Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Формирование поля радиоактивного загрязнения 9
1.1. Естественные и антропогенные радионуклиды в ландшафте 9
1.2. Поля радиоактивного загрязнения, их размеры и структура 13
1.3. Подстилающая поверхность, формирующая радиоактивное загрязнение
1.4. Радиоактивное загрязнение атмосферы и гидросферы 24
1.5. Авария на Чернобыльской АЭС и радиоэкологическое состояние ландшафтов ближней зоны
Глава 2. Методы определения содержания радионуклидов в ландшафте . 32
2.1. Физические методы изучения содержания радионуклидов в окружающей среде
2.2. Отбор проб почвы 36г
2.2.1. Требования к выбору мест отбора проб почвы
2.2.2. Оценка необходимой глубины отбора проб почв 43
2.2.3. Использование метода полевой гамма-спектрометрии in situ 44
2.3. Географическиеметодыпри<исследованияхрадиоактивного 45
загрязнения ландшафтов суши.
Глава 3. Анализ результатов исследования вертикальной и горизонтальной миграции Cs
3.1. Пространственные особенности полей радиоактивного загрязнения Cs через 20 лет после аварии на ЧАЭС
3.1.1. Карты радиоактивного загрязнения 51
312. Поле радиоактивного загрязнения через 20 лет после аварии на ЧАЭС
3.2.1. Вертикальная дифференциация распределение радионуклидов 53
3.2.2. Профили 137Cs в автоморфных ландшафтах 56
3.3. 137Cs в ландшафтных катенах 61
3.3.1 .Полесская низменность 61
3.3.2. Среднерусская возвышенность 78
Глава 4. Динамика изменения плотности загрязнения 137Cs, выпавшего на территории Русской равнины в результате аварии на Чернобыльской АЭС
4.1. Общие сведения о территориях Республики Беларусь и Российской Федерации, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие чернобыльской аварии
4.2. Прогнозирование изменений плотности загрязнения Cs от аварии на ЧАЭС
Выводы 106
Список литературы 107
- Естественные и антропогенные радионуклиды в ландшафте
- Физические методы изучения содержания радионуклидов в окружающей среде
- Пространственные особенности полей радиоактивного загрязнения Cs через 20 лет после аварии на ЧАЭС
- Общие сведения о территориях Республики Беларусь и Российской Федерации, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие чернобыльской аварии
Введение к работе
Актуальность темы
Радиоактивное загрязнение окружающей среды связано с поступлением и распространением искусственных радионуклидов, произведенных человеком и не свойственных природе. Формирование полей радиоактивного загрязнения Земного шара произошло во 2-ой половине XX века.
Проблематика радиоактивного загрязнения относится к научной системе знаний, именуемой радиоэкологией, объединяющей биологическое и физико-математическое направления.
Глобальное загрязнение, являющееся результатом испытаний ядерного
оружия в атмосфере в конце 40-х - начале 70-х гг. XX века, сделало
антропогенные радионуклиды повсеместно распространенными в
ландшафтной сфере. Существенное влияние на изменение поля радиоактивного загрязнения территории не только бывшего СССР и России, но и всего Северного полушария, оказали последствия аварии на Чернобыльской АЭС, произошедшей 26 апреля 1986 г.
После аварии на Чернобыльской АЭС наиболее радиоэкологически значимым оказался долгоживущий радионуклид Cs, в силу своей летучести распространившийся на огромные расстояния от места аварии. Общее количество Cs, загрязнившего территорию Европы, составляет 77 ПБк (2,1 МКи); 19 ПБк (0,514 МКи) из этого количества выпало на территорию Европейской части России, на территорию Европейской части бывшего СССР выпало 47 ПБк (1,3 МКи).
