19 Январь 2010
РЕФЕРАТ.Представлены обобщенные данные радиационного мониторинга компонентов биосферы при особом внимании к анализу радиационно-экологической обстановки в районах расположения радиационных объектов. Приведены оценки радиационного фона для человека и компонентов биоты. Показано, что для всех типов радиационных объектов в штатных условиях их эксплуатации уровни объемной активности техногенных радионуклидов в приземном воздухе зоны наблюдений значительно ниже допустимых значений по нормам радиационной безопасности и природного радиационного фона. Влияние АЭС на радиоактивность поверхностных вод прослеживается в основном в сбросных каналах и прилегающей к ним акватории водоема-охладителя, и существенно ниже естественного уровня радиоактивности и уровней вмешательства, регламентированных нормами радиационной безопасности НРБ-99. Вследствие процессов накопления вероятность определения искусственных радионуклидов в водорослях и некоторых других компонентах биоты существенно выше, чем в пробах воды, что может использоваться для биоиндикации радиоактивного загрязнения. В наибольшей степени влияние на радиоактивность поверхностных вод проявляется для реки Теча, загрязненной радиоактивными сбросами ПО «Маяк» в результате его прошлой деятельности, особенно в 1949-1956 годы. В штатных условиях эксплуатации радиационных объектов существующие уровни техногенных радионуклидов в атмосфере, поверхностных водах, донных отложениях и почве не оказывают значимого радиационного воздействия на человека и биоту. Вместе с тем имеет место значительное воздействие на радиоактивность компонентов биосферы в результате Кыштымской радиационной аварии на хранилище жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» в сентябре 1957 года и Чернобыльской радиационной аварии в апреле 1986 года. Показано, что дозы облучения, полученные биоты после радиационной аварии являются значительно более высокими, чем полученные человеком. Представлена методология анализа радиационно-экологического риска, которую можно использовать для оптимизации радиационно-экологической обстановки в биосфере на основе принципов нормирования, обоснования и оптимизации. Ключевые слова: радиационный фон, радиационная безопасность, радиационный мониторинг, техногенная радиация, биосфера.

РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОБСТАНОВКА В БИОСФЕРЕ И РЕАЛЬНОСТЬ ЕЕ ОПТИМИЗАЦИИ

Введение

Использование ядерной энергии делает приоритетным обеспечение радиационной безопасности человека и среды его обитания. Специфическим фактором для ядерной энергетики является образование и накопление искусственных радионуклидов, которые при определенных обстоятельствах могут поступать в окружающую среду. Однако ионизирующее излучение, возникающее при распаде радионуклидов, не является новым фактором в биосфере. На протяжении всей эволюции живого вещества оно подвергалось воздействию облучения от естественных радионуклидов, рассеянных в земной коре, воде и атмосфере. Предметом настоящей статьи является анализ современной радиоэкологической ситуации в биосфере и возможностей ее оптимизации, основанный на методологии оценки экологического риска.

 

Радиационный фон

Основную часть облучения организмы получают от естественных источников радиации: космического излучения и естественных радионуклидов, содержащихся в атмосфере, земной коре, воде и биоте. Важной особенностью естественного излучения является его сравнительное постоянство в данном месте обитания организмов в течение длительного времени. Вместе с тем, уровни радиации неодинаковы для разных районов и зависят от концентрации радионуклидов в том или ином участке биосферы. В отдельных районах Земли наблюдаются аномалии радиационного фона, например, в районах с повышенным содержанием урана и тория в почве или радия в воде [16].

В среднем эффективная доза облучения от естественных источников составляет для человека около 2,4 мЗв/год (табл. 1) [36]. Внутреннее облучение от природных источников радиации примерно в два раза больше внешнего облучения. В целом годовая коллективная доза от природных источников ионизирующего излучения оценивается величиной порядка 10 млн чел-Зв, и примерно половина этой дозы обусловлена продуктами распада радона.

Таблица 1.

Дозы облучения населения от природных источников ионизирующего излучения мЗв/год [36]

 

Источники облучения

Средняя годовая доза

Диапазон изменений

Примечание

Космическое излучение

0,39

0,3–1,0

 

Земное внешнее облучение

0,48

0,3–0,6

 

Внутреннее облучение от ингаляции воздуха

1,26

0,2–10

Основной вклад: радон и торон

Внутреннее облучение от потребления продуктов

0,29

0,2–0,8

Основной вклад: 40K и ряды распада урана и тория

Всего

2,4

1–10

 

 

Таблица 2

Оценки дозы облучения наземных позвоночных от естественных источников радиации  (по [38])

 

Источник облучения

Доза (мГр/год)

Внешнее облучение

Космические лучи

Гамма-облучение от земной поверхности

Внутреннее облучение

Калий-40

Углерод-14

Радий-226, радий-228

Другие (тритий, рубидий-87, полоний-210 и др.)

Сумма (приблизительно)

 

0,35

0,60

 

0,19

0,01

0,01

0,01

1,2

 

Таблица 3

Оценки дозы облучения водных организмов от естественных источников радиации, мГр/год (по [28]).

