Введение
В 2006 году26 апреля мир отметил печальную дату: ровно 20 лет назад для миллионов людей напланете вступил в свою страшную кульминацию атомный век. Этот один день вызвалпереориентацию во взглядах человечества на мирную эксплуатацию атома. Началисьмногочисленные публикации в прессе об авариях на реакторах, о прошлых наземныхядерных испытаниях. Ядерные и, прежде всего, военные источники энергии,особенно в период наземных ядерных испытаний, ядерно-энергетических аварий(общее число которых более 150) [], несмотря на меньшую степень опасности вредноговоздействия на население по сравнению с химическими факторами загрязнения средыи малую вероятность деформации атмосферы, гидросферы, почв, климата,растительного и животного мира, вызывают серьезную тревогу экологов. Даже принезначительных, по принятым критериям и накопленному опыту оценок (Хиросима –Нагасаки, Три–Майл-Айленд), размах радиоактивных загрязнений, спектры и энергияизлучений от источников ядерного происхождения, характер их метаболизма впочвах, растительности, организмах значительно отличается от метаболизмаестественных излучателей этого рода (40K, 238U). Такая биологическая иэкосистемная новизна факторов выявляет при длительных хронических воздействияхна экосистемы и ее составляющие, в т.ч. обширные группы населения, ряд ранеенеизвестных эффектов. Новизна таких открытий ведет порой к паническим заключениям,резко усиленным «чернобыльским синдромом» страха радиационных аварий. Размерывреда, наносимого радиационным фактором ядерно-энергетического происхождения,превосходят, по мнению авторов, последствия всей суммы техногенныхдорадиационных воздействий среды [].
Самарадиоактивность не является новейшим (чужеродным) компонентом среды.Современная мощность ее антропогенных воздействий изменяется в пределах нетолько геологического прошлого (первичных космических и земных излучений), но исовременных естественных колебаний радиоактивности, связанных со структурамиплит земной коры, высотой над уровнем моря, близостью к полюсам, периодамисолнечной и геологической активности. Включение новейших по своим химическимсвойствам и спектру излучений радионуклидов в состав среды меняетсформировавшиеся соотношения (баланс) поглощаемой радиации и ее спектров вовсех звеньях экосистем, – от молекулярных до геопланетарных. Радионуклиды,продолжающие (по В.И. Вернадскому) «космические функции инициации жизни»,избирательно накапливаются в активных звеньях экосистем в нехарактерных дляустоявшихся на протяжении миллионов лет количествах. Такое перераспределениеспектра и эффектов радиационных воздействий при резких различиях радиочувствительностивзаимозависимых звеньев экосистем (сапрофитной микрофлоры – простейших –растительности – млекопитающих) может, привести к резким нарушениямэкосистемного гомеостаза при отсутствии прямой связи с радиоактивностью среды.Вероятность таких реакций, разработка мер их профилактики и коррекции требуютзнаний характера поведения радионуклидов ядерно-энергетического происхождения всреде и в частности в почве.
В 2006 году26 апреля мир отметил печальную дату: ровно 20 лет назад для миллионов людей напланете вступил в свою страшную кульминацию атомный век. Этот один день вызвалпереориентацию во взглядах человечества на мирную эксплуатацию атома. Началисьмногочисленные публикации в прессе об авариях на реакторах, о прошлых наземныхядерных испытаниях. Порождались, соответственно, многочисленные слухи и нелепыепредрассудки, усиленные не до конца изученными факторами радиационноговоздействия на экосистемы. Народ приходил порой к паническим заключениям,которые вылились во многом в «чернобыльский синдром».
Действительно,авария на ЧАЭС привела к выбросу в биосферу до 15 т радиоактивных веществ, чторавно или даже превышает выброс за все годы испытаний атомного оружия ватмосфере. В целом, все ядерно-энергетические взрывы изменили равновесноесодержание в атмосфере углерода-14 на 2,6%, трития почти в 100 раз. К концуиспытаний ядерного оружия в атмосфере радиоактивное загрязнение на поверхностиЗемли на 2% превысило естественный фон [].
Тем не менее,на территориях естественных аномальных радиационных воздействий, превышающихвнешние лучевые нагрузки фона в 5–10 раз, проживают на протяжении тысячелетийнесколько десятков миллионов человек. На территориях резко повышенныхвнутренних и смешанных естественных лучевых воздействий от излучений почв,минералов, радионуклидов, проникающих в организм, – примерно столько же. Однаков большинстве случаев такие районы не только обжиты, но и считаются болеездоровыми по сравнению с другими. Правда, как правило, это территориигорно-складчатых периферических областей, высокогорий, где уменьшено влияниетехногенного фактора. (Карпаты, Северные широты, Гималаи, Заполярье, Альпийскийпояс и проч.)
Очевидно, чтореакции на новейшие антропогенные воздействия радиации отличаются от реакций нааномальные естественные. Такие различия требуют расшифровки. Ф. Содди(1979), один из теоретиков ядерных реакций, писал о возможных биокаталитическихвлияний новых видов излучений, оказавшихся в распоряжении человечества: «…навысоких плато встречается большее разнообразие растительности, чем на уровнеморя. После атомного взрыва в Хиросиме цветущая растительность заполнила все выжженноепространство». Такая же картина наблюдается и на территориях, подвергшихсявоздействию аварии на ЧАЭС.
К сожалению,такие выводы мы извлекаем лишь после бездумных экспериментов над такой деликатнойвещью как деление ядер. Познав преимущества от атомных электростанций, ядернойгеоразведки (которая впоследствии была признана нерентабельной), использования«меченых» изотопов, мы постигаем отрицательную сторону прогресса. Положениеусугубляется тем, что наряду с мирной эксплуатацией атома, в нашей странефункционируют и закрытые от общества программы, ставящей целью использованиереакций ядерного деления в военных целях. К ним можно отнести и ремонтныезаводы, базы атомных кораблей, хранилища ядерного оружия и другие объекты. Тамбыли зафиксированы случаи повышения радиоактивности или выявлены участкилокального повышения радиоактивности. Данные по ним, как правило, неразглашаются, хотя последствий локальных загрязнений зарегистрировано не было.Нередко радиоактивность среды связана с халатностью работниковисследовательских радиационных лабораторий разного профиля. Ярким примеромэтому может служить радиоактивная загрязненность Москвы. На территории города входе скрупулезных обследований, выполненных после чернобыльских событий,обнаружено до 80 мест нерегистрированных «захоронений» использованныхрадионуклидов. В целом за 10 лет ликвидировано до 600 «могильников» такого рода.
Практическилюбая населенная территория России при какой-либо серьезной аварии можетподвергнуться радиоактивному загрязнению. В Волгоградской области такимисточником потенциальной опасности может быть либо Нововоронежская АЭС (1971–1980),либо Балаковская (1985) или Волгодонская АЭС (2001). Как показывает практикапрошлых лет, при неблагоприятных стечениях обстоятельств распространение такихзагрязнителей может достигать глобальных масштабов. Главную проблему вызываетне сами ЧП, а их последствия. Актуальность темы обусловлено тем, что населениене знает, какие первичные действия нужно предпринять для снижения радиационногофактора загрязнения. А наиболее качественные действия произойдут в том случае,если будут досконально исследованы все характеристики радиационноговоздействия. Цель работы – изучение мер реабилитации агроценозов прирадиационном воздействии.