Исследование структуры и трансформации полей радиоактивного загрязнения современных ландшафтов превратилось в наше время в актуальную научную проблему. Современные ландшафты сформировались в результате антропогенного влияния на естественные геосистемы. В наше время практически повсюду естественные ландшафты изменены человеком в той или иной степени в процессе хозяйственной деятельности. Поэтому, рассматривая вопрос о загрязнении современных ландшафтов, мы одновременно исследуем и важнейший экологический вопрос загрязнения земельных угодий. Информация
об их радиоэкологическом состоянии позволяет разрабатывать особые структуры землепользования, приводящие, в отличие от традиционных, к уменьшению дозовых нагрузок на население. Актуальность ландшафтного подхода в радиоэкологических исследованиях определяется тем, что формирование полей загрязнения, как на этапе выпадения радионуклидов, так и в процессе их вторичного перераспределения, происходит в ландшафте под воздействием природных и антропогенных факторов.
Цель работы
Выявление динамики вертикальной и горизонтальной миграции Cs на водосборах малых рек Русской равнины после Чернобыльской аварии
Задачи исследования.
Для достижения поставленной цели необходимо было решить следующие задачи:
Анализ методов изучения содержания и поведения радионуклида Cs в компонентах ландшафта.
Проведение экспериментальных наблюдений в природных и антропогенных ландшафтах, наиболее загрязнённых в результате аварии на ЧАЭС.
Анализ результатов полевых и лабораторных исследований.
Систематизация информации для исследования радиоактивного загрязнения современных ландшафтов суши низких рангов в период после аварии на Чернобыльской АЭС на примере цезиевых пятен на Русской равнине.
Закономерности распределения Cs по вертикальному почвенному профилю в разных ландшафтах.
Закономерности распределения Cs по горизонтальному почвенному профилю в разных ландшафтах.
Объект исследования. Водосборы малых рек Брянской, Тульской, Калужской и Орловской областей.
Научная новизна работы.
Выявление динамики вертикальной и горизонтальной миграции Cs на водосборах малых рек Русской равнины в антропогенных и ненарушенных ландшафтах через 20 лет после Чернобыльской аварии.
Соискатель выносит на защиту:
Результаты полевых и лабораторных исследований природных и антропогенных ландшафтов, наиболее загрязнённых в результате аварии на Чернобыльской АЭС
- Анализ закономерностей распределения Cs по вертикальному почвенному
профилю в разных ландшафтах.
Анализ закономерностей распределения Cs по горизонтальному почвенному профилю в разных ландшафтах.
- Результаты анализа трансформации цезиевого пятна на российской части
Русской равнины после Чернобыльской аварии.
Практическое значение. Результаты диссертационной работы могут быть использованы для совершенствования системы мониторинга загрязнения окружающей природной среды радионуклидами.
Внедрение. Результаты исследования по теме диссертации были использованы и используются:
при построении Атласа Современных и Прогнозных Аспектов загрязнения на территории России и Беларуси после аварии на Чернобыльской АЭС (АСПА)
при реализации международного проекта ПРООН ГЭФ «Экологического оздоровления бассейна Днепра»;
- при выполнении проекта РФФИ 08-05-00651-а «Прогнозное
картографирование радиоактивного загрязнения, сложившегося в прошлом».
Публикации. Основные результаты диссертации опубликованы в 9 научных трудах соискателя, в том числе 3 в рецензируемых журналах:
- «Радиационный мониторинг в Брянском полесье через 21 год после аварии на
Чернобыльской АЭС» Квасникова Е.В., Вакуловский СМ., Манзон Д.А.
Метеорология и Гидрология 2009 №7.
- «Цезий-137 в почвах ландшафтов, через 20 лет после аварии на
Чернобыльской АЭС» Квасникова Е.В., Гордеев С.К., Манзон Д.А. Известия
РАН. Серия географическая 2009 №5.
- «Радиоактивное загрязнение среднерусской возвышенности и её окрестностей
через 21 год. после аварии на Чернобыльской АЭС» Квасникова Е.В.,
Вакуловский СМ., Манзон Д.А. Метеорология и Гидрология 2009 №11.
