Техногенные радионуклиды и строительные материалы

В результате аварии на Чернобыльской атомной станции в 1986 году было выброшено в окружающую среду искусственных радионуклидов с общей активностью около 5•1018 Бк [1]. Испытания ядерного оружия, которые особенно широко проводились в 1954–1962 годах, оцениваются общей мощностью взрывов свыше 138 Мт и образованием таких искусственных радионуклидов, как стронций-90 с общей активностью 52,18 •1016 Бк и цезий-137 с активностью 88,41•1016 Бк. К тому же основная масса продуктов ядерных взрывов находится в северном полушарии при максимальном содержании в зонах 30–500 с.ш. [2], т.е. накладывается на чернобыльское загрязнение.

После распада короткоживущих радионуклидов (через 1–2 года) основу радиоактивного загрязнения составляет цезий-137. В общем радиационном фоне его доля существенна и составляет 50–65%, далее следует стронций-90 (его вклад в радиационный фон - 5–10%). Хотя загрязнение (плотность загрязнения по цезию-137 достигает 7,5 МБк/м2) носит локальный характер в масштабе России, его вклад в суммарную активность искусственных радионуклидных загрязнителей на территории страны существенно превышает общую активность глобальных выпадений.
Территория юго-западных районов Брянской области после аварии на ЧАЭС особенно сильно пострадала от радиоактивного воздействия. Радиоактивному загрязнению подверглись огромные площади, в том числе месторождения строительных материалов [3, 4] и древесина [5].

Вскрыша (почвенно-растительный слой) характеризуется большим разбросом по содержанию цезия-137 (до 10000 Бк/кг) в зависимости от расположения. Удаление загрязнённого слоя толщиной 0,2–0,5 м обеспечивает снижение экспозиционных доз с 260–350 мкР/ч до 20 – 21 мкР/ч [6], что даёт возможность получения радиационно чистых строительных материалов, не содержащих техногенные радионуклиды.
Это подтверждает анализ средних значений содержания цезия-137 в строительных материлах и промышленных отходах (табл. 1–3).
Измерения проводились на гамма-спектрометрическом комплексе с полупроводниковым детектором типа ДГДК-80 в стальной защите. Собственный фон детектора в диапазоне энергий 100–3000 кэВ составляет 5,8 с-1. Энергетическое разрешение спектрометра – 2,5 кэВ при Еg = 1,332 МэВ (Со60). Программное обеспечение комплекса позволяет выделять гамма-линии в аппаратурном спектре, производить их идентификацию, расчет удельных активностей проб, определение погрешностей.

Анализ таблиц (1–3) не позволяет получить закономерности распределения цезия-137 в зависимости от видов строительных материалов или их компонентов, что связано в первую очередь с неравномерностью выпадения цезий-137 и загрязнения отдельных территорий и, соответственно, карьеров.
То, что авария на ЧАЭС коснулась других регионов, подтверждается присутствием цезия-137 в портландцементе ОАО «Осколцемент» и керамической плитке ОАО «Керамин» (г. Минск).
Основными факторами, определяющими накопление цезия-137 и стронция-90 в древесине, является видовая принадлежность, условия произрастания и биологическая доступность радионуклидов [5]. По степени загрязнения древесины выделен ряд: берёза, дуб, осина, ольха, сосна. Древесина этих пород широко применяется в строительстве. Наибольшей загрязнённостью обладает кора деревьев, листья и хвоя. Древесина загрязнена меньше.
ГОСТ Р 50801–95 [6] и ГН 2.6.1670–97 [7] устанавливают следующие допустимые значения удельной активности стронция-90 и цезия-137 (табл. 4).

Загрязнённость древесины техногенными радионуклидами зависит от плотности загрязнения почвы цезием-137. Для сосны при одном и том же диапазоне изменения плотности загрязнения почвы цезием-137 интенсивнее всего его концентрация нарастает в лубе, менее всего она изменяется в древесине. В противоположность сосне для ели с изменением плотности загрязнения почвы интенсивнее всего возрастает концентрация цезия-137 в древесине и менее всего в коре. Обследования насаждений берёзы показали, что во всех частях её ствола концентрация цезий-137 нарастает почти пропорционально нарастанию плотности загрязнения почвы, что у других пород выражено значительно слабее. Более всего различается концентрация цезия-137 в различных частях ели, а менее всего – у осины [5].
Для строительных материалов техногенные радионуклиды не нормируются. При этом подразумевается их полное отсутствие. Применение строительных материалов, содержащих естественные и техногенные радионуклиды, может привести к дополнительному облучению населения.

Библиографический список:
1. Международный Чернобыльский проект. Технический доклад. Вена, 1992. – 740 с.
2. Владимиров А.М., Локин Ю.И., Матвеев Л.Т., Орлов В.Г. Охрана окружающей среды. – Л.: Гидрометиздат, 1991. – 424 с.
3. Анисимова Н.П., Бондарева Н.С., Будагов ский С.С. и др. Радиационное качество строительных материалов, производимых в районах Брянской области, пострадавших от аварии на ЧАЭС //Реабилитация застроенных территорий с повышенной радиоактивностью: Тез. докл. науч.-техн. конф., Брянск, 1994. С. 11–13.
4. Пархоменко В.И., Грибанов В.Н., Кармазин А.Г. Характеристика вскрытия и радиационного состояния месторождений нерудных материалов // Реабилитация загрязнённых территорий с повышенной радиоактивностью: Тез. докл. науч.-техн. конф. 25 ноября 1994 г., Брянск, 1994. – С. 21–23.
5. Мащенко Т.В. Удельная активность деловой древесины по цезию-137 и возможности её использования в строительстве //Проблемы строительного и дорожного комплексов. Тр. междунар. науч.-техн. конф. Брянск, 1998. – С. 300–302.
6. ГОСТ Р 50801–95. Древесное сырье, материалы, полуфабрикаты, изделия из древесины и древесных материалов. Допустимая удельная активность радионуклидов, отбор проб и методы измерения удельной активности радионуклидов. М.: Госстандарт России, 1995.– 17 с.
7. ГН 2.6.1670–97. Допустимые уровни содержания цезия-137 и стронция -90 в продуктах лесного хозяйства. М.: Минздрав России, 1997. – 5 с.