 

Группа организмов

Морские

(глубина 20 м)

Пресноводные

(глубина 1-2 м)

Зоопланктон

Моллюски

Ракообразные

Макроводоросли

Рыба

0,3-1,7

1,0-4,6

1,0-5,2

0,8-3,0

0,3-3,7

0,2-0,8

0,5-3,5

0,5-3,5

0,5-2,7

0,5-4,0

Оценки дозы от естественной радиации для наземных и водных организмов приведены в табл. 2 и 3. Для наземных животных основной вклад в дозу дает внешнее облучение от земной поверхности, сильно варьирующее в различных участках биосферы. Вклад внутреннего облучения составляет в среднем около 20% общей дозы и также может изменяться в зависимости от содержания радионуклидов в локальных компонентах окружающей среды. Дозы облучения наземных растений при сравнении с животными могут быть выше вследствие более высокого содержания в них калия-40, прилипания пыли и осколков пород к поверхности листьев, тесного контакта с почвой корней и побегов растений. Близкий контакт многих беспозвоночных и микроорганизмов с почвой также, вероятно, будет приводить к более высоким получаемым ими дозам [38]. Для водных организмов дозы облучения от естественных источников радиации близки по порядку величины к дозам для наземных организмов. Вклад различных источников в суммарную дозовую нагрузку зависит от образа жизни водных организмов. Наиболее высокие дозы характерны для донных организмов, подвергающихся облучению от радионуклидов, аккумулированных в донных отложениях.

Кроме природных источников на человека и биоту действуют антропогенные источники радиации. В большинстве случаев дозы от искусственных источников облучения невелики, но иногда техногенные уровни облучения существенно превышают естественный фон (например, при тяжелых радиационных авариях) [1, 11, 34, 36]. Наиболее значимым искусственным источником облучения человека являются приборы, используемые в медицине в диагностических целях и для лечения. Средняя эффективная эквивалентная доза, получаемая от всех источников облучения в медицине, составляет около 1 мЗв/год, т.е. примерно половину средней дозы от естественных источников. В различных регионах и странах имеют место значительные вариации величин доз, получаемых населением от медицинских процедур и вдыхания радона, составляющих большую часть суммарной дозы. Ввиду наличия возможностей для уменьшения доз излучения от медицинских источников и радона, существуют резервы снижения дозы облучения населения.

 

Радиоактивность атмосферы

Радиоактивность атмосферного воздуха формируется радионуклидами естественного происхождения, радиоактивными продуктами ядерных взрывов и газо-аэрозольными выбросами объектов ядерного топливного цикла.

Наиболее значимыми из естественных источников радиации в атмосфере являются радиоизотопы радона. Их концентрации в приземном воздухе в различных районах варьируют у 222Rn примерно от 2 до 10 Бк/м3 и у 220Rn от 0,2 до 1,0 Бк/м3 [34, 36]. Внутри помещений концентрация радона может быть заметно выше (в 8 и более раз), чем в наружном воздухе. Источниками радона являются грунт, на котором построены дома, строительные материалы, а также природный газ. Доля радиоизотопов радона в дозе от естественных источников радиации составляет в среднем около 50% (1 мЗв/год).

Существенным источником загрязнения атмосферы явились испытания ядерного оружия. Наиболее интенсивно ядерные взрывы в атмосфере производились в 1954-1958 и 1961-1962 гг. Суммарные активности долгоживущих радионуклидов, выброшенных в атмосферу, составили 2,4´1020 Бк по тритию, 2,2´1017 Бк по 14C, 9,6´1017 Бк по 137Cs, - 6´1017 Бк по 90Sr [16, 34]. Суммарная ожидаемая коллективная доза от ядерных взрывов в атмосфере оценивается в 3´107 чел-Зв. К 1980 г. человечество получило около 12% этой дозы. В 1963 г. коллективная годовая доза, связанная с ядерными испытаниями, составила около 7% от естественного радиационного фона, а к 1980 г. уменьшилась до 1%.

Содержание радиоактивных продуктов ядерных взрывов в атмосфере было максимальным в период интенсивных испытаний ядерного оружия. После 1963 г. появилась тенденция к снижению концентрации искусственных радионуклидов в атмосфере. В 1983-1985 гг. наблюдались минимальные уровни радиоактивного загрязнения атмосферы, составлявшие 1-5 мкБк/м3 по 137Cs и 1-4 мкБк/м3 по 90Sr [4]. Это примерно в 106 раз ниже при сравнении с радоном.

Влияние АЭС на радиоактивность воздуха при нормальной эксплуатации проявляется в эпизодическом присутствии в атмосфере небольших (следовых) количеств радионуклидов техногенного происхождения: 51Cr, 54Mn, 60Co, 95Zr, 95Nb, 106Ru, 134Cs, 137Cs, 131I и др. Согласно данным многолетних наблюдений, концентрации техногенных радионуклидов в атмосфере, как правило, в 106-109 раз ниже допустимых концентраций, регламентированных действующими нормами радиационной безопасности, и существенно ниже (в 103-105 раз) естественного уровня радиоактивности, т.е. с большим запасом удовлетворяют как радиационно-гигиеническим (сравнение с НРБ), так и экологическим (сравнение с естественным фоном) критериям.

 

Более детальные характеристики техногенной радиоактивности воздуха в районах расположения некоторых АЭС представлены в табл. 4 [10, 11, 17-19].

Таблица 4 

Обобщенные данные многолетних наблюдений за объемной активностью радионуклидов в приземной атмосфере районов расположения АЭС (10-6 Бк/м3).

 

АЭС

90Sr

137Cs

51Cr

54Mn

60Co

131I

Белоярская

Билибинская

Курская

Ленинградская

Нововоронежская

Смоленская

0,7±0,3

4,1±1,5

5,2±3,0

2,2±1,1

3,1±1,0

0,6±0,3

8±5

9±5

10±3

7±2

5±2

3±1

-

-

41±30

6±3

-

20±10

-

9±4

3±2

2±1

-

7±4

-

40±20

4±3

3±1

2±1

8±5

-

-

5±4

5±3

-

-

Допустимая объемная активность для населения

2,7´106

2,7´107

2,5´109

7,2´107

1,1´107

7,3´106

Воздействие АЭС на радиоактивность аэрозолей характеризуется следующими особенностями: концентрации 137Cs и некоторых других радионуклидов максимальны в ближней зоне АЭС в секторе преимущественных ветров; вероятность определения радионуклидов станционного происхождения уменьшается с удалением от АЭС, не превышая 6-8% на расстоянии более 10 км; распространение следовых количеств 131I и коррозионных радионуклидов прослеживается до расстояний в 35-50 км от АЭС [4, 9, 11].