Апробация работы.
Основные результаты диссертации представлялись научной общественности на конференциях:
Конференция молодых учёных, посвященная 70-летию дрейфа «Северный полюс - 1». Москва, ИПГ 10-11 апреля 2008 г.
«Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы» Москва, ИБФ им Н.М. Эмануэля РАН 3-5 июня 2008 г.
- «Проблемы экологической геохимии в XXI веке». Минск, 25-26 июня
2008 г. секционный доклад.
II Международная конференция «Геоэкологические проблемы современности» Владимир, 18-20 сентября 2008 г.
- Всероссийская научная конференция с международным участием
«Окружающая среда и устойчивое развитие регионов: новые методы и
технологии исследований» Казань, 19-22 мая 2009 г., секционный доклад.
- Конференция молодых учёных, посвященная 100-летию со дня рождения академика Е.К. Фёдорова. Москва, ИПГ 16-18 ноября 2009 г.
Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из Введения, 4 глав и
Естественные и антропогенные радионуклиды в ландшафте
В природе происхождение радиоактивных веществ может быть естественными (калий-40 и элементы семейств урана и тория, а также радионуклиды космогенного происхождения) и искусственными (осколки деления атомных ядер, продукты активации). Радиационная обстановка на Земле формируется излучениями этих радионуклидов и космическим излучением. Естественные радионуклиды распространены практически везде: входят в состав почв, горных пород, вод, растительности и живых организмов [5]. В атмосферном воздухе присутствует радон и продукты его распада из семейств урана и тория. Естественная радиоактивность (наряду с космическим излучением) является одним из факторов-эволюции жизни и существовала на протяжении всей геологической историшЗемли.
Техногенно измененный радиационный фон формируется под влиянием человека в природные процессы и может изменять радиационную обстановку местности [77, 97].
Искусственные радионуклиды образуются, в основном, за счет деления тяжелых ядер в ядерных реакторах и при ядерных взрывах, основанных на реакции деления, а также за счет активации ядер, что является особой характерной чертой ядерных взрывов, основанных на синтезе ядер (термоядерная бомба), хотя наблюдается и при работе ядерных реакторов [38, 39].
Радиоактивное загрязнение окружающей среды связано с поступлением в нее искусственных радионуклидов, произведенных человеком и не свойственных природе генетически. Формирование полей радиоактивного загрязнения Земного шара произошло во 2-ой половине XX века. Проблема радиоактивного загрязнения возникла сравнительно недавно, в конце 40-х годов XX века, с начала производства оружейного плутония и проведения испытаний ядерного оружия. Соединенными Штатами в пустыне Аламогордо была взорвана 1-ая атомная бомба 15 июля 1945 г; а 29 августа 1949 г. (8-ой ядерный взрыв в истории испытаний), Советским Союзом на Семипалатинском полигоне была взорвана ее точная копия. Эти взрывы положили начало ядерной эры в геохимии Земли. В 50-ые и 60-ые годы этот вид антропогенного воздействия на окружающую среду в глобальную экологическую проблему современности.
Повсеместность загрязнения связана с тем, что радиоактивные продукты термоядерных взрывов средней и большой мощности попадали в стратосферу и после перемешивания оседали на земную поверхность в течение многих месяцев. Наибольшее количество радионуклидов в стратосферу было заброшено в 1957-1958 гг. и 1961-62 гг. [65, 99];
Радиоактивное загрязнение местности глобальными выпадениями продуктов испытаний ядерного оружия формировалось, в основном, с конца 50-х до середины 60-х годов. В- 1963 г. был подписан Московский договор; запрещающий проведение ядерных испытаний в атмосфере, космосе и под водой, подписанный СССР и США, однако Франция продолжала испытания до 1974г., а Китай до 1980 г. [19].
