Глава 4.

РАДИОАКТИВНЫЕ ВЕЩЕСТВА В ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЕ

4.1. Естественные радиоактивные элементы

4.2. Искусственные радиоактивные элементы

4.3. "Горячие частицы"

4.1. Естественные радиоактивные элементы

        Источниками радиоактивного загрязнения объектов окружающей среды естественными радиоактивными элементами могут быть природные образования (месторождения радиоактивных и некоторых других полезных ископаемых, горные породы, содержащие естественные радиоактивные элементы в повышенных количествах, природные воды, в т.ч. в нефтедобывающих районах Западной Сибири, с высокими содержаниями урана и продуктов его распада - радона, радия), а так же промышленные предприятия, ведущие добычу и глубокую переработку урановых и некоторых других типов руд; ГРЭС и ТЭЦ, работающие на некоторых типах углей, горючих сланцев, торфов.

        Примерами регионов с высокими содержаниями естественных радиоактивных элементов на земном шаре могут служить пляжные пески штата Керала (Индия), которые в специальной литературе получили название месторождений монацитовых песков Траванкор, моноцитосодержащие почвы провинции Гуангдонг (Китай), а так же район Пасус - де – Кальдес, провинции Минас-Жейрас (Бразилия) и некоторые другие участки нашей планеты, но с этими объектами повышенной естественной радиоактивности человек встречается крайне редко. В этих районах мощность экспозиционной дозы гамма - излучения достигает многих сотен и первых тысяч мкР/ч. Так, средняя экспозиционная доза гамма - излучения в районе пляжных песков в штате Керала около 150 мкР/ч, а в провинции Гуангонг МЭД составляет 3,3 мГр/год (Eisenbud Gesell, 1997). Высокие содержания естественных радиоактивных элементов в некото­рых типах горных пород (табл. 4.1) обуславливают повышенный радиационный фон гамма - излучения в некоторых регионах и странах, например, Франции, Украине, Швеции и др.

        В. М. Гавшин (1996), рассматривая природу формирования радиационных аномалий в осадочных породах, отмечает, что в возникновении аномалий радиоактивности в <осадочных толщах исключительную роль играет органическое вещество и в особенности -гуминовые кислоты и близкие к ним по составу и структуре соединения, образующиеся при разложении лигнинно - целлюлозного материала наземной растительности или белково-углеводного морского планктона.

        Именно такого рода образования и обуславливают естественные породные радиационные аномалии с дозовыми нагрузками больше 100 нГр/ч (табл. 4.2), по сравнению с терригенными породами, формирующимися в крупных осадочных бассейнах (табл. 4.3). Вторым по значению агентом, вовлекающим уран в осадочные толщи из природных вод, является фосфат кальция (карбонатфторапатит). Обогащённость ураном фосфоритов широко известна по множеству публикаций.

        Менее значительные аномалии радиоактивности в осадочных толщах связаны с бокситами, несколько обогащёнными и ураном, и торием; калийными солями, в которых полностью определяется калием; некоторыми цеолитами, а также с такими образованиями как ториеносные битумы в песчаниках нефтеносных толщ или с концентрациями радия в травертинах.

        Следует отметить, что у некоторых животных и растений, обитающих на этих территориях , в различных их органах происходит накопление естественных радионуклидов. Так, доктор Войс на совещании в г. Гомель (1990 г.) сообщал, что от крыс и растений района Пасус-де-Кальдес, провинция Минас-Жейрас (Бразилия), получаются контрастные радиографические отпечатки на фоточувствительных материалов как от растений (рис. 4.1.), так и мелких животных.

        Исследование уровня накопления продуктов распада урана - радия - 226 в костях человека отчётливо показывает на значительное содержание радия в костях из регионов, где распространены высокорадиоактивные породы (табл. 4.4), либо содержатся его высокие концентрации в водах.

        В результате распада урана в почвенном воздухе этих районов, а так же в зданиях происходит интенсивное накопление радиоактивного газа без запаха и цвета - РАДОНА, основного радиационно - опасного фактора, сильно воздействующего на организм человека.

        Проблема радонового загрязнения атмосферы - одна из самых важных в оценке среды обитания человека. На данной проблеме остановимся особо в главе 5.

        Использование природных материалов (щебень гранита, квасцы, фосфориты и т.д.), содержащих высокие концентрации естественных радионуклидов, в качестве строительных материалов, наполнителей бетонов, фосфогипсов, шлаков и т.д. также приведет к увеличению мощности экспозиционной дозы гамма-излучения внутри сооружений, а также будет основной причиной накопления радона в помещениях.

        Такие случаи на сегодняшний день установлены многократно. Так, в г. Омске в качестве наполнителя бетона использовался гранитный щебень, добываемый из Макинского гранитного массива (Северный Казахстан), который, по нашим данным, содержит 7-20 г/т урана и 30-60 г/т тория. В результате этого в зданиях были превышены нормативы по мощности гамма-излучения (фон местности + фон помещения > 33 мкР/ч «Временные критерии для принятия решений и организации контроля. Ограничение облучения насе­ления от природных источников ионизирующего излучения»), что потребовало принятия специальных мер.

        Использование торийсодержащего монацитового песка на станции Костоусово (Екатеринбургская область) для строительства жилых зданий (фундамент, штукатурка, кирпичная кладка, отсылка чердаков и т.д.) привело к радиационному загрязнению зданий, в которых мощность дозы гамма - излучения достигала 150 мкР/ч (Ярмошенко и др., 1996)

        В районном центре с. Молчанове Томской области были использованы для отсыпки улиц шлаки с металлургического комбината г. Новокузнецка. , в результате чего радиационный фон (9-10 мкР/ч) был повышен в 2,5 - 3 раза, что вызвало определенное беспокойство населения, хотя дополнительная радиационная нагрузка от этого была незначительна (ниже рекомендуемых критериев).

        Общеизвестны случаи, когда в Казахстане, Забайкалье и др. областях в качестве материалов для отсыпки дорог, дворов, детских и спортивных площадок и т.д. использовались отвалы некондиционных урановых руд, что привело к значительному изменению радиационного фона. (Для ориентировочного расчета можно считать, что масса руды с содержанием урана, при его равновесии с радием, 0,01 % дает мощность экспозиционной дозы гамма- излучения около 110 мкР/ч ).

        Так, в посёлке Октябрьский Читинской области использование горной массы с урановорудных отработок в качестве строительного материала привело к тому, что МЭД в жилой части посёлка составила 150 - 3000 мкР/ч (Непомнящих и др., 1996).

        Ветровой разнос урановой рудной пыли способствует увеличению концентрации урана в аэрозольных фракциях. Особая опасность от этого вида радиационного загрязне<ния заключается в том, что уран и многие продукты его распада являются альфа - излучателями, а альфа - излучение, как правило, при обследовании радиационной обстановки не измеряется. Для его измерения необходима специальная аппаратура и специальные методы исследования, в т.ч. метод радиографического анализа. Опасность этого пылевого фактора в ухудшении радиационной обстановки хорошо показана Берзиной И.Г. с сотрудниками (1993).

        При использовании минеральных удобрений может возникнуть радиационно-опасный фактор в виде внешнего гамма- и бета- излучения и пылевого аэрозоля. Это каса­ется тех случаев, когда ведутся работы с хлористым калием, в котором, в силу естественных причин, находится радиоактивный изотоп калий-40, на долю которого приходится <около 0,012% от всего количества калия. Присутствие калия на складах в больших массах (1 м³ и более) создает мощность экспозиционной дозы гамма-излучения - 60 - 80 мкР/ч. Это не представляется серьезным радиационным фактором (в силу кратковременности контакта с веществом), хотя 60 мкР/час уже та мощность экспозиционной дозы гамма-излучения, которая требует контроля и является профессиональной нормой, так как за год она сформирует поглощённую дозу 0,5 бэр (табл. 2.3), что является предельным для населения, не связанного с профессиональной работой с радиоактивным излучением. В отдельных случаях опасная радиационная обстановка может создаваться при использовании фосфатных удобрений, изготовленных с нарушением технологии их получения (неполное извлечение урана и радия в процессе получения удобрений приводит к тому, что мощность экспозиционной дозы гамма-излучения от них будет более 100 мкР/ч (100 мкБэр/ч)), что может создать поглощённую дозу около 0,9 Бэр/год.

        Радиационное загрязнение природной среды и возникновение опасной радиационной обстановки может быть связано с присутствием естественных радиоактивных элементов (уран, торий, калий) и продуктов их распада в технических, пресных питьевых и минеральных водах, рассолах нефтегазоносных районов и т.д.

        Так, известны источники с высокой радиоактивностью, обусловленные присутствием калия-40.К ним могут быть отнесены источники: Керкитагское (Туркмения) - 2300 пКи/л; Тыретское (Иркутская область) -7200 пКи/л (266 Бк/л).

        К источникам с высокой концентрацией радона могут быть отнесены Ямкун (Забайкалье) - 94 нКи/л; Исти-Су -18 (Закавказье) - 264 нКи/л; Белокуриха (Алтай) - 13 нКи/л и др.

        Высокая концентрация радия в воде известна в Ухтинском нефтегазоносном районе (до 7840 пКи/л), в Западно-Сибирской газоносной провинции (до 1000 пКи/л) и др.

        Разливы таких вод приводят к загрязнению больших площадей, на которых экспозиционная доза гамма-излучения может превышать 8000 мкР/ч.

        Так, по данным Крапивинского Е.И. (1995), в районе г. Ухта, где до 1956 года действовал завод по извлечению радия из пластовых вод нефтепромыслов (Кузнецов и др.,1957), установлено свыше 700 очагов радиоактивного загрязнения, приуроченных к местонахождениям чанов, стыков водоводов, буровым скважинам. При этом содержания радия превышают на 1 - 3 порядка уровень фона. Загрязнённые почвы объёмом более 1000 м³ требуют дезактивации.

        Близкая к этой ситуация сложилась на Ставропольском нефтяном месторождении (Хрисанфов,1995, Поляков, 1996), в пластовых водах которого концентрация радия (226 + 228) составляет 74 Бк/дм . При движении вод по трубам, происходит его отложение на поверхности труб, днищах ёмкостей и т.д. Удельная активность твёрдых осадков от Rа - 226 и 228 составляет соответственно 109 и 89,6 кБк/кг, что создаёт экспозиционную дозу гамма - излучения на уровне от 3 до 20 мГр/ч (~ 300 000 - 2 000 000 мкР/ч). Доза, получаемая персоналом в течение года, соответственно составит 6,6 и 44 мЗв, что превышает предел годовой дозы для категории Б ( 5 мЗв).

        Технологическое оборудование (трубы и т. д.) может иметь активность от 1000 до 35000 кБк, а МЭД до 4700 мкР/ч и согласно НРБ 76/87 должно относится к категории радиоактивных отходов (Поляков, 1996).Схема распределения радиоактивности на нефтепромыслах Ставропольского края показана на рис. 4.2. (Схема распределения радиоактивности в технологическом цикле и ее выход в ОС (оценка 1992 г.), ГБк/год (по Полякову В.И., 1996))

        По мнению Хрисанфова Ю.В. (1995) твёрдые осадки высохших полей фильтрации будут представлять серьёзную угрозу для проживающего населения после завершения отработки месторождения.

        Аналогичная ситуация существует в США (штат Луизиана и др.), на нефтепромыслах, где нефте - водяная смесь, поступающая на поверхность, в 5 - 20 раз более радиоактивна, чем вода сбрасываемая с АЭС.

        Известны подземные и поверхностные воды с высокими содержаниями урана. Так, на участках с урановой минерализацией его концентрация может достигать n*10^-5 - n*10^-2г/л.

        В ряде источников водоснабжения в Томской области концентрации урана достигают 7 - 8*10⁶, а в некоторых случаях и 10^-5 г/л. Уровни накопления урана в водах Западной Сибири, по данным В.А. Зуева (1996), приведены в таблице 4.5.

        В грунтовых водах засушливых степных районов Западной Сибири содержания урана достигают 10^-6 – 10^-5 г/л.

        В этом случае уран, растворенный в воде, выступает не столько в качестве радиационно опасного фактора, создающего внутреннее облучение организма, но и как тяжё<лый металл - химически вредный компонент. Общеизвестно, что данный элемент и его соединения характеризуются политропным действием на органы и системы человека, особенно, почки, и, не случайно, уран иногда называют «почечным ядом».

        Как правило, источником урана в поземной воде являются породы и руды с повышенным содержанием урана. Для Томской области это могут быть бурые угли и лигниты, осадочные породы, обогащённые цирконом, монацитом.

        Кроме урана, в таких водах в значительных количествах может находится радий -226, продукт распада урана. Так, по данным Соколикова А.В., в Магаданской области концентрация радия в воде некоторых постоянных водотоков, была столь существенна, что приближалась к ДК_б- Источником этого накопления был массив горных пород с повышенным содержанием урана, находящийся за много десятков километров от места опробования.

        Недоучет данного радиационно опасного фактора, отсутствие информации о концентрациях урана и радия в воде может привести к созданию дискомфортных условий для проживания человека как в виде непосредственного влияния радионуклидов при потреблении воды (отложения в почках, костях и т.д.), так и через создание высоких концентраций радона в помещениях (ванны, кухни и т.д.).

        Естественные радиоактивные элементы, например, высокоактивный продукт распада урана - радий, широко использовались и используются для решения ряда народнохозяйственных задач в виде люминесцирующих красок (соли радия) для циферблатов приборов, для добавок с целью получения красивых окрасок стекол (Богемский хрусталь и т.д.), а также - эталонов для калибровки радиометрической и дозиметрической аппаратуры (1 мг На с фильтром из платины толщиной 0, 5 мм на расстоянии 1 см создает мощность экспозиционной дозы, равную 8, 4 Рентгена/ч).