По данным многолетнего мониторинга радионуклидного состава более 3000 проб атмосферных аэрозолей в районе Ленинградской АЭС, вероятность достоверного обнаружения на промплощадке АЭС составляет 90% для 60Co, 74% для 54Mn и 60% для 131I [2]. В городе Сосновый Бор, на удалении 5 км от АЭС, вероятность обнаружения техногенных радионуклидов снижается, соответственно, до 40%, 20% и 30% . В населенном пункте Копорье, расположенном в 14 км от АЭС, частота обнаружения техногенных радионуклидов уменьшается до 1-6%.

Обобщенные данные о современных уровнях содержания техногенных радионуклидов в атмосфере для различных типов радиационных объектов представлены в табл. 5 [17-19].

Таблица 5

Обобщенные данные о содержании техногенных радионуклидов в приземной атмосфере в зоне наблюдений в районах расположения ядерных и радиационно опасных объектов (10-6 Бк/м3).

Радиационный объект

90Sr

137Cs

239,240Pu

Нововоронежская АЭС

3,1

3,4

-

Смоленская АЭС

0,6

0,7

-

Белоярская АЭС

0,7

8,0

-

ПО «Маяк»

66

220

6

Красноярский ГХК

0,8

1,0

0,3

ФЭИ

0,18

1,6

0,0092

Допустимая объемная активность для населения

2,7´106

2,7´107

2,5´103

Содержание техногенных радионуклидов в атмосфере в зоне наблюдений Красноярского ГХК сопоставимо с таковым в районах расположения АЭС, а в зоне ПО «Маяк» оно на порядок и более выше. Это свидетельствует о том, что в зоне наблюдений ПО «Маяк» на радиоактивность воздуха влияют эффекты его прошлой деятельности, в том числе загрязнение озера Карачай и территорий санитарно-защитной зоны при радиационной аварии в сентябре 1957 г. Вместе с тем, согласно данным наблюдений, среднегодовые объемные активности радионуклидов в приземном слое атмосферного воздуха в районе расположения ПО «Маяк» в течение последних лет находились примерно на одном уровне и были значительно (в 102-105 раз) ниже допустимых нормативов.

 

Радиоактивность гидросферы

Радиоактивность гидросферы формируется радионуклидами естественного происхождения, радиоактивными продуктами ядерных взрывов и радиационных аварий, водными сбросами объектов ядерного комплекса. Обобщенные данные о современных уровнях содержания техногенных радионуклидов в поверхностных водах для различных типов радиационных объектов представлены в таблице 6. Согласно данным радиационного мониторинга, современные уровни удельной активности техногенных радионуклидов в поверхностных водах в районах АЭС в 102 – 103 раз ниже уровней вмешательства (УВ) по нормам радиационной безопасности НРБ-99, установленных из условия не превышения дозовой квоты в 10% от годового предела дозы [11]. Таким образом, даже при гипотетическом неограниченном использовании воды водоемов в районах расположения АЭС в качестве питьевой дозы облучение населения не будут превышать 0,1-1 мкЗв/год или 0,01-0,1% от допустимого предела дозы. По данным радиационного мониторинга, в районе расположения ПО «Маяк» превышение УВ в настоящее время наблюдается только по удельной активности 90Sr в воде реки Теча. По тритию удельные активности в воде реки Теча ниже УВ в 30-90 раз, по 137Cs – в 20-40 раз, по плутонию – в 1800-13000 раз [7, 31]. Вместе с тем, наблюдается превышение фонового уровня 90Sr в речной воде на обширном участке речной системы протяженностью более 1000 км, вплоть до впадения Иртыша в реку Обь (таблица 7). Причиной образования этого «стронциевого» следа является прошлое ПО «Маяк», в особенности радиоактивные сбросы в реку Теча в начальный период его деятельности (1949-1956 годы). На всем протяжении «стронциевого» следа, за исключением реки Теча (для которой введены ограничения на водопользование), удельная активность 90Sr ниже уровня вмешательства по НРБ-99. В ближней зоне Красноярского ГХК радиоактивное загрязнение воды реки Енисей в основном определяется такими короткоживущими радионуклидами, как 24Na, 32P, 56Mn, 239Np, а также 51Cr. За пределами ближней зоны уровень загрязнения воды заметно снижается, хотя небольшие следовые количества искусственных радионуклидов обнаруживались на значительном удалении (более 1300 км) от источника сброса [37]. После вывода из эксплуатации в 1992 г. двух прямоточных реакторов наблюдается существенное снижение радиоактивного загрязнения речной воды. В настоящее время концентрации техногенных радионуклидов в реке Енисей значительно ниже уровней вмешательства по НРБ-99 [17-19]. Содержание трития в природных водах Обнинска и его окрестностей в районе расположения ФЭИ заметно выше регионального фона (в 101 -102 раз). Вместе с тем, содержание трития и других техногенных радионуклидов в питьевой воде в г. Обнинске значительно ниже УВ [3].

Таблица 6

Обобщенные данные о содержании радионуклидов в поверхностных водах в районах расположения ядерных и радиационно опасных объектов (мБк/л).