В настоящее время практически полностью прекращены испытания ядерного оружия в атмосфере и других средах. Поэтому большого количества коротко- и среднеживущих радионуклидов, таких как 131Г, 140Ba+140La, 14,Се, , ,03Ru 89Sr 95Zr+95Nb, 144Се и ,06Ru ни в атмосфере, ни на почве уже нет. [19]. Но глобальное загрязнение в виде долгоживущих радионуклидов успело за эти годы, распространиться.по всей планете. Основными среди них являются 137Cs (период полураспада 30,1 года), 90Sr (28,6 лет), 239Ри (24110 лет); 240Ри (6553 года), 24,Ри (14,4 года) и 241Ат (433 года). Кроме них, в меньших количествах, присутствуют 238Ри (86,4 года) и некоторые долгоживущие изотопы редкоземельных элементов, например, Ей (8,5 лет), а также в очень малом количестве - сверхдолгоживущие радионуклиды, как 1291. Основное поступление на земную поверхность 238Ри связано не с ядерными взрывами, а со сгоранием в атмосфере в 1964 г. американского космического спутника SNAP-9A, где этот радионуклид использовался как изотопный источник энергии.
При проведении наземных ядерных взрывов сформировались локальные радиоактивные следы. СССР проводил свои наземные ядерные взрывы в основном на территории ядерных испытательных полигонов. В настоящее время аэро-гамма-съемки фиксируют лишь два следа от всей серии наземных и подземных экскавационных ядерных взрывов на Семипалатинском испытательном полигоне - от атомного взрыва 24 09 1951 г. и термоядерного взрыва 12.08.1953 г. Радионуклидный состав выпадений на следах наземных взрывов отличается от состава глобальных выпадений наличием долгоживущих радионуклидов 60Со, 152Еи [86, 39].
На настоящее время в радионуклидном загрязнении окружающей среды главное место заняли аварии ядерных- реакторов.
При авариях реакторов происходит высокотемпературное плавление всей или части активной зоны и, если реактор не прикрыт защитным колпаком, как ЭТО было во время аварии на АЭС "Три-Майл-Айленд" (1979 г., США), значительная часть радионуклидов, особенно летучих, попадает в атмосферу. Такой вариант наблюдался при аварии реактора в Уиндскейл (1957 г., Великобритания)! Если же тяжелая авария сопровождается взрывом активной зоны, как это случилось на 4-ом блоке Чернобыльской АЭС, в атмосферу попадает практически весь набор радионуклидов, которые накопились в реакторе к моменту взрыва (хотя доля выброса каждого из радионуклидов может быть весьма разной).
После распада радионуклидов с периодами полураспада секунды, минуты и часы значимым становится вполне определенный набор радионуклидов. По нарастанию периодов полураспада (в скобках) он выглядит следующим образом: [19] 1331 (20,8 час), 239Np (2,35 дня), 99Мо (2,75 дня), 132Те (3,26 дня) с 1321, ш1 (8,04 дня), 140Ва (12,8 дня) с I40La, ,36Cs (12,98 дня), 141Се (32,5 дня), 103Ru (39,4 дня), 89Sr (50,6 дня), 9IY (58,5 дня), 95Zr (64 дня) с 95Nb (35 дней), 144Се (284 дня), 106Ru (367 дня), I34Cs (2,06 лет), I25Sb (2,7 года), 90Sr (28,5 лет), 137Cs (30,1 года), и трансурановые радионуклиды - 238Ри (86,4 года), 240Ри (6553 года), 239Ри (24110 лет), 241Ат (433 года). Периоды полураспада даны по справочникам [16, 68].
Через несколько лет значимыми остаются лишь последние шесть радионуклидов, а с учетом плохой летучести стронция и его соединений и трансурановых радионуклидов на удалении в 40-60 км и более от аварийного реактора основными становится 137Cs [24, 98] \
Также загрязнению окружающая среда подвергается при складировании и утилизации ядерных отходов.