1. Поведениедолгоживущих радионуклидов в экосистемах
1.1Почвенные процессы
Почвенныепроцессы обмена относятся к числу начальных (интимных) звеньев многофакторныхэкосистемных процессов, меняющихся при незначительных, в том числе ирадиационных, изменениях среды. Уровни организации, а, следовательно, ирадиочувствительности активных биологических начал почв (сапрофитныходноклеточных, растений, червей, насекомых) чрезвычайно различны. Поэтомувнесение в почву дополнительного биологически активного радиационного фактора,с последующим расслоением ответов «повреждения – стимулы», может проявитьсярезким нарушением экосистемного гомеостаза. Почва, кроме того, являетсяначальным звеном миграции радионуклидов по биологическим цепям с неизбежнойконечной кумуляцией в организме человека. Возможны следующие источники загрязнения:
Взрывыядерного оружия
Использованнаяна АЭС и заводах тяжелая вода (часто для охлаждения реакторов)
Радиоактивныеотходы, в больших количествах накапливающиеся на заводах, производящих,перерабатывающих или использующих радиоактивные продукты.
Радионуклиды,отложившиеся на поверхности почв, под действием разных факторов могутперемещаться в любом направлении. Причиной «горизонтального» перемещениясвежевыпавших радионуклидов может быть поверхностный сток после сильного дождя,отложившихся в снегу за зиму – смыв талыми водами. Установлено, что 90Sr, мигрирующий с талымиводами, почти полностью (82–100%) находится в катионной форме.
Вертикальнаямиграция радионуклидов по профилю почвы может быть следствием механическогопереноса частиц, на которых сорбированы радионуклиды, а также собственногоперемещения в виде свободных ионов. На обрабатываемых сельскохозяйственныхпочвах радионуклиды сравнительно равномерно распределяются в пределах пахотногослоя. Некоторый механический перенос их с поверхности вглубь почвы возможенвследствие разрыхления ее дождевыми червями и землероющими животными.
Вертикальнаямиграция продуктов деления в целинной почве идет очень медленно. Установлено,что преобладающая часть осколочных радионуклидов прочно фиксируется в тонкомслое верхнего горизонта почвы, и их вертикальное перемещение не превышаетнескольких миллиметров в год. В целом можно считать, что 90Sr и 137Cs являются основнымиизлучателями, формирующими почвенную радиоактивность, величина и характеркоторой зависят от радиационной емкости почв. Последняя складывается изее физической сорбционной способности (зависящей от пористости, количества почвенногораствора в порах и его катионного состава); химической поглотительнойспособности (образования плохорастворимых соединений с элементами почв и горныхпород); биологической поглотительной способности (включение в состав микрофлорыи дальнейших звеньев обмена на правах естественных фоновых аналогов, стабильныхэлементов).
Суммарнаярадиационная (сорбционная) емкость почвы колеблется от одного до несколькихдесятков миллиграмм-эквивалентов радия на 100 г. почвы, что в сотни тысяч раз превосходит реальные сформировавшиеся величины активности почв радиоактивныхтерриторий, максимально загрязненных от аварий на ЧАЭС, ПО «Маяк».Сравнительная оценка сорбционной радиационной емкости почв (проводимая посоотношению содержания радионуклида в твердой фазе почв – нерастворимойфракции) к содержанию в почвенном растворе дана в таблице 1:
Таблица 1.1. Сравнениесорбционных емкостей почв по соотношению активности радионуклидов в твердойфазе почв – нерастворенной фракции и в почвенном растворе (по А.Н. Марей идр.)
Почва
Соотношение активности твердой и жидкой фаз почв (Кр)
90Sr
137Сs
Тундры (Архангельская обл.)
29,5 ± 2,8
1433 ± 199
Серая лесная: Орловская обл.
71,9 ± 5,2
6140 ± 993
Среднеподзолистая (Московская обл.)
50,0 ± 2,6
2237 ± 127
Чернозем (Воронежская обл.)
291 – 430
В растворе не обнаруживается
Приведенныеданные указывают на большую сорбционную емкость (способность к захватурастворенных в осадках радионуклидов) почв чернозема, лесной подстилки, болеевыраженную по отношению к калиевому аналогу почвенного метаболизма – 137Cs.Функционально связаны с сорбционными процессами почв скорость проникновениярадионуклидов в прикорневую глубину и последующее включение в экосистемные цепимиграции. Скорость процесса (после загрязнения среды) определяется прочностьюсвязи излучателей с твердой фазой почв, скоростью диссоциации и последующегоионного перемещения радионуклида, зависящей от химических свойств излучателя иего соединений.
В миграциюсущественные коррекции вносит рельеф местности (горизонтальное перемещение сталыми и дождевыми водами с последующим большим накоплением в низинах), а такжемеханическая (глубокая вспашка) переработка почв, ведущая к ускоренномуперемещению радионуклидов в подкорневую глубину и исключению фактора радиационнойопасности из активной миграции в экосистемах. Долгосрочное сохранениерадионуклидов в прикорневой глубине, на необрабатываемых землях (луга, леснаяподстилка), включение в почвенный метаболизм ведут к их накоплению через концентрациюв травах, листве, с последующим неоднократным повторным включением (черезгниение опада) в почвенные процессы. Так, при максимальном накоплении радионуклидов на глубине 5 –10 см (до 135 Бк/кг для 90Sr и 158 Бк/кг для 137Cs впочвах Якутии) радиоактивность наземного опада составляет 149 и 244 Бк/кгсоответственно. Радиоактивность верхних слоев почв при этом незначительна,порядка 20 – 30 Бк/кг (Л.Н. Михайловская и др., 1995).
Такойрастягивающимся на десятилетия процесс вертикальной миграции дополняетсягоризонтальным перемещением и распространением радионуклидов на более обширныеи менее контрастные по радиоактивности среды (в отличие от первичнойзагрязненности) территории. В процессе участвуют сообщества живых организмовпочв (педоценозы), грызуны, травоядные. Перераспределения являются здесьследствием активной и пассивной мобильности представителей фауны,распространения продуктов их метаболизма, сложных пищевых цепей миграциирадионуклидов. Скорость таких процессов зависит от химических свойствзагрязнителей и соответственно функций выполняемых их нерадиоактивнымианалогами в экологических цепях обмена. (Таблица 1.2)
1.2Биогенная концентрация
Все животныеи растения обладают способностью избирательно и интенсивно накапливатьрассеянные в экосистемах в ничтожных концентрациях микроэлементы, к конкурентамкоторых (в том числе и по характеру биологических функций) относятсядолгоживущие радиоактивные загрязнители среды. Коэффициенты накопления их(отношение радиоактивности радионуклида в составе среды к его радиоактивности ворганизме) колеблются от нескольких до десятков тысяч. Высокие коэффициентынакопления приводят к тому, что концентрация излучателей в биомассезагрязненных биоценозов становится более высокой по сравнению срадиоактивностью среды (что ведет к неадекватной оценке радиационного риска припростом санитарном анализе событий).
