Вхождение радионуклидов в биомассу разных групп организмов происходит соответственно их положению в трофической цепи. Так, в водной экосистеме, которая содержит пастбищные трофические цепи, первоначально радионуклиды попадали в планктонные организмы, затем - в рыбы, питающиеся планктоном (консументы 1-го порядка), а затем - в хищники, питающиеся другими рыбами (консументы 2-го порядка). После аварии легко прослеживалась такая динамика заполнения радионуклидами трофических цепей: сначала радионуклиды появились в илах, затем - в донных рыбах, а позже - в хищниках, питающихся донными рыбами.
В детритной трофической цепи большая часть растительной биомассы не потребляется растительноядными животными, а отмирает и подвергается разложению сапрофитными организмами. В результате возникает детрит - остатки разложившейся биомассы вместе с перерабатывающими ее микроорганизмами. Детрит служит пищей так называемым детритофагам, а также является источником элементов питания для повторного питания растений. Детритофаги - дождевые черви, личинки некоторых насекомых, в водоемах - донные животные служат пищей для консументов 1-го порядка. Детритная трофическая цепь характерна для лесов, т. е. для тех экосистем, в которые были инжектированы радионуклиды. С осени 1986 г. и поныне в лесах и лесопарках, которым свойственны детритные трофические цепи, наблюдается концентрирование радионуклидов в лесной подстилке. В водоемах, где также имеются детритные трофические цепи, также регистрируется нагнетание радионуклидов в илы.
Вследствие замкнутости биогеохимического круговорота радионуклиды не должны были бы выходить за пределы определенной экосистемы. Однако в природных условиях биогенная миграция веществ, в том числе радионуклидов, сочетается с физико-химическими процессами превращений и транспорта элементов, зависящими от геохимических особенностей ландшафта. Перенос радионуклидов осуществляется, например, местным стоком, фильтрацией, зависящими от формирования химизма вод, и т.д. Помимо этих геохимических факторов, перемещение вещества, включая радионуклиды, осуществляется благодаря мигрирующим животным. Например, сезонные миграции перелетных птиц, в частности уток, сопровождаются выносом из загрязненных зон ряда радионуклидов; благодаря жизнедеятельности роющих животных радионуклиды проникают в глубь почвы значительно быстрее, чем это допускают процессы переноса радионуклидов грунтовым раствором.
В результате совокупного действия биогеохимических и физико-химических процессов происходит перераспределение радионуклидов в масштабе ландшафта. За более или менее продолжительный интервал времени установится относительное равновесное состояние распределения радионуклидов, при котором будет достигнут постоянный уровень содержания радионуклидов в биомассе отдельных звеньев трофических цепей со свойственными им сезонными колебаниям. Как уже отмечалось, помимо биогеохимического превращения радионуклидов, сопряженных с трофическими цепями, благодаря ряду геохимических процессов и таких явлений, как эрозия грунтов, смыв, формирование твердого стока, пылеперенос и т.п. всегда имеет место утечка радионуклидов из биогеохимического круговорота и расширение ареала распространения радионуклидов в среде. Со временем устанавливаются постоянные значения потоков латерального и вертикального переноса радионуклидов как показатели их утечки из конкретной трофической цепи. Такой структурой миграции радионуклидов определяется характер их концентрирования в отдельных компонентах ландшафтов.
Например, приведем схему распределения радиоактивности в лесном фитоценозе и изменения профиля распределения радиоактивности с течением времени после аварии на ЧАЭС. На землях, находящихся в сельскохозяйственном пользовании, утечка радионуклидов связана с вывозом части биомассы в виде урожая - зерна, соломы, сена, корнеплодов, другой продукции растениеводства, овощеводства и садоводства. Частично радионуклиды, отчлененные в ходе хозяйственной деятельности, возвращаются в исходные культурные фитоценозы в составе навоза или компостов. Однако возвращение радионуклидов в этом случае не может быть полным.
За годы, прошедшие после аварии на ЧАЭС, в большей части экосистем равновесие в сфере трофических цепей еще не наступило. Следует отметить, что равновесие могло бы наступить быстрее, если бы радионуклиды изначально попали в среду в растворимой форме. Однако часть активности сосредоточена в составе "горячих" частиц, которые отличаются крайне слабой растворимостью, и это замедляет усвояемость радионуклидов растениями [З].
Поскольку радионуклиды выпали на поверхность почв и на растительный покров, то они оказались сосредоточенными в самом поверхностном слое, будучи поглощенными там почвенным поглощающим комплексом или находясь в составе органического вещества отмерших осенью частей загрязненных ими растений. Зона, в которой размещена основная часть поглощающих минеральные вещества корневых систем, находится глубже места сосредоточения радионуклидов, и поэтому должно было пройти определенное время, чтобы радионуклиды могли проникнуть к корнеобитаемой зоне, что обеспечивает их корневое поступление в растения. Там, где не было вспашки, еще и поныне радионуклиды не достигли корнеобитаемой зоны, и биогеохимические циклы установились лишь в отдельных частях ценоза, например, в лишайниково-моховом ярусе.
На пахотных почвах радионуклиды были "размазаны" по профилю почвы, и корневое усвоение радиоактивных веществ установилось с
^ Биогеохимические циклы и миграция радионуклидов в ландшафтах.Поскольку биогенная миграция радионуклидов происходит в условиях определенных экосистем в ландшафтах и сочетается с процессами геохимического характера, которые определяют перераспределение радионуклидов между ландшафтами, следует учесть особенности и самих ландшафтов, и роль ландшафтно-геохимических барьеров.
В 30-километровой зоне основными типами ландшафтов являются элювиальные, транзитные, транзитно-аккумулятивные и аккумулятивные. Они представлены надпойменными террасами, моренными водораздельными равнинами, широкими речными долинами, в которых развиты разнообразные биогеоценозы: заболоченные луга, пойменные луга, черноолыпанник, сосняк, смешанные леса. На оставленных ранее культивируемых землях развились типичные залежи. Биогеоценозы, развившиеся в этих ландшафтах, характеризуются соответствующими трофическими цепями и отличаются определенной автономностью в отношении удерживания радионуклидов. Чем большая активность вовлечена в сферу биогеохимических циклов, тем выше степень автономности ландшафта, так как радионуклиды связаны с "живым веществом", и очень малые их количества остаются в состоянии, при котором достаточно высока их способность к геохимическим абиотическим превращениям, радиальной и латеральной миграции.
В зоне Украинского Полесья часто встречаются биогеоценозы с весьма скромной растительностью, Например, это характерно для редких сосняков на бедных песках. В этом биогеоценозе преобладают чисто геохимические процессы миграции радионуклидов. Наличие биогеохимической автономности отдельных ландшафтов, когда макро-и микроэлементы питания растений удерживаются в фитомассе или детрите, позволяет говорить о наличии ландшафтного биогеохимического барьера для ряда химических элементов, в том числе и для радионуклидов. Поскольку не все радионуклиды являются органогенными, степень проницаемости биогеохимических барьеров для разных радионуклидов может оказаться неодинаковой. Так, в настоящее время отмечают повышенную миграционную способность ^Ru. В общем же пока наблюдаются перераспределение радионуклидов, обусловленное постепенным заполнением звеньев трофических цепей, и некоторые потери радионуклидов по каналу геохимической вертикальной миграции. В последние годы отмечается переход части радионуклидов из подгоризонта лесной подстилки в подподстилочный слой.
Латеральная миграция видна только лишь на очень малых расстояниях в элементах микрорельефа. Вследствие проведенных после аварии гидротехнических работ на значительной территории изменился гидрологический режим и повысился уровень грунтовых вод, что влияет на состояние отдельных экосистем, в которых происходит изменение биоценозов. Уровень залегания грунтовых вод существенно сказывается на вертикальной миграции радионуклидов в глубь почвенного профиля.
Водные экосистемы характеризуются большой динамичностью круговорота радионуклидов. Это определяется очень сильным накоплением радионуклидов водной растительностью, фито-, зоопланктоном, большой скоростью переноса растворенных форм радионуклидов в воде [28]
^ Биогенные свойства радионуклидов.Основная биомасса, в которую оказались вовлеченными радионуклиды после их попадания в среду, представляет собой массу растений - фитомассу. Действительно, биомасса животных по сравнению с фитомассой очень мала. Так, в травянистых сообществах на долю животной массы в зоне Полесья Украины приходится не более 1 - 2 %. Поэтому очевидно, что степень участия радионуклидов в биогеохимических циклах определяется тем, с какой эффективностью используются в жизнедеятельности растений соответствующие тем или иным радионуклидам носители. Такая эффективность носителей определенных химических элементов называется их биогенностью.
Показателем биогенности элемента является отношение содержания элемента в живом организме к кларку биосферы. Чем выше значение биогенности элемента, тем полнее вовлекается в биогеохимические циклы радионуклид, для которого этот элемент является носителем.
Для характеристики биогенности радионуклидов используют следующие величины:
коэффициент аккумуляции (КА)
Бк/кг растительного материала
КА= -----------------------------------------
Бк/кг почвы

почвенный коэффициент пропорциональности (КЛ)
Бк/кг растительного материала
КП= --------------------------------------------------------------
Плотность поверхностного загрязнения,Бк/м2

коэффициент биологического поглощения (КБП)
Бк/кг золы растительной массы
КБП= -----------------------------------------------------------
Плотность поверхностного загрязнения,Бк/м2

коэффициент дискриминации (КД)
Активность радионуклида
(-------------------------------------) в растении
Концентрация носителя
КД=--------------------------------------------------------
Активность радионуклида
(------------------------------------)в почве
Концентрация носителя

Эти единицы характеризуют скорость вовлечения радионуклидов в растительность, как в основное звено биогеохимического круговорота веществ, и их использование позволяет количественно описывать движение радионуклидов в тех или иных экосистемах и ландшафтах.
Значения КА радионуклидов зависят от многих факторов: природы радионуклида и его физико-химического состояния; вида растений и периода его онтогенеза; типа почв и содержания в почве питательных веществ и элемента-носителя; условий увлажнения, кислотности почвенного раствора; аэрации почвы. В табл. 1.3.34 приведены пределы варьирований значений этих коэффициентов для растений. Данные являются итогом обобщения результатов определений значений этих коэффициентов на многих видах растений [22].
Значения КА радионуклидов были предметом очень обстоятельных исследований, проводимых с начала испытаний ядерного оружия и в связи с крупными ядерными авариями. Конечно, эти значенияносят только ориентировочный характер, так как они были получены в условиях экспериментов, в которых, естественно, не представлялось возможным испытать исчерпывающе широкий круг видов растений и воспроизвести условия загрязнения почв радионуклидами, которые сложились в зоне влияния аварии на ЧАЭС.
^ Таблица 1.3 34
Коэффициенты аккумуляции (КА) радионуклидов растениями

Радионуклид

КА

Радионуклид

КА

35S

20 -60

140Ba

(2 - 5)·10-2

45Са

(4 - 6)·10-2

141Ce144Ce

(6 - 30)·10-4

54Mn

0,02 - 15

147Pm

(3 - 30)·10-5

55Fе 59Fе

(1 - 8)·10-2

195W

0,13 -0,3

60Со

(4 - 50)·10-3

210Pb

0,05 - 0,43

65Zn

3,3 - 15

226Ra

(1 - 40)·10-3

90Sr

0,02 - 12

232Th

(1 - 700)·10-3

91Y

(3 - 70)·10-3

238U

1,6·10-3- 0,1

95Zr

(3 - 80)·10-3

237Np

n·10-2- n·10-1

103Ru106Ru

(2 - 3)·10-3

239Pu240Pu

n·10-8- 1

115Cd

(4,3 - 8,5)·10-2

24lAm

n·10-6- 0,1

137Cs

0,02 - 1,1

244Cm

n·10-4- n·10-3

КА радионуклидов водными растениями значительно выше, чем наземными. Не только для водорослей, но и для высших растений характерно концентрирование радионуклидов в многие сотни и тысячи раз. В известной мере это объясняется тем, что в воде разбавление радионуклидов носителями меньше, чем в почвах. Весьма высоки значения коэффициентов накопления радионуклидов и для водных животных. Например, для сома в 1987 г. в водоеме-охладителе коэффициент накопления137Cs составил 1500 [21].
^ Биологическое разнообразие коэффициентов накопления радионуклидов растениями.Разные виды растений очень сильно различаются по способности накапливать радионуклиды в своей биомассе. В этой их особенности находит проявление свойство растений избирательно накапливать те или иные элементы минерального питания. Те виды, которые характеризуются способностью к накоплению повышеного количества элемента, являющегося носителем для соответствующего радионуклида, естественно, - накопители последнего. Так, растения-кальциефилы накапливают большую активность радиоактивных изотопов89Sr и90Sr,а калиефилы отличаются повышенной способностью к накоплению радионуклидов134Cs и137Cs. Поэтому заведомо следует ожидать, что растения семейства мотыльковых Faboideae как кальциефилы должны накапливать в своей биомассе больше радионуклидов стронция, чем подсолнечник Helianthus annus L. и картофель Solanum tuberosum L., которые, являясь калиефилами, должны иметь повышенную склонность к накоплению радионуклидов цезия. Иначе говоря, в способности растения накапливать радионуклид основную роль играет степень потребности для организма соответствующих элементов носителей, их органогенность. Поэтому радионуклиды, относящиеся к макроэлементам питания растений, обладают относительно большей подвижностью, чем радионуклиды тех элементов, которые не относятся к элементам минерального питания растний. Вследствие этого наиболее подвижными являются радионуклиды-аналоги макроэлементов питания растений -134Cs,137Cs,89Sr,90Sr.
Вместе с тем, поведение радионуклидов других элементов, в частности тех, которые находятся в среде в рассеянном состоянии, может и не отражать степень соответствия коэффициентов накопления радионуклида и их причастность к органогенным элементам. Поведение рассеянных элементов отличается известным своеобразием, которое еще предстоит исследовать. Кроме того, радионуклиды из редкоземельных элементов, видимо, более усвояемы растениями, чем это ранее полагали. Поэтому наблюдается накопление радионуклидов цезия в фитомассе.