        Именно этими материалами в большинстве случаев создавалось нарушение радиационного фона в ряде населенных пунктов, на предприятиях, в жилых помещениях. Например, в г. Томске значительная часть установленных аномалий радиоактивного фона была обусловлена находками люминесцирующих светосоставов на основе солей радия (бывшие здания манометрового завода и др.).

        Загрязнение природной среды естественными радионуклидами происходит на этапе добычи и глубокой переработки как радиоактивных, так и не радиоактивных руд. Часть урана может выбрасываться с вентиляционными выбросами, сточными техническими водами, накапливаться в прудах-отстойниках и т.д. Это послужило причиной загрязнения природной среды в Читинской и Свердловской областях, Казахстане, Чукотке и других регионах.

        Примером такого рода загрязнений природной среды является район завода хим-концентратов в г. Новосибирске, что было установлено после проведения радиоэкологической съемки силами ГГП «Березовгеология». Причиной загрязнения соединениями урана и радия явились отходы данного предприятия.

        Повышенным содержанием естественных радиоактивных элементов характеризуются также доменные шлаки, жидкие и твёрдые отходы редкометальной промышленности, термофосфорные шлаки, красные шламы алюминиевого производства и т.д. (Лисаченко, 1995, Цыганков, 1993 и др.).

        Так, Соколиков В.А. (главный специалист по радиоэкологии Госкомэкологии Магаданской области) отмечает, что в процессе гравитационного обогащения оловорудных концентратов на добычных предприятиях Чукотки (п. Красноармейский) радиоактивность достигает 740 кБк/кг, а загрязнённость почв альфа - нуклидами достигала величины от 7,4 до 74 кБк/кг. Этот уровень альфа - активности материалов, согласно ОСП 72/87 и СПОРО - 85 соответствует категории твёрдых радиоактивных отходов (> 7,4 кБк/кг). Тем не менее, работа с этими материалами проводилась без специальных мер радиационной безопасности.

        При этом следует отметить, что сами по себе первичные оловянные руды не содержат высоких концентраций урана и тория. Но микроколичества (< 1%) акцессорных минералов, содержащих повышенные количества урана и тория (циркона, монацита и др.) накапливались, в процессе обогащения руд совместно с минералами олова и обуславливали столь высокую альфа - радиоактивность оловоносного концентрата.

        Аналогичная картина отмечается и при отработке золоторудных и оловорудных россыпных месторождений Якутии, где радиоактивность оловорудных концентратов нередко достигает 200 - 3000 мкР/ч (Чомчоев, 1996).

        Такая же ситуация может сложится и при отработке циркон - ильменитовых песков Западной Сибири (Туганское, Тарское и др.), вольфрамовых руд Калгутинского месторождения в Горном Алтае. Поэтому на такого рода предприятиях должен быть налажен чёткий радиационный контроль.

        Особо следует обратить внимание на загрязнение природной среды естественными радиоактивными элементами (ураном, торием, радием, полонием, изотопами свинца-212, 214, висмутом-214 и др.) в результате сжигании углей на ГРЭС и ТЭЦ. Угли, как природные образования, в тех или иных количествах, содержат естественные радиоактивные элементы (Рихванов и др., 1996 и др.). Их концентрация определяется многими факторами, но прежде всего процессами окисления (Арбузов и др., 2003). На рис. 4.3 приведена типизация углей по содержанию урана и тория. При этом выделяются угли с весьма высокими содержаниями урана (Итатское месторождение и некоторые другие). Эти угли уже по данным показателям не могут быть использованы для сжигания без специальной их подготовки и полного пылеулавливания, не говоря о том, что в этих углях могут содержаться экологически опасные элементы: ртуть, мышьяк, бериллий и т.д.

        Учитывая тот факт, что при сжигании углей происходит концентрирование многих химических компонентов в золе и шлаках (рис. 4.4), нетрудно подсчитать, что одна средней мощности тепловая станция в год будет выбрасывать, при существующих сегодня средствах пылеулавливания, около 3-4 т урана, как химического соединения, в природную среду, вовлекая его в кругооборот, приводя к накоплению в растениях, живых организмах и т.д.

        Поэтому, неслучайно, в г. Томске основной участок с повышенным радиационным фоном фиксируется именно на отвалах ГРЭС-2 (Рихванов и др., 1993), а в твердом остатке снеговых проб в ряде районов города отмечаются концентрации урана до 10 и более г/т. Можно подсчитать, что при общей запыленности 100 тонн на км в год, на этой площади только за 1 год будет сконцентрировано более 1 кг урана. Кроме того, здесь будут присутствовать и полоний-210, и изотопы свинца-212, 214 и другие естественные радионуклиды (табл. 4.6), а также и токсичные химические элементы (табл. 4.7).

        Более подробно эколого-геохимические последствия использования угля, в том числе радиационные, рассмотрены в работах Кизильштейна Л.Я. (2002), Юдовича Я.Э. (2001, 2004), Арбузова С.И. и др. (2000, 2003).

        Расчёты, приведённые Кизельштейном Л.Я. и др. (1995), показывают, что в районе Новочеркасской ГРЭС, сжигающей угли Донбасса, только за счёт газо – аэрозольных выбросов тория - 232 (при среднем содержании тория в угле 7,6 г/т) вокруг ГРЭС образуется поле его концентраций в воздухе в 17 - 284 раза, превышающее допустимый уровень объёмной активности радионуклида в воздухе, а предельные эквивалентные дозы от тория - 232 превышают нормативные показатели в 17-75 раз. И это всё без учёта вклада урана, радия и продуктов их распада.

        Таким образом, мы можем себе отчётливо представить радиоэкологическую опасность от сжигания твёрдого горючего топлива по существующим в России на сегодняшний день технологиям сжигания и улавливания выбросов.

        В регионах должен быть налажен радиационный контроль за качеством завозимого угля на ГРЭС и ТЭЦ.

        Обращает на себя внимание, что некоторые типы углей Подмосковного бассейна, как это показано в работах Игнатова П.А. и др. (1995, 1996), также являются радиоэкологически опасными для использования. По данным Гавшина В.М. (устное сообщение) к аналогичному типу углей могут быть отнесены угли Райчихинского (Дальний Восток), Хоронорского (Забайкалье) и др. месторождений.

        Близкая к этому ситуация может возникнуть и при использовании некоторых типов торфов. Так, например торф Карийского месторождения, который в 1968 - 1971 гг. использовался в топливной смеси для ТЭЦ - 3 г. Кирове - Чепецка содержит промышленно значимые концентрации урана (Кочкин, 1996).

        По нашему глубокому, безопаснее построить 2 атомных, источника энерго-теплоснабжения, чем запустить ТЭЦ, работающую на угле, особенно буром.

        Следует отметить, что естественные радиоэлементы имеют свойство избирательно накапливаться в тех или иных биологических объектах. Например, полоний-210, продукт распада урана, наиболее интенсивно концентрируется в табаке и при курении с табачным дымом поступает в организм курильщика (и не только!), накапливается в тканях и тем самым усугубляет действие табачного дыма, содержащего канцерогенные вещества. Не случайно, специалисты считают табачный дым одним из самых опасных факторов риска заболевания раком (рис. 4.5, табл. 4.8).

        Естественный радиационный фон в любом регионе прежде всего определяется удержаниями естественных радиоактивных элементов: урана, тория, калия и продуктами их распада (радий – 226, радон и др.).

        М.Эйзенбад (1967) со ссылкой на Хуптквиста приводит видоизменённые формулы для расчёта ионизации воздуха над породами и почвами в состав которых входят естественные радиоактивные элементы. Из этих формул достаточно наглядно виден вклад в мощность экспозиционной дозы различных радионуклидов.

D_Ra = 1.84*10¹² S_Ra

D_U = 6.4*10⁶ S_U

D_Th = 3.1*10⁶ S_Th

D_K = 13.3*10² S_K, где D_Ra, D_U и т.д. - мощность дозы в воздухе (рад/год), измеренная над слоем почвы или горной породы, содержащей S_Ra, S_U и т.д. граммов радия, урана и т.д. на грамм породы или почвы.

        В таблице 4.9 показан пример расчёта экспозиционных доз от пород с различным содержанием урана, тория и калия и примерная мощность экспозиционной дозы, которая может быть измерена на поверхности полевым радиометром СРП - 68 - 01 .

        Из вышесказанного следует, что естественный радиационный фон, измеряемый радиометрами и дозиметрами в виде мощности экспозиционной дозы (мкР/ч, нГр/ч), в помещениях также прежде всего определяется видом и типом строительного материала, характеризующегося разным содержанием естественных радиоактивных элементов. Это не касается случаев попадания техногенных радионуклидов в строительные материалы, или загрязнения ими в тех или иных ситуациях.

        По данным Крисюка Э.М. (1989) мощность экспозиционной дозы гамма - излучения в зданиях различных стран мира может составлять от 30 до 172 нГр/ч (табл. 4.10).

        Эти данные хорошо согласуются с данными Перцова Л.А. (1973), приводимыми для зданий Европейской части СССР (табл. 4.11),

        Повышенная мощность экспозиционной дозы гамма - излучения в гг. Выборг и Железноводск обусловлена использованием в строительстве зданий местных горных пород, содержащих повышенные концентрации калия, тория, урана и продуктов их распада (радий - 226 и др.).В этих же зданиях следует ожидать и высокую концентрацию альфа -излучающего радиоактивного газа - радона, хотя не всегда более высокая МЭД свидетельствует о повышенных концентрациях радона. Это объясняется особенностью миграции и накопления урана и продуктов его распада, а так же тем, что МЭД может быть обусловлена высокими концентрациями тория и калия в породах.

        Выполненная в России работа по построению карт радиационных доз естественного гамма - излучения (Высокоостровская и др., 1996) учитывает вклад как от содержания естественных радионуклидов в поверхностных образованиях земной коры, так и от космического излучения, зависящего от абсолютных высот (рис. 4.6).

        Эти исследования показали, что мощность дозы гамма-излучения горных пород и почв различных ландшафтных зон России отличается на порядок (150-2070 мкЗв/год). Расчетная средняя мощность дозы естественного гамма-излучения горных пород России близка к 535 мкЗв/год. При средней высоте над уровнем моря территории - 430 м доза космического излучения для средних широт составляет 323-333 мкЗв/год.

        По величине дозы природного гамма-излучения на территории России выделяются зоны: пониженной (до 600 мкЗв/год), умеренной (600-900 мкЗв/год), повышенной (900-1250 мкЗв/год) и высокой (более 1250 мкЗв/год) природной радиации.

        Зона пониженной радиации располагается в равнинной части севера России (абсолютная высота до 200 м), охватывая тундровые и таежные ландшафты Русской платформы, центральной части Западно-Сибирской плиты и север Сибирской платформы. Низкие значения радиационной дозы обусловлены пониженными содержаниями ЕРЭ в осадочном чехле, метаморфических и магматических породах основного, среднего состава и почвах (глеевые, болотно-подзолистые, болотные). Космическая составляющая дозы не превышает 300 мкЗв/год).

        Зоны умеренной радиации охватывает лесостепные ландшафты Восточно - Европейской равнины, включая южную часть Русской платформы и Урал. В Азиатской части она сопряжена с таежными ландшафтами северной части Алтае-Саянской области и юго-восточной окраиной Сибирской платформы. Фоновое значение дозы природного гамма-излучения объясняется здесь широким развитием осадочных и магматических формаций с кларковыми концентрациями ЕРЭ, распространением дерново-подзолистых, подзолистых и мерзлотно-подзолистых почв, мощность дозы которых превышает 600 мкЗв/год. Космическая составляющая дозы составляет 310-340 мкЗв/год, так как средние абсолютные высоты не превышают 300-500 м. В зоне умеренной радиации проживает около 70% народонаселения России (Высокоостровская и др., 1996).

        Зона повышенной природной радиации сопряжена со степными ландшафтами Предкавказья и горно-таёжными ландшафтами обширных территорий Восточного Забайкалья и Дальнего Востока. Преобладающими высотами здесь являются 1000-1400 м и выше, что создает дозу космического излучения более 400 мкЗв/год. В пределах зоны широко распространены кислые магматические породы с повышенными содержаниями ЕРЭ. Среди почв преобладают лугово-черноземные, каштановые (степная зона), дерново-подзолистые и подзолистые (горно-таежная зона), мощность дозы от которых достигает 800-900 мкЗв/год. Относительно повышенные значения мощности дозы гамма-излучения установлены и в Предкавказье (1100 - 1250 мкЗв/год). Это, как считают специалисты, по-видимому связано с широким развитием в регионе битуминозных повышенно-радиоактивных мезозойских отложений краевого прогиба и радиогеохимических специализированных по урану пород (Высокоостровская и др., 1996).

        Территории с высокими дозовыми нагрузками занимают не более 1.4 % площади России и не образуют единой зоны. Как правило это горные и высокогорные районы южной, юго-восточной и восточной окраин России. Эти территории располагаются на Кавказе, в Горном Алтае, хребтах Акиткан, Становом, Сунтар-Хаята, Патомском, Алданском, Анабарском нагорьях, Витимском плато и Кольском полуострове. Повышенная доза радиации определяется коренными выходами магматических пород ультракислого, щелочного составов и ультраметаморфическими формациями. Заметный вклад в этих районах в интенсивность радиации вносят также дозовые нагрузки космического излучения, так как абсолютные высоты достигают 1500-2000 м и выше.

        В нашем Западно - Сибирском регионе радиационная обстановка также прежде всего определяется естественным фактором.