 

ЯРОО

90Sr

137Cs

3H

Нововоронежская АЭС

12

19

 

Калининская АЭС

5

<4

1,3´x105

Смоленская АЭС

 

5

 

Белоярская АЭС

7

30

 

ПО «Маяк»*

2,2´104

6,3´102

2,7´105

Красноярский ГХК

3,4

2,8

 

ФЭИ

5,1

0,8

104 - 107

УВ

5,3´103

1,1´104

7,7´106

Примечание. * Река Теча (Муслюмово)

Таблица 7

Удельная активность радионуклидов в воде речной системы Теча-Обь в 2004-2005 гг. (Бк/л).

Река

3H

90Sr

137Cs

239,240Pu

Теча (устье)

90

7,0

0,26

4,3´10-5

Исеть (10 км выше впадения в Тобол)

15

1,0

0,0004

4,1´10-6

Тобол (перед впадением в Иртыш)

4,3

0,072

0,0003

7,5´10-6

Иртыш (перед впадением в Обь)

4,4

0,026

0,0004

6,6´10-6

Обь (ниже впадения Иртыша)

2,3

0,015

0,0006

 

Обь (выше впадения Иртыша)

2,6

0,006

0,0003

 

Региональный фон

5

0,005

0,0005

10-5

УВ

7700

5

11

0,56

 

 

Радиоактивность почвы и агроэкосистем

Радиоактивность почвы определяется в основном содержанием в ней таких радионуклидов естественного происхождения, как 40K, 232Th, 238U. В почве присутствуют также радионуклиды, попавшие в нее в результате атмосферных выпадений продуктов испытаний ядерного оружия (90Sr, 137Cs и др.).

Влияние АЭС и других объектов ЯТЦ в штатных условиях эксплуатации на радиоактивность почвы весьма мало относительно естественного уровня радиоактивности. До Чернобыльской аварии содержание 137Cs в почве в районах АЭС практически не отличалось от уровней загрязнения за счет глобальных выпадений [4, 9-11]. Данные о содержании радионуклидов в компонентах сельскохозяйственной продукции в районах некоторых АЭС представлены в табл. 8 [10, 11, 21]. Результаты радиационного мониторинга позволяют сделать вывод об отсутствии значимого влияния штатных выбросов АЭС на радиоактивность контролируемых компонент агроэкосистем, связанных пищевой цепочкой с человеком.

В период после Чернобыльской аварии наблюдалось увеличение содержания техногенных радионуклидов (131I, 137Cs и др.) в почве и компонентах агроэкосистем ряда регионов России и других стран [1, 6, 11, 34, 36]. Значительное региональное воздействие на радиоактивность почвы оказала так называемая Кыштымская радиационная авария на ПО «Маяк» 29 сентября 1957 г. [1, 8, 26], которая привела к образованию Восточно-Уральского радиоактивного следа площадью в 23 000 км2 с плотностью загрязнения почвы выше 3,7 кБк/м2 по 90Sr.

Таблица 8

Содержание радионуклидов в сельскохозяйственной продукции в районах АЭС

АЭС

90Sr

137Cs

Ленинградская

Зерно, Бк/кг сухой массы

Картофель, Бк/кг сырой массы

Молоко, Бк/л

Нововоронежская

Зерно, Бк/кг сухой массы

Картофель, Бк/кг сырой массы

Молоко, Бк/л

 

0,4±0,2

0,2±0,1

0,3±0,2

 

0,5±0,3

0,2±0,1

0,14±0,1

 

1±0,4

0,6±0,2

0,7±0,3

 

0,9±0,4

0,8±0,4

1,1±0,5

 

Таблица 9

Содержание радионуклидов в компонентах наземных экосистем в районах АЭС.

АЭС

90Sr

137Cs

Билибинская

Трава, Бк/кг сухой массы

Ягель, Бк/кг сухой массы

Грибы, Бк/кг сухой массы

Ягоды, Бк/кг сырой массы

Олени, Бк/кг сырой массы

мышцы

кости

Ленинградская

Трава, Бк/кг сухой массы

Хвоя, Бк/кг сухой массы

Грибы, Бк/кг сырой массы

Ягоды, Бк/кг сырой массы

Нововоронежская

Трава, Бк/кг сухой массы

 

3,5±2,8

30±11

3±2

0,3±0,1

 

0,6±0,4

150±80

 

0,7±0,3

6±2

1,0±0,7

2,0±0,6

 

14±5

 

4±2

80±40

370±240

0,9±0,5

 

65±30

8±4

 

27±14

80±35

380±170

80±40

 

16±7

Радиационное воздействие на биоту

Данные о содержании радионуклидов в компонентах биоты имеют очень важное значение для оценки радиационно-экологического воздействия объектов ядерного комплекса.

Согласно данным наблюдений, концентрации 90Sr и 137Cs в компонентах наземной природной биоты в районах АЭС весьма малы (табл. 9) [11, 17-19]. Кроме 90Sr и 137Cs, следовые количества других техногенных радионуклидов (54Mn, 60Co, 95Zr, 106Ru) обнаруживаются в почве, траве, хвое и других компонентах наземной биоты ближней зоны АЭС в концентрациях, существенно меньших (в 10 и более раз) по сравнению с природными. На содержание 137Cs в объектах биоты значительное воздействие оказала авария на Чернобыльской АЭС [1, 6].

Вследствие процессов накопления вероятность определения искусственных радионуклидов в водорослях и некоторых других компонентах биоты существенно выше, чем в пробах воды, что может использоваться для биоиндикации радиоактивного загрязнения. Представляет интерес биологический перенос следовых количеств техногенных радионуклидов (54Mn, 60Co, 65Zn) некоторыми видами рыб в реки, впадающие в водоем-охладитель АЭС (табл. 10) [11]. По данным многолетних наблюдений, содержание техногенных радионуклидов в рыбе водоемов-охладителей АЭС было значительно ниже допустимых нормативов. В целом, можно сделать вывод, что при штатных условиях работы влияние АЭС на радиоактивность биоты незначительно при сравнении с природным радиационным фоном.