Мощныйпроцесс избирательной биогенной концентрации рассеянных излучателей наиболееинтенсивен в первые годы от момента выпадения радиоактивных осадков.Радионуклиды в этот период представляют собой новейшие для среды, легкодиссоциирующие соединения, не вкрапленные, как это происходит в последующем, вкристаллические решетки глинистых минералов (процесс старения элементов). Комплекспочвенно-химическихреакций старения и последующее включениерадионуклидов в состав труднорастворимых почвенных и минеральных структурпереводит метаболизм изотопов на равные с их естественными химическимианалогами права. Скорость таких процессов зависит от физико-химических свойстврадионуклидов, а также характера загрязнения почв (влажности, концентрацииионов). Максимальная скорость поглощения радионуклидов растениями происходитпри рН, близком к нейтральному и слабощелочному. В кислой среде усиливаетсясорбция твердой фазой почв, т.е. радионуклиды «консервируются» на болеедолгосрочные периоды. Влажность, как следствие увеличения массысельскохозяйственной продукции, снижает концентрацию радионуклидов в биомассе.Высокие концентрации ионов стабильных элементов препятствуют проникновениюрадионуклида в корневую систему.
Наиболеедоступен для корневых систем растительности, особенно в первые годы послезагрязнения среды, стронций. Старение радионуклида происходит медленно.Через 12 лет после внесения 90Sг в почву более 95%изотопа остается в обменной, кальцийподобной форме. Фиксация 90Sг в необменную формуможет явиться следствием включения его в кристаллы CaCO3. В кислых почвах этотпроцесс связан с вхождением 90Sг и Ca в нерастворимыетрехкальциевые фосфаты и другие нерастворимые соединения почвы как результатвзаимодействия с анионами PO4, CO3 и др. Накопление 90Sг в растениях обратнопропорционально количеству обменного конкурента изотопа кальция почвы. Такаяблокада метаболизма имеет предел. Избыточное (> 25 мг-экв на 100 г. почвы)внесение кальция не ведет к дальнейшему снижению скорости перехода радионуклидав растительность.
Цезий, судяпо коэффициентам накопления в почвах, по разным источникам, относится либо ксильно, либо к слабо накапливаемой группе элементов. В экспериментах инаблюдениях по миграции изотопа (почва–вода-растительность) выявлено егопреимущественное накопление в неорганической фазе почв (коэффициент накопления0,25), но при высоком содержании излучателя в биомассе (8000–9000). У Юдинцевой(1981) имеются данные по влиянию емкости обмена почв и величины поглощенногокалия на поступление 137Cs в урожай растений (овес). На почвахразличного типа (дерново-подзолистая, серая лесная и выщелоченный чернозем)установлена закономерность – при величине емкости обмена 4,5 и менее мг-экв на 100г. 137Cs в наибольшей степени поступает в растения. При увеличениипоглотительной способности почв до 20 мг-экв и более поступление радионуклидамало зависит от этого показателя.
Наименееисследована миграция и последующее накопление в теле человека плутония исопутствующих ему нептуния, америция, кюрия. Эти элементы относятся к сильнодискриминированным метаболитам, не включающимся в активный экосистемный обмен.Первичная загрязненность почв радионуклидами этого ряда регистрируется в виде «горячихчастиц» PuO2 диаметром порядка 10 мкм, активностью от 50 до 1000 мкБк.Включение в почвенную миграцию происходит медленно, после образования Fe-Pu-Al-комплексов снизкомолекулярными фульвокислотами. Скорость последующего вертикальногодвижения в прикорневую систему зависит от сформировавшейся в почвах скоростидвижения нерадиоактивных носителей. До 9% от плутониевых выпадений мигрируют наглубину 10–90 см чернозема и до 20% на аналогичную глубину – серозематорфяников спустя 10 – 15 лет после загрязнения среды. Почвенные загрязненияплутонием, их долгосрочное содержание в поверхностных слоях ведут к аэрозольномупроникновению α-излучателя в организм человека и накоплению радионуклида влегких (от 4 до 83 мБк). После чернобыльской аварии лучевые нагрузки отплутония возросли в среднем в 1,5 раза и достигли 2 мкЗв/год.
Периодполуочищения корнеобитаемых слоев от радионуклидов цезия и стронция(совокупность функций экспоненты радиоактивного распада, минерализации,перехода в подкорневую систему и др.) представлен в таблице 1.3. для различныхвидов почв. Он минимален для чернозема и торфяных почв, а для почв,пострадавших от аварий, максимален, что позволяет прогнозировать радиационную «чистоту»таких территорий только через 600 – 1000 лет.
Таблица 1.3. Периодыполуочищения корнеобитаемых слоев почв от суммарной радиоактивности (поМихалеву, 2004)
Почвы
Дерново-подзолистые
Дерново-глеевые суглинные
Торфяные
Низменные торфяные
Болота
Черноземы
Периоды полуочищения, лет 129 78 28 13,9 12,4 30
1.3Экосистемные реакции на радиоактивность
Экосистемныереакции на радиационную деформацию среды не систематизированы. Ряд исследованийуказывает на рост видового разнообразия растительности, среднейпродолжительности жизни, функциональной активности животных и человека,проживающих в зонах повышенного радиационного фона (см. таблицу 1.4).Аналогичная (новейшая) радиационная обстановка на территориях с мощнымтоксичным фоном ведет к крайне противоположным результатам (гибель лесов,повышенная частота генетических дефектов у новорожденных, повышеннаязаболеваемость, деградация интеллекта) (см. таблицу 1.5). Системныеисследования, проведенные Н.В. Тимофеевым-Ресовским, указывают нарасслоение симбиотической согласованности функциональной активностисоставляющих биоценозов: увеличение скорости роста и функциональной активностинизших биологических видов на фоне угнетения пролиферации высших форм растений,животных. Такие реакции подтверждаются на территориях с загрязнением среды >40 Ки/км2. К тому же они ведут к активации олиготрофной (пассивной вдорадиационный период) микрофлоры почв, снижению численности разрыхлителейпочв, беспозвоночных, изменениям устоявшихся дорадиационных структур почвенныхбиоценозов, снижению плодородия почв. Реакции, тем не менее, будут развиватьсяпо типу «экологического стресса» с последующей нормализацией экосистемныхвзаимодействий, на что указывает ряд прослеженных в динамике данных посостоянию биоценозов на территориях, радиоактивных от аварий и ядерныхиспытаний. Особенно при отсутствии антропогенных вмешательств в экологическийметаболизм.