В пределах одного участка с равномерной плотностью радионуклидного загрязнения наиболее радиоактивными являются лишайники, грибы и мхи. В некоторых случаях на лесных участках с высоким уровнем радионуклидного загрязнения содержание137Cs достигает миллионов беккерель на килограмм. Не меньшие уровни радионуклидного содержания и в талломе лишайников, которые по этой причине могут служить очень чувствительным индикаторными видами для оценки радиоактивного загрязнения территории. Например, для лишайника кладонии мягкой Cladonia silvatica, отобранной на песчаном грунте в 30-километровой зоне в 1989 г., КА радионуклидов составил 180. В 1986 г. активность его таллома была свыше 400 000 Бк/кг.
Виды грибов различаются по способности к накоплению радионуклидов. Наиболее радиоактивными в зоне влияния аварии на ЧАЭС являются такие виды: горькушка, говорушка, свинушка тонкая, волнушка розовая, ежевик выемчатый, сыроежки. Менее других видов накапливает радионуклиды белый гриб, хотя и в нем содержится намного больше радионуклидов, чем в высших цветковых растениях. Из съедобных грибов менее радиоактивными являются лисичка настоящая, подосиновик красный, дождевик жемчужный. Наиболее высокую радиоактивность наблюдают у гриба польского.
Накопление радионуклидов в грибах зависит не только от вида, но и от условия их произрастания. Например, грибы в микропонижениях рельефа накапливают радионуклидов значительно больше, чем в микроповышениях, в случае более кислых почв радиоактивность плодовых тел грибов выше, чем при меньшей кислотности почвенного раствора, в гидроморфных условиях радиоактивность плодовых тел грибов намного больше, чем в более засушливых условиях.
Хотя грибы, лишайники и мхи отличаются высокой способностью накапливать радионуклиды, их вклад в биогеохимический круговорот не очень большой, что объясняется малым значением биомассы, продуцируемой этими организмами на единицу площади.
Повышенные количества радионуклидов накапливают некоторые лесные кустарнички - черника Vasinium myrtillus L., брусника Vasinicum vitis-ideaL. и др.
Древесные растения в первое время после аварии были преимущественно механически загрязнены аэрозольными частицами. При этом наибольшая доля радиоактивности была сосредоточена в наружной коре. Даже в Киеве регистрировалась высокая удельная радиоактивность внешней коры деревьев, которая достигала в 1987 г. значений порядка десятков тыся·беккерель на килограмм. Внутренние ткани деревьев не содержали существенной активности радионуклидов, поскольку еще не могло осуществляться их корневое поглощение. Спустя 5-6 лет после аварии вследствие естественного самоочищения наружной коры стволов, радиоактивность этой части растений несколько снизилась. Вместе с тем, стала возрастать радиоактивность древесины, внутренней коры, ассимилирующих органов, что было обусловлено преимущественно корневым поступлением радионуклидов, которые достигли зоны корнеобитания.
Основным радионуклидом корневого поступления в древесных растениях является137Cs. КА радионуклидов для культурных растений обычно ниже, чем для дикорастущих. Значение КА радионуклидов зависят не только от вида растения, но и от влияния многих факторов, в частности от условий выращивания. Поэтому для одного и того же вица растения, но в разных местах произрастения КА радионуклидов могут различаться в несколько раз. Особенно сильное влияние оказывает кислотность почвенного раствора, что видно из данных следующей табл. 1.3.35.
^ Таблица 1.3.35
Почвенные коэффициенты пропорциональности для от кислотности почвы [19]137Cs в зависимости

Культура

pH почвенного раствора

4,5 - 5,5

5,6 - 6,5

6,6 - 7,5

Люцерна Medicago saliva

0,90

0,20

0,10

Клевер Trifolium arvensis L.

0,80 - 2,90

0,30

0,10

Вика Visia sativa

1,10 - 4,50

0,40

0,20

Люпин Medicago sp.

0,90 - 2,70

0,30

0:10

Горох Pisum sativum L.

0,50

0,30

0,20

Кукуруза Zea mays L.

0,60

0:30

0,10

Озимая пшеница (зерно) Triticum acstivum L.

0,50

0,20

0:05

Озимая рожь (зерно) Secalc cereale L.

0,40

0,10

0,07

Озимый ячмень (зерно) Hordcum vulgare L.

0,30

0,10

0,00

Картофель Solanum tuberosum L.

0,30

0,10

0,04

Сахарная свекла Beta vulgaris

0,60

0,30

0,06

Тыква Cucurbita pcpo L.

0,30

0,10

0,04

Огурец Cucumis

0,10

0,06

0,03

Томаты Lycopersicon

0,20

0,09

0,03

Лук AUium сера L,

0,60

0,20

0,11

Зеленые овощи

0,30

0,12

0,02

Морковь Daucus sativus

0,30

0,12

0,05

Поскольку основная зона, подвергшаяся загрязнению радионуклидами, в основном содержит кислые почвы легкого механического состава с низким содержанием органического вещества и глинистых минералов, для биогеохимических процессов характерна высокая мобильность радионуклидов

ЛИТЕРАТУРА

1.Алексахин P.M., Буфатин О. И., Маликов В.Г.Радиоэкология орошаемого земледелия.-М.: Энергоатомиздат, 1985.
2.Богатов Т.А., Боровой А.А., Дубасов Ю.В., Ломоносов В. В.Форма и характеристики частиц топливного выброса на ЧАЭС// Атомная энергия - 1990. - 69,вып. 1. - С 36 - 40.
3.Викторова U.S., Гродзинский Д.М.Физико-химическое состояние топливных частиц и поступление радионуклидов в растения// Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Ч. 2. - С. 54 - 60.
4.Герасимов А. С., Зарицкая Т. С., Рудик А. П.Справочник по образованию нуклидов в ядерных реакторах. -М.: Энергоатомиздат, 1989. - 575с.
5.Глазовская М.А.Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. -М.:Высш. школа, 1988. - 328 с.
6.Глобальныевыпадения продуктов ядерных взрывов как фактор облучения человека/ Под ред. А.П. Марея. -М.: Атомиздат, 1980.
7.Голиков В.Я.Радиация и окружающая среда: Науч. обзор// Медицина и здравоохранение: Обзор, инф. ВНИИМИ. - М., 1981. - 77 с. - (Гигиена).
8.Гродзинский Д.М., Колонией, К.Д.Уровни радиоактивного загрязнения растений и изыскание способов их снижения// Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Ч. 2. - С.49 - 54.
9.Долин В.В., Бондаренко Г.Н., Соботови·Э.В.Диффузионный механизм миграции137Cs и90Sr топливных выпадений ЧАЭС// Докл. АН Украины Сер. Б. - 1992. -в„- 12. - С. 6 - 10.
10.Коеда В.А.Биохимия почвенного покрова. -М.: Наука, 1985. - 363 с.
11.Крысюк Э.М.Радиационный фон помещений. -М.: Энергоатомиздат, 1989. - 119 с.
12.Ластман В.Радиационные явления в двуокиси урана. -М.: Атомиздат, 1964. - 211с.
13.Малы М.Социально-экономические проблемы развития энергетики// Энергетика. Топливо: Сборник. - 1986. - в„-8. - С. 18 - 30.
14.Исследованиеформ нахождения радионуклидов в экосистеме, образующейся в пунктах временной локализации радиоактивных отходов: Москва, 1992: отчет/ в/·52609. ~ М., 1992.
15.Радиохимическиеисследования характера радионуклидного загрязнения в системе РАО-почва-подземные воды в зонах ПВЛРО ЧАЭС: отчет/ /Радиевый институт, с-п 1992. Инв. в„- 1863-И.
16.ПетросянсА.Авария на АЭС// Бюлл. МАГАТЭ. - 1986. - 28. - в„-3. - С. 5.
17.Петряев Е.П., Овсянникова С.В., Рубинчик С.Я., Любкина И.Я., Соколик Г.А.Состояние радионуклидов чернобыльских выпадений в почвах Белоруссии.// - Изв. АН БССР. Сер. физ.-энерг. наук. - 1991. - в„-4. - С. 48 - 55.
18.Поуверс Д.А.Науглсроживание как механизм выброса радионуклидов во время Чернобыльской аварии.// Первая международная рабочая группа по тяжелым авариям и их последствиям. -М.: - 1990. - С. 112 - 122.
19.Пристер Б.С. и др.Эффективность мероприятий, направленных на уменьшение загрязнения продукции растеневодства в районах, загрязненных вследствие аварии на Чернобыльской АЭС/ Б.С. Пристер, Н.А. Лощилов, Л.В. Перепслятникова, Г.П. Перепелятников //Докл. АН Украины. - 1992. - в„-1. - С. 157 - 161.
20.Прохоров В.М.Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. Физико-химические механизмы и моделирование. -М.: Энергоиздат, 1981. - 98 с.
21.Романенко В.Д., Кузьменко М.И., Дробот П.И. и др.Радиоактивное загрязнение Днепровских водохранилищ в результате аварии на ЧАЭС // Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Ч. 2. - С. 9 - 16.
22.Сельскохозяйственная радиоэкология. -М.: Экология, 1991. - 397 с.
23.СоботовичЭ.В., Бартниикий Е.Н., Цьонь О.В. и др.Справочник по изотопной геохимии. -М.: Энергоатомиздат, 1982. - 241 с.
24.Соботови·Э.В., Ольховик Ю.А., Коромысличенко Т.И., Соколик Г.А.Сравнительная характеристика миграционной способности радионуклидов в донных отложениях водоемов ближней зоны ЧАЭС// Докл. АН Украины. - 1990. - в„-8. - С. 12 - 18.
25. Соботович Э.В., Чебаненко С.И. Изотопный состав урана в почвах ближней зоны ЧАЭС// Докл. АН СССР. - 1990. - 315, в„-4. - С. 885 - 888.
26.Чебаненко С.И.Степень окисления топливного урана, диспергированного в ближней зоне ЧАЭС// Принципы и методы ландшафтно-геохимических исследований миграции радионуклидов: Тез. докл -М., 1989. - С.71.
27.Шемля М., Перье Ж.Разделение изотопов. -М.: Атомиздат, 1980. - 169 С.
28.Шокодъко Т.И., Матвиенко Л.П., Паньков И.В.Накопление радионуклидов высшими водными растениями в Киевском водохранилище// Радиационные аспекты Черноыбльской аварии. - Киев, 1989. - Р§. 2. - С. 39 - 43.
29.Brown P.E., Faircloth R.L.Metal fission product behaviour in high temperature reactors U02 coated particle fuel// J. Nuclear Materials, 1976. - 59. - P. 29.
30.Demchuk V., Victorova N., Morowv V., Gamfia E.Migration and transformation of fuel particles in soil-water system in near zone NPP// Proceedings of the International Symposium on Radioecology: Chemical Spcciation - Hot Particles, Oct. 1992.
31.El-ffinnawi E.Review of the environmental impact of nuclear energy// Proceedings of at Int. conf. on nuclear power and fuel cycle.: Salcburk, 1977. -7.- P.57.
32.Friskney C.A., Sivpson K.A.The behaviour of fission product Ba and Sr in irradiated UOi// J. of Nuclear Materials. - 1975. -57.-P.121.
33.Freeze R.AIntegratedsurface-groundwater transport of radionuclides and its impact on the siting of power systems// Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, Sept. 23 - 25, 1992. - P. 25.
34.Konoplev A.V., Bulgakov A.A.Behaviour of the Chemobyl-origin hat particles in the enviroment. - Proceedings of the International Symposium on Radioecology. Chemical Speciation - Hat Particles. Znaima, Oct. 1992.
35.Mercado A.Assessment of ground water contamination resulting drom a major nuclear power playnts. - Part I and II// J. Contaminant Hydrology. - 1989. - в„-5. - P. 33 - 66.
36.Prister B. and others.Risk assessment and environmental problem of water use in Chcmobyl influenced zone/ B. Prister, 0. Nasvit, N. Tkachenko, Y. Kutlakhmedov, M. Fomovsky // Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, September 23 - 25, 1992. - P. 19.
37.Schenk W.Storfallsimulatium an bcstrahlten Kugelbrennelementen bei Temperaturen von 1400 bis 2500 CВ°,KFA,JuUch, в„-1883, 1983.
38.Shestopalov V. and others.Combined analysis, modelling and forecast of long-term underground water contamination inside the Chemobyl fallout influenced zone/ Shestopalov V., Gudzenko V., Rudenko Yu., Biguslavsky A.//Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, 1992 September 23 - 25 - P. 18.
39.Ugajin M., Shiba K.Stability the simulated fission-product phases in (Th, U)0i// J Nuclear Materials. - 1982. - 105. - P. 211.
40.Vakulovsky S. and others.Formation of the system for monitoring radioactie contamination of water bodies in Byelorussia, Rassia and Ukraine after the Chemobyl Nuclear Power Plant Accident and the Results Obtained for Caesium-137 and Strontium-90 Contamination of Natural Waters// Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, 1992 September 23 - 25. - P. 34.
41.Voitsekhovich 0. and others.Hydrological Processes and Their Influence on Radionuclide behaviour and Transport by Surface Water Pathways as Applied to Water Protection after Chemobyl Accident/ 0. Voitsekhovich, V. Kanivets, G. Laptev, I. Bfley// Hydrological Impact of Nuclear Power Plant Systems: Workshop/ UNESCO-CEC-LAEA-UNEP, Paris, 1992 September 23 - 25. - P. 25.
42.Wright S.A., Cano G.L., Worledge D.H.Fuel Disruptive Experiments Under High-Ramp Heating Conditions, NUREG/CR-3662, SAND 81-0413, Sandia National Laboratories, Albuguergue, NM, Oct. 1983.

Учебное пособие Краснодар 2008

wherse — Thu, 15 May 2014 11:39:06 GMT

Авария на Чернобыльской АЭС стала крупнейшей техногенной и гуманитарной катастрофой ХХ века. 26 апреля 1986 года в 1 час 24 минуты в помещении четвертого энергоблока при выводе его в плановый ремонт и проведении испытания турбогенератора произошел взрыв и возник пожар, который перекинулся на крышу третьего энергоблока.

Четвертый блок ЧАЭС был запущен в эксплуатацию в декабре 1983 г. и к 26 апреля 1986 г. проработал 865 календарных дней. Его ядерное топливо - обогащенный диоксид урана (U2O) – размещалось в 1658 ТВС (тепловыделяющих сборках, в каждой из которой содержалось по 18 ТВЭЛов (тепловыделяющих элементов ядерного топлива). В каждой сборке содержалось 114,7 кг топлива. Полная загрузка собственно урана составляла 190,2 т. Более чем три четверти кассет выработали свой ресурс, и именно они определили значительное содержание в актив-

ной зоне биологически опасных радионуклидов.

К моменту аварии в активной зоне среднее накопление продуктов деления составляло 10,3 кг/т. На основании данных о глубине выгорания кассет с топливом были определены количества наработанных изотопов в сборке. В общем, при Чернобыльской аварии в окружающую среду было выброшено около 450 видов радионуклидов нормы.

В результате взрыва была разрушена кровля четвертого и машинного зала (рис. 30). Уровень радиации сразу после аварии на территории станции составлял 20–25 мкР/с, что более чем в тысячу раз выше предельно допустимой.

В расположенном в трех километрах от ЧАЭС городе Припять с населением около 45 тыс. человек уровень радиации достиг 4–14 мкР/сек. и превысил допустимое для населенного пункта значение более чем в тысячу раз. Спустя сутки правительственная комиссия приняла решение о необходимости эвакуации жителей близлежащих населенных пунктов.

Всего было эвакуировано более 100 тыс. человек. Хотя, по мнению некоторых авторов, отселение людей с территорий, подвергшихся воздействию Чернобыльской аварии и имевших уровень загрязнения 37 мЗв в год, не было оправданным.

Следует заметить, что если критерием отселения на пострадавших территориях была принята эквивалентная доза за жизнь в 70 мЗв, то в настоящее время авторитетные международные организации рекомендуют постоянное отселение с целью предотвращения дозы за весь период жизни в 1000 мЗв (Гонсалес А., 1995).

Для большей части земного шара доза облучения человека от естественных источников излучения находится в пределах 0,4–4 мЗв/год. Предельно допустимая доза, определенная «Нормами радиационной безопасности» для населения, принята равной 5 мЗв/год (Маргулис У.Я., 1974).

Рис. 30. Чернобыльская АЭС после аварии

(видно разрушенное здание четвертого энергоблока)

Как указывает член НКДАР при ООН ^ Збигнев Яворовски (1999), в некоторых обитаемых районах дозы естественного облучения могут достигать нескольких десятков и даже сотен миллизивертов: 1,5 мЗв - в Норвегии, 2 мЗв - в Индии и 3 мЗв - в Иране.