        Среди природных факторов повышенной радиационной обстановки на территории бассейна р. Обь можно выделить следующие (Рихванов, 1996):

        1. Наличие крупных месторождений ильменит-цирконовых песков и ряда других месторождений, содержащих повышенные концентрации тория, урана, редких земель, а также месторождений радиоактивных руд (левые притоки реки Томи р. Кия и др.).

        2. Распространение гранитоидов с повышенным содержанием урана и тория (белокурихинский, колыванский, чебулинский и другие комплексы).

        3. Наличие высокорадоновых вод в виде минеральных источников и озер.

        4. Развитие некоторых типов угленосных отложений (бурые угли, лигниты и т.д.), содержащих повышенные концентрации радиоактивных элементов (Итатское буроугольное месторождение в Кузбассе, лигниты Томской области и т.д.).

        5. Поступление на поверхность радийсодержащих пластовых вод при отработке нефтяных месторождений.

        6. Повышенные концентрации урана (до 10^-5 –10^-4 г/л) в питьевых водах за счет особенностей их формирования в геологических формациях, специализированных на уран (Зырянский, Бакчарский и др. районы Томской области и т.д.).

        7. Существование крупных золоотвалов ТЭЦ и ГРЭС с повышенными содержаниями естественных радионуклидов, загрязнение природной среды пылеаэрозольными выбросами от сгорания углей.

        8. Отсыпка дорог в населенных пунктах шлаками с повышенным содержанием урана и тория, производимыми на территории, так и привозимыми извне.

        9. Эпизодический завоз на территорию фосфатной муки, минеральных удобрений с высоким содержанием естественных радионуклидов.

        Несанкционированное использование материалов с высокими содержаниями радиоэлементов приводит к общему повышению радиационного фона выше природного (1, 2, 3, 6, 7 факторы); образованию и накоплению радиоактивного газа без запаха и цвета - РАДОНА (1, 2, 3, 4, 6 факторы), являющегося одним из опаснейших канцерогенов в силу того, что он является альфа - излучателем. В ряде случаев, радиоактивные элементы (уран, торий) и сопутствующие им редкие земли, накапливаясь в воде до высоких концентраций, становятся мощными «ЭКОЛОГИЧЕСКИМИ БОМБАМИ» химической природы с замедленным действием (уран, например, является почечным ядом).

        На сегодняшний день на территории Сибири известно достаточно большое число случаев установления зон и площадей высокого радиационного риска, обусловленного природными радиационными факторами.

        В большинстве случаев эти участки могут быть довольно оперативно и с высокой степенью достоверности установлены методами аэрогамма - спектрометрии, автогамма - спектрометрии и т.д.

        Для выполнения этих видов работ в Сибири имеются специализированные высококлассные производственные предприятие «Березовгеология» (г. Новосибирск), «Сосногеология» (г. Иркутск), Норильский филиал ВССГЕИ, центр радиоэкологического мониторинга при государственном центре санэпиднадзора Красноярского края.

        Несколько сложнее обстоит дело с определением альфа -, бета - излучающих компонентов, особенно радона. Разработки последних лет ГГП «Березовгеология» («Омега», РРК - 103 и др.), Радиевого института им. Хлопина (твердотельные детекторы на основе твердотельных материалов) и других организаций позволили оценить в первом приближении картину радоновой опасности в регионе.

        Эффективная эквивалентная доза от всех природных факторов радиационного характера (без учёта радона) за всю жизнь человека на этой территории (за некоторым исключением в отдельных зонах) может быть оценена на уровне 1 - 5 мЗв, что находится на среднем общепланетарном уровне.

        Естественные радиоактивные элементы были, есть и будут в тех или иных количествах во всех природных объектах нашей планеты, во всех геосферных оболочках. Живое вещество эволюционировало и адаптировалось к ионизирующему излучению на протяжении сотен миллионов лет. И, не случайно, что в живом мире существуют организмы, выдерживающие ионизирующую радиацию, соответствующую уровням в эпицентре ядерных взрывов (скорпионы и некоторые другие), а их хитиновый покров является лучшим материалом, защищающим организм от радиации. Существуют многочисленные мнения о том, что радиоактивность была одним из факторов зарождения сложных органических соединений и генетических изменений в живой природе (Неручев, 1982; Кузин, 1991 и др.), а природная бета – активность K⁴⁰ возможно является источником энергии поддерживающей функционирование клетки (Лазаренко и др.).

4.2. Искусственные радиоактивные элементы

        Искусственные радиоактивные элементы являются делом рук человеческих, и о них заговорили в конце 30-х - начале 40-х годов, а точнее, с 1938 года, когда О.Ганн и Г.Штрассман открыли явление деления ядра урана-235 под воздействием тепловых нейтронов, что положило начало развитию ядерных технологий различных направлений и типов.

        Следует отметить, что так называемые искусственные радионуклиды образуются и в природе при взаимодействии нейтронов и протонов космического излучения с ядрами урана, углерода и др., в т.ч. идут процессы с образованием изотопов плутония и других трансурановых элементов. Однако, эти события крайне редки, и концентрация возникающих при этом элементов, осколков и продуктов деления незначительна, и их обнаружение возможно только с использованием высокочувствительной аппаратуры.

        На земном шаре сегодня достоверно установлен и тщательно изучен факт работы природного ядерного реактора, что было выявлено на месторождениях урана Окло, Богомбо (Габон) французскими исследователями в 1972 г. При переработке урановых руд было обращено внимание на весьма низкое содержание изотопов урана-235. Так при переработке 700 т. уранового концентрата дефицит изотопа U²³⁵ составил 200 кг (Naudet Roger, 1975)

        Есть информация о том, что впервые на этот факт обратили внимание советские исследователи. Первоначально высказывалась идея о хищении материала с завода при его переработке, но дальнейшее расследование этого обстоятельства, показало, что этот факт имеет естественную природу. В мировой терминологии появилось выражение «феномен Окло», т.к. это явление было характерно только для богатых урановых руд этого объекта, несмотря на то, что были изучены все известные типы урановых месторождений. Во всех из них, за исключением Окло, в изотопной смеси природного урана, на долю U²³⁵' приходилось от 0.7106 до 0.7108% (Cowan Geore е.а., 1976), что соответствовало стандарту.

        Исследование изотопного состава уранового сырья («желтого кека», представляющего собой закись-окись урана и, получаемого из него гексафторида урана), показало на существенное нарушение его изотопного состава. Природное отношение, являющееся строгой физической величиной, составляет для U²³⁸/U²³⁵ 137.8 и 0,725 для U²³⁵/U²³⁸, тогда как в рудах месторождений Окло и Богомбо оно колебалось от 136.5 до 203.1 и от 0.7 до 0.4 соответственно. На рисунке 4.7. показано распределение суммарного содержания урана (%) и отношение изотопов U²³⁵ и U²³⁸ в рудном теле месторождения Богомбо.

        Это могло произойти только в условиях протекания цепной ядерной реакции, которая происходит в управляемых ядерных реакторах и при взрыве атомной бомбы. Дальнейшее изучение изотопного состава (табл. 4.12) и сопоставление относительной распространенности изотопов химических элементов в месторождениях Окло и Богомбо и их сравнение с выходом этих компонентов в ядерных реакциях (рис. 4.8) подтвердили это.

        Многочисленные геолого-геохимические исследования природных ядерных реакторов типа Окло-Богомбо, выполненных Франсуа Готье-Ляфеем и его коллегами (Francis Weber, Vendryes, Simpson,Dran, Apt, Bros, Cancar, Ruffenach, Goffro, Gillon, Diouly-Osso, Kuroda, Nandet Roder, Brookins, Loubet Michel, Walton, Cowah George, Loss, Keller Cornelens e.a.) показала, что действительно в этой части земного шара в осадочной толще формации Франсвиль, имеющей возраст около 2150 лет, локализовались богатые урановые руды с содержанием урана до 20-60% и с первичным обогащением на тот период времени (1.8-2.0 млрд. лет) по изотопу урана-235 до 3.64%. Именно это, а также сравнительно высокая первичная обводненность пород, а также существенное количество графитизированного углеродистого материала во вмещающих породах (вода и графит, как хорошо сегодня известно, являются замедлителем нейтронов) создали необходимые условия для запуска механизма ценной самоподдерживающейся ядерной реакции (Рис. 4.9).

        В качестве регулирующего механизма, как полагают исследователи, выступала вода, которая при разогревании реакторной зоны отступила, а при её охлаждении подступала.

        Работа ядерного реактора началась 1750-2000 млн. лет назад (по разным методам датирования) и длительность его работы оценивается от 1500 лет до 600 тысяч лет в разных локальных точках протекания ядерной реакции, а их насчитывалось около полутора десятков (Рис. 4.10).

        За это время расщепилось ориентировочно от 1-1.5 до 5-6 тонн U²³⁵. Мощность энерговыделения составляла 2,3 тысячи Мвт/год. Плотность нейтронного потока составляла 10²¹ нейтрон/см².

        Линзы богатых урановых руд (>20% урана), в пределах которых протекала природная цепная ядерная реакция представляют собой небольшие по размерам тела протяженностью до 10-20 м. и мощностью до 1 м. Мощность зон ядерных реакторов составила 0,6-1 м. и протяженностью 10-20 м. О реальных размерах месторождений и реакторных зонах можно судить по рис. 4.11.

        Француа Готье-Ляфей и ряд других исследователей обращает внимание на удивительную самоизоляцию природных ядерных реакторов от ОС.

        Прежде всего обращает на себя внимание наличие своеобразной глинистой оторочки (рис 4.12). В ее строение отмечается определенная минералогическая зональность от внешних зон к внутренним, которая может быть представлена в следующем виде:

        Иллиш - Md и Fe – содержащий хлорит -> иллиш 2 M, магнийсодержащий хлорит с каолинитом -> иллиш 1 М с хлоритом и вермикулитом.

        Возникновение такой оболочки они объясняют нейтронным воздействием и гидротермальным преобразованием под влиянием теплового потока из природного ядерного реактора (Gauthier – Lafaye, Weber, 1978 b др.).

        Все это предопределило высокую сохранность в зоне реактора, образующихся при ядерной реакции радионуклидов. Они не мигрировали более чем 1 – 2 метра от зоны реактора (рис. 4.12, 4.13). Эти объекты, как показали исследования Sonia Salan (2000) практически не проявляются на поверхности, не смотря на то, что их глубина залегания сегодня составляет 10 – 12 м. от дневной поверхности.

        Таким образом, природа смогла надежно изолировать опасный радиационный объект и тем самым показало человечеству, что существует принципиальный подход к решению проблемы обращения с радиоактивными отходами. И это направление, связанное с созданием специфических геохимических барьеров (Ковалев и др.), может стать в изоляции радиоактивных отходов.

        Анализ имеющихся геохимических материалов по урановым рудам из реакторных зон Окло и Богомбо (Hidaka, Holliger, 1998 и др.) показывает, что в ядерных зонах происходит образование ряда химических элементов (Таблица 4.13), которые являются конечными продуктами цепочки радиоактивного распада (Гусев и др., 1964). Таковыми являются редкие земли (лантан, цезий, торий, благородные металлы (Ru, Rh, Rd), а также Те, Zr, Sr).

        Уровень накопления в них благородных металлов составляет десятки -сотни г/т, что находится на уровне их промышленно значимых концентраций и это подсказывает человечеству, что отходы ядерно-топливных производств являются своеобразными техногенными месторождениями будущего (Усманова, Рихванов). Сегодня в России и мире уже ведутся поиски технологий по их извлечению.

        Имеющиеся геохимические материалы по рудам природных ядерных реакторов позволяют выявить ряд геохимических индикаторов, свидетельствующих о функционировании предприятий ядерно-топливного цикла, либо о проведении работ с ядерными материалами (полигоны по испытанию ядерного оружия и т.д.).

        Таковыми, на наш взгляд, могут быть не столько уровни накопления элементов, сколько величины их отношений, например La/Yb, лёгких редких земель к тяжёлым и т.д. На сегодняшний день это находит подтверждение в исследованиях почв (Рис. 4.14), пылеаэрозольных выпадений (Шатилов, 2000), биоты (Барановская, 2003). Индикаторная роль этих химических элементов может быть существенно усилена за счёт изучения их изотопного состава.

        Масштабы загрязнения природной среды искусственными радионуклидами от деятельности человека несоизмеримо значительнее.

        Основными источниками радиоактивного загрязнения объектов окружающей среды искусственными (техногенными) радионуклидами - продуктами рук человеческих -могут быть:

        1. Испытания ядерных устройств на военных полигонах (Семипалатинский, Новоземельский, Невадский, Лобнорский и др.); ядерные взрывы для повышения нефтеотдачи пластов (Якутия, Поволжье и др.), строительство каналов (Пермская обл.) и т.д.

        2. Деятельность предприятий ядерного - топливного цикла (ЯТЦ) типа Сибирского химического комбината (Томск-7); НПО «Маяк»(Челябинск-65), Красноярский горно-химический комбинат (Красноярск-26), Хенфорд (США) и др., а также энергетических ядерных реакторов (АЭС). Такого рода объектов на территории России и США более чем достаточно (рис. 4.7, 4.8).

        3. Аварии на атомных электростанциях и реакторах (Чернобыльская, СССР, 1986; Три-Майл-Айленд (США), 1979; Уиндскейл, Англия, 1957), на надводных и подводных кораблях, космических аппаратах, использующих реакторы и ядерные устройства; инциденты с ядерным оружием.

        4. Боевые действия с использованием снарядов и бомб, в конструкции которых используется U²³⁸, а также аварии с летательными аппаратами, в которых используется этот материал.