1.4.Радиационно-экологические принципы нормирования загрязненных территорий
Нормированиерадиационного фактора с учетом реакций экосистем представляет серьезную инерешенную проблему вследствие незначительного накопленного материала «радиационныхстрессов», экосистем и отсутствия теоретических разработок такого ряда.Считается, что максимальным накопителем радионуклидов, загрязняющих среду, имаксимально радиочувствительным (критическим) звеном биоценозов является человек.Ввиду этого (во многом оправданного положения), принятые нормы радиационной безопасности(НРБ), являются правомерными для переноса в экосистемы в целом. Вместе с тем вряде ситуаций экосистемного метаболизма радионуклидов, критическим звеном могутбыть труднопредсказуемые без специальных исследований виды и их совокупности.Так, скорость накопления радионуклидов елью, сосной в 20 раз превышает скоростьнакопления радиационного фактора человеком, что лежит, по всей вероятности, вболезненности хвойных лесов, прилегающих к АЭС (регистрируемой в промышленныхцентрах США, Европы). Чрезвычайно большие лучевые нагрузки, по сравнению с человеком,формируются на радиационных территориях у оленей, лосей, коров при свободномвыпасе, что связано с максимальным накоплением радионуклидов в травах.
Сравниваяпредельные радиационно-гигиенические дозы с радиационно-экологическими, следуетиметь в виду, что при разработке антропогенных норм радиационных воздействий вних закладывается высокий коэффициент запаса: доза, вызывающая непосредственныесоматические радиогенные реакции у человека, в 100 – 1000 раз выше принятыхПДД. Экологические разработки, указывающие на размеры «радиологической емкости»экосистем, отсутствуют. Поэтому основным ориентиром допустимых пределов радиоактивностисреды должны оставаться НРБ с учетом регистрируемых и расчетных величин лучевыхнагрузок при нахождении в составе биоценоза.
2. Профилактикапоследствий радиоактивного загрязнения среды
2.1Организация мер по профилактике последствий в случае радиационных аварий
Эксплуатацияисточников ионизирующих излучений и особенно ядерно-энергетических установок,ведет к неизбежному риску аварий и последующего радиоактивного загрязнениясреды. Особенно это касается радиохимических заводов и АЭС на первых этапах ихработы из-за неотработанной технологии. Для принятия экстренных мер попрофилактике последствий национальными организациями по радиационной защите(НКДАР, МАГАТЭ, ООН, МКРЗ, НКРЗ) разработаны организационные и методическиеаспекты предпринимаемых действий с учетом характера радиоактивных загрязнений,мощности выброса радионуклидов в окружающую среду, площади радиоактивных загрязнений
Разработка исовершенствование мероприятий по ликвидации последствий аварии являетсянаиболее сложной проблемой. Решение ее основывается на многолетнем опыте поизучению закономерностей формирования лучевых нагрузок на население, экосистемуи ее составляющие с учетом характера миграции радионуклидов, зависимостейдоза-эффект.
На основаниинакопленного опыта с учетом рекомендаций МКРЗ, ВОЗ предполагаетсярадиационно-экологическая подготовка населения, проживающего в непосредственнойблизости от АЭС, ядерных хранилищ. Население и администрация территорий должнызнать схему простых и четких действий на случай аварии. Радиационно-защитныемероприятия подразделяются на три последовательных этапа:
§ начальный,в период угрозы и первые часы выброса радионуклидов в окружающую среду;
§ первичный,ликвидации последствий аварии, в условиях состоявшегося выброса и осаждения радионуклидов.
§ проведенияи завершения работ по ликвидации аварии и ее последствий
Третий этаппредставляет наибольший интерес для экологов-прикладников, т. к. дает шанспроявить им свои многочисленные таланты. Он проводится после выпаденийрадиоактивных осадков и зонирования территорий и строится с учетом расчетныхлучевых нагрузок на население. На территрории должны проводится плановыемероприятия по дезактивации местности.
2.2Построение мер реабилитации агроценозов
Периодестественного полуочищения почв, загрязненных радионуклидамиядерно-энергетического происхождения, составляет от 30 до 275 лет, что с учетомэкспоненты процесса предполагает полное исключение фактора из состава средычерез 1500–2000 лет, не менее. Поэтому при радиоактивной загрязненности среды,превышающей пределы допустимого радиационно-экологического риска, необходимоактивное искусственное вмешательство в процесс – дезактивацию радиоактивныхтерриторий.
Различаютполную и частичную дезактивацию среды. Полная дезактивация – комплекс мероприятий,исключающих радиационный фактор из состава среды и его вторичное включение вэкосистемный метаболизм. Частичная дезактивация – временное исключение либоподавление процесса поступления радиационного фактора в звенья экосистемногометаболизма, ведущее к снижению его накопления в организме жителейрадиоактивных территорий, в конечной сельскохозяйственной продукции додопустимых величин.
2.2.1Полная дезактивация
Полнаядезактивация территорий предполагает снятие верхних слоев почв после радиационныхосаждений до глубины 10 – 15 см с последующим захоронением срезов вмогильниках для радиоактивных отходов. После аварии на ЧАЭС такая дезактивациябыла предпринята в 600 населенных пунктах на территории общей площадью 7000 км2.Около 50% загрязненных территорий дезактивировались тогда дважды, как правило,вследствие повторного загрязнения после выпадения осадков, смывоврадиоактивности с загрязненных срезов либо недезактивированных территорий,располагавшихся в непосредственной близости и на более высоком уровнеотносительно объектов дезактивации – детских домов, школ, больниц, предприятий,общественных учреждений. Мощность дозы (контролировалась по γ-излучению)после таких чрезвычайно дорогостоящих мер снижалась в 3 – 4 раза. В качествеэкранов, поглощающих потоки ионизирующих излучений от загрязненных почв (защитаэкранированием), дезактивированные поверхности застилались гравием, песком,наносился асфальт, что вело к 10-кратному снижению мощности дозы.Экранированием (гравием, асфальтом либо пластиковыми покрытиями) были защищены25000 км дорог. В целом было дезактивировано около 7000 домов иучреждений, снято 200000 м3 почв. Эффект оказался тем не менеекрайне незначительным вследствие отсутствия могильников для захоронениярадиоактивных срезов, громадной площади недезактивированных территорий,отсутствия инженерных сооружений для сбора сточных вод и отведениярадиоактивных дождевых смывов от дезактивированных территорий.
2.2.2Частичная дезактивация биологическим методом
Частичнаядезактивация с целью фиксации радиоактивного загрязнения в зонах отчуждения ипредупреждения водной, воздушной (выветриванием) миграции радионуклидов натерритории с допустимыми значениями фактора осуществляется биологическимметодом. Высевание многолетних трав на загрязненные почвы ведет к эффективному «вытягиванию»радионуклидов мощной корневой системой растений из почв. Скашивание и впоследующем сжигание таких трав, захоронение незначительных объемоврадиоактивной золы оказалось наиболее эффективным методом как локализации(фиксации радиоактивности корневой системой трав), так и дезактивации наиболеемассивных радиоактивных загрязнений среды. Установлены в частности рядырастений в отношении их способности аккумулировать 90Sr: гречиха>соевыебобы>люцерна>суданская трава>кукуруза. Например, овес в два разабольше накапливает 90Sr, чем просо. Изучение закономерностей поглощениярастениями радиоактивных изотопов свидетельствует о зависимости этого процессакак от специфики почвенного покрова, так и от биологических особенностейкультур. Л.И. Горина (1975) наибольшее накопление наблюдала в растениях,выращенных на дерново-подзолистых почвах, меньше – на серых лесных и каштановыхпочвах, затем на сероземах и меньше всего – на черноземах.