Эпидемиологические исследования, проведенные на территориях с естественным повышенным радиационным фоном, свидетельствуют о том, что по заболеваемости раком население этих территорий не отличается от среднестатистических (Маргулис У.Я., 1974; Кулландер С. и Ларсон Б., 1991).

^ Как указывает Кузин А.М. (1991) по данным некоторых авторов общая смертность, в том числе и от рака, даже ниже в местности с повышенным (в 4-5 раз)

природным радиоактивным фоном.

^ Рост числа людей, заболевших раком после острого облучения, начинается с до-

зы 200 мЗв. По данным, полученных при обследовании людей, переживших бомбардировку в Хиросиме и Нагасаки, статистически значимый уровень заболеваемости наблюдается при дозе 1Зв (Kohnlein W., Nussbaum R.H., 1991).

Кроме лучевой болезни наибольшая опасность была связана с действием радиойода. Была налажена система радиологического контроля продуктов питания. В частном секторе не удалось обеспечить радиационно-гигиенический контроль, это наряду с выпасом скота на загрязненных пастбищах явилось основной причиной переоблучения щитовидной железы у сельского населения. Действию радиойода подверглось 70 млн. человек на европейской части бывшего СССР. В пострадавших республиках не оказалось необходимых запасов йодистых препаратов для раздачи населению, а на местах не было инструкций (Овчинников В.А. и др., 1999).

Есть еще один момент, который редко принимается во внимание. Радиоактивность естественных изотопов (калия-40, четырнадцати нуклидов семейства урана-238 и десяти нуклидов семейства тория-228) составляет 1777–6500 кБк/м2, в то время как после аварии в Чернобыле в почвах удельная радиоактивность цезия-137 варьировала от 0,020 до 23 кБк/м2 (Яворовски З., 1999).

Для предотвращения распространения радиоактивной пыли в разрушенный реактор с вертолетов сбрасывали смесь песка, брома и свинца. К концу 1986 года над разрушенным реактором был построен железобетонный саркофаг - так называемый объект «Укрытие» (рис. 31).

Строительство саркофага обошлось в 300 млн. долларов. За 10 лет (1992-2002 г.г.) Украина потратила на Чернобыль 6 млрд. долларов. Чтобы окончательно справиться с последствиями аварии, по мнению киевских властей,

в течение ближайших 20 лет нужно еще 5 млрд. долларов.

В результате этой катастрофы радиоактивному загрязнению только в России подверглась территория 19 субъектов Российской Федерации с населе-

нием около 30 млн. человек.

Рис. 31. Объект «Укрытие»

Площадь территорий, загрязненных Cs137 с плотностью выше 1 Ки/км^ 2 составила более 56 тыс. км2, на которой проживало около 3 млн. человек.

Масштабное переселение жителей Брянской области стало осуществляться с 1989 г. согласно прогнозу превышения пожизненной дозы, а в последующем эта мера проводилась по отношению к жителям зоны отселения.

Для ее части было введено понятие зоны обязательного отселения. Кроме

того было предоставлено право добровольного выезда жителям зоны проживания с правом на отселение (загрязнение Cs-137 выше 5 Ки/км2). В результате реализации этих мер за годы после аварии из загрязненных территорий

было переселено или выехало добровольно почти 50 тыс. человек.

^ Часть жителей отказалась от переселения. Разработаны и реализованы меры по обеспечению безопасного ведения работ в сельском и лесном хозяйстве, включая

средства индивидуальной защиты и дозиметрический контроль. Эффективность

системы ограничений оказалась достаточно высокой.

Средняя доза внутреннего облучения за 1986 г. по зоне жесткого контроля (выше 15 Ки/км2) не превышала 15 мЗв. В 1989 г. у 95% жителей этой зоны дозы внутреннего облучения были меньше 2,5 мЗв, а в 1994 г. – менее 1 мЗв.

^ В зоне отчуждения в отдельных местах плотность загрязнения Cs137достигает 740 МБк/м2 (20 кКи/км2) и более. Это значит, что в этих местах почва, по существу, представляет собой радиоактивные отходы. Природные экосистемы в этой местности испытывают существенное радиологическое воздействие. Однако к настоящему времени значимых для экосистем радиобиологических эффектов не наблюдалось. Тем не менее, учитывая уникальность этой ситуации, когда все элементы экосистемы подвержены существенному радиологическому воздействию, безусловно, требуется долговременный мониторинг этих систем и его научное сопровождение.

Для жителей, ведущих сельскохозяйственную деятельность, распространялись рекомендации по правилам ведения приусадебных участков, способам переработки продукции, грибов и ягод, правилам содержания домашних животных, гигиеническим мерам. В наиболее загрязненных регионах известкование и внесение калийных удобрений было проведено и на приусадебных участках. Местным властям неоднократно рекомендовалось выделять окультуренные пастбища для выпаса частного скота. Однако, в силу ряда причин, не все рекомендации выполнялись. В результате молоко — один из основных компонентов рациона, зачастую оказывалось загрязненным сверх установленных нормативов.

Экологическое состояние «даров» леса юго-западных районов Брянской области продолжает вызывать опасение. Как сообщают сотрудники областного центра Госсанэпиднадзора [129], из 142 проб лесных ягод, взятых в этой части области, 108 содержали радионуклиды, удельная радиоактивность которых колебалась от 959,5 до 2775,7 Бк/л. Такое количество зараженных ягод на 76 % превышает допустимые санитарно-гигиенические нормы. В восточной части области эпидемиологи забраковали 139 из 194 проб тех же ягод. Минимальное среднее значение там составило 22 Бк/кг, а максимальное – 405,5 Бк/кг. Но самая тяжелая ситуация сложилась с грибами. Все взятые проб показали превышение ПДП во много раз: среднее значение составило 631 Бк/кг, а максимальное – 205953 Бк/кг.

Е.В. Спириным и А.Д. Куриновым (1995) проанализирована база данных радиологического обследования личных подсобных хозяйств трех районов Калужской области в 1990-92 г.г. и рассчитаны коэффициенты перехода (Кп) Cs-137 в картофель и молоко. Найдено, что для картофеля наблюдается увеличение значений Кп по мере снижения уровня загрязненности почвы. Для молока такой закономерности не обнаружили, при этом удельная радиоактивность молока зимой была приблизительно в 2 раза выше, чем летом. Установлено, что Кп молока в зимний период, в зависимости от почвенных условий и других факторов, варьируют в пределах от 0,27.10-3 до 1,07.10-3 м2/кг.

Меры по благоустройству населенных пунктов, которые в больших объемах реализовывались на загрязненных территориях, также способствовали снижению доз. Это газификация, строительство и обустройство дорог, строительство объектов жилищно-коммунального хозяйства, обустройство улиц и зон рекреации, строительство и ремонт водоснабжения и канализации.

^ Реализовывались и другие меры, которые прямо или косвенно приводили к снижению доз облучения, или трактовались общественностью как защитные.

С 1986 г. начали осуществляться мероприятия по оздоровлению детей - их организованный вывоз в санатории и дома отдыха. Населению выплачиваются компенсации и предоставляются многочисленные социальные льготы. В загрязненных районах приняты меры по снижению доз облучения при медицинских процедурах. Реализованный комплекс защитных мер обусловил значительное снижение доз облучения населения.

К настоящему времени около 100 тыс. человек подвергаются дополнительному облучению в дозах свыше 1мЗв/год, а в четырех населенных пунктах средние дозы дополнительного облучения превышают 5 мЗв/год. На больших территориях отмечаются случаи обнаружения радиоактивных веществ в сельскохозяйственной продукции в количествах превышающих допустимые значения, в том числе в молоке, в грибах и ягодах.

^ Ухудшение экономической ситуации обусловило повышения доли продукции соб-

ственного производства, лесных грибов и ягод в рационе жителей. По этим причи-

нам в ряде населенных пунктов наблюдается рост доз внутреннего облучения.

Радиоактивному загрязнению после аварии в России подверглись 2 млн.

955 тыс. га сельхозугодий, в том числе 171 тыс. га с плотностью 15 Ки/км2 и выше. Естественные процессы и реализованные контрмеры позволили многократно снизить бракераж продукции. Вместе с тем, ухудшение экономической ситуации в стране обусловило сокращение объемов специальных агромероприятий в 1993–94 г.г., что, в свою очередь, вызвало повышение содержания радиоцезия в растениеводческой продукции и кормах.

Остается нерешенной проблема реабилитация кормовых угодий, расположенных в поймах рек, так как в водоохраной зоне практически невозможно использование традиционных технологий. В засушливые годы для многих хозяйств эти угодья являются основным источником кормов.

В 1994–95 г.г. в Брянской области зарегистрированы в продуктах питания в частном секторе следующие концентрации Cs-137: молоко - 3070 Бк/л, мясо домашних животных - 7 кБк/кг. Поступление этого нуклида из почвенно-растительного покрова пойменных экосистем в молоко определяется рядом факторов: типом почвы, сезоном года, характером кормопроизводства, ботаническим составом трав. Молоко, произведённое на кормах, полученных с более плодородных почв, содержит Cs-137 в несколько раз меньше, чем на кормах с менее плодородных почв (Силаев А.Л., 1999).

Часто на прирусловой пойме выпас скота начинают при отрастании травы до 3 - 5 см. Это чревато загрязнением животноводческой продукции, так как животные вместе с низкой травой захватывают дернину и частицы почвы, которые в несколько раз больше загрязнены радионуклидами по сравнению с растениями. Данные о поедании животными почвы и оценка вклада почвенного и растительного каналов поступления радионуклидов в их организм свидетельствуют, что крупный рогатый скот на пастбище может потреблять ежегодно до 600 кг почвы.

В ряде случаев поедание животными загрязнённой почвы с кормом может обеспечить почти такой же вклад в суммарное поступление, как поступление

радионуклидов с загрязнённым кормом. По зоогигиеническим нормам выпас

скота необходимо начинать при высоте травы 10-12 см. При более низком

травостое происходит сильное вытаптывание растительности, в результате чего снижается её продуктивность и возрастает содержание радионуклидов (Корнеев Н.А., Сироткин А.Н., 1987).

А.А. Романенко (1994) указывает, что другой причиной, приводящей к повышенному поступлению радионуклидов в молоко в этот период, является то, что на низко продуктивных пастбищах (на пойменных лугах это в основном прирусловье) животными потребляется нижний ярус растительности, содержание Cs137 в котором в 2-3 раза выше, чем в верхнем.

^ Л.В. Липницкий и др. (1993) сообщают о результатах проведения дозового мониторинга в июне-сентябре 1992 г., когда силами районных санэпидемстанций было отобрано 8 тыс. проб молока и картофеля в 555 населенных пунктах 15 районов Могилевской области. Максимальное загрязнение картофеля Cs-137 составило 185 Бк/кг, среднее - 7,4 Бк/кг; а в 50 % проб загрязненность была менее 3,7 Бк/кг. Средний уровень содержания Sr-90 в пробах картофеля варьировал от 0,37 Бк/кг (Краснопольский район) до 0,1 Бк/кг (Мстиславский район). Средний уровень содержания Cs-137 в молоке личных подсобных хозяйств составил 25,9 Бк/л, максимальный - 407 Бк/л. Наибольшее количество проб с превышением временных контрольных уровней (185 Бк/л) выявлено в части населенных пунктов Быховского района.

Рядом исследователей (Погодин Р.И. и др., 1994) на основании результатов анализа содержания Cs-137 и Sr-90 в молоке коров в различные периоды времени после Чернобыльской аварии определены параметры распределения и скорости снижения радиоактивности молока для разных районов Гомельской области. Установлено, что зависимость уменьшения содержания Cs-137 и Sr-90 в молоке от времени носило экспоненциальный характер с различными периодами полуочищения (от 0,5 до 15 лет).

По состоянию на начало 2004 года под наблюдением врачей находились

2,3 млн. человек, из них 452 тыс. - дети.
Глубина и масштабы самой крупной техногенной катастрофы выдвинули Чернобыль в разряд общеглобальных проблем. Хотя наиболее критическая

стадия в решении постчернобыльских проблем уже миновала, воздействие

радиации на жизнь и здоровье людей все еще продолжается.

Чернобыльская АЭС все еще представляет большую опасность для окружающей среды. Действующий саркофаг сооружался в условиях высокого уровня радиоактивности методом дистанционного монтажа. Основной задачей защитного сооружения, срок гарантированной эксплуатации которого истекает в 2006 г., являлось недопущение распространения радиоактивной пыли за пределы реактора.

В данный момент украинским ученым мало что известно о процессах, протекающих внутри реактора, а также о состоянии около 200 т ядерного топлива. Кроме того, техническое состояние саркофага ухудшилось: в стенах появились трещины, а потолок незначительно просел. Эксперты предупреждают, что обрушение защитного сооружения может привести к более тяжелым экологическим последствиям, чем сама авария. Сейчас уровень радиации на ЧАЭС в два раза ниже контрольного уровня (85 мкР/ч).

За время после Чернобыльской катастрофы уровень радиации в загрязненных лесах и лугах Брянской области сократился примерно на 20%, а содержание радионуклидов в продукции сельского хозяйства юго-западных районов уменьшилось в 50-70 раз.

Радиоактивное загрязнение молока хозяйств чернобыльской зоны снизилось до нормы - около 100 беккерелей на литр, однако на рынках иногда появляется «загрязненное» мясо.

Значительных успехов в борьбе с радиацией в животноводстве добились за счет применения специальных кормовых добавок, выводящих цезий из организма животных. Безопасность сельского производства на зараженных радиацией землях повысится лишь к 2040 году.

4.3. Миграция радионуклидов в биосфере

Миграция радионуклидов из почвы и воды в растительные организмы во

многом определяется типом почвы, физико-химическими свойствами радио-

изотопов и видовыми особенностями флоры.

Рис. 32. Пути миграции радионуклидов в природе

На рис. 32 отражены воздушные, поверхностные и подземные пути мигра-

ции радиоактивных веществ в окружающей среде. Он примерно соответствует модели, на основе которой рассчитывались дозы облучения населения от радиоизотопов, поступающих в окружающую среду от предприятий атомной энергетики.

Лесные массивы вследствие особенностей миграции радионуклидов самоочищаются только в результате радиоактивного распада, поэтому особенно актуальным является изучение миграционных процессов для составления долговременных прогнозов по использованию леса и лесной продукции и для разработки реабилитационных (Марадулин И.И. и др., 1996).

При передвижении радионуклидов по различным по различным вегетативным частям растений существует определенная закономерность: в основном они концентрируются в листьях и стеблях, меньше – в соцветиях и еще меньше - в самих плодах и семенах.

Исключением является изотоп Cs137, концентрация которого в семенах может достигать 10% и более от его содержания в надземной части растений. Отличительной особенностью миграции Cs137 в системе «почва – растение» является исключительно высокая мобильность этого радионуклида в регионах распространения легких по гранулометрическому составу песчаных и супесчаных почв подзолистого и болотного типов. Низкий показатель рН этих почв, обогащённость органическим веществом (торфяники), малое содержание глинистых минералов, гидроморфность, невысокая поглотительная способность твёрдой фазы предопределяют очень большие коэффициенты перехода Cs137 из почв в растения. Они в 5-10 раз выше, чем на почвах суглинистого и глинистого гранулометрического состава, обогащенных элементами минерального питания растений. В экспериментах на семи разновидностях почв Нечерноземной зоны России, доказано, что накопление Cs137 в естественном травостое определяется наличием в почве глинистой фракции (Гребенщикова Н.В. и др., 1983).