        5. Захоронение радиоактивных материалов.

        6. Халатное хранение и использование технических устройств (индикаторы, эталоны и т.д.), в которых используются радиоизотопы цезия-137, стронция-90 и др.

        Техногенные радиационные факторы, их реальные и потенциальные источники на территории Западной Сибири (85 % площади бассейна р. Обь расположено на Западносибирской низменности) весьма разнообразны (рис. 4.15).

        Основными реальными и потенциальными источниками радиационного воздействия техногенной природы на территории этого речного бассейна являются и могут являться:

        1. Испытания ядерных устройств на Семипалатинском (Казахстан), Новоземельском и Тоцком полигонах, а также глобальные выпадения аэрозолей от испытания ядерного оружия на полигонах Китая и других стран.

        2. Проведение ядерных взрывов в скважинах для повышения нефтегазоотдачи пластов, решения геолого-геофизических и других задач.

        3. Штатная деятельность предприятий ядерного топливного цикла (НПО «Маяк», Челябинск-65, г. Озерск; Сибирский химический комбинат, Томск-7, г. Северск; Красноярский горно-химический комбинат (Красноярск-26, г. Железногорск, Новосибирский завод химконцентратов).

        4. Технологические аварии на предприятиях ЯТЦ (Челябинск-60 -1957; Томск-7 -1993 и т.д.).

        5. Пункты централизованного захоронения и длительного хранения радиоактивных веществ и материалов (спецкомбинат «Радон» в районе станции Чик Новосибирской области; пруды-отстойники, хранилища твердых материалов на предприятиях ЯТЦ).

        6. Закачки жидких радиоактивных отходов в геологические формации (СХК, Красноярский ГХК) на глубины до 400 метров.

        7. Проявление халатности и беззаботности при организации хранения и использования технических устройств (индикаторы, эталоны, источники, препараты и т.д.), в которых используются радиоактивные изотопы цезия, стронция, кобальта, плутония и т.д.).

        8. Потенциальным источником радиационной опасности могут быть базы хранения и боевого дежурства ракет с ядерными боеголовками, находящихся под контролем Министерства Обороны.

        На сегодняшний день в мире, согласно реестра геологической лаборатории в штате Оклахома, полученного по сети Internet, проведено около 2060 ядерных взрывов (рис. 4.16), в том числе в СССР - 715, из них 215 - в атмосфере. Из этого общего числа 124 ядерных взрыва в атмосфере общей мощностью 16,5 млн. т тротилового эквивалента (средняя мощность одного взрыва 0,133 млн. т ТЭ) проведено на Семипалатинском полигоне (СП), (бассейн реки Иртыш, левый средний приток р. Обь), а 90 воздушных взрывов общей мощностью 273 млн. т ТЭ, (при средней мощности 1 взрыва 3,03 млн. т ТЭ) выполнено на о. Новая Земля (Северный испытательный полигон - СИП) в непосредственной близости от Обской губы, в том числе взрыв ядерной бомбы в 58 мегатонн. Максимум воздушных ядерных взрывов приходится на 1963 год (рис. 4.17).

        США и СССР прекратили испытание ядерного оружия в атмосфере в 1963 году, тогда как Франция продолжала их до 1975 года, а Китай - до 1981 года.

        Полигоны для испытания ядерного оружия находятся в различных точках земного шара, но основные приведены на рисунке (рис. 4.18).

        Специалисты считают, что при этом в приземные слои атмосферы было выброшено основных дозообразующих продуктов деления: 2*10⁷ Ки стронция - 90, 2,6*10⁷ Ки цезия - 137. Характер изменения интенсивности глобального выпадения этих изотопов на почвы показан на рис. 4.19.

Тенденция уменьшения выпадения искусственных радионуклидов из атмосферы просматривается однозначно, и только в 1986 году фиксируется их заметное увеличение, связанное с аварией на Чернобыльской АЭС, повлекшей за собой выброс значительного количества радионуклидов в атмосферу (рис. 4.20).

Эта картина достаточно наглядно просматривается по данным Запсибгидромета и в Урало - Сибирском регионе (рис. 4.21). Появляющиеся на нисходящей кривой пики совпадают по времени с испытаниями ядерного оружия в атмосфере на китайском полигоне в районе оз. Лобнор, а пик выпадения бета - излучателей в 1986 г связан с аварией на ЧАЭС.

        За счет испытания ядерного оружия в атмосфере глобальная плотность загрязнения почв (исключая высокогорные районы) на 1983 год по цезию-137 составила 3,3*10⁹ Бк/км² по стронцию-90 -1, 85* 10⁹ Бк/км² (Назаров и др., 1993).

В распределении глобальных радионуклидов установлены определённые закономерности. Прежде всего отмечено, что их максимальные выпадения происходят в умеренном поясе Земли, между 20 и 70° с.ш. (Ландгам, 1965, Павлоцкая и др., 1970 и др.) с максимумом накопления между 40 и 50° (рис. ???). Количество выпадающих радионуклидов напрямую зависит от количества выпадающих осадков (рис. 4.22).

        В районах испытаний имеются локальные участки с плотностью радиоактивного загрязнения до 5 и более Ки/км² по цезию-137 (Дубасов и др., 1993), т.е. ориентировочно это будет соответствовать повышению мощности экспозиционной дозы гамма-излучения относительно фона до загрязнения на 50 и более мкР/ч (загрязненность плотностью 1 Ки/км² приблизительно соответствует приросту мощности дозы гамма-излучения 10 мкР/ч над фоном (Максимов и др., 1989).

        Непосредственно в момент испытания ядерного устройства формируется зона радиоактивного загрязнения территории, которая будет зависеть от формы следа радиоактивного облака. Конфигурация последнего, в свою очередь, определяется параметрами взрыва, скоростью и направлением движения воздуха на разных уровнях, состоянием атмосферы, морфологическими особенностями местности и т.д.

        Идеальная форма и размеры радиоактивного загрязнения равнинной местности при наземном ядерном взрыве мощностью 1 Мт и скорости ветра 50 км/ч показана на рис. 4.23 (Максимов и др., 1989).

        Соответственно выделяются и 4 зоны загрязнения (табл. 4.14).

        Наблюдаемая картина радиационного поля более сложная (рис. 4.24)

        Проведение испытаний ядерного оружия в атмосфере привело к формированию глобального техногенного радиационного фона за счёт выпадения ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ¹⁴С, ³Н, ^{131. 132}I и ряда других радионуклидов.

        Так, общее количество ⁹⁰Sr выпавшего в Англии за 1954 - 56 гг. увеличилось более чем в 6 раз (рис 4.25), и в год радиоактивность почв только от ⁹⁰Sr возрастала на 1,4 мКи/км².

        За счёт глобального выпадения радиоактивных осадков даже в районах находящихся за многие тысячи км от мест испытания ядерного оружия, происходит накопление техногенных радионуклидов во всех природных средах (воде, растительности и т.д.), а по пищевым цепям они накапливаются в продуктах питания человека (мясо, рыба, молоко и т.д.) и самом человеке (рис. 4.26).

        На рисунке 4.27 показано изменения концентрации Sr⁹⁰ в молоке за период 1954-56 гг.

Английский медицинский журнал «Ланцет» (14.07.1956) опубликовал результаты исследования Вана Миддслворта, который исследовал радиоактивность щитовидной железы крупного рогатого скота из районов штата Мемфис (США), Англии, Канады и Германии после проведения серии ядерных взрывов (14) с февраля по май 1955 г.

Исследования показали, что доза облучения щитовидной железы изменялась от 0,15 физических эквивалентов рентгена у животных из Англии (более 8 000 км от района испытаний) до 13 из района г. Мемфис (2 300 км от полигона). При этом, наивысшая концентрация была отмечена в июне 1955 г и составляла в районе г. Мемфис 10 мКи на 1 г ткани щитовидной железы.

        Принимая во внимание факт интенсивного накопления радиойода в щитовидной железе животных (коэффициент накопления с растительностью 100 - 500), уже тогда было отмечено, что существующие предельно допустимые концентрации в воздухе ¹³¹I должны быть уменьшены в 10 000 раз (Хэмфри и др., 1958).

        О масштабах реального радиационного загрязнения при испытании ядерного оружия можно судить по результатам исследований после испытания водородной бомбы на о. Бикини 1 марта 1954 г (Хэмфри и др., 1958). Установлено, что частицы радиоактивной пыли диаметром > 0,1 мм выпадали на расстоянии 224 км от места взрыва по направлению ветра, а диаметром 0,05 мм оседали по направлению ветра на расстоянии до 960 км от места взрыва. Японские рыболовные суда были сильно загрязнены радиоактивными веществами на расстоянии 1600 км, а менее слабое загрязнение фиксировалось на расстоянии 6400 км. Таким образом, установлено, что при взрыве мегатонных бомб радиоактивные осадки распространяются в радиусе 10 000 км (!!!). Загрязнённая радиоактивными веществами рыба вылавливалась в течение нескольких месяцев на расстоянии 6400 км. Рыба, выловленная на расстоянии 3200 км, была не пригодна для реализации.

        В результате взрыва вокруг острова Бикини образовался район площадью 25 600 км² (окружность радиусом 90,3 км), в пределах которого .величина возможного облучения от радиоактивных осадков составляла смертельную дозу.

        На островах Ронгелак, Ронгерик и Утерик, находящихся в 240 км от эпицентра, выпали радиоактивные осадки в виде мелкого белого снега (Хэмфри и др., 1958). Жителей пришлось эвакуировать, они получили дозу внешнего облучения от 14 до 175 Р. У всех детей, попавших под испытание, впоследствии развилось заболевание щитовидной железы (Sutow a.e., 1965). У людей были все признаки радиационного поражения.

        Площадь загрязнённой морской воды вокруг о. Бикини составляла 2 560 000 км² (круг радиусом 903 км). Вода была радиоактивной на глубине 50 - 500 м. Через 2 месяца на расстоянии 1920 км от острова радиоактивность воды превышала предельно допустимую дозу для питьевой воды в 20 раз (Хэмфри и др., 1958).

        Воздействие полигона, расположенного в Семипалатинской области Казахстана, на территорию бассейна р. Обь более или менее оценено для Алтайского края («Ядерные испытания, окружающая среда...», Барнаул, 1993), и сегодня его пытаются оценить в Республиках Горный Алтай, Тува, Хакасия, а также в Новосибирской и Кемеровской областях (Логачёв и др., 1994), где признаки присутствия следов от испытаний ядерных устройств в 1949, 1961, 1962 гг. и др. обнаруживаются. Граница Алтайского края, конечно же, не является границей их распространения (рис. 4.28, 4.29). Об этом, прежде всего, свидетельствуют архивные данные геологических предприятий Сибири (ГГП «Берёзовгеология», «Сосновгеология», Горная экспедиция, Запсибгеология и др.). По этим материалам (Попов и др., 1993, Робертус и др., 1994) хронологически с точностью до суток, можно определить, когда радиоактивные аэрозоли достигли той или иной территории.

        Следует особо отметить, что все взрывы ядерных устройств на СП производились при метеоусловиях, когда воздушные потоки имели восток-северо-восточное направление. Их траектория была, конечно, в силу неоднородности атмосферы значительно более сложная (рис. 4.30), что могло обусловить выпадение радиоактивных осадков в любой точке по трассе движения. По-видимому, этими дальними выпадениями могла быть сформирована зона поверхностного загрязнения почв радионуклидами в районе оз. Байкал (рис. 4.31).

Какова степень воздействия ядерных взрывов, проведённых на СИП или полигона оз. Лобнор в Китае, на территорию Обского бассейна, особенно от взрывов сверхмощных ядерных зарядов (в т.ч. более 10 Мт), остаётся только предполагать, т.к. доступной ин- формации по этому вопросу нет, а имеющиеся сведения (Харитонов и др., 1992 и др.) дают только самые общие представления

        Материалы, которые в настоящее время появились в Республике Саха (Якутия), свидетельствуют о том, что атмосферные взрывы ядерных устройств на СИП, проводимые в 1955 - 1962 годах, привели к загрязнению значительной части территории Сибири. Так, одно из «пятен» радиоактивных осадков фиксируется между между г. Якутском и г. Верхоянском (рис 4.32). Плотность загрязнения почв ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr может достигать по расчётам 300 мКи/км², что превышает загрязнение архипелага Новая Земля по ¹³⁷Cs в три раза, а по ⁹⁰Sr в 7 раз (Чомчоев, 1996). По мнению Чомчоева А.И. (1996) доза внешнего облучения населения, проживающего на этой территории от начала воздушных ядерных испытаний на полигоне по настоящее время, могла составить 10-20 Р, при этом максимальное её формирование происходило в период испытаний и в первые годы после их прекращения.

Не имея информации о движении воздушных масс в период испытания ядерного оружия, трудно оценивать степень влияния взрывов на СИП на территорию Западной Сибири. В тоже время обращает на себя внимание тот факт, что взрывы всех мегатонных ядерных устройств на данном полигоне производились в осенние месяцы (сентябрь - ноябрь). Установить направление основных потоков воздушных масс в это время является крайне важной задачей при оценке радиоэкологической ситуации на севере Западной Сибири.

Имеющиеся на сегодняшний день данные свидетельствуют о повсеместном выпадение радиоактивных осадков на территории Сибири (рис. 4.33, 4.34).