Таблица 10

Средние уровни удельной активности техногенных радионуклидов в мышцах рыб (плотва) в районе Ленинградской АЭС в 1976-1984 гг. (Бк/кг сырой массы).

Водный объект

90Sr

137Cs

54Mn

60Co

65Zn

Сбросной канал АЭС

 

2,3

(100%)

1,7

(100%)

18

(30%)

11

(52%)

70

(43%)

Копорская губа

 

1,8

(100%)

1,5

(100%)

1,5

(7%)

10

(14%)

60

(28%)

Реки

1,7

(100%)

1,3

(100%)

3,7

(17%)

1,9

(17%)

34

(17%)

Примечание. В скобках указана вероятность определения радионуклида по многолетним данным.

 

Таблица 11

Оценки мощности дозы облучения человека (Зв/год) и природной биоты (Гр/год) на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа.

Объект

1957-1958 гг.

1990-2000 гг.

Человек

 

 

Наземные организмы

Сосна (хвоя)

 

Позвоночные

 

 

Водные организмы

Водоросли

 

Моллюски

 

Рыба

5´10-3

(0,001-1)

 

 

0,2

(0,02-800)

0,1

(1-100)

 

 

4´10-2

(0,002-16)

2´10-2

(0,002-30)

10-2

(0,0004-10)

5´10-5

(0,01-1)10-3

 

 

4´10-3

(0,1-2)10-2

-

 

 

 

1,2´10-3

(0,0001-0,08)

1,1´10-3

(0,0001-0,5)

2x10-3

(0,00002-0,6)

Примечание. Верхние оценки поглощенной дозы рассчитывались без учета миграции организмов из загрязненных районов

Значительное влияние на радиоактивное загрязнение биоты оказали радиационная авария на хранилище жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» в сентябре 1957 г. и сбросы радионуклидов в реку Теча. Анализ уровней облучения человека и других организмов показывает, что дозы облучения природной биоты значительно выше при сравнении с человеком (табл. 11) [8, 26].

Анализ уровней облучения человека и других организмов показывает, что дозы облучения, получаемые природной биотой в районе расположения ПО «Маяк», значительно выше, чем получаемые человеком (табл. 11) [8, 26]. Особенно заметно это различие проявилось в первый период после радиационной аварии, когда имели место очень высокие уровни облучения организмов в наиболее загрязненных районах ВУРС. На территориях, подвергшихся высоким уровням загрязнения, наблюдалось значительное число радиобиологических эффектов: гибель сосны, мелких млекопитающих, повреждение кроны березы и сосны; сокращение численности млекопитающих и почвенных беспозвоночных; сокращение воспроизводства рыбы в наиболее загрязненных озерах. В дальнейшем на большей части радиационного следа произошло восстановление поврежденных экосистем [1, 20].

Значительное число радиобиологических эффектов наблюдалось в ближней зоне Чернобыльского аварийного следа: радиационное повреждение лесов, изменение видового состава и численности почвенной фауны, существенное снижение численности мышевидных грызунов в первый год после аварии и др. [1, 6, 29]. За исключением зоны так называемого «рыжего леса», получившего летальные дозы свыше 100 Гр, экосистемы вблизи Чернобыльской АЭС сохранили свою жизнеспособность. Уже через год после аварийного выброса в поврежденных лесах начались активные восстановительные процессы. Численность мышевидных грызунов восстановилась за счет мигрантов. Через 2 года после аварии восстановилась численность популяций почвенной фауны, но нарушения видового состава сообществ были еще заметны [33]. Для основной массы диких животных на территории Чернобыльского радиоактивного следа не отмечено угнетающего действия ионизирующего излучения на популяционном уровне.

 Анализ радиационно-экологического риска

Для оптимизации радиоэкологической ситуации в биосфере может быть использована методология анализа радиационно-экологического риска.

Радиационный риск представляет вероятность возникновения у человека или его потомства какого-либо вредного эффекта в результате облучения. В контексте воздействия ионизирующего излучения на человека эта вероятность определяется вероятностью возникновения процессов и событий, которые могут привести к радиационному воздействию, вероятностью того, что человек может подвергнуться определенной дозе облучения, и вероятностью того, что радиационное воздействие вызовет вредный эффект.

Кроме радиационного риска для человека используется более широкое понятие экологического (радиационно-экологического) риска, определяемого как вероятность последствий радиоактивного загрязнения окружающей среды, неблагоприятных для человека и объектов биоты. В общем случае радиоэкологический риск является многомерной характеристикой (табл. 12), включающей в себя уровни радиоактивного загрязнения окружающей среды, величины поглощенной и эффективной дозы, характеристики биологического действия ионизирующего излучения, а также медико-биологические, социально-экономические и экологические факторы [11]. Для оценки радиоэкологического риска как функции многих параметров может быть использована методика многокритериального анализа [20]. На практике, в качестве начального этапа анализа, обычно используется упрощенное понятие радиационного риска как вероятности стохастических эффектов облучения.

Таблица 12

Факторы и компоненты радиоэкологического риска.