В ходе вегетации абсолютное количество радиоизотопов в растениях

возрастает, а относительное содержание на единицу массы сухого вещества снижается. С увеличением урожайности, как правило, уменьшается относительная концентрация радионуклидов.

При потреблении животными растительных кормов или растительной пищи самими людьми происходит их миграция по так называемым «пищевым цепочкам». Чем они короче, тем выше уровень радиоактивности, создаваемый радионуклидом при поступлении в организм конечного хозяина.

Контроль за радиоактивным загрязнением объектов окружающей среды на территории России осуществляется системой радиационного мониторинга (СРМ) Росгидромета. В 2002 г. в составе СРМ фактически функционировали 1279 пунктов наблюдения за мощностью экспозиционной дозы гамма-излучения, 404 - за радиоактивными атмосферными выпадениями, 49 - за концентрацией радиоактивных аэрозолей в воздухе, 28 - за содержанием трития в атмосферных осадках, 14 - за его концентрацией в водах рек, 42 - за концентрацией Sr90 в водах рек и озер, 9 - за его концентрацией в морях.

В период 1995 - 2002 г.г. на территории России среднегодовые концентрации в воздухе долгоживущих -активных радионуклидов и их выпадения на подстилающую поверхность имели слабую тенденцию к уменьшению. С 1998 г. среднегодовые суточные выпадения этих радионуклидов оставались практически неизменными. Анализ всей совокупности экспериментальных данных показал, что в 2002 г. радиационная обстановка на территории Российской Федерации была нормальной и по сравнению с 2001 г. существенно не изменилась.

Загрязнение атмосферы техногенными радионуклидами на территории РФ в настоящее время, в основном, обусловлено ветровым подъемом и переносом радиоактивной пыли с поверхности почвы, загрязненной в предыдущие годы в процессе глобального выведения из стратосферного резервуара продуктов испытаний ядерного оружия.

В отдельных районах России на радиоактивное загрязнение приземной атмосферы оказывает влияние ветровой перенос радиоактивных продуктов с загрязненных территорий, появившихся вследствие произошедших радиационных аварий.

В радиологии существует понятие коэффициента дискриминации. Это отношение содержания уровня какого-либо радиоизотопа в последующем звене пищевой цепи к предыдущему.

Наиболее важными изотопами, легко поглощаемыми растениями из окружающей среды, являются Sr90, Cs137 и С14.

Стронций не принадлежит к числу редких элементов. В земной коре его содержится 3,4 . 10-2% от общей массы. Обычно этот элемент присутствует в минералах кальция. Из собственных стронциевых минералов промышленное значение имеют лишь стронцианит (SrCO3) и целестин (SrSO4).

Стронций - серебристо-белый, мягкий, пластичный металл плотностью

2,6 г/ см3 и, плавящийся при 770°C. Химически он очень активен, как и все щелочноземельные металлы. Степень окисления +2. Стронций непосредственно соединяется при нагревании с галогенами, фосфором, серой, углеродом, водородом и даже с азотом (при температуре выше 400°С).

Стронций-90 по своим химическим свойствам аналогичен кальцию и сопровождает его в ходе обменных процессов. Причем, чем выше концентрация кальция в почве и воде, тем в меньшей степени из них усваивается стронций. Период его полураспада равен приблизительно 29 годам.

На поверхности почвы основное количество последнего распределяется на глубину 10-15 см, откуда он может поступать и накапливаться в стеблях, листьях и плодах. На почвах с невысоким уровнем загрязнения стронцием-90

(0,1 Ки/км2) наименьшее его количество обнаружено в горохе, а наибольшее - в сое. Доказано, что среди корнеплодов меньше всего радионуклидов содержится в картофеле. Выпадающий с радиоактивными осадками стронций может частично проникать и через листовые пластинки. Одним из приемов, снижающих усвоение стронция из почвы, является ее кальцинирование и глубокая вспашка.

Так, по прогнозу Бакунова Н.А.(1998), стронций - 90, диффундирующий из гумусного слоя почвы с глубины 0,5 м, не достигнет за 28 лет миграции (периода своего полураспада) пахотного горизонта. При восходящей миграции Sr-90 в толще чернозема верхние гумусные слои являются барьером, ограничивающим перенос радионуклида к поверхности почвы.

В марте 1954 г. над атоллом Бикини, расположенным в южной части Тихого океана, поднялось гигантское грибовидное облако - результат испытаний американской водородной бомбы. Спустя несколько часов на палубу японского рыболовного судна «Фукурю-Мару», находившегося в открытом море более чем в 150 км от эпицентра взрыва, начали падать грязно-белые хлопья радиоактивных осадков.

Рыбаки прекратили промысел и взяли курс на Японию, но было поздно: вскоре после возвращения один из членов экипажа умер, а остальные оказались пораженными тяжелой формой лучевой болезни. Едва ли не главной причиной этой болезни был стронций-90, один из многочисленных радиоактивных изотопов, образующихся при ядерном распаде. В результате такого взрыва в атмосферу выбрасываются десятки миллионов тонн земли и горных пород, буквально начиненных продуктами деления атомных ядер, самый токсичный, а значит, и самый опасный среди которых - стронций-90. Рано или поздно они возвращаются на землю, оседая на поверхность материков и океанов.

Теперь радиоактивному стронцию остается один шаг до организма человека. При попадании стронция внутрь его концентрация в крови уже через 15 минут достигает значительной величины, а в целом этот процесс завершается через 5 часов. Он избирательно накапливается в основном в костях и облучению подвергаются костная ткань, красный костный мозг и кроветворная система.

Вследствие этого развивается анемия, называемая в быту «малокровием». Исследования показали, что радиоактивный стронций может находиться и в костях новорожденных. Через плаценту он проходит в течение всего периода беременности, причем в последний месяц перед рождением в скелете его накапливается столько же, сколько аккумулировалось за все предыдущие восемь месяцев.

Стронций-90, а также образующийся при его распаде дочерний изотоп иттрий-90 (с периодом полураспада 64 часа) - типичные бета-излучатели. Это значит, что они при распаде испускают потоки электронов, которые действуют на все живое на сравнительно небольшом расстоянии, но очень активно. Нарушаются нормальная структура и функции клеток.

Это приводит к серьезным нарушениям обмена веществ в тканях. А в итоге - развитие смертельно опасных болезней - рака крови (лейкемии) и костей. Кроме того, излучение действует на молекулы ДНК и, следовательно, пагубно влияет на наследственность.

Содержание Sr90 в человеческом организме находится в прямой зависимости от общей мощности взорванных ядерных зарядов. Он попадает в организм при вдыхании радиоактивной пыли, образующейся в процессе взрыва и разносимой ветром на большие расстояния. Другим источником заражения служат питьевая вода, растительная и молочная пища.

Но и в том и в другом случаях природа ставит естественные препоны на пути стронция-90 в организм. Во-первых, в тончайшие структуры дыхательных органов могут попасть лишь частицы величиной до 5 микрон, а таких частиц при взрыве образуется сравнительно немного. Во-вторых, стронций при взрыве выделяется в виде окиси SrO, растворимость которой в физиологических жидкостях организма весьма ограничена.

Проникновению стронция через пищевую систему препятствует фактор,

который называют «дискриминацией стронция в пользу кальция». Он выражается в том, что при одновременном присутствии кальция и стронция организм предпочитает первый из них.

Соотношение Са/Sr в растениях вдвое больше, чем в почве. А в молоке и сыре содержание стронция в 5-10 раз меньше, чем в траве, идущей на корм скоту. Однако целиком полагаться на эти благоприятные факторы не приходится - они способны лишь в какой-то степени предохранить от стронция-90. Не случайно до тех пор, пока не были запрещены испытания атомного и во-

дородного оружия в трех средах, число пострадавших от стронция росло из

года в год.

Биологический период полувыведения стронция из скелета составляет свыше 30 лет. Ускорение выведения из организма стронция является труднейшей задачей. По крайней мере до сих пор не найдено высокоэффективных средств для быстрого выведения этого радиоактивного элемента из организма.

Широкие перспективы открываются перед радиоизотопами стронция в производстве атомных электрических батарей для космических ракет и искусственных спутников Земли. Принцип действия таких батарей основан на способности стронция-90 излучать электроны, обладающие большой энергией, преобразуемой затем в электрическую.

^ Радиостронциевые элементы, соединенные в миниатюрную батарейку (разме-

ром со спичечную коробку), способны безотказно служить без перезарядки 15-25 лет. Атомные батарейки, несомненно, найдут применение в телефонии и радиотехнике. А вот швейцарские часовщики с успехом использовали крохотные стронциевые батарейки для питания электрочасов.

Неприхотливые и практически вечные источники тока незаменимы на автоматических метеостанциях, расположенных в пустынных, полярных и высокогорных районах нашей планеты.

^ В Канаде, например, на далеком северном острове Аксель-Хейберг в труднодос-

тупном месте действует атомная метеорологическая станция, рассчитанная на работу без обслуживания в течение двух-трех лет. Источником энергии для аппаратуры станции служит изотоп стронция (всего 400 г), помещенный в специальный трехслойный сплав и защищенный свинцовым экраном. Теплота, образующаяся при радиоактивном распаде стронция, превращается в электрический ток, который питает приборы для измерения температуры, атмосферного давления, скорости и направления ветра.

^ Несомненный интерес представляет термоэлектрическая стронциевая батарея «Тристан» концерна «Siemens» (Германия), для проведения подводных исследований. Высокоэффективные термоэлектрические элементы преобразуют энергию распада стронция-90 в электрический ток.

Размеры батареи невелики, но весит она 1,4 тонны, поскольку снабжена толстым свинцовым экраном, который надежно защищает морских обитателей пучин и, разумеется, прежде всего, людей от радиации - ее уровень вблизи «Тристана» в пять раз меньше допустимого.
После стронция-90 цезий-137 является самым опасным радионуклидом для человека. Это - относительно долгоживущий радионуклид: период его полураспада составляет 30,2 года.

Цезий легко мигрирует во внешней среде, чему способствуют два обстоятельства.

Во-первых, Cs137 – это конечный продукт цепочки распадов, в которой йод и ксенон присутствуют в газовой фазе:

I137 (Т=24,2 сек) - - Xe137 (Т=3,9 мин) - - Cs137

При ядерных взрывах образуются мелкодисперсные частицы, адсорбирующие цезий и медленно выпадающие на поверхность земли. Процесс выпадения ускоряют атмосферные осадки и агрегация частиц с образованием более крупных. Содержание радионуклида в атмосферных осадках при ядерных взрывах в слаборастворимой форме варьировало в широких пределах (от 3,3 до 82,4 % от общей массы).

Во-вторых, при всех (кроме подземных) ядерных взрывах и аварийных выбросах предприятий атомной энергетики выпадения содержат цезий в хорошо растворимой форме, что имеет принципиальное значение в процессах его миграции. При наземных же взрывах на силикатных почвах образуются слаборастворимые частицы.

Выпавший на поверхность земли радиоактивный цезий перемещается под воздействием природных факторов в горизонтальном и вертикальном направлениях. Горизонтальная миграция происходит при ветровой эрозии почв, смывании атмосферными осадками в низменные бессточные участки.

Исследования вертикального распределения Cs137, в частности, в почвенно-растительном покрове в первый месяц после аварии на Чернобыльской

АЭС (Силантьев А.Н. и др., 1998) показали, что при хорошо развитом травя-

ном слое 80 % выпавшего радионуклида сорбировалось растительностью, а

20 % - почвой. После разложения растительных остатков сорбированный Cs137 включается в общую миграцию загрязнения в почве. Скорость миграции цезия для большинства целинных почв не превышает нескольких миллиметров в год, и выпавший цезий в течение нескольких лет остается в поверхностном слое.

Отличительной особенностью миграции Cs-137 в системе почва-растение является исключительно высокая мобильность этого радионуклида в регионах распространения легких по гранулометрическому составу песчаных и супесчаных почв подзолистого и болотного типов (Алексахин Р.М. и др., 1992).

Как считают Ф.А. Тихомиров и др. (1992), с нисходящим потоком влаги

мигрирует незначительное количество радионуклидов по сравнению с их общим содержанием в почве. Так, среднегодовой вынос с внутрипочвенным стоком из слоя 0-5 см составил 0,1–3,5% их содержания в этом слое. Лишь 10-15% количества радионуклидов проникает глубже 20-30 см, при этом наибольший их перехват (50-70%) происходит в слое 5-10 см. За пределы слоя 0-20 см выходит лишь 0,05 % от их общего количества. При этом Cs-137 и Sr-90 поглощаются почвой заметно активнее, чем их стабильные неизотопные аналоги K и Ca.

Скорость миграции зависит от гидрометеорологических факторов (скорости ветра и интенсивности атмосферных осадков), рельефа местности, вида почв и растительности и физико-химических свойств самого радионуклида.

Вертикальный перенос цезия происходит с фильтрационными токами воды и связан с деятельностью почвенных животных и микроорганизмов, выносом из корнеобитаемого слоя почвы в наземные части растений и др.

Исследованиями Поликарповой Т.М. с соавторами (1995) установлено, что степень поглощения радиоцезия обратно пропорциональна концентрации стабильного цезия: при ее увеличении в 10 раз поглощение Cs-134 уменьшилось в 2-3 раза. При этом основную роль во взаимодействии радиоцезия с почвенным поглощающим комплексом играют гуминовые кислоты: удаление органического вещества снижает коэффициент распределения (Кd) в 2-6 раз. Найдено, что кальций и железо, входящие в состав минеральной части торфов, отрицательно влияют на сорбцию Cs-134: удаление обменных форм кальция и аморфных форм железа увеличивает Kd в 3-10 раз. Доказано, что насыщение торфов одновалентными катионами (K+, NH4+) значительно усиливает поглощение радиоцезия. Делается вывод, что Cs-134 может обмениваться не только с указанными одновалентными катионами, но и с двухвалентными (Са2+).

Подвижность и биологическая доступность нуклида со временем снижается в результате перехода в «слабо обменное» состояние. В первые годы после выпадения цезий в основном содержится в верхнем, 5-10-сантиметровом, слое почвы независимо от ее вида. Удержание нуклида происходит благодаря высокому содержанию в верхнем слое мелкодисперсных фракций (особенно глинистых) и органических веществ, повышающих сорбционные свойства почвы.

Проникновение радиоактивного цезия на глубины 30-50 см, очевидно, занимает десятки и сотни лет, однако перераспределение его по профилю почвы может произойти и быстрее – в результате сельскохозяйственной деятельности. В этом случае нуклид относительно равномерно рассредоточивается в пределах всего пахотного слоя.

Как правило, «путешествие» Cs137 по пищевым цепочкам начинается с растений, куда нуклид может попасть непосредственно в момент радиоактивных выпадений. Уровень поглощения растворимого цезия растениями с их поверхности может достигать 10%. Сначала он накапливается в листьях, зернах, клубнях и корнеплодах, а в дальнейшем поступает в основном через корневую систему.

В отличие от стронция-90 он способен диффузно (равномерно) распределяться во всех органах и тканях растения. Выпадающие на поверхность почвы радионуклиды на протяжении многих лет остаются в ее верхнем слое.

Если при этом почвы бедны такими минеральными компонентами, как кальций, калий, натрий и фосфор, то создаются благоприятные условия для миграции радионуклидов в самих почвах и по цепи «почва – растение». В первую очередь это относится к дерново-подзолистым и песчано-суглинистым почвам. В черноземных почвах подвижность радионуклидов крайне затруднена.