2.2.3Механический метод частичной дезактивации
Не менееэффективным оказался механический метод частичной дезактивации – глубокоевспахивание загрязненных полей с целью захоронения основной доли радионуклидовмеханическим перемещением из активного гумусового горизонта трав,сельскохозяйственных культур (картофеля, зерновых) в более глубокиенерадиоактивные слои и прерыванием тем самым активной экосистемной миграциирадионуклидов. Методика «обмена» радиоактивных слоев почв на нерадиоактивныеотрабатывались в центрах НИИ «Агрохимрадиология», на радиоактивных территорияхБрянской, Калужской, Орловской, Тульской областей. Полученные результатыуказывают на эффективность метода (радиоактивность гумусового горизонта сниженав 20 – 40 раз), его простоту и приемлемость в сельскохозяйственной практике(см. таблицу 2.1)
Таблица 2.1. Перераспределениерадиоактивности почвенных слоев после глубокого вспахивания полей (плугом ПНС-4–40)
h пробы, см
0–5
5–10
10–15
15–20
20–30
30–40
40–60
Загрязненность по 137Cs
до
25,5
2,1
0,8
0,3
0,3
0,2
0,1
после вспахивания
0,3
0,6
0,6
0,1
0,8
14,8
27,6
Дезактивациядополняется эффективной конкурентной защитой – блокадой миграции радионуклидоввведением в почву аналогов их метаболизма, калия, кальция. Наибольший эффектснижения уровня радиоактивной загрязненности урожая оказался при избыточномсовместном внесении в почву извести, калийных удобрений (200–300 кг/га раз в 3–4года) – в сочетании с органическими удобрениями и навозом. Раздельное внесениепротекторов-конкурентов в тех же количествах не приводит к аналогичным реакциямблокады транспорта радионуклидов в экосистемах. Комплексная обработка почв поконкурентному принципу снижает радиоактивность сельскохозяйственной продукции в5 – 1 раз. Помимо конкурентной блокады миграции радионуклидов, такая обработкаположительно меняет агрохимические свойства почв. Потенциал плодородия по тремминимизирующим свойствам – почвенной кислотности, содержанию обменного калия,фосфора возрастает в 1,6 – 1,4 раза. обработка ведет и к образованию сложныхнерастворимых соединений со стронцием, резко снижая его поступление в продуктыпитания, организм.
Немалоезначение имеет и связанное с обработкой изменение pH обрабатываемых угодий,утрачивающее характерную для среднерусской полосы повышенную кислотность. Сдвигее в щелочную сторону ведет к резкому снижению захвата 137Cs экологическимицепочками, продуктами питания (таблица 2.2)
Таблица 2.2. Влияниеизмененной кислотности на накопление 137Cs сельскохозяйственной продукции
pH почвы
Накопление радионуклидов
Молоко
Мясо
Пшеница
Трава
4,5 -5,5
3,2
1,8
15 – 20
0,5
5,6 – 6,5
0,5
0,6
5 – 7
0,2
6,1 – 7,5
0,2
0,3
2
0,05
Практикапоказывает (Г.Т. Воробьев, 1999), что почва является важнейшей барьернойсистемой защиты экосистем, выступая основным депо и чутким индикаторомопасности радионуклидных и токсических загрязнений среды. Комплексная обработкапочв, захоронение в них радионуклидов методом глубокой перепашки, внесениеобменного калия, фосфора, кальция, органических удобрений, а затем посев травпереводят в местность из радиоактивного в экологически безопасное состояние,перераспределяя и направляя радиоактивность по естественным почвенным каналам.Радиоактивность продуктов питания, выращенного на радиоактивных территориях,после обработки такого типа снижается в 15 – 20 раз, приближая радиоактивностьпочв к фоновым значениям фактора.
Ограниченияпоступления радионуклидов в организм сельскохозяйственных животных во многомдополняется сменой мест выпаса перед забоем с ориентацией на снижениеактивности 137Cs в теле животного вдвое. С учетом экспонентыпроцесса срок выпас на нерадиоактивных лугах либо в стойлах на привозномнерадиоактивном корме должен составлять не менее 3 месяцев. Критериемэффективности таких мер служат установленные в радиоактивных районах величиныдопустимой активности пищевых продуктов ВДУ.
2.3Особенности построения профилактических мер при загрязнении лесных массивов иводоемов
Методы подезактивации леса отсутствуют. Изучена продолжительность периода леснойвертикальной миграции, перераспределяющей Cs – Sr-радиоизотопный состав споверхностей загрязнений на глубину 10 – 15 см и включающей изотопы вактивный метаболизм лесных биоценозов. Она составляет около 1 года длялиственных и около 3 – 5 лет для хвойных лесов. Основную часть радионуклидовзабирает мелкая корневая система, расположенная на глубине до 15 см ивыполняющая основную роль в обеспечении минерального питания леса. Наиболееактивно здесь захватывается 90Sr, накапливающийся впоследующем в стволах и крупных ветвях деревьев. Цезиевый метаболизм более динамичен.Изотоп включается листву, формируя в последующем основную активность листовогоопада. В целом круговорот радионуклидов представляет многократно повторяющийсяциклический процесс, стабилизирующийся спустя 4 – 5 лет в лиственных и 10 – 12– в хвойных лесах после загрязнения среды. Основная часть радионуклидов накапливаетсяв лесной подстилке, являющейся кумулятором радиоактивного загрязнения леса. Изнедревесных продуктов леса наиболее опасно лекарственное сырье, как, впрочем,ягоды и грибы. Особое внимание уделяется пожароопасности радиоактивных лесов всвязи с высоким риском массивного повторного загрязнения среды от сгораниялесных массивов
Наибольшейрадиоактивностью обладает березовая древесина, причем распределение внутриствола (от периферии к центру) равномерное, без существенных различийрадиоактивности годичных колец. Радиоактивность же сосны при одинаковомсодержании радионуклидов в лесных почвах в 2,5 раза ниже. Распределениеизлучателей внутри ствола неравномерно, в периферических годичных кольцах выше,чем в ядре, в 2 – 3 раза. Накопление радиоактивности другими видами идет вубывающем порядке: береза, дуб, осина, ольха, сосна.
Лесопосевныеработы проводятся на радиоактивных территориях с целью стабилизации почв,почвенного радиационного метаболизма и тем самым предупреждениятруднопредсказуемой миграции. Проводится частая посадка смешанного типа сиспользованием биологически устойчивых древесных и кустарниковых пород сзапретом на дальнейшее использование их продукции. Особое значение такие работыприобретают около водоемов, т. к. при проточном функционировании некоторыхиз них радионуклиды могут вынестись за пределы площади основного поражения. Ктому же это предупредит источник высокой радиоактивности непроточных водоемов(кроме обязательного здесь повышенного содержания растворенного радона ирадионуклидов от непосредственных радиоактивных выпадений на поверхность водоемов).Это есть – постоянные стоки дождевых вод, вымывающие радионуклиды иззагрязненных почв побережья водоемов и особенно почв без проведения биологическойфиксации радионуклидов и высадки быстрорастущей многолетней растительности.