Факторы

Компоненты

Физические

Уровни загрязнения окружающей среды радионуклидами

Поглощенная доза

Биофизические

Эффективная доза

Форма зависимости «доза-эффект»

Биологические

Радиочувствительность

Состояние систем репарации

Медицинские

Вероятность вредных эффектов для здоровья

Потери продолжительности жизни

Социально-экономические

Ущерб от радиоактивного загрязнения

Восприятие риска

Экологические

Снижение качества окружающей среды

Нарушение экологического баланса радионуклидов

В основе радиационной парадигмы при анализе и управлении радиационным риском лежат следующие принципы [14, 22, 23, 30]:

-             непревышение допустимых пределов индивидуальной дозы от всех источников излучения (принцип нормирования);

-             запрещение всех видов деятельности по использованию источников излучения, при которых полученная для человека и общества польза не превышает риск возможного вреда, причиненного дополнительным облучением (принцип обоснования);

-             поддержание на возможно низком и достижимом уровне, с учетом экономических и социальных факторов, индивидуальных доз облучения и числа облучаемых лиц при использовании любого источника излучения (принцип оптимизации).

Снижение риска до возможно низкого уровня (оптимизацию) предлагается осуществлять с учетом следующих обстоятельств:

  • предел риска регламентирует потенциальное облучение от всех возможных источников, поэтому для каждого источника при оптимизации устанавливается граница риска;
  • при снижении риска потенциального облучения существует минимальный уровень риска, ниже которого риск считается пренебрежимо малым, и дальнейшее снижение риска нецелесообразно.

В соответствии с Нормами радиационной безопасности НРБ-99 [14], уровень пренебрежимо малого риска разделяет область оптимизации риска и область приемлемого риска и составляет 10-6 за год.

Функциональная схема оценки радиационного риска включает в себя следующие элементы [5, 13, 30].

Идентификация опасности/источников риска. Предполагается, что все радионуклиды, поступающие в окружающую среду, могут быть источниками радиационного риска. С учетом принципа необходимости учета множественных источников и путей радиационного воздействия первоначально рассматриваются все возможные источники радиационного воздействия: выбросы и сбросы радионуклидов радиационными объектами, загрязненные радионуклидами природные среды, возможность радиационного воздействия вследствие трансграничного переноса радионуклидов. Особое внимание уделяется анализу возможных источников аварийного радиационного воздействия при различных сценариях аварий, включая природные катастрофы.

Анализ данных радиационного мониторинга и переноса радионуклидов в окружающей среде. На этом этапе анализируются и обобщаются данные мониторинга о содержании радионуклидов в атмосфере, почве, воде, донных отложениях и биоте на изучаемой территории. Определяются референтные объекты окружающей среды для последующего анализа радиационного риска с учетом принципа множественных путей радиационного воздействия. В случае необходимости проводится дополнительное радиоэкологическое обследование территории. Выполняются модельные оценки содержания радионуклидов в референтных объектах, включая компоненты биоты и пищевые цепочки. Наряду со штатными ситуациями рассматриваются различные аварийные сценарии, для которых возможно значительное радиоактивное загрязнение объектов окружающей среды.

Оценка дозы. Определяются возможные пути и продолжительность радиационного воздействия. Составляются модели оценки дозы для человека и референтных объектов биоты. Оцениваются значения параметров дозиметрических моделей. Выполняются расчеты дозы с учетом множественных путей радиационного воздействия. Оценки дозы производятся как в штатных условиях, так и для различных аварийных сценариев.

Категоризация риска. На основе оценок дозы и постулируемого типа зависимости эффекта от дозы выполняются интегральные оценки радиационного риска для человека и референтных объектов биоты. Расчеты риска включают в себя ряд предположений и упрощений, в том числе существенную экстраполяцию данных о зависимости эффекта от дозы в область малых доз. В случае человека обычно постулируется линейный характер такой зависимости для стохастических эффектов ионизирующей радиации. При этом коэффициент радиационного риска для населения при однородном облучении всего тела человека составляет 7,3´10-2 Зв-1 (при дозе менее 200 мЗв/год) [14] и включает в себя оценки риска от фатальных канцерогенных эффектов, серьезных наследственных эффектов и нефатальных канцерогенных эффектов. Наряду с количественной оценкой риска при категоризации производится интерпретация полученных результатов, которая включает в себя выявление ограничений и неопределенностей используемых моделей и данных. Сравнение оцененных рисков с другими существенными (релевантными) рисками также составляет часть категоризации риска.

  • Управление риском. На этой стадии результаты оценки риска используются для принятия решения о степени снижения или необходимости ограничения радиационного риска. Величины приемлемого риска могут выражаться через производные параметры, такие как пределы допустимых выбросов или допустимые удельные активности радионуклидов в компонентах природной среды. В процессе управления риском наряду с оцененными рисками могут учитываться экологические, экономические и социальные факторы. В основе управления риском лежат сформулированные выше принципы радиационной парадигмы: нормирования, обоснования и оптимизации.

Шкала рисков для управления стохастическими рисками учитывает:

Уровень недопустимого (чрезмерного) риска, который является неприемлемым вне зависимости от стоимости работ, необходимых для снижения риска, и каких-либо других обстоятельств. Значение пожизненного риска фатальных канцерогенных эффектов в диапазоне от 10-1 до 10-3 обычно признается недопустимым. Конкретное его значение зависит от условий облучения. Для штатных ситуаций эксплуатации техногенных источников облучения обычно принимается, что величина пожизненного риска не должна превышать уровень 10-3.

Уровень пренебрежимо малого риска определяется как настолько низкий, что не требуется никаких специальных мер по его снижению. Этот уровень риска соответствует дозе облучения менее 10 мкЗв/год, или 1% от допустимого предела дозы. Соответствующий уровень пожизненного риска оценивается в 7,3´10-7 (или округленно 10-6).