^ Так, например, лишайники в тундре на почвах, бедных минеральными компонентами, накапливают Cs137 в 200-400 раз больше, чем травы. Это обстоятельство

способствует депонированию в организме северных оленей повышенного коли-

чества радионуклидов.

Аккумулятором радионуклидов является лес, особенно хвойный, который содержит в 5-7 раз больше радионуклидов, чем другие природные биоценозы. При пожарах сконцентрированные в лесной подстилке, коре и древесине радионуклиды поднимаются с дымовыми частицами в воздух и попадают в

тропосферу и даже стратосферу. Радиоактивному облучению, таким образом,

подвергается население на значительных территориях.

Кроме этого подвижность цезия и стронция из кислых почв значительно выше, чем из слабокислых и, особенно, слабощелочных. Поэтому нейтрализация повышенной кислотности почвы путем внесения карбонатов резко снижает содержание Cs137 в урожае. И еще одна особенность: химическим конкурентом этого изотопа является калий. Чем больше его содержание в почве, тем меньше из них поглощается цезий.

Уровни поверхностного загрязнения растений определяются их морфологическими особенностями и физико-химическими свойствами выпадающих аэрозолей. Известно, что растения способны задерживать аэрозоли с размером частиц менее 45 мкм. Особенно высокое содержание радионуклидов отмечено у лишайников, чая и хвойных деревьев, что связано с их биологическими особенностями.

По данным Моисеева И.Т., Агапкиной Г.И. и Рерих Л.А.(1994), изучавших поведение Cs-137 в почвах и его поступление в сельскохозяйственные культуры в зависимости от различных факторов, установлено, что с увеличением времени контакта Сs-137 с почвой происходит процесс «старения» радионуклида, т.е. переход части цезия в необменное состояние, в результате которого его доступность растениям снижается.

Снижение миграционной способности Сs-137 в разных почвах и его переход в растения, в зависимости от времени контакта с почвой, может сильно варьировать и в ряде случаев достигать 10-кратного значения по сравнению с исходным. Скорость процесса «старения» Сs-137, по критерию его аккумуляции растениями, на разных почвах различна и зависит от свойств почв и других факторов. В почвах с высоким содержанием органического вещества процесс старения радионуклида более растянут во времени (например, в черноземе) по сравнению с дерново-подзолистыми почвами.

Исследования, проведенные этими авторами в течение 11 лет на выщелоченном черноземе, показали, что накопление цезия-137 в урожае одной и той же культуры варьирует в разные годы до 3-кратных и более размеров. При этом в отдельные годы с увеличением времени контакта радионуклида с почвой наблюдается не только снижение, но и увеличение его доступности растениям. Доказано, что на поступление Сs-137 из почвы в растения существенно влияла температура воздуха, особенно в июне и июле. Значения коэффициентов корреляции между соответствующими показателями составили для разных культур от 0,3 до 0,8. Внесение в течение 17-18 лет полного минерального удобрения на выщелоченном черноземе в дозах по 90 кг/га каждого элемента (NPK) оказывало неоднозначное влияние на параметры накопления цезия-137 в хозяйственно-ценной части урожая сельскохозяйственных культур и зависело от вида растений. При этом наблюдалось как существенное повышение (в 1,5-2,5 раза) коэффициентов накопления цезия в зерне и вегетативных частях злаковых культур и корнеплодах свеклы, так и их снижение в соответствующих структурных частях урожая зернобобовых и ряда овощных культур. Межвидовые различия в накоплении Сs-137 в урожае, выращенном на выщелоченном черноземе Зауралья, достигали 10-20-кратных значений.

В свою очередь, в условиях модельного эксперимента С.К. Фирсакова (1992) установила, что коэффициенты пропорциональности, а, следовательно, поступление самого Cs137 в пойменные травы наиболее высоки в первый год после нанесения радионуклида на дернину, причём с каждым последующим укосом содержание Cs137 в растениях уменьшается. За три года поступление Cs137 в травостой снизилось на суходольных лугах с дерново-подзоли-стой супесчаной почвой в 90 раз, на суходольных лугах с дерново-подзоли-стой суглинистой почвой - более чем в 100 раз, а на суходолах с серой лесной почвой - почти в 300 раз. На пойменных лугах с пойменной аллювиальной дерновой слоистой почвой, это уменьшение достигло 36 раз, а на пойменной аллювиальной дерновой зернистой почве - более 300 раз. Столь высокие кратности снижения, вероятно, объясняются тем, что автор учитывала и корневое и внекорневое поступление радионуклида в растения.

Наиболее значительное снижение перехода радионуклида в растения на-

блюдали в первые годы после поступления радионуклидов в почву, затем этот процесс замедлялся.

По данным И.Т. Моисеева и сотрудников (1982) в злаковых травах на второй и третий годы вегетации Cs137 накапливался в 1,5-3 раза меньше, чем в первый год, при этом коэффициенты накопления варьировали от 0,002 до 0,02. Установлено, что количество Cs137, поступившего в сельскохозяйственные растения, находится в обратной зависимости от количества осадков за вегетационный период и от запасов влаги в метровом слое почвы.

Относительно аэрозольного цезия установлено, что более всего он накапливается в капусте, далее по убыванию – свекле, картофеле, пшенице и естественной травянистой растительности. Со временем уровни загрязнения растений снижаются в результате прямых потерь (под действием дождя и ветра) и прироста биомассы. Так, примерно в течение двух недель содержание нуклидов в пастбищной растительности уменьшается вдвое. Цезий хорошо накапливается растениями, попадает в пищевые продукты и быстро всасывается в желудочно-кишечном тракте.

Основной источник поступления цезия в организм человека – загрязненные нуклидом продукты питания животного происхождения. Содержание

радиоактивного цезия в литре коровьего молока достигает 0,8-1,1% от суточ-

ного поступления нуклида, а козьего и овечьего – 10-20%.

Однако, в основном, он накапливается в мышечной ткани животных: в 1 кг мяса коров, овец, свиней и кур содержится соответственно 4, 8, 20 и 26% от суточного поступления цезия. В белок куриных яиц его попадает меньше - только 1,8-2,1%.

При накоплении Cs-137 в тканях, насыщенных кровью, он испытывает бета-распад. Здесь создаются условия как прямого, так и косвенного (через про-дукты радиолиза воды), его действия на кровь и ее форменные элементы.

Таблица 25. Суммарное загрязнение европейских стран Cs137 от чернобыльской аварии (по данным МЧС России, 1998)

Страна

Площадь (тыс. км2)

Чернобыльские выпадения

страны

территории с загрязнением свыше 1 Ки/км2

ПБк

кКи

% от суммарных выпадений в Европе

Австрия

84

11,08

0,6

42,0

2,5

Белоруссия

210

43,50

15,0

400,0

23,4

Великобритания

240

0,16

0,53

14,0

0,8

Германия

350

0,32

1,2

32,0

1,9

Греция

130

1,24

0,69

19,0

1,1

Италия

280

1,35

0,57

15,0

0,9

Норвегия

320

7,18

2,0

53,0

3,1

Польша

310

0,52

0,4

11,0

0,6

Россия

17075

5,30

19,0

520,0

29,7

Румыния

240

1,20

1,

41,0

2,3

Словакия

49

0,02

0,8

4,7

0,3

Словения

20

0,61

0,3

8,9

0,5

Украина

600

37,63

12,0

310,0

18,8

Финляндия

340

19,00

3,1

83,0

4,8

Чехия

79

0,21

0,34

9,3

0,5

Швейцария

41

0,73

0,27

7,3

0,4

Швеция

450

23,44

2,9

79,0

4,5

Европа

в целом

9700

207,5

64,0

1700,0

100,0

Мир в целом

-

-

77,0

2100,0

-

Дана Адалбек

wherse — Thu, 15 May 2014 08:44:27 GMT

Папа, папочка, не спишь?
Говорит с тобой малыш.
Я здесь рядом, в темноте,
У мамули в животе.
Скоро встретимся с тобой.
Показать полностью..
Ждёшь меня ты, дорогой?
Ты когда поёшь, читаешь,
Слышу я, всё понимаю.
У меня твой нос и глазки,
Чувствую твои я ласки,
Гладишь ль спинку мне, иль ножки,
Пяточки мои щекочешь...
Ты мне, папа, всех дороже,
И сестрёнка с мамой тоже.
Вы же все - моя семья.
Скоро с вами буду я.
Я в любви хочу родиться,
Вам на радость появиться.

Можно, папа, я спрошу?
Мамы чувствовал слезу.
От меня ли эта боль,
Иль попала в ранку соль?
Ты ведь маму не обидишь?
Ей так трудно, ты же видишь.
Смех мой заструится скоро,
Плач, верней, но не от горя.
Это песнь моя, в ней радость,
Что навеки с вами рядом.

А пока я подрастаю,
Маму ты оберегаешь.
Папа должен быть опорой,
Потерпи, родной, я скоро
Буду рядышком с тобой,
Поболтаем меж собой.

Я вас всех уже люблю.
Ждите, скоро к вам приду

Население нередко потребляет загрязненные радио

wherse — Sat, 26 Apr 2014 09:14:14 GMT

В Беларуси до сих пор сохраняется проблема высокого содержания радионуклидов в грибах и ягодах на постчернобыльских территориях. И население территорий, пострадавших от аварии на ЧАЭС, нередко потребляет в пищу загрязненные грибы и ягоды. Об этом сообщил заведующий лабораторией радиационной безопасности Республиканского научно-практического центра гигиены, представитель правительства Беларуси в научном комитете Организации Объединенных Наций по действию атомной радиации, председатель Национальной комиссии по радиационной защите при Совете министров Яков Кенигсберг 27 декабря на пресс-конференции в Минске.
"Здесь мы не можем сделать ничего. Мы не можем те защитные мероприятия, которые применяются в сельском хозяйстве, осуществить в лесу. Мы не можем в лесу вносить удобрения, перепахивать, сделать какую-то подборку культур, которые будут меньше аккумулировать радионуклиды", — приводит слова ученого БелаПАН.
Единственный способ защитить население от потребления даров леса с радионуклидами — разъяснительные беседы. "Однако население ничего не хочет слушать", — посетовал специалист. Зачастую местные жители игнорируют предупредительные таблички о том, что территория загрязнена радионуклидами и на ней нельзя собирать грибы и ягоды.
Как заявил Кенигсберг, однократное потребление грибов с очень высоким уровнем радионуклидов не нанесет ущерба здоровью. Опасность представляет постоянное потребление таких грибов: у населения нередко выявляется превышение принятого в стране норматива годовой дозы облучения в 1 мЗв.
Вместе с тем, подчеркнул Кенигсберг, содержание радионуклидов во всех остальных продуктах питания не превышает установленных в стране нормативов, которые являются "самыми жесткими в мире". Исключено поступление загрязненных продуктов питания в торговую сеть. Ежегодно служба радиационного контроля исследует более 11 млн. проб, что является наиболее высоким показателем в мире в расчете на душу населения. 99,9% партий молока поступает на молокозаводы с содержанием цезия практически в три раза меньше установленного норматива, заявил специалист.

Анализ питьевой воды

wherse — Fri, 25 Apr 2014 16:46:29 GMT

Главный контрольно-испытательный центр питьевой воды проводит химический и радиологический анализ воды различных типов, для граждан и организаций. В первую очередь это анализ питьевой воды.

ГИЦ ПВ проверяет питьевую воду на соответствие требованиям СанПиН и многих других отечественных и международных стандартов. Вода проверяется на содержание ионов металлов, анионов, СПАВ, пестицидов, фенолов и других токсичных веществ. По результатам исследования не только выдается протокол испытаний, но и даются рекомендации по совершенствованию способов очистки питьевой воды, осуществляется подбор необходимого для данной воды типа фильтров.

В ГИЦ питьевой воды анализируют воду из колодцев, скважин и любых других источников питьевого водоснабжения. Прежде чем устанавливать фильтр дома или на даче - сделайте анализ воды и проконсультируйтесь с нашими специалистами. Необходимо знать, от каких именно веществ Вам нужно очищать воду, и нужно ли вообще ее чистить, или можно обойтись кипячением. Если Вы собираетесь разливать воду в емкости - Вам не обойтись без ее химического анализа.

Для определения качества воды из поверхностных источников мы предлагаем недорогой базовый анализ воды. Воду можно проверить на любые показатели, входящие в область аккредитации Центра.

Вы можете также проверить эффективность работы систем очистки воды - путем анализа проб воды до и после системы очистки, можно судить о качестве работы фильтра.

Мы анализируем питьевую водопроводную воду. Проверка качества водопроводной воды отличается от анализа воды из колодца или скважины. Кроме обычных параметров в ней необходимо измерять концентрации веществ, поступающих в воду в процессе хлорирования или образующихся в воде под действием хлора. В водопроводной воде могут содержаться такие вещества как хлороформ, четыреххлористый углерод, остаточный активных хлор. Проверка воды на содержание в ней органических загрязнителей очень важна при выборе фильтра. Анализ воды позволит вам выбрать оптимальную именно в ваших условиях систему очистки воды.

По результатам исследования предоставленного образца воды ГИЦ ПВ выдает протокол анализа. Центр аккредитован и этот протокол принимается любыми государственными контролирующими органами.

Стоимость анализа воды:
Базовый анализ воды (12 показателей) - 1290 рублей
Аализ воды из колодца (20 показателей) - 1890 рублей.
Анализа воды по 30 показателям - 2690 рублей.
Анализ воды - только микробиология - 980 рублей.
Анализ воды - микробиология и химия - 1890 + 850 рублей.

Проконсультироваться по вопросам стоимости анализа воды можно по телефону (495) 936-8-936

Осторожно! Радионуклиды! -

wherse — Fri, 25 Apr 2014 04:30:43 GMT

На территории Российской Федерации выявлена партия приборов учета воды, зараженная радионуклидами. По данным управления Роспотребнадзора по Волгоградской области существует вероятность реализации водосчетчиков из зараженной партии на территории региона, в том числе и города Волжского.

Установлено, что в стране было произведено и реализовано 1 тыс. опасных счетчиков, из которых 847 шт. уже изъято и утилизировано. Загрязнение радионуклидом кобальт-60 обнаружено в приборах учета воды типа СВ-15Г и СВ-15Х. Все они изготовлены предприятием «Метер» (г. Санкт-Петербург). Однако в ходе административного расследования было установлено, что радиоактивными веществами заражены не сами счетчики, выпущенные на данном предприятии. Опасной для человека оказалась присоединительная арматура, поставляемая в комплекте с водосчетчиками и закупленная ООО «Метер» у сторонних поставщиков.

В целях предотвращения радиационного заражения населения были установлены регионы, в которые осуществлялась поставка данной партии. Это Алтайский край, республика Якутия, г. Новосибирск.

Не исключено, что приборы учета могли попасть и на территорию Волгоградской области. Управление Роспотребнадзора предупреждает волжан, которые приобрели приборы учета воды, о необходимости проверки закупленной продукции. Следует обратить внимание на данные об изготовителе, заводской номер партии и дату выпуска прибора. Загрязненная присоединительная арматура находилась только в партии водосчетчиков, заводской номер которой начинается на букву «А» (например «А 2222222 11») и выпущенной в период с 01.04. 2011 по 02.05.2011.