        Признаки сильного отклонения радиационной обстановки от регионального фона по уровням накопления цезия-137 и стронция + иттрия-90 в природных объектах в ряде северных районов Томской области (Чаинский, Каргасокский и др.) зафиксированы нами (Рихванов, 1994), а также ЗапСибГидрометом в ряде населённых пунктов Томской области (Усть-Озёрноё, Средний Васюган, Сторгин, Прохоркино и др.), где в мае - июне 1990 г плотность выпадения ¹³⁷Cs составляла соответственно 0,45; 0,42; 0,37; 0,39 Ки/км², что соответствует объёмной активности почв более 1000 Бк/кг при среднем объемном весе почв Томской области во влажном состоянии 1,29 кг/дм³. Эти данные требуют своего объяснения. Указанные районы не попадают в зону дальнего приземления радиоактивных аэрозолей от воздушного взрыва атомной бомбы 14 сентября 1954 года на Тоцком военном полигоне (рис. 4.35), след от которого зафиксирован (Бочаров и др., 1993) на территориях Омской, Новосибирской, Томской областей и Красноярского края (рис. 4.36). Факт происхождения таких облаков зафиксирован нами однозначно по результатам исследования годовых колец деревьев.

        Воздействие на окружающую среду от проведения ядерных взрывов в мирных целях, конечно, менее масштабно и носит, как правило, локальный характер (рис. 4.37).

        Например, в Пермской области, где в 1971 году был произведен групповой взрыв ядерных зарядов, на 4-е сутки мощность экспозиционной дозы гамма-излучения в эпицентре составляла 10 Р/ч, площадь загрязнения более 10 Ки/км² составляла около 100 км². Через два года повышенный уровень гамма - фона фиксировался на площади 7х1, 5 км.

        В 1990 г. в эпицентре взрыва мощность дозы гамма-излучения была 20-200 мкР/ч и только в восточной его части она достигала 1400 мкР/ч (Челюканов и др., 1992), а площадь загрязнения с превышением среднеевропейского уровня мощности дозы (15 мкР/ч) составляла 1 км².

        Характер радиоактивного загрязнения и спектр присутствующих в почве гамма -излучателей от взрыва ядерного заряда в скважинах Якутии (р. Марха) показан на рисунке 4.38.

        На территории бассейна р. Обь в 1965 -1988 гг. была проведена серия подземных ядерных взрывов (ПЯВ) (около 12) в промышленных целях, местоположение и характеристика которых дана Дубасовым Ю.В. и др. (1994).

        Судя по официальным сообщениям радиационная обстановка в местах проведения ПЯВ находится на уровне естественного регионального фона, но при этом, не сообщается что - либо о загрязнении подземной гидросферы, а в данном случае это самая основная потенциальная радиационная опасность. О том, что утечки радионуклидов происходили и при проведении взрывов в штатном режиме свидетельствует и наши данные по изучению годовых колец деревьев.

Нами (Архангельская Т.A. и др.) дос­таточно уверенно зафиксирована утечка делящихся элементов из зоны подземного ядерного взрыва «РИФТ-3» (Иркутская область) при исследовании годовых колец деревьев методами осколочной (f) радиографии (рис. 4.39).

        Анализ полученных данных по двум срезам сосны, отобранным в 1 и 3 км от места проведения эксперимента, свидетельствует о том, что в доядерный этап развития общества (до 1945 г.) уровень и характер накопления делящихся элементов в годовых кольцах деревьев (в данном случае только изотоп урана-235, который постоянно присутствует в природе) характеризуются минимально низкими значениями и крайне однородным распределением.

        Период активного испытания ядерного оружия в атмосфере (1945-1963 гг.), когда в природную среду поступили новые делящиеся радионуклиды (плутоний, америций, нептуний) и дополнительное количество урана-235, практически не нашёл отражение в годовых кольцах деревьев. Это свидетельствует о том, что на данной территории в этот период не происходило выпадения радиоактивных осадков от испытания ядерного оружия, а некоторое увеличение уровня накопления делящихся элементов связано с общим глобальным изменением фона.

        Совершенно иная картина в распределении делящихся элементов в период 1964-1998 гг. Уровень накопления делящихся элементов, по сравнению с более ранними временными периодами, увеличился в 2-2,5 раза. При этом характер распределения характеризуется крайне высокой неоднородностью.

        Обстоятельные исследования, организованные правительством Республики Саха (Якутия) в районе проведения подземных ядерных взрывов, показали, что реальная радиоэкологическая обстановка на данных участках территории Республики далека от таковой, представленной в официальной прессе. Достаточно только отметить, что в районе ПЯВ «Кристалл» (около пос. Удачный) содержание плутония - 239,240 в почвах составляет от 0,006 до 35,5 Бк/г, что сопоставимо или даже выше, чем загрязнение почв плутонием в районе ЧАЭС (Чомчоев, 1993, 1996). Плутоний обнаруживается также в коре мёртвых деревьев, ягеле, лосином помёте (Бурцев и др., 1996). И всё это наблюдается на фоне близкой к нормальной для региона МЭД по гамма - излучению.

        Взрывы ядерных устройств в мирных целях способствуют радиоактивному загрязнению подземньк вод, нефти, и ощутимому экологическому ущербу, перекрывающему все полученные выгоды, например, от повышения добычи нефти (Голубов, 1993).

        Так, за весь послевзрывной период эксплуатации Осинского нефтяного месторождения присутствие радионуклидов обнаружено в продукции 240 скважин (Бачурин, 1996). Из радионуклидов фиксировались: ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ³H, ⁶⁰Co, ¹²⁵Sb, ¹⁰⁶Ru. Радиоактивное загрязнение приурочено к арматуре устьев скважин, замерным и сепарационным установкам и группам промплощадок. Уровень гамма - излучения по данным Бачурина Б.А. (1996) достигает 300 - 3000 мкР/ч, а мощность поглощённой дозы -1,3 - 3 мБэр/ч.

        Аналогичная ситуация отмечена и на Геженском нефтяном месторождении, где в продукции технологических скважин присутствовал ⁸⁵Кг.

        Деятельность предприятий ядерно-технологического цикла (ЯТЦ) (рис. 4.40) всегда является потенциально опасной для окружающей среды, даже при работе в штатных режимах, поскольку существуют некоторые трудности в улавливании специфичных радионуклидов, не говоря уже об аварийных ситуациях (рис. 4.41). Например, радиоактивные изотопы инертных газов (криптон и др.) практически не улавливаются, в значительной своей массе поступают в атмосферу и, не смотря на незначительный период полураспада, создают повышенный радиационный фон в атмосфере, который аппаратурно фиксируется по розе ветров. Так, одно из таких облаков было зафиксировано нами при вертолетной аэрогамма - съемке, выполнявшейся ГГП «Березовгеология» к северу от СХК в 1991 году, а НПО «Тайфун» обнаружил их присутствие осенью 1993 года.

        Кроме того, не смотря на наличие современных средств улавливания выбросов, в атмосферу в виде аэрозолей с АЭС и предприятий ЯТЦ в определенных количествах поступает цезий-137, стронций-90, углерод-14, и некоторые другие элементы. Количество и состав выбросов определяются типом реактора, его мощностью и рядом других параметров (табл. 4.15).

        Так, исследования, выполненные нами, позволили однозначно выявить проявленность Сибирского химического комбината в радиационных и, особенно, в геохимических полях. Это выражается в повышении общего радиационного гамма - поля, что обусловлено присутствием в почвах, донных отложениях и т. д. цезия-137 (рис. 4.42), а также урана и некоторых других элементов. Даже на удалении около 80 км от СХК в почвах фиксируются аномальные концентрации некоторых радионуклидов. Близкая к этому ситуация с загрязнение почв плутонием (рис. 4.43) обнаруживается близи ядерного производства в Селлафилде (Форвуд, 1966).

        Более подробно эти вопросы рассмотрены в разделе 10.

        Газообразные инертные радиоактивные газы (⁸⁵Кr, ¹³⁷Хе и др.) по существу дела практически не улавливались при работе предприятий ядерного комплекса и АЭС. Долгое время общепринято было считать, что они не представляют угрозы для биоты и человека, и контроля за ними, как правило не существовало.

        Исследования специалистов США («Криптон - 85 ...»,1978) показали, что эти газы не столь безобидны и являются существенным фактором радиационного риска. Их воздействие на биоту определяется мембранными эффектами.

        На рисунке 4.44 показана среднегодовая приземная концентрация ⁸⁵Кr в воздухе от гипотетического источника мощности в 1 Ки/год. Для сравнения отметим, что от производств СХК выбрасывалось ⁸⁵Кr 330 000 Ки/год (Кохран и др., 1992).

        За счёт аэрозольных выбросов от предприятий ЯТЦ и АЭС происходит загрязнение и другими радионуклидами, которые накапливаются в различных депонирующих средах. Примером этого может быть район Белоярской АЭС (рис. 4.45, 4.46), в котором наблюдается накопление Cs¹³⁷, Sr⁹⁰, H³ и ряда других радионуклидов.

        На рисунке 4.47 показано отношение радиоактивного ¹²⁹I к его природному изотопу ¹²⁷I в щитовидной железе (орган аккумулирующий йод) крупного рогатого скота на территории США.

        Из анализа данной карты достаточно хорошо видно, что максимальное накопление ¹²⁹I (¹²⁷I_const) отмечается в районах расположения крупнейших предприятий ЯТЦ США (Хэнфорд, Саванна - Ривер), являющихся близкими аналогами СХК.

Обычно ¹²⁹I при расчётах дозовых нагрузок не учитывается, т.к. его выход в реакциях низкий (~ 1%), и, как правило, учитывается ¹³¹I (99% от образующихся радионуклидов I). Но период полураспада этих изотопов отличается крайне существенно (1,57*10⁷ лет и 8,04 суток соответственно).

Загрязнение окружающей среды, особенно водоемов, происходит при работе предприятий ЯТЦ с использованием некоторых устаревших технологических приемов. Так, длительное время происходило загрязнение вод, донных илов и биологических образований, пользующихся развитием в водных и околоводных системах бассейнов рек Томь, Енисей, Теча.

        На предприятиях ЯТЦ, расположенных на этих реках, функционировали прямоточные промышленные ядерные реакторы для производства оружейного плутония. При работе данных аппаратов происходило поступление воды из рек; вода в системе управления защитой реактора контактировала непосредственно с тепловыделяющими элементами и вновь сбрасывалась в открытые водоемы. В Томске-7 это осуществлялось через речку Ромашку и Чернильщиковскую протоку р. Томи.

        Из-за недостаточной водоподготовки из места забора поступала речная вода, содержащая большое количество растворенных солей (NaCI, соединения фосфора и т.д.).

        Данные компоненты активировались в нейтронном поле реактора и, например, из нерадиоактивного натрия-22 образовывался радиоактивный натрий-24, являющийся мощным жестким гамма - излучателем, с небольшим периодом полураспада (16 часов).Его концентрация на сбросе существенно превышала предельно допустимые концентрации (ПДК) и обуславливала высокую мощность дозы гамма-излучения (более 3000 мкР/ч) в марте 1990 года.

        Кроме того, в воде и донных отложениях фиксировался нептуний. По данным Социально - Экологического - Союза (М.Хотулёва, В.Нечёткий и др., 1993) в донных отложениях отмечался плутоний-239,240 в количествах до 65 Бк/кг.

        Кроме натрия активировались и другие элементы (фосфор, бром), смывались активированные нейтронами элементы конструкции реактора (железо, кобальт, марганец и др.), а также осколочные элементы, которые, по-видимому, находились на поверхности ТВЭЛов.

        Всё это обусловило весьма пестрый букет гамма - излучателей как в воде, так и в донных отложениях (рис. 4.48). Все эти радионуклиды были обнаружены в тех или иных количествах в природных объектах в районе протоки Чернильщиково различными группами исследователей из России и зарубежных стран (табл. 4.16).

Более подробно о радиоэкологических проблемах территорий, прилегающих к СХК, изложено в разделе 10.

        Аналогичная картина загрязнения природных образований р. Енисей фиксируется ниже сброса сточных вод с объекта Красноярск-26 (табл. 4.17), а также в р. Теча (Южный Урал), в которую с 1949 по 1956 годы происходил сброс отходов с радиохимического производства (рис. 4.49).

        Загрязнение водных бассейнов и атмосферы происходит и в результате работы АЭС (табл. 4.18). Так, сбросы воды с Калининской АЭС привели к увеличению уровня накопления трития в озёрах Песьва и Удомля в 20 - 50 раз по сравнению с региональным фоном (Носов и др., 1996). Аналогичная картина отмечается и на Белоярском водохранилище (Трапезников и др., 1996; Уткин, Чеботина, Евстегнеев, Любашевский, 2004 и др.).

        Так, комплексные радиоэкологические исследования уральских специалистов в районе Белоярской АЭС (Уткин, Чеботина и др., 2004) показали, что к 1989 г. в результате радиоактивных и тепловых сбросов в прилегающей к АЭС части водоема сформировалась зона с повышенным содержанием трития, кобальта-60, цезия-137, стронция-90 в воде по сравнению с верховьем водоема. Повышенная концентрация радионуклидов обнаружена в растениях, рыбах , планктоне и грунтах.

        Наибольшее влияние Белоярская АЭС оказывает на Ольховскую болотно-речную экосистему. Ольховское болото расположено примерно в 5 км к юго-востоку от АЭС. Сбрасываемые воды поступают в него через искусственно прорытый канал. В течение работы станции, начиная с момента пуска первого энергоблока, примерно до 1998 г. - периода реконструкции сбросов - через этот канал в болото, наряду с постоянными хорзфекальными стоками пос. Заречный, производится контролируемый сброс дебалансных вод БАЭС.