Риски, лежащие между недопустимым и пренебрежимо малым уровнем, являются приемлемыми, если они удовлетворяют принципу ALARA, согласно которому следует удерживать дозу облучения на столь низком уровне, насколько это разумно достижимо (принцип ALARA – as low as reasonably achievable). Важно подчеркнуть, что риски, удовлетворяющие принципу ALARA, могут изменяться в зависимости от конкретной радиационной ситуации и экономических условий. Риски, значения которых ниже недопустимого уровня, но не удовлетворяют принципу ALARA, в большинстве случаев не рассматриваются как приемлемые. Вместе с тем, в процессе управления риском не ставится задача снижения радиационного риска до пренебрежимо малого уровня.

Обобщенные оценки радиационных рисков генотоксических эффектов для населения от различных источников ионизирующего излучения, в том числе в регионах, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате деятельности объектов ядерного комплекса, представлены на рис. 1 [8, 11]. Там же для сравнения приведены уровни риска от химического загрязнения окружающей среды в районе расположения ТЭС, использующей в качестве топлива уголь. Самые низкие уровни радиационного риска (10-7-10-6 случаев в год потенциального проявления онкологических и генетических заболеваний) характерны для штатных условий работы АЭС. Примерно таков же уровень риска от затопления радиоактивных отходов в арктических морях. Более высокие уровни радиационного риска (10-6-10-5) имеют место в районе воздействия радиоактивных сбросов Красноярского горно-химического комбината. Для критической группы населения – рыбаков и членов их семей, интенсивно потребляющих рыбу из реки Енисей, – уровни радиационного риска сопоставимы с действием естественного фона. Наиболее высокие уровни радиационного риска на территории России (10-4) могут достигаться на загрязненных территориях, подвергшихся воздействию радиоактивных выбросов ПО «Маяк»  на Южном Урале и Чернобыльской аварии. В целом, можно сделать вывод, что уровни радиационного риска от деятельности объектов ядерного комплекса России значительно ниже величины химического риска, обусловленного загрязнением окружающей среды в районах угольных электростанций.

 Заключение

 

 

Анализ данных радиационного мониторинга показывает, что при штатных условиях эксплуатации влияние объектов ядерно-энергетического комплекса на радиоактивность компонент биосферы мало по сравнению с влиянием естественного радиационного фона и не выходит за пределы приемлемого радиационного риска. Вместе с тем, в случае радиационной аварии возможно существенное загрязнение окружающей среды техногенными радионуклидами. При этом дозы облучения, получаемые биотой, оказываются заметно выше по сравнению с получаемыми человеком. Потенциальная аварийность ядерных объектов весьма остро ставит вопрос о необходимости постоянного радиационного мониторинга биосферы, особенно в зонах наблюдения объектов ядерно-энергетического комплекса. Оптимизация мониторинга и обоснование мер по обеспечению радиационно-экологической безопасности биосферы может быть выполнена на основе методологии анализа экологического риска. 

Литература

 