Для сниженияи предупреждения накопления радиоактивности продуктов водоемов необходимообязательное высеивание многолетних трав, мелкого кустарника на побережьяхрадиационно-опасных водоемов рыбных хозяйств.
Дляпостроения объективных представлений о процессах в экосистемах, вызванныхвнесением в состав среды, многоуровневые звенья ее метаболизма экологическиновейших, биологически активных в крайне незначительных микроколичествахфакторов требует постоянного многоуровневого мониторинга, регистрирующегодинамику радио-, токсико-, стрессорногенных процессов. именно такой, «биосферный»(по Н, В. Тимофееву-Ресовскому) подход к решению проблемы и может датьобъективное представление о характере, направленности реакций, сделаетвозможными их прогноз, выработку стратегии профилактики последствийрадиоактивного загрязнения среды.
3. Экологическиеаспекты экономики атомной промышленности
3.1 Общаяситуация и тарифы
В предыдущихглавах были рассмотрены вопросы миграции радиоактивных изотопов 90Sr и 137Cs в различных средахобитания. Все они являются основными элементами техногенного происхождения.Снизить их удельную радиоактивность путем исключения из метаболизма вполневозможно. Однако это предполагает довольно большие капиталовложения []. И всвязи с этим возникает вопрос, а стоит ли действительно тех затрат дальнейшееэкстенсивное развитие атомной энергетики и предприятий ядерно-топливного циклаиз-за тех потенциальных угроз на здоровье населения? Детальной информации поданному направлению нет. По независимым источникам, в России опять сложиласьатмосфера закрытости над подобного рода вопросами. Такая ситуация имеет корниеще из совсем недавних «застойных» годов XX столетия. В современнойРоссии традиции секретности были несколько ослаблены после Чернобыльскойкатастрофы, приведшей к возникновению и развитию экологической гласности. Нопосле распада СССР, когда в Россию начали поступать очень большие средства нацели снижения ядерной и радиационной опасности объектов атомной промышленности,закрытость информации экологического и финансового характера вновь сталаспособом ограниченного доступа экспертов к достоверным цифрам и фактам. Теперьсекретность позволяет скрывать источники направления финансовых потоков, какзарубежной помощи, так и бюджетных средств. Поэтому можно сказать, чтоофициальными сведениями относительно экономической деятельности (равно как иэкологическое страхование) Минатома, автор располагает в ограниченном объеме.
Между тем,атомная энергетика является тем отростком на огромном организме ядерного ВПК,который мог развиваться лишь в период безграничного финансирования со стороныгосударства. После того как закончатся запасы делящихся материалов, накопленныеза годы «холодной войны», эта отрасль энергетики обречена на умирание, т. к.она не может противостоять в конкурентной борьбе другим способам производстваэлектроэнергии. Почему? Проследим расходы, влияющие нас себестоимость энергии,и необходимые для её производства:
· Добычаэнергоносителя;
· Переработка,обогащение и транспортировка энергоносителя;
· Строительствоэлектростанций;
· Улавливаниевыбросов и утилизация отходов;
· Страхованиетехногенных рисков;
· Ремонтоборудования;
· Отчисленияв амортизационный фонд;
· Зарплатаработникам и некоторые другие расходы.
При этомнельзя забывать и о долгосрочных удорожающих факторах:
Ø Истощениезапасов дешевых урановых руд;
Ø Уменьшениевоенных запасов урана за счет его продажи;
Ø Устареваниеи размещение инфраструктуры;
Ø Необходимостьпроведения дорогостоящих научно-исследовательских и конструкторских работ,связанных с предполагаемым переходом к так называемой возобновляемой атомнойэнергетике на основе плутониевого топлива;
Ø Отложенныепроблемы, связанные с дорогостоящим хранением и еще более дорогостоящейутилизацией ОЯТ, урана и плутония;
Ø Необходимостьстрахования ядерных рисков на уровне требований международных конвенций;
Ø Необходимостьповышения физической защиты предприятий ЯТЦ в связи с возникновением новыхугроз – в первую очередь связанных с ядерным терроризмом;
Ø Необходимостьюреабилитации загрязненных радиоактивностью территорий и компенсации ужепострадавшему в результате деятельности атомной промышленности населению;
Ø Накоплениеотчислений, необходимых для снятия с эксплуатации атомных объектов послевыработки ресурса и для создания новых производящих мощностей (или дляликвидации последствий их производственной активности).
На самом делетариф на атомную электроэнергию оказывается ниже себестоимости, что не мешаетруководству Минатома торопится с началом строительства как можно большего числановых энергоблоков АЭС. Причина такой спешки, по мнению независимых экспертов,в том, что через 10 лет, когда запасы дешевого уранового сырья приблизятся кисчерпанию, обосновать экономическую целесообразность строительства новых АЭСбудет еще сложнее, чем сейчас. А раз так, то на население, на среду обитаниянакладывается дополнительный риск техногенных аварий, связанных с их эксплуатацией.
Но прежде чемделать выводы о строительстве новых АЭС, рассмотрим проблемы, связанные снепосредственной эксплуатацией предприятий атомной промышленности.
3.2 Обращениес радиоактивными отходами
На заресоздания атомной промышленности конструкторы мечтали о замкнутом циклеобращения с радиоактивными материалами. Особых оснований к оптимизму не былоуже тогда: наиболее дальновидные руководители атомной науки и промышленностиеще в начале 1950-х годов предостерегали от беспочвенной атомной эйфории [].После более детальных проработок стало ясно, что стоимость замкнутоготопливного цикла не позволяет сделать атомную энергетику рентабельной. Врезультате встал вопрос о поиске достаточно безопасных способов хранения РАО иОЯТ, который до сих пор не решен ни в одной стране мира.
Пока основноеколичество радиоактивных отходов в ОЯТ размещается на временное хранение вплохо приспособленных для этого условиях. Поскольку процесс хранения ипереработки РАО и ОЯТ является наиболее дорогостоящей частью ядерноготопливного цикла, у руководства Минатома и «Росэнергоатома» есть возможностьговорить о снижении себестоимости атомной энергии за счет текущей недооплатыуслуг по обращению с радиоактивными материалами. Такое положение ведет кзначительному снижению уровня физической защиты ядерных объектов. Этот факт былпризнан министром по атомной энергии А.Ю. Румянцевым на заседании Госдумы5 марта 2003 года []. Что касается услуг по переработке ОЯТ, то она происходитпри порядочном занижении стоимости за счет недовыполнения мероприятий,связанных с поддержанием ядерной и радиационной безопасности на уровнемеждународных требований [Bellona].