        Итоги исследований радиоэкологического состояния Ольховской болотно-речной экосистемы, проведенные до 1994 г. Институтом экологии растений и животных УрО РАН, показали, что основными загрязнителями болота являются радионуклиды стронций-90, цезий-137 (рис. 4.45), кобальт-60, тритий. Последний мигрирует преимущественно с водным потоком, Концентрация кобальта-60, стронция -90 и цезия-137 в воде к моменту исследования оказалась примерно одинаковой по всей протяженности болота и содержала указанные нуклиды в количествах 2,6 Бк/л, 0,6 Бк/л и 15,0 Б к/л соответственно. Общий запас радионуклидов в грунтах Ольховского болота на 1994 г. оценивался примерно в 7,4 ТБк (200 Ки). По содержанию радионуклидов донные отложения Ольховского болота можно квалифицировать как радиоактивные отходы (Уткин и др.)

        Загрязнение водоёмов радиоактивным водородом (³H) отмечается и вокруг всех других ядерных комплексов. Масштабы загрязнения тритием вокруг такого рода объектов со временем увеличиваются (рис. 4.50).

        В результате сброса радиоактивных отходов с атомных производств в открытые водные бассейны происходит интенсивное загрязнение биоты.

Так, в США реакторы Хэнфордского плутониевого завода охлаждались водой из р. Колумбия (абсолютная аналогия с СХК и р. Томью), и отработанные воды сбрасывались обратно в реку.

        И, не смотря на то, что радиоактивность этой воды ниже допустимого уровня, радиоактивные вещества попадали в живые организмы (рис. 4.51). Концентрация радиоактивного фосфора у рыб была в 150 000 раз больше, чем в воде. Накопление радиоактивного фосфора различными обитателями воды р. Колумбия показано на рис. 4.52.

Сбросы вод, содержащих техногенные радионуклиды с предприятий атомной промышленности США, осуществлялись в реки Колумбия, Миссисипи, Рио - Гранде, Колорадо, Саванна, Делавер, Гудзон, Потомак. Так, по данным Шведова В.П. и др. (1968) только за один 1958 год общая активность отходов, сброшенных в реки США, составила 163 500 Ки, из них 152 000 Ки в реки Колумбия и Миссисипи (табл. 4.19).

        В Ирландское море сбрасываются радиоактивные отходы с заводов Уиндскейла, Спрингфилдса и др. (Англия).

        Усреднённое количество и состав сбрасываемых продуктов за 1959 - 62 гг. одного из заводов приведён в таблице 4.20.

        При функционировании такого рода предприятий ЯТЦ, а также работе АЭС, образуются радиоактивные отходы различных видов (жидкие, твердые, низкой - высокой радиоактивности и т.д.). Обращение с радиоактивными отходами (РАО) от работающих предприятий ЯТЦ является одной из самых основных проблем развития атомной промышленности, так как именно они становятся главным фактором воздействия на природные комплексы.

        Проблема захоронения и переработки радиоактивных отходов существует во всех странах, пользующихся ядерными технологиями.

        Захоронение РАО без соблюдения строгих регламентирующих норм и правил ведет к интенсивному загрязнению окружающей среды, отторжению территорий из сферы деятельности человека. Более подробно эта проблема рассмотрена в разделе 7.

        Особую потенциальную опасность вызывает хранение РАО в жидком виде в прудах-накопителях, особенно с недостаточной гидроизоляцией от водоносных горизонтов, а также закачка жидких РАО в глубокие геологические формации, как это делается в Том-ске-7 и Красноярске-26.

        Пруды-отстойники создают угрозу разноса радионуклидов в результате ветрового переноса воды с последующим ее выпадением на почвы и с дальнейшим смывом почв, насыщенных радионуклидами, в местные речные системы. Такого рода загрязнение, на наш взгляд, возникло в районе оз. Черное в санитарно-защитной зоне СХК. Не исключается и возможность выноса материала смерчами, которые (по данным Слуцкого В.И.) в Томске фиксировались.

Кроме того, вода этих прудов может служить источником радиоактивного загрязнения водоплавающих птиц, диких животных. Такие случаи на примере лосей, как известно, на территории СХК установлены. При этом радиоактивный цезий попал в организмы людей и приходилось оперативно принимать меры по выведению радионуклида.

        Особую обеспокоенность за безопасное состояние природной среды следует проявлять при функционировании систем закачки жидких РАО в глубокие геологические формации (рис 4.53), так как при наличии гидравлической взаимосвязи между пластами возможно проникновение РАО в горизонты, из которых ведется питьевое водоснабжение г. Северска и областного центра. Предпосылки для такого опасения существуют, поскольку выбор площадки для строительства СХК и особенно места захоронения отходов был проведен, на наш взгляд (Рихванов и др., 1995) без достаточного геолого-геофизического и инженерно-гидрогеологического обоснования, и последние данные свидетельствуют о том, что обстановка в районе не дает основания для оптимизма (рис. 7.16).

        Данный способ захоронения радиоактивных отходов, реализуемый сегодня только в России и активно пропагандируемый его идеологами (Рыбальченко и др., 1994), представляет собой попытку используя, метод аналогий с естественными месторождениями урановых руд, создать процесс удерживания радионуклидов в объёме горных пород, как это осуществляется в природе на урановых месторождениях гидрогенного типа, либо как это наблюдается на урановорудных объектах республики Габон.

        Сам по себе данный способ несомненно привлекателен, т.к. позволил бы снять огромные проблемы, связанные с утилизацией радиоактивных и других токсичных отходов.

        В условиях СХК он позволил на определенный период времени в какой то мере снять острые экологические проблемы, связанные с хранением ЖРО в открытых прудах - отстойниках, уже занимавших на момент принятия решения о закачке отходов в геологические недра, значительные площади и объёмы.

        Тем не менее, имеющийся в нашем распоряжении материал не позволяет относится спокойно к этому способу захоронения в данном районе (Рихванов, 1995).

        Во-первых, вряд ли можно рассматривать геологические образования, в которые закачиваются ЖРО, в качестве глубинных формаций;

        во-вторых, в районе развиты разрывные нарушения в осадочном платформенном чехле, что исключает взаимную изолированность пластов;

        в-третьих, вызывает большие сомнения региональное развитие изолирующего горизонта глин;

        в-четвёртых, в основании осадочной толщи развиты образования коры выветривания, являющиеся хорошим проводником растворов в условиях Западно-Сибирской низменности;

в-пятых, район не является асейсмичным, в его пределах проявляются землетрясения интенсивностью 4-5 баллов и наблюдаются активные неотектонические движения;

в-шестых, в районе, за счёт интенсивной откачки питьевой воды на водозаборе, интенсивно формируется депрессионная воронка, которая уже захватывает правобережье р. Томь (рис. 7.16)

        Высказанные нами сомнения относительной безопасности захоронения жидких радиоактивных отходов в районе СХК позднее во многих случаях находили свое подтверждение.

        Все жители г.Томска и других территорий Сибири  в 2003 году почувствовали на себе, так называемую «асейсмичность» нашего района. Эпицентр Алтайского землетрясения находится примерно в 600 - 700 км., а толчки в нашем районе ощущались силой 3-4 балла.

Сегодня достоверно выявлены разрывные тектонические структуры в палеогеновых отложениях с относительным перемещением  пластов горных пород на десятки метров (Таловское месторождение бурого угля и др.)

        Переток вод из отложений мелового возраста (уровень в который идёт закачка ЖРО) в водоносные горизонты палеогенового возраста (из него осуществляется водоснабжение г.Томска) уверенно фиксируется и масштабы его увеличиваются (Попов и др., 2002г.).

        Особенно настораживает факт повышения суммарной альфа-активности воды в некоторых скважинах Томского водозабора.

        Так, в отдельных скважинах за период с 2002 по 2003 гг. суммарная альфа-активность воды увеличилась от ≤0,1 Бк/л до 0,5-0,6 Бк/л. Выполненное нами контрольное опробование воды этой скважины в ноябре 2003 года подтвердила факт повышенной альфа-активности воды. Она превышает санитарно-гигиенический норматив (0,1 Бк/л) более чем в четыре раза (0,46 Бк/л). Обнадеживает то, что эта альфа активность обусловлена не Рu. Его концентрация в воде ниже предела обнаружения тем методом, который использовался в лаборатории. Причина таких изменений радиогеохимических параметров остается не выясненной. Это могут быть, как природные, так и техногенные факторы.

О зонах перетоков воды из одних горизонтов в другие свидетельствуют и результаты гелеевой съёмки, выполненной специалистами ФГУП «Забайкальский комплексный НИИ» (г. Чита) по заданю ФГУП «Томскгеомониторинг».

Эти и другие результаты требуют еще внимательного осмысления, но они не уменьшают тревоги за высокий потенциальный риск загрязнения Томского водозабора радиоактивными компонентами из зоны захоронения ЖРО.

        Состояния гидросферы в данном районе может только усиливать эти опасения без постоянного, полнообъёмного и комплексного мониторинга, в том числе дистанционного использования метода гидрогеохимического каратажа, реализованного в приборах серии ГХЗ (патент РФ № 2084006, Солодов И.Н., 2003).

Нарушение регламентов хранения радиоактивных отходов приводит к крупным экологическим катастрофам. Одна из таких катастроф случилась на предприятии ЯТЦ Челябинск-60 27 сентября 1957 года и долгое время утаивалась от общественности. Впервые в зарубежной печати этот факт был обнародован радиобиологом Ж.А. Медведевым в книге «Ядерная катастрофа на Урале», изданной в Нью-Йорке в 1979г. Отрывки из этой книги были опубликованы в отечественном журнале «Энергия» (№ 1-3, 1990). Там же приведены официальные результаты итогов изучения Восточно-Уральского ореола радиационного загрязнения, рассекреченные только в 1989 году.

        Из-за нарушения регламента хранения радиоактивных отходов произошел выброс радионуклидов в природную среду общей активностью около 2 млн. Кюри.

        При этом образовался радиоактивный след (Восточно-Уральский радиоактивный след - ВУРС) протяжённостью более 300 км и шириною 30 - 50 км при плотности загрязнения по стронцию - 90 более 0,1 Ки/км² (рис. 4.54).

        Состав аварийного выброса был представлен изотопами церия-144 - 66%; стронция-90 - 5,4%; циркония и ниобия - 95 - 24,4%; рутения-родия-106 - 3,7%.

        Общая площадь следа составила около 23000 км². Активность объектов природной среды в тысячи раз превышала фоновые. В населенных пунктах, расположенных в 12,5-20 км от эпицентра, мощность экспозиционной дозы гамма-излучения была в пределах 0,6-1, 5 Р/ч.

        На 1992 год плотность загрязнения по основному долгоживущему изотопу строн-цию-90 (Т^½ == 30 лет) снизилась в два раза, при этом 60-80% его сосредоточено в верхнем (5 см) слое почв.

        Значительная часть радионуклидов попала в водные системы и в настоящее время 95-98% их находится в иле (Аклеев и др., 1992).

        Исследования, проводимые Институтом экологии растений и животных Уро РАН (Тропезников и др., 1996) показьввают, что содержание ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в воде р. Теча превышает на 2 - 3 порядка уровни для рек северных умеренных широт, а запас некоторых радионуклидов в воде по расчетным данным составляет ⁹⁰Sr – 2*10¹⁰ Бк, ¹³⁷Cs – 0,03 – 0,25 кБк/кг.

        Содержание в грунтах данной реки на 49 км от места сброса составляет по ⁹⁰Sr -2,4 - 11,2 кБк/кг, ¹³⁷Cs - 4,9 - 640 кБк/кг, с максимумом на глубине 14 - 20 см. На 237 км уровень их накопления соответственно составляет по ⁹⁰Sr - 0,05 - 1,8 кБк/кг, ¹³⁷Cs - 0,03 -0,25 кБк/кг.

        В 1967 г в этом же районе произошёл ветровой разнос радионуклидов (0,6 млн. Ки) на площади 2700 км² с локализацией большей части выпадений в пределах ВУРС (рис. 4.55).

        В результате этих аварий пострадало более 300 тысяч человек из 270 населённых пунктов, расположенных по левым притокам реки Обь (pp. Теча, Синара, Пышма, Исеть, Тобол и др.).

        В процессе производственной деятельности предприятий ЯТЦ могут возникать ситуации, в результате которых происходит радиоактивное загрязнение природной среды за пределами санитарно-защитной зоны предприятия. Общий перечень ядерных инцидентов на производствах, где функционируют ядерные реакторы гражданского и военного назначения приведены в таблице 4.21. Так в результате аварии в Селлафилде произошло мощное поступление радиоактивного йода (I¹³¹ и I¹²⁹), что привело к загрязнению природной среды, в том числе продуктов питания, например молока (рис. 4.56). Примером такого рода аварийной ситуации является взрыв на радиохимическом заводе Сибирского химического комбината 6 апреля 1993 года.

        Масштабы радиоактивного загрязнения окружающей среды при аварии достаточно подробно описаны в литературе (Булатов и др., 1994, Глушко и др., 1993 и др.). Следует отметить, что данная авария не повлияла существенно на изменение уже сложившейся радиационной обстановки в регионе (Рихванов, 1995).

        В результате взрыва произошел выброс радиоактивного вещества общей активностью 50 Кюри по оценке Государственной комиссии и около 300-540 Кюри по оценкам независимых экспертов.

        Схема зоны радиоактивного загрязнения по данным самолетной аэро-гамма-съемки, выполненной 10-14 апреля 1993г. ГГП «Березовгеология», показана на рисунке 4.30. Проведенная повторная съемка в июне 1993 года показала сильное перераспределение радионуклидов (рис. 4.57).

        В составе выбросов преобладали короткоживущие изотопы циркония и ниобия-95, рутения и родия-106, рутения-103, (рис. 4.58) дающие основной вклад в мощность экспозиционной дозы гамма-излучения, которая изменилась от первых Р/ч (вблизи эпицентра) до 20-30 мкР/ч по периферии зоны (при обычных фоновых значениях 8-10 мкР/ч).