  1. Алексахин Р.М., Булдаков Л.А., Губанов В.А. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры / Под общей ред. Л.И. Ильина и В.А. Губанова. – Москва: ИздАТ, 2001. – 752 с.
  2. Блинова Л.Д. Радиоэкологический мониторинг атмосферы и гидросферы в районе расположения объектов ядерного комплекса (на примере города Сосновый Бор). Автореферат дис... канд. физ.-мат. наук. – Обнинск, 1998. – 23 с.
  3. Вакуловский С.М., Крышев И.И. Радиационная обстановка в Обнинске // Атомная энергия. – 2005. – Т. 99. – Вып. 3. – С. 214-221.
  4. Крышев И.И. (ред.). Радиоактивное загрязнение районов АЭС. – М.: Ядерное общество СССР, 1990. – 150 с.
  5. Крышев И.И. Некоторые вопросы методологии анализа риска от радиоактивного загрязнения окружающей среды. – Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин. – 2009. – Вып. 12. – С. 128-150.
  6. Крышев И.И., Алексахин Р.М., Рябов И.Н. и др. Радиоэкологические последствия Чернобыльской аварии. – М.: Ядерное общество СССР, ИАЭ им. И.В. Курчатова, 1991. – 190 с.
  7. Крышев И.И., Никитин А.И. Исток системы «Теча-Обь» ждет реабилитации. – Безопасность окружающей среды. Радиоэкологический журнал. – 2007. – № 1. – С. 50-53.
  8. Крышев И.И., Романов Г.Н., Сазыкина Т.Г. и др. Радиоэкологические проблемы Южного Урала. – М.: Российское ядерное общество, 1997. – 118 с.
  9. Крышев И.И., Рязанцев Е.П. Атомная энергетика и биосфера // Вестник АН СССР. – 1991. – № 2. – С. 39-52.
  10. Крышев И.И., Рязанцев Е.П. Оценка риска радиоактивного загрязнения окружающей среды при эксплуатации АЭС // Атомная энергия. – 1998. – Т. 85. – Вып. 2. – С. 158-164.
  11. Крышев И.И., Рязанцев Е.П. Экологическая безопасность ядерно-энергетического комплекса России. М.: ИздАТ, 2000. – 384 с.
  12. Крышев И.И., Рязанцев Е.П. Нормативы радиационной безопасности при использовании атомной энергии // Атомная энергия. – 2004. – Т. 97. – Вып. 4. – С. 299-308.
  13. Крышев И.И., Сазыкина Т.Г. Критерии оценки экологического риска // Эколого-геофизические аспекты ядерных аварий. – М.: Гидрометеоиздат, 1992. – С. 160-168.
  14. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99). СП 2.6.1.758-99. – Минздрав России, 1999. – 116 с.
  15. Носов А.В., Ашанин М.В., Иванов А.Б., Мартынова А.М. Радиоактивное загрязнение р. Енисей, обусловленное сбросами Красноярского горно-химического комбината // Атомная энергия. –1993. – Т. 74. – Вып. 2. – С. 144-150.
  16. Радиация. Дозы, эффекты, риск / Пер. с англ. – М.: Мир, 1988. – 80 с.
  17. Росгидромет. ГУ «НПО Тайфун». Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств в 2005 году. – М.: Метеоагентство Росгидромета, 2006. – 274 с.
  18. Росгидромет. ГУ «НПО Тайфун». Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств в 2006 году. – М.: Метеоагентство Росгидромета, 2007. – 280 с.
  19. Росгидромет. ГУ «НПО Тайфун». Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств в 2007 году. – Обнинск, ГУ ВНИИГМИ-МЦД, 2008. – 285 с.
  20. Сазыкина Т.Г., Крышев И.И. Многокритериальный анализ радиационно-экологической безопасности при обращении с радиоактивными отходами // Известия высших учебных заведений. Ядерная энергетика. – 2006. – № 1. – С. 39-45.
  21. Санжарова Н.И. Радиоэкологический мониторинг агроэкосистем и ведение сельского хозяйства в зоне воздействия атомных электростанций. Автореф. дис… докт. биол. наук. – Обнинск, 1997. – 52 с.
  22. IAEA. International Basic Safety Standards for Protection Against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources, Safety Series No. 115. – Vienna, 1996. – 353 p.
  23. ICRP. The 2007 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 103. – Annals ICRP. – 2007. – Vol. 37(2–4). – 332 p.
  24. Kryshev I.I. Radioactive contamination of aquatic ecosystems in the areas of Nuclear Power Plants and other nuclear facilities in Russia // Radiochimica Acta. – 1996. – Vol. 74. – P. 199-202.
  25. Kryshev I.I., Romanov I.N., Isaeva L.N. and Cholina Yu.B. Radioecological state of lakes in the Southern Ural impacted by radioactive release of the 1957 radiation accident // J. Environ. Radioactivity. – 1997. – Vol. 34. – P. 223-235.
  26. Kryshev I.I., Romanov G.N., Chumichev V.B. et al. Radioecological consequences of radioactive discharges into the Techa River on the Southern Urals // J. Environ. Radioactivity. – 1998. – Vol. 38. – P. 195-209.
  27. Kryshev I.I., Romanov G.N., Sazykina T.G. et al. Environmental Contamination and Assessment of Doses from Radiation Releases in the Southern Urals // Health Physics. – 1998. – Vol. 74. – P. 687-697.
  28. Kryshev I.I. and Sazykina T.G. Radiological consequences of radioactive contamination of the Kara and Barents Seas // J. Environ. Radioactivity. – 1995. – Vol. 29. – P. 213-223.
  29. Kryshev I.I., Sazykina T.G. and Beresford N.A. Effects on wildlife. // Chernobyl – Catastrophe and Consequences. / Ed. by Smith J.T. and Beresford N.A. – Chichester, Praxis Publishing Ltd., 2005. – P. 267-287.
  30. NCRP. Approaches to Risk Management in Remediation of Radioactively Contaminated Sites // NCRP Report No. 146. – Bethesda (Maryland): National Council on Radiation Protection and Measurements, 2005. – 280 p.
  31. Nikitin A.I., Chumichev V.B., Valetova N.K. et al. The current content of artificial radionuclides in the water of the Tobol-Irtysh river system (from the mouth of the Iset River to the confluence with the Ob River). – J. Environ. Radioactivity. – 2007. – Vol. 96. – P. 138-143.
  32. Sazykina T. and Kryshev I. Radiation effects in wild terrestrial vertebrates – the EPIC collection // J. Environ. Radioactivity. – 2006. – Vol. 88. – P. 11-48.
  33. Sokolov V.E., Ryabov I.N., Ryabtev I.A. et al. Effect of Radioactive Contamination on the flora and fauna in the Vicinity of the Chernobyl Nuclear Power Plant // Physiology and General Biology Reviews. – 1994. – Vol. 8. – 124 p.
  34. UN. Sources, Effects and Risks of Ionizing Radiation // United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation 1988 Report to the General Assembly, with annexes. – New York, 1988. – 647 p.
  35. UN. Sources and Effects of Ionizing Radiation // United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation 1993 Report to the General Assembly, with scientific annexes. – New York, 1993. – 922 p.
  36. UN. Sources and Effects of Ionizing Radiation. Volume 1: Sources // United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation 2000 Report to the General Assembly, with Scientific Annexes. – New York, 2000. – 654 p.
  37. Vakulovsky S.M., Kryshev I.I., Nikitin A.I. et al. Radioactive contamination of the Yenisei River // J. Environ. Radioactivity. – 1995. – Vol. 29. – P. 225-236.
  38. Whicker F.W. and Schults V. Radioecology: Nuclear Energy and the Environment. Volume 1. – Boca Raton (Florida): CRC Press Inc., 1982. – 212 p.

 

Таблица 4 

Обобщенные данные многолетних наблюдений за объемной активностью радионуклидов в приземной атмосфере районов расположения АЭС (10-6 Бк/м3).

 

АЭС

90Sr

137Cs

51Cr

54Mn

60Co

131I

Белоярская

Билибинская

Курская

Ленинградская

Нововоронежская

Смоленская

0,7±0,3

4,1±1,5

5,2±3,0

2,2±1,1

3,1±1,0

0,6±0,3

8±5

9±5

10±3

7±2

5±2

3±1

-

-

41±30

6±3

-

20±10

-

9±4

3±2

2±1

-

7±4

-

40±20

4±3

3±1

2±1

8±5

-

-

5±4

5±3

-

-

Допустимая объемная активность для населения

2,7´106

2,7´107

2,5´109

7,2´107

1,1´107

7,3´106

0
Число просмотров:11310