3.3 Выводиз эксплуатации и демонтаж АЭС
Срок службыреакторов АЭС установлен в пределах 30 – 40 лет, после чего они должны бытьостановлены, выведены из эксплуатации, разобраны, а территория рекультивировнадо состояния «зеленой лужайки». В России к 2020 году из эксплуатации должныбыть выведены энергетические реакторы общей мощностью около 6,8 ГВт. [].Причем, чем дольше работает реактор, тем больше потребуется средств на егоутилизацию. Это связано с тем, что длительная эксплуатация реакторов приводит кнакоплению дефектов графитовых кладок (растрескивание, усадка и распуханиеблоков, искривление колонн). Просто разобрать графит нельзя, т. к. нетэкологически безопасной технологии по обращению с реакторным графитом. Крометого, происходит диспергирование («въедание») ядерного топлива в графитовуюкладку, и в графите находится значительное количество топлива, которое надо ещеопределить. Усадка и распухание приводит к трудностям технологии демонтажа.Разработанные проекты по выводу из эксплуатации промышленных реакторов имеютсущественные недостатки, в т.ч. в части контроля за безопасностью ихконструкций, распространением радиоактивности в окружающую среду, оптимизациейдозовых нагрузок на персонал. В то же время, в соответствии с постановлениемправительства РФ №68 от 30 января 2002 года «Об утверждении правил отчисленияэксплуатирующими организациями средств для формирования резервов,предназначенных для обеспечения безопасности АЭС на всех стадиях их жизненногоцикла и развития», величина отчислений на демонтаж АЭС не должна превышать 1,3%от выручки концерна «Росэнергоатом». Кстати, по данным проверки Счетной палаты(2002), соответствующий фонд создан не был, и отчисления на демонтаж АЭС непроизводятся. [].
3.4Социальные льготы вблизи АЭС
В странах,где атомная энергетика развивалась хотя и при государственной поддержке, но накоммерческой основе, давно практиковались разнообразные льготы населению,проживающему вблизи АЭС. Целью этих льгот было приобретение сторонников атомнойэнергетики среди жителей прилегающих территорий, на которую согласно расчетам,приходилось наибольшее загрязнение как в случае радиационной катастрофы, так ипри штатной эксплуатации энергоблоков. В России такие льготы были законодательнозакреплены только через шесть лет после Чернобыльской катастрофы. Всоответствии с постановлением правительства РФ №763 от 15 октября 1992 года вкачестве экономических стимулов для регионов, где намечено строительство новыхАЭС, предполагается «…включать в сметы на строительство новых и расширениедействующих атомных станций затраты на сооружение в определяемых проекте зонахвокруг этих станций объектов социальной сферы для населения, проживающего вданных зонах, в размере до 10% капитальных вложений, выделяемых настроительство объектов производственного назначения…». []. На тех немногихобъектах атомной энергетики, которые строятся в последнее время, этопостановление не выполняется. Скажем, при строительстве Волгодонской АЭС врезультате сворачивания программ социального строительства только в 2001 году «Росэнергоатом»не выполнил обязательств в сфере социального строительства на сумму 233 млн.руб. [].
3.5Страхование ядерных рисков
Посколькуобъекты атомной промышленности несут значительный риск для окружающей среды издоровья граждан, практически во всех государствах-членах ядерного клубапрактикуется страхование ответственности оператора АЭС. Вся деятельность в этойсфере регулируется несколькими международными документами, основными средикоторых являются Парижская Конвенция об ответственности в отношении третьих лицв области ядерной энергии от 1960 года и Венская конвенция о гражданской ответственностиза ядерный ущерб от 1963 г. (с дополнениями от 1997 г.). Начиная с1997 года, страхование АЭС в России производится, но на льготных условиях:сумма максимального страхового покрытия составляет 100 млн. руб. на каждыйэнергоблок. В ближайшем будущем предполагается увеличить эту сумму в 9 раз – до900 млн. рублей на три страховых случая в год (первый – с пределомответственности страховщика 500 млн. рублей, второй – 300 млн., и третий – 100млн. рублей) []. Это ложится дополнительным бременем на себестоимость атомногокиловатта. Сведения о том, что эти расходы включены в тариф, найти не удалось.Значит, это должно ещё произойти [].
3.6Экономика вывода из эксплуатации объектов атомной промышленности. Стоимостьреабилитации загрязненных территорий
Проблемавывода из эксплуатации ядерных объектов, реабилитации загрязненныхрадиоактивностью территорий и экономическая сторона этих процессов донастоящего времени не стали предметом обсуждения специалистов. По всейвидимости, это связано с отмеченным бывшими руководителями атомной отраслиотсутствием опытных экономистов в системе Минатома. Однако поиск объективныхданных по экономике вывода из эксплуатации российских ядерных объектов иреабилитации загрязненных радиоактивностью территорий до настоящего временикрайне затруднителен. И поэтому в рамках данного исследования автор вынужденопираться на немногочисленные опубликованные данные и единственную достаточноподробную экспертную оценку затрат, необходимых для решения первоочередныхпроблем в этой сфере. В 2001 году специалистами Управления по снятию сэксплуатации ядерных объектов Минатома России была подготовлена справка, вкоторой перечислены объекты в 40 регионах РФ, срочно требующие денег наутилизацию, рекультивации загрязненных в процессе деятельности атомной промышленноститерриторий и объектов, захоронение радиоактивных отходов и т.д. Общая стоимостьпредполагаемых мероприятий составляет 5,81 млрд. долл. Рассмотрим этотсписок для Волгоградской области и соседних с ней регионов:Регион Размер необходимого финансирования, $ Основание Астраханская область 11 млн.
* консервация и ликвидация подземных емкостей, созданных мирными ядерными взрывами (15 взрывов)
*дезактивация оборудования нефтегазодобычи, загрязненного природными радионуклидами и захоронения образующихся при этом РАО. Волгоградская область 2 млн. Модернизация объектов производственной инфраструктуры специального комбината «Радон», занимающегося размещением и временным хранением радиоактивных отходов. Саратовская область 2 млн. то же Ростовская область 1 млн. то же
Присоставлении этой справки остались неучтенными затраты, необходимые для всехсубъектов РФ на следующие работы:
Þ утилизацияи захоронение отработавших источников ионизирующего излучения (ИИИ);
Þ водиз эксплуатации и утилизация радиоизотопных термоэлектрогенераторов (РИТЭГ);
Þ созданиерегиональных хранилищ для захоронения РАО.
Эти средствапредполагается получить в рамках программы «Глобальное партнерство» сзарубежных спонсоров, стран «Большой восьмерки». До этого времени финансоваяпомощь направлялась на цели снижения опасности, исходящей от российскогоядерного оружия и объектов атомной электроэнергетики. На цели экологическойбезопасности средства от международной помощи практически не направлялись.
3.7Радиационная обстановка Волгоградской области за 2003 год
Комитетомприродных ресурсов и охраны ОС Администрации Волгоградской области былаобеспечена деятельность информационно-аналитического центра по обработке ипередачи информации по учету и контролю РВ и РАО образующихся на территорииобласти. Представленная информация свидетельствует, что в области используютсязакрытые радионуклидные источники в 29 организациях, открытые – в 3-х и 2организации работают – как с РВ в открытом виде, так и с закрытыми источниками.