        Кроме того, среди радионуклидов установлено присутствие альфа-излучающих компонентов: плутония, америция, урана-235. Концентрация плутония в отдельных точках достигала 3100 Бк/кг.

        В выбросе были установлены также частицы микронных размеров, обладающие высокой удельной радиоактивностью (Рихванов и др., 1994). Так, одна из обнаруженных нами частиц размером 10 мкм давала мощность экспозиционной дозы гамма-излучения -34 мР/ч. В гамма-спектре этой частицы присутствовал цирконий и ниобий-95, рутений и родий-106 и др., а также обнаруживалось присутствие америция-241 (рис. 4.58).

        По классификации Хитрова Л.М. (1990) такого рода образования следует относить к «горячим частицам», которые представляют собой особый радиационно-опасный фактор, наиболее полно проявляющийся в зоне аварии Чернобыльской АЭС. Его практически замалчивали как при аварии на ЧАЭС, так и при обсуждении радиационной обста­новки в районах гг. Томска, Челябинска, Красноярска.

Более подробно информация об этих образованиях представлена в разделе 4.3.

В зоне радиационного загрязнения оказались населенные пункты Георгиевка, Черная Речка. В деревне Георгиевка силами СХК проведены дезактивационные работы. В результате непринятия своевременных мер по закрытию автотрассы и ее дезактивации радиоактивная грязь была растащена колесами автомобилей в населенные пункты вне зоны загрязнения (пос. Самусь).

        Радиоактивное загрязнение природной среды происходит вблизи атомных электростанций. При штатном режиме работы оно несущественно и носит достаточно локальный характер, но в случае аварий может достигать глобальных масштабов, как это произошло в апреле 1986 года на Чернобыльской АЭС. В результате серии (двух как минимум) взрывов газово-водной смеси с силой взрыва эквивалентного ориентировочно взрыву 1700 кг тротила был разрушен четвертый энергоблок АЭС с выбросом радионуклидов в окружающую среду общей активностью 50 М.Кюри, в т.ч. 1 М.Кюри цезия-137.

        Как отмечают специалисты, на всех стадиях аварии выброс радиоактивных продуктов шел в виде двух компонентов:

        1. Летучий - благородные газы, йод, цезий-137 и др.;

2. Мелкодиспергированный материал ядерного топлива («горячие частицы»), содержащие плутоний, уран, трансурановые и другие осколочные элементы (Кутьков, 1992).

        Радионуклидный состав выброса изменялся во времени. На долю цезия- 137 приходится 13±7% активности (Беляев и др., 1993), и в настоящее время именно он и «горячие частицы» определяют радиационную опасность в зоне аварии ЧАЭС. Спектр гамма-излучателей, снятый нами на почве в зоне аварии в 1990 году, свидетельствует, что основным гамма-излучающим нуклидом является цезий-137 (рис. 4.38).

Отмечается, что 75-90% всех радионуклидов выброса находится в почвенном слое до 5-6 см, в т.ч. 70% «горячих частиц» находится в 1 см слое (Соколик Г.А., устное сообщение, 1990). Близкие к этим данные по особенностям распределения радионуклидов в почвах приводят В. А. Ветров, Ф. И. Павловская и многие другие, занимающиеся этой проблемой (рис. 4.59).

        Общая площадь загрязнения цезием-137 с плотностью загрязнения более 1 Ки/км только на территории 15 областей России составила 57, 4 тыс. км². Всего же ориентировочно загрязнено 2450 тыс. га сельхозугодий, на этой территории проживает около 3883 тыс. человек. В результате аварии 28 человек погибло от лучевого поражения, а 24200 человек получили сильные дозы облучения (Круглов и др., 1992), и это без учета контингента «ликвидаторов».

        Экологический ущерб оценивался в 1990 году в 180-250 млрд. рублей.

        Характер распределения радиоактивного загрязнения крайне неравномерный, оно носит сложный пятнисто-мозаичный характер. Пятна загрязнения от аварии установлены даже в Грузии, Прибалтике и во многих других районах Европы, Азии, практически охватывает все северное полушарие планеты (рис. 4.60).

        Отмечено, что радиационная нагрузка на экосистемы г. Москвы в 1986 году существенно возросла по сравнению с 1964 годом (период окончания испытаний ядерного оружия в атмосфере). Общий радиационный фон увеличился в 1,5-2 раза, а суммарная доза годового облучения в г. Москве возросла за счёт увеличения содержания радионуклидов во всей биоте в 5-10, а иногда и в 100 раз (Минеева и др., 1990).

След аварии от ЧАЭС обнаружен на всех континентах, практически во всех природных средах, «Чернобыльский» цезий-137 обнаружен в турецком чае (рис. 4.61) и других продуктах питания (Алпатов и др., 1992). Например «Горячие» частицы были обнаружены у граждан Японии, эвакуированных с Украины и Белоруссии сразу через несколько дней после аварии на ЧАЭС. Именно японские специалисты одни из первых изучили их вещественный состав.

        Авария на ЧАЭС подорвала у многих людей веру в мирный атом, в возможность безопасного развития атомной энергетики. Эта и другие, более локальные аварии в СССР, показали нашу слабую подготовленность в решении вопросов, связанных с оценкой возникших ситуаций, с их последующей ликвидацией и реабилитацией пострадавших территорий.

        Загрязнение объектов окружающей среды радиоактивными веществами может происходить в результате аварий транспортных средств, использующих ядерные источники энерготеплоснабжения (подводные лодки, космические аппараты), или транспортирующих ядерные бомбы и сегодня стали известны факты исследования изотопа U²³⁸ для некоторых технологических целей, использование в качестве балансирующего материала в самолетах, либо в качестве наполнителя к авиационным бомбам и снарядам обычного типа для им большой проникающей способности (используется свойство большой плотности U²³⁸).

        Всем хорошо известны случаи падения бомб в Испании (Паломарес) и Гренландии, когда в силу совершенства предохранительных устройств ядерные взрывы не произошли, но радиоактивное вещество рассыпалось и загрязнило природную среду. На рис. 4.62 показаны основные районы происшествий с такого рода объектами.

        Так, при инциденте в Паломарисе (Испания) за счет распыления материала бомбы создался многокилометровый след загрязнения Pu (рис. 4.63). Приэтом концентрация радионуклида в воздухе в 10 – 100 раз была существенно выше, чем в США (Нью-Йорк), и в Северной Италии (табл. 4.22) и оставалась выше в 3 – 7 раз во все время наблюдения.

В качестве примера аварий с космическими аппаратами можно привести факт загрязнения атмосферы над Индийским океаном плутонием-238 в июне 1969 г. при аварии спутника США. В атмосферу при этом попали радионуклиды с общей активностью 17000 Кюри (Максимов и др., 1989). Содержание Pu²³⁸ в стратосфере того периода времени и динамика изменения его концентрации показана на рис. 4.64.

        Много писали и о падении радиоактивных частей с разрушенного советского космического аппарата «Космос - 954» в 1978 году.

Аварии на атомных подводных лодках (АЛЛ) - случаи довольно частые, как правило, они происходят не из-за реакторных устройств, а по другим техническим причинам. Загруженные ядерным топливом реакторы, ядерные боеприпасы остаются в пучине мирового океана, и тем самым, создается потенциальная угроза загрязнению воды и морских организмов.

        Кроме того, известны случаи механического разрушения реакторов АЛЛ при демонтаже, погрузочно-разгрузочных работах («Комсомольская правда», 6 июля 1991). При этом происходит радиоактивное загрязнение местности специфичными радионуклидами активационного типа (железо, марганец, кобальт и др.).

        На рис. 4.65 показан гамма-спектр загрязнённых почв в районе такой аварии вблизи г. Владивостока (Бухта Чажмо). Аномалия в тот период времени носила кодовое название «Дунай».

Кроме гамма-излучающих элементов, создающих мощность экспозиционной дозы более 3000 мкР/ч, нашими исследованиями и использованием методики осколочной радиографии доказано присутствие делящихся продуктов (уран - 235, плутоний), что свидетельствует о частичном выбросе топливного материала (Каштанов, Рихванов, 1991).

        Загрязнения радиоактивным изотопом U²³⁸ природной среды, по-видимому, произошло при взрыве самолета «Боинг» 21 декабря 1988 года над Шотландией (авиакатастрофа над Локерби). Обломки от самолета рассыпались по территории полета на десятки километров (рис. 4.66). Среди падающих с неба материалов было 400 кг U²³⁸, служившего стабилизатором системы хвостового оперения авиалайнера («Geo», № 7, 2000)

        Масштабы радиационного загрязнения природной среды в Ираке и Югославии от использования во время боевых действий бомб и снарядов, содержащих U^238, малодоступны и информация об этом, по существу дела, отсутствует. Оценивать последствия такого загрязнения весьма сложно, Радиационный фактор от U²³⁸, по видимости незначительный, но нельзя забывать, что уран сам по себе опасное химическое вещество – «почечный яд», писалось о нем, когда ещё не была известна радиоактивность.

        Загрязнение природной среды искусственными радионуклидами чаще всего происходит в результате нарушений правил, норм и инструкций по обращению с радиоактивными веществами. Таких случаев на человеческой памяти накопилось достаточно много. Так, в бразильском г. Гаяния в 1988 году из госпиталя был похищен контейнер с радиоактивным цезием - 137. Контейнер был вскрыт, порошок рассыпан, им играли дети, так как вещество обладало голубым свечением. В результате этого пострадало 244 человека, из них сильное облучение получило 20 человек, 4 человека погибло (табл. 4.23).

        В г. Рубцовске Алтайского края на заводе запасных тракторных частей со вторичным металлоломом в переплав попали материалы, содержащие цезий-137.

        При переплавке цезий-137 накопился в шлаках и был вывезен на шлакоотвал, на участках которого была зафиксирована высокая радиоактивность.

        Частично этим шлаком была отсыпана территория завода, что привело к нарушению естественного радиационного фона, к морально-психологическому травмированию работников завода и жителей города. Проведенные группой сотрудников Томского политехнического университета (Язиков Е.Г., Сарнаев С.И. и др.) исследования показали, что на территории завода фиксируется 8 аномальных зон с повышенным радиационным фоном от 110 до 3000 мкР/ч.

        Ликвидировать данные источники весьма просто, так как вся масса радионуклида находится в шлаке, который легко обнаруживается и выборочно отсортировывается.

        Данный случай произошел в результате нарушения Инструкции об установлении входного и выходного контроля, включающего в себя радиометрические измерения при приемке металлолома.

        Такие примеры можно найти в любом регионе. Так, например в г. Магадане был обнаружен обширный участок загрязнения ¹³⁷Cs в районе завода стройматериалов. Причиной загрязнения послужило попадание радиоактивного источника, который использовался в составе радиоизотопных уровнемеров и гамма-реле, в печь для обжига известняка. При замене футеровки печи загрязнённый материал был использован в качестве дорожно-строительного материала. Мощность дозы в местах отсыпки на поверхности достигала 10-15 мР/ч, а отдельные куски давали до 11 Р/ч на расстоянии 0,1 м (устное сообщение Соколикова А.В., главного специалиста по радиоэкологии Госкомэкологии Магаданской области).

        В средствах массовой информации описаны многочисленные случаи нахождения ампул с радиоактивными веществами. Как правило, это различные индикаторы и эталоны в квартирах, подвалах, пляжах и т.д., что нередко, как, например, в г. Краматорске, приводило к облучению населения и гибели людей («Правда», 8 декабря 1989г.).

        В 1992 году на берегу р. Псел в г. Стрежевом сотрудниками МГП «Экогеос» политехнического университета был обнаружен источник с мощностью экспозиционной дозы гамма-излучения 1, 5 Р/ч.

        Много источников радиоактивного излучения было ими выявлено в Университетской роще г. Томска. Там преобладали гамма-источники кобальта-60, европия-142, 144 и Др.

        Таким образом, источников загрязнения природной среды радиоактивными веществами как естественного, так и искусственного происхождения довольно много. Оценка их воздействия на объекты природы должна производиться с учетом конкретной реальной ситуации.

4.3. «Горячие частицы»

        С момента испытания ядерного оружия в атмосфере специалистами стали обнаруживаться высокоактивные микрочастицы, которые имели глобальное распределение. Эти образования были относительно редки, а методика их выявления была весьма трудоемкой, что не давало возможности оценить их реальную опасность для человека.

        Первыми, известными нам» материалами по данной проблеме являются исследования, доложенные на коллоквиуме по радиоактивным частицам, проведенном специальной комиссией по радиоактивности 5-6 марта 1959 года в г. Бад - Швальбахе (ФРГ). В 1958 году мировая общественность была обеспокоена новыми научными открытиями, связанными с присутствием в свободной атмосфере мельчайших частиц с высокой радиоактивностью (рис. 4.67), названных тогда «горячими частицами».

        Величина радиоактивности отдельных частиц по данным Е. Гросса (1963) достигает 10^-9 Ки (рис. 4.68). Теоретическая модель формирования такого рода частиц при ядерных взрывах рассмотрена достаточно подробно.

        Так Е. Гросс (1963) отмечает, что при взрыве ядерных устройств на башне можно ожидать образования следующих видов частиц:

        1) маленькие шарики размером в несколько микрон при идеальной конденсации из гомогенной фазы;

        2) большие частицы в несколько миллиметров, состоящие из материала башни (окислы железа);

        3) большие частицы, состоящие из материала грунта.