В случае обнаружения приборов данной партии следует незамедлительно сообщить о факте в Управление Роспотребнадзора по Волгоградской области по телефонам: 8 (8442) 24-36-57 и 8 (8442) 24-36-47.

Отметим, что в настоящее время изготовителем организован постоянный радиационный контроль над всей выпускаемой продукцией и комплектующими, поступающими на предприятие. При этом в паспорте изделия ставится соответствующая отметка о произведенном контроле.

Похожие сюжеты

Рекомендации. Радиационный контроль питьевой во�

wherse — Fri, 25 Apr 2014 00:47:39 GMT

РАДИАЦИОННЫЙ КОНТРОЛЬ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ

МЕТОДИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ

Минздрав России

Москва 2000

1. Разработаны авторским коллективом в составе: д.м.н. В.Я. Голиков (Российская медицинская академия последипломного образования) - руководитель, О.Е. Тутельян, С.И. Кувшинников (Федеральный центр госсанэпиднадзора Минздрава России), О.В. Липатова (Департамент госсанэпиднадзора Минздрава России), к.г-м.н. А.Е. Бахур (Лаборатория изотопных методов анализа Всероссийского НИИ минерального сырья Министерства природных ресурсов России), к.ф-м.н. Ю.Н. Мартынюк (Центр метрологии ионизирующих излучений ГП «ВНИИФТРИ» Госстандарта России), к.т.н И.П. Стамат, к.б.н. В.Н. Шутов, (Федеральный радиологический центр Санкт-Петербургского НИИ радиационной гигиены Минздрава России).

2. Утверждены заместителем Главного государственного санитарного врача Российской Федерации "04" апреля 2000 года.

СОДЕРЖАНИЕ

1. Область применения. 1

2. Нормативные ссылки. 2

3. Термины и определения. 2

4. Общие положения. 3

5. Требования к методам и средствам рк.. 4

6. Определение соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности. 5

Приложение 1 Применение рекомендаций по содержанию радионуклидов в питьевой воде, основанной на величине годового уровня дозы 0,1 мЗв. 7

Приложение 2 Уровни вмешательства (УВ) радионуклидов в питьевой воде (извлечение из приложения П-2 СП 2.6.1,758 -99. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99) 8

Приложение 3 (справочное) Рекомендуемые методы для радиационного контроля питьевой воды.. 8

Приложение 4 (справочное) Перечень методик, используемых при радиационном контроле питьевой воды.. 9

Приложение 5 Примеры по определению соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности. 10

УТВЕРЖДАЮ

Заместитель Главного государственного

санитарного врача Российской Федерации

______________ А.А. Монисов

04.04.2000 г.

РАДИАЦИОННЫЙ КОНТРОЛЬ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ

МЕТОДИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ

1. ОБЛАСТЬ ПРИМЕНЕНИЯ

1.1. Настоящие методические указания (МР) распространяются на проведение гигиенического контроля для оценки радиационной безопасности питьевой воды, производимой и подаваемой централизованными системами питьевого водоснабжения (далее - питьевая вода), а также на питьевую воду, разливаемую в емкости промышленным способом.

1.2. МР не распространяются на воду нецентрализованных и автономных систем водоснабжения, а также на столовые, минеральные и лечебные воды.

1.3. МР относятся к обычным условиям эксплуатации существующих или вводимых в строй систем водоснабжения. На территориях, загрязненных радионуклидами вследствие радиационных аварий или иных причин, органами Госсанэпиднадзора может устанавливаться расширенный перечень контролируемых в воде радионуклидов, с учетом конкретных условий и специфики радионуклидного состава загрязнения.

1.4. МР предназначены для органов и учреждений санитарно-эпидемиологической службы, осуществляющих государственный и ведомственный санитарно-эпидемиологический надзор за состоянием централизованного питьевого водоснабжения, а также для организаций, эксплуатирующих системы водоснабжения питьевого назначения и осуществляющих производственный контроль за качеством питьевой воды.

2. НОРМАТИВНЫЕ ССЫЛКИ

В настоящих МР использованы ссылки на следующие нормативные документы:

- Санитарные правила и нормы СанПиН 2.1.4.559-96. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества;

- Санитарные правила и нормативы СП 2.6.1.758-99. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99);

- Руководство по контролю качества питьевой воды. Всемирная организация здравоохранения. (Женева, второе аннотированное издание, 1994 г.);

- МУ 2.1.4.682-97. Методические указания по внедрению и применению Санитарных правил норм СанПиН 2.1.4.559-96 «Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества»;

- ГОСТ Р 51232-98. Вода питьевая. Общие требования к организации и методам контроля качества воды;

- МИ 2453-98. Методики радиационного контроля. Общие требования.

3. ТЕРМИНЫ И ОПРЕДЕЛЕНИЯ

Питьевая вода - вода, по своему качеству в естественном состоянии или после подготовки отвечающая гигиеническим нормативам и предназначенная для удовлетворения питьевых и бытовых потребностей человека, либо для производства продукции для потребления человеком (пищевых продуктов, напитков и иной продукции).

Источник питьевого водоснабжения - водный объект или его часть, которые содержат воду, отвечающую установленным гигиеническим нормативам для источников питьевого водоснабжения, и используются или могут быть использованы для забора воды в системы питьевого водоснабжения с соответствующей подготовкой или без нее.

Централизованная система питьевого водоснабжения - комплекс устройств, сооружений и трубопроводов, предназначенных для забора, подготовки или без нее, хранения, подачи к местам расходования питьевой воды и открытый для всеобщего пользования.

Счетный образец - определенное количество вещества, полученное в результате физических или химические воздействий на пробу согласно установленной методике и предназначенное для измерений его радиационных параметров на радиометрической установке в соответствии с регламентированной методикой выполнения измерений.

Активность радионуклида (А) - мера радиоактивности какого-либо количества радионуклида, находящегося в данном энергетическом состоянии в данный момент времени:

,

где dN - ожидаемое число спонтанных ядерных превращений из данного энергетического состояния, происходящих за промежуток времени dt. Единицей активности является беккерель (Бк).

Активность радионуклида удельная (объемная) - отношение активности А радионуклида в веществе к массе m (объему V) вещества:

; .

Единица удельной активности - беккерель на килограмм, Бк/кг. Единица объемной активности - беккерель на метр кубический, Бк/м3.

Общая (суммарная) альфа-активность воды:

,

где Аi - активность i радионуклида, - выход альфа-частиц на распад i радионуклида.

Общая (суммарная) бета-активность воды:

где А? - активность i радионуклида, - выход бета-частиц на распад i радионуклида.

В рамках настоящих МР применительно упрощенной системы анализа:

Общая (суммарная) альфа- или бета-активность воды - условная альфа- или бета-активность счетного образца, полученного из контролируемой пробы с помощью регламентированной методики пробоподготовки, численно равная активности назначенного образца сравнения при одинаковых показаниях используемого радиометра.

Радиометрическая установка - техническое средство (радиометр, спектрометр) для измерения активности (удельной активности) радионуклидов в счетном образце.

Минимальная измеряемая активность, Амин - активность счетного образца, при измерении которой на данной радиометрической установке за время один час относительная статистическая погрешность составляет 50 % (Р = 0,95).

Предел дозы - величина годовой эффективной или эквивалентной дозы техногенного облучения, которая не должна превышаться в условиях нормальной работы.

Уровень вмешательства (УВ) - уровень радиационного фактора, при превышении которого следует проводить определенные защитные мероприятия.

Уровень контрольный - значение контролируемой величины дозы, мощности дозы, радиоактивного загрязнения и т.д., устанавливаемое для оперативного радиационного контроля, с целью закрепления достигнутого уровня радиационной безопасности, обеспечения дальнейшего снижения облучения персонала и населения, радиоактивного загрязнения окружающей среды.

Контроль радиационный - получение информации о радиационной обстановке в организации, в окружающей среде и об уровнях облучения людей (включает дозиметрический и радиометрический контроль).

Случайная (статистическая) погрешность измерения - составляющая погрешности результата измерения, изменяющаяся случайным образом при повторных измерениях одной и той же величины.

Систематическая погрешность измерения - составляющая результата погрешности измерения, постоянная или слабо меняющаяся при повторных измерениях одной и той же величины, и связанная с особенностями методики подготовки счетного образца, условий измерений и процедуры поверки.

Абсолютная погрешность измерения - погрешность результата измерения, выраженная в единицах измеряемой величины.

4. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ

4.1. Настоящие методические рекомендации рассматривают порядок применения общих требований и нормативов в целях обеспечения контроля показателей радиационного качества питьевой воды.

4.2. Радиационная безопасность питьевой воды регламентируется следующими нормативными документами в области санитарно-гигиенических нормативов:

- Санитарные правила и нормативы СП 2.6.1.758-99. Нормы радиационной безопасности НРБ-99;

- Санитарные правила и нормы СанПиН 2.1.4.559-96. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества.

- по данным НКДАР влияние питьевой воды на общую дозу не является преобладающим (за исключением отдельных регионов) и обусловлено в основном природными радионуклидами рядов урана и тория;

- при содержании природных и искусственных радионуклидов в питьевой воде, создающих эффективную дозу меньше 0,1 мЗв за год, не требуется проведение мероприятий по снижению ее радиоактивности;

- этому значению дозы при потреблении воды 2 кг в сутки соответствуют средние значения удельной активности за год (уровни вмешательства - УВ), приведенные в приложении П-2 НРБ-99. При совместном присутствии в воде нескольких радионуклидов должно выполняться условие: , где Аi - удельная активность i радионуклида в воде, УВi - соответствующий уровень вмешательства;

- величины 0,1 Бк/кг для общей альфа-активности и 1,0 Бк/кг для общей бега-активности рекомендованы как те уровни при мониторинге питьевой воды, ниже которых не требуется никаких дальнейших мероприятий. В случае их превышения необходим более детальный радионуклидный анализ воды.

4.4. Радиационный контроль воды проводят в местах водозабора системы водоснабжения, перед подачей ее в распределительную водопроводную сеть, а также в точках распределительной сети.

4.5. Для оценки стабильности удельной активности радионуклидов в питьевой воде в течение года рекомендуется проводить измерения ежеквартально; в дальнейшем - по согласованию с органами госсанэпиднадзора.

4.6. При проведении радиационного контроля питьевой воды выполняются следующие основные процедуры:

- отбор проб;

- приготовление счетных образцов;

- измерение общей a- и b-активности;

- идентификация радионуклидов, измерение их индивидуальных концентраций;

- расчет результатов измерений и погрешностей исследований;

- гигиеническая оценка питьевой воды по критериям радиационной безопасности.

4.7. Отбор, консервацию, хранение и транспортирование проб питьевой воды на радиационные испытания производятся по ГОСТ 24481, а также в соответствии с требованиями стандартов и других действующих нормативных документов на методы определения конкретного показателя, утвержденных в установленном порядке.

4.8. Для сопоставимости и воспроизводимости результатов измерения суммарной альфа- и бета-активности с точки зрения соответствия питьевой воды требованиям НРБ-99 и СанПиН 2.1.4.559-96 рекомендуется использование единого способа концентрирования радионуклидов - выпаривание и единых стандартов сравнения - сульфата калия (стандарт «Бета») и сульфата кальция с гомогенно распределенными 239Pu (стандарт «Альфа») как наиболее близких к реальным пробам по матричному и спектральному составу.

4.9. Контроль за содержанием радионуклидов в питьевой воде организует и (или) осуществляет организация, обеспечивающая водоснабжение населения.

4.10. Лаборатории, осуществляющие радиационный контроль питьевой воды, должны быть аккредитованы на техническую компетентность в установленном порядке в соответствующих областях измерений.

4.11. Государственный надзор за содержанием радионуклидов в питьевой воде осуществляет орган госсанэпиднадзора, который производит оценку доз внутреннего облучения населения территорий и отдельных критических групп населения, подвергающихся наибольшему облучению за счет потребления питьевой воды с повышенным содержанием радионуклидов.

5. ТРЕБОВАНИЯ К МЕТОДАМ И СРЕДСТВАМ РК

5.1. Методики радиационного контроля питьевой воды должны соответствовать требованиями ГОСТ Р 8.563 и МИ 2453-98, в установленном порядке метрологически аттестованы органами Госстандарта РФ и согласованы с Минздравом РФ.

5.2. Радиометрические установки, используемые для радиационного контроля питьевой воды, должны быть внесены в государственный реестр утвержденных типов средств измерений и поверены. Контрольные меры активности, стандарты сравнения и изотопные индикаторы должны быть аттестованы органами Госстандарта РФ в установленном порядке.

5.3. Радиометрические установки для измерения суммарной альфа- и бета-активности должны отвечать следующим требованиям:

- минимальная измеряемая альфа-активность Амин (?a) для установленных стандартов сравнения не более 0,02 Бк;

- минимальная измеряемая бета-активность Амин (?b) для установленных стандартов сравнения не более 0,2 Бк.

5.4. Методики выполнения измерений должны обеспечивать:

- определение общей альфа- и бета-активности проб воды без учета вклада 222Rn с короткоживущими продуктами его распада (218Ро, 214Pb, 214Bi, 214Pо);

- определение удельной активности легколетучих радионуклидов (131I, 222Rn и др.) при возможном присутствии их в воде.

5.5. При определении отдельных нормируемых радионуклидов методики выполнения измерений и радиометрические установки должны обеспечивать минимальную измеряемую активность Амин не выше 0,1 УВвода для данного радионуклида.

6. ОПРЕДЕЛЕНИЕ СООТВЕТСТВИЯ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ КРИТЕРИЯМ РАДИАЦИОННОЙ БЕЗОПАСНОСТИ

6.1. Результатом измерения при определении соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности является измеренное значение удельной активности и погрешность измерения при доверительной вероятности (Р = 0,95).

Абсолютная погрешность измерения состоит из случайной (статистической) ?s и систематической (постоянной) Dо составляющих. Полная погрешность измерения D определяется как:

D= Ds + Dо.

Систематическую погрешность Dо следует оценивать, исходя из следующего принципа суммирования:

,

где D1 - погрешности аттестованных метрологических характеристик средств измерений, указанной в свидетельстве о поверке, D2 - методическая погрешность подготовки счетного образца. При отсутствии в методике указания последней погрешности, она принимается равной 0,10 (10 %).

6.2. Для предварительной оценки соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности используются измеренные значения удельной общей альфа- (Аa) и бета- (Аb) активности и абсолютные погрешности их определения Da и Db.

Для питьевой воды подземных источников водоснабжения одновременно с измерениями общей альфа- и бета-активности необходимо определять содержание радона. Результатом измерения является измеренное значение удельной активности радона (АRn) и абсолютная погрешность его определения ?Rn.

6.3. Вода соответствует требованиям Норм радиационной безопасности НРБ-99, если одновременно выполняются следующие условия:

Аa + Da ? 0,1Бк/кг (1)

Аb + Db ? 1,0 Бк/кг (2)

АRn + DRn ? 60 Бк/кг (3)

6.4. При содержании радона в воде выше 60 Бк/кг, необходимо провести дальнейшие исследования в соответствии с пунктами №№ 6.9-6.10 настоящих МР.

6.5. Если превышен один или оба показателя общей альфа- или бета-активности, то необходимо выполнить радионуклидный анализ.

В таблице 1 приведена рекомендованная последовательность радионуклидного анализа воды в зависимости от измеренных уровней общей альфа- и бета-активности, позволяющая свести к минимуму непроизводительные затраты и оптимизировать исследования при радиационном контроле. При формировании перечня контролируемых радионуклидов учитывались распространенность радионуклидов, их концентрации в воде и радиотоксикологические характеристики.