Четыреорганизации захоронили имеющие у них источники и прекратили деятельность с ихиспользованием (Медсанчасть ОАО «ВГТЗ», ОАО «Сибур-Волжский», ЗАО«СМТ «Волгоградстройгаз», ВМУ ЗАО «Металлургпрокатмонтаж», у которого осталисьтолько радиационные: головки с защитой из обедненного урана). Одна организацияначала в 2003 г. работы с закрытыми радиоактивными источниками – ОАОВолгоградская фирма «Нефтезаводмонтаж». В настоящее время в РИАЦ Волгоградскойобласти состоят на учете 35 организаций. Всего в 2003 г. на территорииобласти находилось в обращении РВ суммарной активностью 1,124+15Бк
По состояниюна 09.03.04 г. на территории области осталось:
· открытыхрадиоактивных источников суммарной активностью – 3,134+13 Бк
· закрытыхрадионуклидных источников 1034 шт. суммарной активностью – 9,09+14 Бк, в томчисле альфа-источников 167 шт. активностью 1,01+12 Бк (все организации г. Волгограда)и бета-источников, активностью 1,01+15 Бк (667 шт. в г. Волгограде), атакже заявлено о наличии 54 радиационных головок и блоков источников с защитойиз обедненного урана. В городах области находится 159 ЗРИ, суммарнойактивностью 4,88+14 Бк, из которых 13 изделий из обедненного урана. Основныерадионуклиды: иридий-192, цезий-137, ко-бальт-60, никель-63, тритий, криптон-85,углерод-14, хлор-36, радий-226, плутоний-239, америций-241.
Захороненорадиоактивных отходов активностью 2,528+13 Бк. Требуют захоронения твердые РАОобщей активностью 1,58+14 Бк в количестве 57 шт. В декабре 2003 года (ОАО «Химпром»)захоронены твердые РАО общей активностью 4,3+12 Бк в количестве 249 шт. Внастоящее время на предприятии используются 214 ЗРИ с истекшим срокомэксплуатации. План-график замены отработавших ЗРИ и их захоронения находится насогласовании в г. Москве. Долговременное хранение (захоронение) РАОосуществляет ФГУП «Волгоградский специализированный комбинат «Радон».
В целяхреализации поставленных задач в сфере экологической и радиационной безопасностипод руководством Комитета специалистами ЗАО «Титан-Изотоп» проведенрадиационное обследование территории Урюпинского и Чернышковского районов,граничащих с потенциально радиационно-опасными объектами (Нововоронежская,Волгодонская АЭС). Результаты измерений МЭД обследованных территорий составляют0,05–0,11мкЗв/ч и являются радиационно-безопасными, так как они ниже уровнявмешательства (по НРБ-99, приложение 5). Удельная активность проб по природнымрадионуклидам Калий-40, Радий-226, Торий-232 находилась на уровне значений, непревышающих удельную активность радиационно-чистых участков (в пределахпогрешности измерений). При радиационном обследовании территорий и объектовУрюпинского и Чернышковского; районов в отдельных пробах обнаружены следытехногенного радионуклида 137Сs. Сравнение измеренных значенийудельных активностей этого радионуклида в пробах с результатами радиационногообследования, проведенного ранее (1996 г.), свидетельствует об ихсоответствии. Таким образом, причиной наличия радионуклида Цезий-137 являетсяне начало деятельности Волгодонской АЭС (2001), а вероятно другие причины(возможно, катастрофа на ЧАЭС). Радиоактивных загрязнений связанных с работойВолгодонской АЭС при дозиметрических измерениях на территории обследованныхрайонов и спектрометрических измерениях проб (грунта, ила, воды и донныхотложений) не обнаружено. При радиационном обследовании учебных заведенийвышеуказанных районов выявлены приборы, содержащие радиоактивные вещества (камеранаблюдения путей альфа-частиц, вольтметр с радиоактивным покрытием шкалы).Обнаруженные приборы изъяты и транспортированы на предприятия ЗАО«Титан-Изотоп», где были помещены в хранилище РВ для последующей подготовки ихк захоронению на СК «Радон». Кроме того, специалистами ЗАО «Титан-Изотоп»завершены дезактивационные работы на участках местности, загрязненныхрадиоактивными веществами на полигоне ТБО ЗАО «СКАРАБЕЙ» в Дзержинском районе г. Волгоградаобнаруженных в мае 2002 г.
При участиизаинтересованных организаций (Главного управления ГО и ЧС АдминистрацииВолгоградской области, ГУПР и ООС МПР России по Волгоградской области, ЦГСЭН,Волгоградского областного центра по гидрометеорологии и мониторингу окружающейсреды, Научно-внедренческого предприятия РСА) под руководством Комитетазавершены работы по монтажу и пуску в эксплуатацию второго фрагментаавтоматизированной системы контроля радиационной обстановки на территорииВолгоградской области (Волго-АСКРО). В настоящее время на территории областифункционируют 11 постов автоматизированного контроля за радиационнойобстановкой (РО), контролирующих следующие параметры: радиационный фонместности, температуру, скорость и направление ветра, влажность воздуха. Даннаяинформация поступает специалистам Комитета согласно план-графика.
Совместно сВолгоградской таможней был разработан в реализован комплекс мероприятий поусилению радиационного контроля за грузами, поступающими на таможенные постыВолгоградской области.
За отчетныйпериод также выполнен гамма – спектрометрический анализ образцов продукции рядапредприятий области. В целом, анализ существующей ситуации позволяет оценитьрадиационную обстановку в Волгоградской области как удовлетворительную.
Заключение
Основнымидолгоживущими радионуклидами антропогенного (ядерно-энергетического)происхождения являются стронций-90 (90Sr), цезий-137 (137Cs) и плутоний (239Pu, 240Pu). Скоростьрадиоактивного распада этих излучателей ниже сложившейся скорости накопления всреде, что ставит их в разряд постоянных факторов экосистем. Накапливаются впочве, и по достижении труднопредсказуемого предела, могут привести к резкимнарушениям экосистемного гомеостаза с последующим ростом патологических реакций(из-за нехарактерных количеств). 90Sr и 137Cs являются основнымиизлучателями в почвенной среде. Различают горизонтальную и вертикальнуюмиграцию этих элементов. Горизонтальная характерна для свежевыпавшихрадионуклидов, до включения в звенья почвенного метаболизма, и скорость еезависит от рельефа местности и выпадения осадков. Вертикальная зависит отрадиационной емкости почв (ее сорбционной емкости, химических свойств,определяющих скорость образования нерастворимых соединений с радиоизотопами,биологической поглотительной способности, скорости включения в составмикрофлоры и дальнейшие звенья обмена). Наибольшей радиационной емкостьюобладает чернозем, почва лесной подстилки, наиболее выраженной пол отношению ккалиевому аналогу почвенного метаболизма цезия. Стронций, калиевый аналогобмена, плохо захватывается живой (активной) компонентной почв и значительнобыстрее мигрирует в глубоколежащие слои.