        При наземных и подводных взрывах они могут иметь, в силу особенности физики "огненного шара", несколько иные формы, но в большинстве случаев это мелкие частицы изометрической формы (рис. 4.69), иногда образующие конгломерат слипшихся частиц округлой формы. Это самостоятельно сконденсировавшиеся маленькие частицы, которые в дальнейшем не были адсорбированы большими частицами.

        Таким маленьким частицам необходимо больше время для оседания на поверхность, поэтому они переносятся на далекие расстояния (Гросс, 1963).

Размер «горячих частиц» аэрозольных выпадений в Европе по исследованиям 1958 года составлял 0,3 - 2 мк (Шеллинг и др., 1963).

        Состав радионуклидов «горячих частиц», исследуемых в то время, был преимущественно следующий (рис. 4.70): ¹⁴¹Се, ¹⁴⁴Се, ¹⁴⁷Nd, ¹⁴⁰Ва, ¹⁰³Ru, ⁹⁵Zr + ⁹⁵Nb, ¹⁴⁰La, ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ⁹¹Y, ¹⁴⁴Pr (Мэй и др., 1963), а также ⁹⁹Мо, ¹³²Те, ^{134. 132}I, ¹²⁰La, ²³⁷U, ²³⁹Np (Раевский и др., 1963).

        Состав матрицы был самый разнообразный: от карбонатного и силикатного, до оксидов железа и определялся составом материалов и грунтов в местах проведения взрывов (Гросс, 1963).

        Подобные исследования, как отмечают немецкие специалисты, в этот же период времени проводились в Морской радиологической лаборатории США.

        Авария на ЧАЭС в 1986 году высветила эту проблему наиболее остро. На первых этапах ликвидации её последствий оценку дозовых нагрузок на человека в зоне аварии производили без учета этого радиационного фактора, ориентируясь только на объем выброшенного йода-131, плотность загрязнения цезием-137, стронцием-90 и мощность экспозиционной дозы гамма-излучения.

        Сегодня специалистами дискутируется проблема происхождения «горячих частиц» на ЧАЭС (конденсат газово-водной фазы, тонкодисперсные остатки ядерного топлива и т.д.), их состава и даже самого термина.

        Мы, например, принимаем формулировку, предложенную Л.М. Хитровым (1993):

        «горячая частица» - есть образование любого радионуклидного и химического состава размером до 50 мкм и удельной активностью > 4 Бк (3*10^-11 Ки).

        Первоначальная формулировка этого понятия была сделана немецкими специалистами: «Горячие частицы» или «горячие зерна» - это мельчайшие частицы пыли с относительно высокой радиоактивностью. В понимании Р.Грейба (1994) - это микроскопические пылевые частицы с высоким уровнем радиоактивности при общей радиоактивности отдельных частиц от 10 до 10 000 Бк и диаметре от 0,01 до 1 тысячной миллиметра. Дж. Гофман (1994) термин «горячая частица» применяет для характеристики неравномерного характера распределения излучателя в ткани. Под ними он понимает частицы ядерного топлива, состоящие из α- и бетта-излучателей, или их сочетания. Некоторые исследователи, по данным Дж. Гофмана (1994), предложили следующее определение "горячей частицы": это частица, α -активность которой равна или больше 0,07 мкКи (Bair et al., 1974). Для частиц с меньшей активностью Эдвард Мартель (Martell, 1975) предложил термин «теплая частица».

        Сама неопределенность термина подчеркивает главную особенность этих частиц -их высокую точечную альфа-бетта радиоактивность от единичных весьма мелких образований, определяющая степень их биологической опасности.

        В силу чрезвычайно мелких размеров, когда они уже по существу дела представляют не пыль (dust), а дым (fume)  по существующей международной классификации частиц (табл. 4.24) эти частицы могут чрезвычайно долго находиться в атмосфере.

        Так, финские специалисты (J.Lehto, S.Salminen, 2003 г.) показали, что концентрация Рu в пылеаэрозольных выпадениях практически не зависят от времени года (рис. 4.71).

        Именно малые размеры, по существу дела «наночастицы»  определяют их чрезвычайную радиоэкологическую опасность.

        В Чернобыле активность отдельных частиц достигала 10³ - 10⁴ Бк с уровнем мощности дозы гамма-излучения от них до 1 Р/ч. В 1 м³ воздуха регистрировалось до 1400 «горячих частиц» с активностью от 0,03 до 2000 Бк размером до 2 мкм. В силу их малых размеров, они плохо задерживаются фильтрами и переносятся ветром на значительные расстояния. Так, японский ученый Косако Томако (устное сообщение, Гомель, 1990) на Международной конференции по проблеме Чернобыля показал, что «горячие частицы» были обнаружены у японских специалистов, находящихся в  г. Могилеве (300 км от Чернобыля) на 3-й день после аварии. Больше всего их фиксировалось на брюках. Измерения, проведенные в Японии на 3, 7, 14, 28 мая и через 1 год после аварии показали, что 80 % радионуклидов в «горячих частицах» ЧАЭС представлены короткоживущими изотопами (¹³¹I, ⁸⁹Sr, ⁹⁵Zr, ¹⁴⁴Ce, ²¹⁰Po, ²⁴⁰Ва и др., а оставшаяся часть представлена ¹³⁷Cs и ¹³⁴Cs, ¹⁰⁵Rh и ¹⁰⁶Ru, Pu, U и др.

        Р.Грейб (1994), со ссылкой на различные источники пишет, что швейцарский физик д-р Мэссон сумел продемонстрировать наличие «горячих частиц» в уличной пыли, на деревьях, на земле, в почтовых ящиках и т.п. Ученые из университета Констанцы нашли «горячие частицы» на заводах по переработке домашнего мусора. В результате такой рециркуляции пылевых частиц разными путями (ветер, детские игры, пылесосы и т.д.) абсолютное неконтролируемое число «горячих частиц» было ингалировано в дополнение к обычной пыли. Очень важно знать о том, что мы до сих пор вдыхаем такие частицы.

        Ленгфелдер указывает, что риск вдыхания «горячих частиц» для тех, кто работает в сельской местности ( помимо прочего, на сборе сена) существовал в течение многих месяцев и будет еще долго существовать. Проверка пыли на крышах в Германии в 1988 г. показала, что активность часто превышала 100 000 Бк. «Горячие частицы» фактически продолжают выявлять до сих пор.

        В 40 км от ЧАЭС обнаруживалось до 10⁹ - 10¹¹ «горячих частиц» на квадратный километр. По оценке специалистов от 5 до 30% всей радиоактивности было вынесено в виде таких частиц. Состав «горячих частиц» в зоне ЧАЭС сложный. Выделяют «топливные» и «нетопливные», в том числе графитовые частицы, и их состав прежде всего представлен следующими радионуклидами и их сочетанием: ¹⁴⁴Ce, ¹⁰⁶Ru; ¹⁴⁴Се + ¹³⁷Cs; ¹⁴⁴Се + ¹⁰⁶Ru;^134+137Cs ; ⁹⁵Zr + ⁹⁵Nb; Am + Cm + Pu + U (Бондаренко и др., 1984 и др.).

        В процентном отношении (Петряев и др., 1989) их состав может быть представлен в следующем виде:

        ⁹⁰Sr (до 50 %) + ¹⁰⁶Ru (до 30 %) + ¹⁴⁴Се (до 40 %) + Pu (до 25 %).

        В организм человека «горячие частицы» поступают пероральным и ингаляционным путем. Они, прежде всего, осаждаются в трахеях и бронхах, легочной ткани, а также в желудочно-кишечном тракте.

        Частицы с высокой активностью образуют подвижные (например, в макрофагах, скоплениях слизи) и неподвижные (в рубцах) «горячие точки». Большинство частиц, отложившихся в альвеолярной области, фагоцитируются макрофагами. Во время прохождения через легкие и при рециркуляции через региональные лимфоузлы облучаются форменные элементы крови с возникновением лимфопении и других гематологических изменений. В силу высокой активности (в пересчете на 1 г до сотен и тысяч Ки) за счет α, бетта, гамма-излучения они оказывают чрезвычайно острое воздействие на локальные участки биологической ткани, вызывая ее омертвение, образуя микрокаверны, микроязвы, фиброзы и т.д. (рис. 4.72, 4.73).

        Альфа-частицы действуют на организм на небольшом расстоянии от источника (0,05 миллиметра) и приводят к гибели клеток, через которые они проходят. Вся их энергия полностью поглощается тканью в точечной области. Поэтому в результате вдыхания этих частиц может появиться «дыра» в легких.

        «Горячие частицы» альфа-излучающих радионуклидов (плутония, трансурановых элементов) при диаметре менее 1 мкм несут активность 2-1.5 х 10⁶ Бк и способны глубоко проникать в легочную ткань. Известно, что риск возникновения рака легких при ингалировании нерастворимых соединений плутония в 2 - 3 раза выше, чем от растворимых, что можно интерпретировать как эффект «горячих частиц».

        Расчеты немецких специалистов («Радиоактивные частицы ...», 1963)показали, что при среднем содержании 30 «горячих частиц» в 500 м³ воздуха за IV квартал 1961 года в организм человека поступило около 50 частиц. Из них, примерно, 10 осталось в легких, в том числе 50% в альвеолах, 50 % в верхних дыхательных путях. Через две недели 50 % частиц выводится из дыхательных путей. Через месяц только 20 % частиц остается в легких.

        Но одна такая частица размером I μк и активностью 0,7*10^-9 Ки создаёт мощность дозы на ткань на расстоянии: 1 μк - 50 000 Рад/ч; 10 μк - 500 Рад/ч; 50 μк - 16 Рад/ч (Зоммермейер, 1963).

        Наименьшая доза, при которой происходит канцерогенез оценивается в 24000 рад (Раевский и др., 1963).

        Сложность оценки поглощенных доз от «горячих частиц» для близлежащих клеток состоит в том, что «горячие частицы» перемещаются. Например, легочная ткань старается вытолкнуть инородные частицы в горло, откуда они могут попасть в пищевод или в лимфоузлы. Клетки-макрофаги также перемещают частицы с места на место.

        «Горячие частицы» фиксируются и вблизи предприятий ЯТЦ.

        Так, нами после аварии 06.04.1993 года на радиохимическом производстве СХК в районе следа было установлено присутствие большого количества частиц микронного размера (10 мкм) с мощностью дозы гамма-излучения более 24 мР/ч. По своим параметрам эти образования являются классическими «горячими частицами». Одна такая частица, попав на биологическую ткань, создает только от бетта-излучения на участке радиусом 0,8 см локальную дозу 13 Гр (расчет Иванова А.Б., ГИПЭ, Москва, 1994). Кроме бетта-излучателей в них находятся альфа-излучатели такие, как уран-235, плутоний-239, америций-241 и т.д., что может кратно увеличить данную расчетную дозу.

        О присутствии этих частиц нами было заявлено Правительственной комиссии 08.04.1993 г., но этот радиационный фактор в районе аварии интенсивно игнорировали. Именно эти частицы обусловили загрязнение в районе поселков Черная Речка -Караказово.

        Позднее их присутствие было подтверждено исследованиями других специалистов (Глушко и др., 1993; Лысцов и др., 1993).

        На сегодняшний день, используя методику осколочной (f) радиографии нами (Архангельский В.В. и др.) достаточно четко откартирована зона максимального накопления микровключений делящихся элементов (U²³⁵, Pu²³⁹, Am²⁴¹ и др.), образующих многолучевые «звезды» (по типу представленных на рис. 4.72, 4.73) в верхнем горизонте почв (рис. 4.74).

        Опасность этого фактора в районе выброса реальной оценки не получила. Эти частицы не создавали высокой мощности гамма-излучения, обуславливающего внешнее облучение. Они обуславливали внутренние факторы облучения (Рихванов и др., 1996).

        Есть все основания предполагать, что «горячие частицы» с производств ЯТЦ выбрасывались в окружающую среду и в другие периоды. Их наличие установлено в рыбе (Берзина И.Г. и др., 1992). При исследованиях легочной ткани трупов пос. Самуськов и Моряковский Затон установлено присутствие компонентов ядерного топлива и некротические изменения ткани (исследования Мешкова Н.А., Каткова А.В. и других по разделу программы, курируемому Ильинских Н.Н.).

        В последнее время, присутствие таких образований установлено в речных отложениях р. Енисей ниже ГХК (Тимофеев, 1995), а также в аэрозольных образованиях в г. Новосибирске (Суслин, 1995).

        Роль «горячих частиц» вблизи предприятий ЯТЦ является одной из основной. Трагедия ликвидаторов последствий аварий на ЧАЭС на наш взгляд заключается не только в том, что они получили высокие дозовые нагрузки от внешних факторов, а в том, что они подверглись массированному воздействию потока «горячих частиц». Это обусловило возникновение заболеваний дыхательных путей и легких, заболеваний желудочно-кишечного тракта т.д.

        Поэтому нельзя не согласиться с членом-корреспондентом РАЕН А.Е. Катковым (1995), участником всего периода ликвидации аварии на ЧАЭС, что « ... безответственными были бы действия, ограничивающиеся измерениями только гамма-нагрузок на среду и человеческие популяции в случае тех аварий, которые происходили или произойдут на объектах технологически связанных с ураном или плутонием». Аналогичное ситуация может наблюдаться на урановорудных предприятиях.

        Некоторые зарубежные ученые (Грейб, 1994 и др.) считают, что при расчете доз от чернобыльской аварии, например, вредное действие «горячих частиц» было приуменьшено. По их мнению требуется срочно начать всестороннее исследование биологического действия «горячих частиц».

        В Томском регионе это один из возможных радиационно-опасных факторов, обуславливающих высокие дозовые нагрузки на организм человека, устанавливаемые методами биодозиметрии (Ильинских и др., 1995 и др.).