Таблица 1

Рекомендуемая последовательность радионуклидного анализа в зависимости от измеренных уровней общей альфа- и бета-активности

№ п/п

Измеренные уровни суммарной альфа- и бета-активности, Бк/кг

Контролируемые радионуклиды

Примечания

1.

Аa + Da ? 0,10

Аb + Db ? 1,0

Радионуклидный состав не контролируется

2.

0,10 < Аa + Da ? 0,20

Аb + Db ? 1,0

Сокращенный:

210Ро, 210Pb*

Проверяется выполнение условия (5). Далее - действия по пп. 6.8.-6.10. настоящих МР.

3.

0,20 < Аa + Da ? 0,40

Аb + Db ? 1,0

Расширенный:

210Ро, 210Pb, 216Ra, 228Ra

Проверяется выполнение условия (5). Далее - действия по пп. 6.8.-6.10. настоящих МР.

4.

Аa + Da > 0,40

Аb + Db ? 1,0

Полный:

210Ро, 210Pb, 216Ra, 228Ra, 238U, 234U

При невыполнении условия (4) необходимо дополнительное определение 232Th, 230Th, 228Th; в районах техногенного загрязнения, действующих АЭС и предприятий ЯТЦ - 239+240Pu, 238Pu, 241Am.

Проверяется выполнение условия (5). Далее - действия по пп. 6.8.-6.10. настоящих МР.

5.

Аb + Db > 1,0 (при любых значениях Аa + Da)

137Cs, 90Sr, при необходимости другие техногенные бета-излучающие нуклиды, 40К**

*- необходимость контроля 210Pb в данном случае вызвана его очень жестким нормативом (УВвода = 0.2 Бк/кг) и типичным для атмосферных выпадений и поверхностных вод соотношением 210Ро/210Pb = 0.2 - 0.3.

* * - превышение общей бета-активности может быть обусловлено присутствием 40К, который дает пренебрежимо малый вклад в эффективную дозу за счет питьевой воды.

Aa - ?KiAi ? 0,2, где (4)

Аa - общая альфа-активность,

Аi - измеренная удельная активность i радионуклида в воде,

Ki - коэффициенты, характеризующие несоответствие энергетических спектров стандарта сравнения и реальной пробы (таблица 2),

0,2 - эмпирический коэффициент, учитывающий присутствие в пробе воды других альфа-излучающих нуклидов на уровне не более 5 % от значения УВвода, определение которых в процессе анализа не выполнялось (например, 232Th, 230Th, 228Th с короткоживущими продуктами его распада, возможно 239+240Pu, 238Pu, 241Am). Если условие (4) выполнено, то считается, что все основные дозообразующие альфа-излучающие нуклиды, представленные в пробе, определены, и дальнейшие измерения не требуются.

Таблица 2

Значения коэффициента Ki при использовании стандарта сравнения с Еa @ 5.15 МэВ и нижним уровнем дискриминации альфа-радиометра ? 3 МэВ

Альфа-излучающий Радионуклид

Энергия альфа-излучения, кэВ

Значение коэффициента Кi

232Th

4010

0.60

238U

4195

0.65

230Th

4685

0.85

234U; 226Ra

4770; 4780

0.90

239+240Pu; 210Ро

5155 + 5168; 5305

1.00

228Th; 241Am; 238Pu

5420; 5486;5500

1.10

224Ra; 223Ra

5680;5610

1.15

6.7. Вода признается соответствующей критерию радиационной безопасности, если:

0266A10296F20727

, где (5)

Аi - измеренная удельная активность i радионуклида в воде, включая 222Rn,

УBi - соответствующий уровень вмешательства (УВвода) согласно Приложению П-2 НРБ-99,

DАi - абсолютная погрешность измерения удельной активности i радионуклида.

6.8. При выполнении условия (5) для дальнейшего мониторинга питьевой воды рекомендуется установление местных контрольных уровней для данного водоисточника по общей a- и (или) b- активности, гарантирующих непревышение уровня дозы 0,1 мЗв/год.

6.9. При невыполнении условия (5) необходимы дальнейшие исследования воды с целью определения годового поступления радионуклидов:

- Измерения должны характеризовать качество воды на протяжении всего года. Для подземных источников исследуется не менее 4 проб в год, отбираемых в каждый сезон для поверхностных источников - не менее 12 проб в год, отбираемых ежемесячно.

- Анализы должны отражать качество воды, реально потребляемой населением. При наличии обработки воды или смешения воды различных водозаборов радиационный контроль проводится перед подачей ее в водопроводную сеть а для некоторых радионуклидов (газообразных или с малым периодом полураспада, например, для 222Rn) - в точках распределительной сети.

6.10. При обнаружении в воде действующих источников водоснабжения стабильного присутствия радионуклидов выше уровней вмешательства (приложение П-2 НРБ-99) необходимо провести санитарно-эпидемиологическую экспертизу о возможности дальнейшего использования источника водоснабжения или необходимости осуществления защитных мер.

ПРИЛОЖЕНИЕ 1

Применение рекомендаций по содержанию радионуклидов в питьевой воде, основанной на величине годового уровня дозы 0,1 мЗв.

0266A10296F20727

ПРИЛОЖЕНИЕ 2

Уровни вмешательства (УВ) радионуклидов в питьевой воде (извлечение из приложения П-2 СП 2.6.1,758 -99. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99)

Радионуклид

Т 1/2

УВвода

(Бк/кг)

3Н(b)

12,3 лет

7,7 + 3

14С(b)

5,73 + 3 лет

2,4 + 2

60Со(b, g)

5,27 лет

4,1 + 1

89Sr(?)

50,5 сут

5,3 + 1

90Sr(?)

29,1 лет

5,0

129I(b)

1,57 + 7 лет

1,3

131I(?, g)

8,04 сут

6,3

134Cs(?, g)

2,06 лет

7,3

137Cs(b, g)

30,0 лет

1,1 + 1

210Pb(b)

22,3 лет

2,0 - 1

210Ро(a)

138 сут

1,2 - 1

224Ra(a)

3,66 сут

2,1

226Ra(a)

1,60 + 3 лет

5,0 - 1

228Ra(b)

5,75 лет

2,0 - 1

228Th(a)

1,91 лет

1,9

230Th(a)

7,70 + 4 лет

6,6 - 1

232Th(a)

1,40 + 10 лет

6,0 - 1

234U(a)

2,44 + 5 лет

2,9

238U(a)

4,47 + 9 лет

3,1

238Pu(a)

87,7 лет

6,0 - 1

239Pu(a)

2,41 +4 лет

5,6-1

240Pu(a)

6,54 + 3 лет

5,6 - 1

241Am(?)

4,32 + 2 лет

6,9 - 1

222Rn(a)

3,82 сут

60

РН - распространены повсеместно, вероятность достижения или превышения значений УВвода высокая.

РН - распространены повсеместно, достижение или превышение значений УВвода возможно в отдельных случаях.

ПРИЛОЖЕНИЕ 3
(справочное)

Рекомендуемые методы для радиационного контроля питьевой воды

Измеряемые характеристики

Средства измерения

Диапазон измерений, Бк/кг

Суммарная альфа- и бета-активность А(Sa) и А(Sb)

Альфа-бета-радиометрический с предварительным концентрированием радионуклидов (выпаривание) по регламентированной методике, из объема пробы 0.5 - 1.0 л

Низкофоновые альфа-бета-радиометры на основе ППД, сцинтилляционных детекторов или проточных пропорциональных счетчиков

0.02-103 (Sa)

0.02-103 (Sb)

Удельная активность 238U, 234U, 235U, 232Th, 230Th, 228Th, 239+240Pu, 238Pu, 241Am

Альфа-спектрометрический с предварительным радиохимическим выделением радионуклидов из объема пробы 0.5 - 1 л и использованием изотопных индикаторов 232U, 234Th, 242Pu, 236Pu, 243Am;

Альфа-спектрометры на основе ППД или ионизационных импульсных камер

5?10-3-103

Удельная активность 226Ra, 228Ra, 224Ra

Гамма-спектрометрический с предварительным количественным концентрированием изотопов радия из объема пробы 5 - 10 л, герметизацией концентрата и выдержкой для накопления равновесных дочерних продуктов распада, альфа-бета-радиометрический с селективным радиохимическим выделением изотопов радия и измерением по регламентированной методике

Гамма-спектрометры на основе ППД или сцинтилляционных детекторов, низкофоновые альфа-бета-радиометры

(0.05-0.1)-103

Удельная активность 210Ро, 210Pb

Альфа-бета-радиометрический или альфа- спектрометрический (210Ро) с предварительным селективным радиохимическим выделением радионуклидов 210Ро, 210Pb или 210Вi из объема пробы 1 - 3 л

Низкофоновые альфа-бета-радиометры на основе ППД сцинтилляционных детекторов или проточных пропорциональных счетчиков

0.02-103(a)

0.05-103(b)

Удельная активность 137Cs, 134Cs

Гамма-спектрометрический радиометрический с предварительным изотопов цезия из объема пробы 1 - 10 л

Гамма-спектрометры на основе ППД или детекторов, бета-радиометры

0.1-103

Удельная активность 90Sr

Бета-спектрометрический инструментальный или бета-радиометрический с предварительным селективным концентрированием 90Sr из объема пробы 1 - 5 л

Бета-спектрометры, низкофоновые бета-радиометры

0.1-103

Удельная активность 222Rn

Радиометрический

Радиометры радона

6-800

ПРИЛОЖЕНИЕ 4
(справочное)

Перечень методик, используемых при радиационном контроле питьевой воды

1. Подготовка проб природных вод для измерения суммарной альфа- и бета-активности. Методические рекомендации ВИМС. Утверждена. Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений ГП ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 28.02.97.

2. Методика измерения суммарной альфа- и бета-активности сухих остатков водных проб с помощью проточного пропорционального счетчика NRR-610. Дополнение к методическим рекомендациям «подготовка проб природных вод для измерения суммарной альфа- и бета-активности". Утверждена. Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений ГП ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 19.03.97.

3. Методика измерения суммарной альфа- и бета-активности водных проб с помощью альфа-бета радиометра УМФ-2000. Утверждена Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений ГП ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 10.06.97.

4. Радиометрическое определение полония-210 и свинца-210 в водах. Утверждена. ВИМС 02.12.92. Согласована. Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений НПО ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 10.02.92.

5. Методика выполнения измерений объемной активности изотопов урана (234, 238) в пробах природных вод альфа-спектрометрическим методом с радиохимическим выделением. Утверждена. ВИМС. 12.05.99. Утверждена. Директор Центра метрологии ионизирующих излучений ГНМЦ ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 07.05.99.

6. Методика выполнения измерения объемной активности радия-226 и радия-228 в пробах природных вод гамма-спектрометрическим методом с предварительным концентрированием. Проект, ВИМС.

7. Методика выполнения измерений объемной активности изотопов тория (232, 230, 228) в пробах природных вод альфа-спектрометрическим методом с радиохимическим выделением. Утверждена. ВИМС 19.11.97. Согласована. Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений НПО ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 10.10.95.

8. Методика выполнения измерений объемной активности изотопов плутония (239+240, 238) в пробах природных вод альфа-спектрометрическим методом с радиохимическим выделением. Утверждена. ВИМС 31.03.99. Утверждена. Директор Центра метрологии ионизирующих излучений ГНМЦ ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 09.03.99.

9. Методические рекомендации по определению естественных изотопов: радия-224, свинца-210, тория-232, урана-238, радия-226 в пробах питьевой воды, почвы и золы растений. МР ЛНИИРГ МЗ РСФСР. Л., 1978.

10. Методические рекомендации по санитарному контролю за содержанием радиоактивных веществ в объектах внешней среды /Под ред. А.Н. Марея и А.С. Зыковой. М., 1980. Утв. Главный государственный санитарный врач СССР - П.В. Бургасов.

11. Методика измерения активности радионуклидов в счетных образцах на сцинтилляционном гамма-спектрометре с использованием программного обеспечения «Прогресс». Утверждена. Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений ННМЦ ВНИИФТРИ Госстандарта России - В.П. Ярына. 01.05.96.

12. Методика измерения активности бета-излучающих радионуклидов в счетных образцах с использованием программного обеспечения «Прогресс». Утверждена. Нач. Центра метрологии ионизирующих излучений ННМЦ ВНИИФТРИ Госстандарта России - В.П. Ярына. 07.05.96.

13. Методические рекомендации по применению радиологических комплексов с программным обеспечением Прогресс для определения соответствия проб питьевой воды требованиям радиационной безопасности согласно СанПиН 2.1.4.559-96, СанПиН 2.3.2.560-96 и ГН 2.6.1.054-96 (НРБ-96). Утверждена. Директор Центра метрологии ионизирующих излучений ГНМЦ ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына.

14. Методика экспрессного измерения объемной активности 222Rn в воде с помощью радиометра радона РРА-01М. Утверждена. Директор Центра метрологии ионизирующих излучений ГНМЦ ВНИИФТРИ Госстандарта РФ - В.П. Ярына. 05.03.93.

ПРИЛОЖЕНИЕ 5

Примеры по определению соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности

Пример 1.

1). При выполнении анализа питьевой воды было установлено:

Аa + Da = 0,17 Бк/кг, Аb + Db = 0,16 Бк/кг.

2) Так как превышен контрольный уровень суммарной альфа-активности, необходимо провести радионуклидный анализ. При выборе радионуклидов, подлежащих определению в пробе, руководствуемся п. 6.5. настоящих МР:

0,10 < Аa + Da = 0,17 ? 0,20 - выполняем сокращенный радионуклидный анализ (в пробе определяем 210Ро, 210Рb)

3). Последующий анализ показал присутствие данных радионуклидов в следующих концентрациях:

210Ро - 0,002 ± 0,001 Бк/кг,

210Pb - 0,030 ± 0,015 Бк/кг.

4). Проверяем выполнение условия (5) настоящих МР:

0266A10296F20727

Так как присутствие в пробе любых других альфа-излучающих радионуклидов гарантирует выполнение условия (5) настоящих МР, дальнейших исследований не требуется.

Доза, соответствующая этому значению, < 0,1 мЗв. Вода пригодна, никакие дополнительные действия не требуются.

5). Установление контрольного уровня суммарной альфа-активности для данного водоисточника - 0,17 Бк/кг.

Пример 2.

1). При выполнении анализа питьевой воды было установлено:

Аa + Da = 0,27 Бк/кг, Аb + Db = 0,18 Бк/кг.

2) Так как превышен контрольный уровень суммарной альфа-активности, необходимо провести радионуклидный анализ. При выборе радионуклидов, подлежащих определению в пробе, руководствуемся п. 6.5. настоящих МР:

0,20 < Аa + Da = 0,27 ? 0,40 - выполняем расширенный радионуклидный анализ (в пробе определяем 210Ро, 210Рb, 226Ra, 228Ra).

3). Последующий анализ показал присутствие данных радионуклидов в следующих концентрациях:

210 Ро - 0,012 ± 0,004 Бк/кг,

210 Pb - 0,020 ± 0,010 Бк/кг,

226Ra - 0,117 ± 0,030 Бк/кг,

228Ra - 0,050 ± 0,020 Бк/кг.

4). Проверяем выполнение условия (5) настоящих МР:

0266A10296F20727

Доза, соответствующая этому значению, < 0,1 мЗв. Вода пригодна, никакие дополнительные действия не требуются.

5). Установление контрольного уровня суммарной альфа-активности для данного водоисточника - 0,27 Бк/кг.

Пример 3.

1). При выполнении анализа питьевой воды было установлено:

Аa + Da = 0,049 + 0,008 = 0,57 Бк/кг, А? + Db = 0,52 Бк/кг.

2). Так как превышен контрольный уровень суммарной альфа-активности, необходимо провести радионуклидный анализ. При выборе радионуклидов, подлежащих определению в пробе, руководствуемся п. 6.5. настоящих МР:

Аa + Da = 0,57 > 0,4 - выполняем полный радионуклидный анализ (в пробе определяем 210Ро, 210Рb, 226Ra, 228Ra, 238U, 234U).

3). Последующий анализ показал присутствие данных радионуклидов в следующих концентрациях:

210 Ро - 170 ± 0,030 Бк/кг, 210Pb - 0,010 ± 0,005 Бк/кг,

226Ra - 0,202 ± 0,030 Бк/кг, 228Ra - 0,033 ± 0,013 Бк/кг,

238U - 0,041 ± 0,006 Бк/кг, 234U - 0,059 ± 0,008 Бк/кг.

4). Выполняем оценку соответствия суммарной активности и суммы активностей радионуклидов по критерию (4) настоящих МР:

Аa - SKiAi = 0,49 - (0,17 ? 1,0 + 0,202 ? 0,90 + 0,041 ? 0,65 + 0,059 ? 0,90) = 0,14 ? 0,2

Основные дозообразующие радионуклиды, представленные в пробе, определены.

5). Проверяем выполнение условия (5) настоящих МР:

0266A10296F20727

6). Необходимо проведение санитарно-эпидемиологической экспертизы с целью определения возможности дальнейшей эксплуатации водоисточника или необходимости принятия защитных мер.

0266A10296F20727

Способ переработки металлических отходов, содер�

wherse — Tue, 22 Apr 2014 18:02:02 GMT

(19) RU (11) 2159473 (13) C1 (51) МПК 7 G21F9/28, G21F9/32Статус: по данным на 27.04.2012 - прекратил действиеПошлина:
(21), (22) Заявка: 99122638/06, 28.10.1999

(24) Дата начала отсчета срока действия патента: 28.10.1999

(45) Опубликовано: 20.11.2000

(56) Список документов, цитированных в отчете опоиске: RU 2004608 C1, 15.12.1993. RU 94046423/25 A1, 20.04.1997. RU 2069398 C1, 20.11.1996. RU 1831879 A3, 20.01.1996. EP 0714103 A1, 29.05.1996. DE 3418207 A1, 21.11.1985. GB 2266002 A, 13.10.1993. US 4509978 A, 09.04.1985.

Адрес для переписки: 620072, г.Екатеринбург, ул. 40-летия ВЛКСМ 18"Д", кв.17, Бекетову А.Р.

(71) Заявитель(и): ООО "Экологически чистые технологии в промышленность плюс"

(72) Автор(ы): Лосицкий А.Ф.,Ганза Н.А.,Рождественский В.В.,Касимов Р.Н.,
Бекетов А.Р.,Зайков Ю.П.,Гончаров А.И.,Плеханов К.А.,Солобоев И.С.
(73) Патентообладатель(и):
ООО "Экологически чистые технологии в промышленность плюс"
(54) СПОСОБ ПЕРЕРАБОТКИ МЕТАЛЛИЧЕСКИХ ОТХОДОВ, СОДЕРЖАЩИХ РАДИОНУКЛИДЫ

(57) Реферат:

Использование: при переработке лома нержавеющей стали, загрязненного радионуклидами - ураном и торием, для расширения области применения пирометаллургической переработки твердых отходов и для дезактивации металла. Сущность изобретения: способ заключается в плавлении металлических отходов, преимущественно нержавеющей стали, с добавлением флюса, состоящего из фторида и оксида кальция, взятых в соотношении, мол.%: (20-80) : (80-20). Расплав перемешивают воздухом или инертным газом, выдерживают до разделения фаз и раздельно сливают. Металл после разливки имеет приемлемый для дальнейшего использования уровень радиоактивности. В качестве флюса целесообразно использование шлака от кальциетермического восстановления тетрафторида урана. Шлак, получаемый после разливки дезактивированного металла, может быть переработан с извлечением радионуклидов. 1 з.п. ф-лы, 1 табл.
Заявляемое изобретение относится к пирометаллургической переработке твердых отходов, преимущественно лома нержавеющей стали, загрязненных радионуклидами, преимущественно ураном и торием, и может быть использовано при утилизации загрязненного оборудования и его узлов, а также прочих металлических отходов, требующих обработки с целью удаления радиоактивных загрязнений.
Из уровня техники известен ряд технологий, обеспечивающих переработку твердых металлических отходов. Отходы, например, без предварительной обработки складируют в контейнеры, помещают туда же титан или цирконий в качестве геттера излучений, контейнер герметизируют, а затем прессуют с целью уменьшения объема. Спрессованные таким образом контейнеры помещают в стальную емкость, крышку которой герметизируют, например, сваркой [1]. Также известен механический способ очистки загрязненных деталей путем обработки их вращающимися металлическими щетками, последующего сбора и захоронения радиоактивных частиц [2] . Загрязненные металлические поверхности дезактивируют локальным частичным оплавлением под слоем воды с помощью плазмотрона, образовавшиеся застывшие капли металла отделяют и подвергают захоронению [3].
Известны гидрометаллургические способы обработки загрязненных радионуклидами металлических поверхностей. Например, стальные детали предлагается многократно протравливать окислительными или восстановительными растворами [4,5] . Электрохимические способы предполагают обработку загрязненных металлических деталей растворами с наложением электрического тока, причем обеспечивают циркуляцию растворов с пропусканием их через фильтр, в котором происходит отделение радиоактивных частиц [6,7].
Пирометаллургические способы переработки загрязненных радионуклидами металлических отходов предполагают их компактирование переплавкой [8], либо в нерасплавленном виде совместно с более легкоплавкими неметаллическими отходами [9] . Также известно окисление (озоление) загрязненных металлов при повышенных температурах с последующим захоронением продуктов окисления [10,11]. Описанные способы не позволяют вторично использовать обрабатываемые металлы. Близкие же к заявляемому способы, основанные на переплавке металлических отходов с переводом радионуклидов в стабильные, легко подвергаемые захоронению шлаки [12-15], позволяют вторично вовлечь в оборот загрязненные металлы.
Наиболее близким к заявляемому является способ утилизации металлических отходов из сплавов на основе меди, загрязненных радионуклидами [16]. Способ заключается в плавлении отходов на воздухе с добавлением рафинирующих флюсов с температурой ликвидуса ниже точки плавления металлических отходов, в частности на основе полифосфатов щелочных металлов, наведении и удалении шлака и разливке металла. Использование способа для переработки отходов на основе нержавеющих сталей ограничивается тем, что температура плавления нержавеющих сталей существенно выше температуры плавления сплавов на основе меди, и вследствие этого шлаковый расплав в значительной мере перегревается, частично разлагается и теряет рафинирующую способность.
Задачей настоящего изобретения является переработка загрязненных радионуклидами металлических отходов на основе нержавеющих сталей.
Поставленная задача реализуется за счет того, что в известном способе, включающем плавление отходов на воздухе с добавлением рафинирующих флюсов с температурой ликвидуса ниже точки плавления металлических отходов, наведении и удалении шлака и разливке металла, в качестве рафинирующих флюсов используют смесь оксида и фторида кальция, взятых в соотношении, мол.%: (20-80): (80-20). С целью интенсификации процесса окисления радиоактивных загрязнений на основе урана и тория расплавленную ванну продувают воздухом или инертным газом. В качестве флюсовой смеси может быть использован технологический шлак кальциетермического восстановления тетрафторида урана [17, с. 366-368].
Сущность заявляемого способа заключается в следующем. Отходы нержавеющей стали, загрязненные радионуклидами, расплавляют, например, в электропечи, совместно с флюсовой смесью оксида и фторида кальция и выдерживают, периодически перемешивая, например, воздухом. Расплав выдерживают в печи при температуре, обеспечивающей оптимальное разделение фаз, в частности, 20-80 мин, и затем раздельно сливают шлак и дезактивированный металл. Шлак может быть подвергнут переработке с целью извлечения радионуклидов [17, с.377-379].
Способ иллюстрируется следующими примерами выполнения. Навеску отходов стали марки Х18Н10Т с начальным уровнем радиоактивности 185 Бк/г в количестве 5 кг расплавляли в лабораторной электропечи совместно со смесью оксида и фторида кальция. После расплавления ванну периодически перемешивали сжатым воздухом, выдерживали и отбирали пробы шлака и металла. Уровень радиоактивности проб измеряли по стандартной методике на установке ДКПБ-20 [18]. Результаты опытов представлены в таблице.
Результаты экспериментов показывают осуществимость заявляемого способа и решение поставленной задачи.
ЛИТЕРАТУРА
1. Заявка Японии N 62-39960, МПК G 21 f 9/30, опубл. 26.08.87 г.
2. Заявка ФРГ N 3332881, МПК G 21 f 9/28, опубл. 28.03.85 г.
3. Заявка Японии N 63-33116, МПК G 21 f 9/28, опубл. 04.07.88 г.
4. Заявка ФРГ N 2714245, МПК G 21 f 9/28, опубл. 02.08.79 г.
5. Заявка ФРГ N 3413868, МПК G 21 f 9/28, опубл. 17.10.85 г.
6. Заявка ФРГ N 3343396, МПК G 21 f 9/30, опубл. 05.06.85 г.
7. Заявка ФРГ N 3507334, МПК G 21 f 9/28, опубл. 28.11.85 г.
8. Заявка Японии N 63-19090, МПК G 21 f 9/30, опубл. 21.04.88 г.
9. Заявка Японии N 2-60280, МПК G 21 f 9/30, опубл. 14.12.90 г.
10. Заявка Великобритании N 1566156, МПК G 21 f 9/32, опубл. 30.04.80.
11. Заявка ФРГ N 3341748, МПК G 21 f 9/32, опубл. 30.05.85 г.
12. Патент США N 4591454, МПК G 21 f 9/34, опубл. 27.05.86 г.
13. Заявка ФРГ N 3318377, МПК G 21 f 9/30, опубл. 22.11.84 г.
14. Заявка Японии N 1-36919, МПК G 21 f 9/30, опубл. 03.08.89 г.
15. Заявка Японии N 2-42432, МПК G 21 f 9/30, опубл. 21.09.90 г.
16. Патент РФ N 2004608, МПК G 21 f 9/28, опубл. 15.12.93 г., БИ N 45-46.
17. М.П.Галкин и др. Технология урана. М.: "Атомиздат", 1964.
18. Методика выполнения измерений состава и активности радионуклидов в пробах вещества. Екатеринбург, 1996. Свидетельство об аттестации N 307/96 от 24.06.96 г.
Формула изобретения
1. Способ переработки металлических отходов, содержащих радионуклиды, включающий плавление отходов на воздухе с добавлением рафинирующих флюсов с температурой ликвидуса ниже точки плавления металлических отходов, наведении и удалении шлака и разливке металла, отличающийся тем, что в качестве рафинирующих флюсов используют технологический шлак от кальциетермического восстановления тетрафторида урана, с соотношением оксида и фторида кальция, мол.% (20 - 80) : (80 - 20).
2. Способ по п.1, отличающийся тем, что расплав продувают воздухом или инертным газом.
РИСУНКИ
MM4A Досрочное прекращение действия патента Российской Федерации на изобретение из-за неуплаты в установленный срок пошлины за поддержание патента в силе

Дата прекращения действия патента: 29.10.2001

Номер и год публикации бюллетеня: 19-2003

Извещение опубликовано: 10.07.2003
Оставьте ваш комментарий касательно этого патента:

Персональный сайт

7.4. Накопление радионуклидов растительностью

7.4. Накопление радионуклидов растительностью

лесных фитоценозов

Эпифитные лишайники как индикаторы загрязнения �

Историография событий социально-экономические и

Учебное пособие Краснодар 2008

Дана Адалбек

Население нередко потребляет загрязненные радио

Анализ питьевой воды

Осторожно! Радионуклиды! -

Рекомендации. Радиационный контроль питьевой во�

1. ОБЛАСТЬ ПРИМЕНЕНИЯ

2. НОРМАТИВНЫЕ ССЫЛКИ

3. ТЕРМИНЫ И ОПРЕДЕЛЕНИЯ

4. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ

5. ТРЕБОВАНИЯ К МЕТОДАМ И СРЕДСТВАМ РК

6. ОПРЕДЕЛЕНИЕ СООТВЕТСТВИЯ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ КРИТЕРИЯМ РАДИАЦИОННОЙ БЕЗОПАСНОСТИ

ПРИЛОЖЕНИЕ 1

Применение рекомендаций по содержанию радионуклидов в питьевой воде, основанной на величине годового уровня дозы 0,1 мЗв.

ПРИЛОЖЕНИЕ 2

Уровни вмешательства (УВ) радионуклидов в питьевой воде (извлечение из приложения П-2 СП 2.6.1,758 -99. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99)

ПРИЛОЖЕНИЕ 3
(справочное)

Рекомендуемые методы для радиационного контроля питьевой воды

ПРИЛОЖЕНИЕ 4
(справочное)

Перечень методик, используемых при радиационном контроле питьевой воды

ПРИЛОЖЕНИЕ 5

Примеры по определению соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности

Способ переработки металлических отходов, содер�

Персональный сайт

7.4. Накопление радионуклидов растительностью

7.4. Накопление радионуклидов растительностью

лесных фитоценозов

Эпифитные лишайники как индикаторы загрязнения �

Историография событий социально-экономические и

Учебное пособие Краснодар 2008

Дана Адалбек

Население нередко потребляет загрязненные радио

Анализ питьевой воды

Осторожно! Радионуклиды! -

Рекомендации. Радиационный контроль питьевой во�

1. ОБЛАСТЬ ПРИМЕНЕНИЯ

2. НОРМАТИВНЫЕ ССЫЛКИ

3. ТЕРМИНЫ И ОПРЕДЕЛЕНИЯ

4. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ

5. ТРЕБОВАНИЯ К МЕТОДАМ И СРЕДСТВАМ РК

6. ОПРЕДЕЛЕНИЕ СООТВЕТСТВИЯ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ КРИТЕРИЯМ РАДИАЦИОННОЙ БЕЗОПАСНОСТИ

ПРИЛОЖЕНИЕ 1

Применение рекомендаций по содержанию радионуклидов в питьевой воде, основанной на величине годового уровня дозы 0,1 мЗв.

ПРИЛОЖЕНИЕ 2

Уровни вмешательства (УВ) радионуклидов в питьевой воде (извлечение из приложения П-2 СП 2.6.1,758 -99. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99)

ПРИЛОЖЕНИЕ 3(справочное)

Рекомендуемые методы для радиационного контроля питьевой воды

ПРИЛОЖЕНИЕ 4(справочное)

Перечень методик, используемых при радиационном контроле питьевой воды

ПРИЛОЖЕНИЕ 5

Примеры по определению соответствия питьевой воды критериям радиационной безопасности

Способ переработки металлических отходов, содер�

ПРИЛОЖЕНИЕ 3
(справочное)

ПРИЛОЖЕНИЕ 4
(справочное)