В первую очередь страдает атмосфера, объекты гидросферы, почва и произрастающая на ней растительность, антропогенные объекты. При этом почва является главным компонентом ландшафта, где аккумулируются и перераспределяются искусственные радионуклиды [77, 39, 69, 70]. Загрязнение ландшафтов приводит к облучению людей, животных и растений.
Физические методы изучения содержания радионуклидов в окружающей среде
Гамма-спектрометрия является одним из важнейших методов диагностики радиоактивного загрязнения. [23, 82]. Гамма-спектрометр представляет собой прибор для определения энергетического состава излучения, падающего на его детектор. Распространены спектрометры со сцинтилляционными и полупроводниковыми детекторами. Первые могут иметь значительный рабочий объем и, следовательно, высокую чувствительность, а вторые - более высокое энергетическое разрешение - способность различать линии излучения с близкими энергиями. При поглощении или рассеянии фотона в рабочем теле детектора вырабатывается электрический импульс, амплитуда которого пропорциональна энергии, потерянной фотоном. Анализатор импульсов, разбивает на градации диапазон изменения амплитуд и подсчитывает количество импульсов в каждой градации (канале) за время измерения. В качестве анализатора используется компьютерная техника. Таблица количеств импульсов по каналам и представляет собой аппаратурный спектр гамма-излучения. Этот спектр отличается от истинного, поскольку эффективность. регистрации (доля зарегистрированных фотонов от общего потока через детектор) зависит от энергии, а также вследствие неполного поглощения энергии части фотонов в детекторе. Это учитывается при обработке спектров. Спектрометры снабжаются устройствами визуализации, хранения, предварительной обработки и передачи результатов, защитой от мешающих излучений, устройствами управления, контроля работоспособности, питания.
Лабораторный спектрометр позволяет исследовать излучения проб загрязненных объектов, или небольших предметов целиком. При этом важно обеспечить представительность опробования. Спектрометрия, в, полевых условиях снимает этот вопрос, обеспечивая хорошее усреднение данных (сбор излучения с больших площадей). В; лабораторных условиях возможна тщательная калибровка аппаратуры, измерение спектров при сведении к минимуму мешающих факторов, а при полевых измерениях условия измерений изменчивы, что влияет на точность определения спектров.
Радиохимический метод анализа проб окружающей среды состоит из нескольких стадий [39]: получение исходного раствора; отделение изучаемого радионуклида (или группы радионуклидов) от массы макрокомпонентов и мешающих излучателей; окончательная очистка изучаемого радионуклида (или группы радионуклидов); количественное измерение по радиоактивному излучению.
Применение спектрометрических методов на последней стадии радиохимического анализа существенно упрощает анализ в части радиохимических операций выделения и очистки конечного препарата, а также гарантирует уверенную идентификацию анализируемого радионуклида. Последнее особенно важно, когда речь идет о пробах со сложным радионуклидным составом и когда анализируемый радионуклид находится в невыгодном количественном соотношении с излучателями, имеющими близкие химические свойства.
Для контроля химического выхода, а также в связи с тем, что в пробах массовая концентрация радионуклидов слишком мала, чтобы могли протекать реакции разделения, при радиохимических анализах используется радионуклидное разбавление.
Количество вводимого носителя, с одной стороны, должно быть достаточным, чтобы в конечных операциях элемент был выделен в виде самостоятельного соединения, а с другой стороны, его количество не должно мешать измерениям (рассеяние и самопоглощение). Обычно количество вводимого носителя составляет несколько десятков миллиграмм в пересчете на элемент. При использовании тонких методов разделения, таких, например, как разделение редкоземельных элементов бумажной хромотографией, носитель вносится в количестве около 1 мг.
Обязательным условием при использовании метода введения носителя является тождественность химического состояния в растворе радионуклида и его носителя. Соблюдению этого условия препятствуют некоторые трудности, если элемент способен к гидролизу или комплексообразованию в данной среде. Поэтому обычно внесение носителей производится на первой стадии радиохимического анализа непосредственно в анализируемую пробу.
Аэро-гамма-спектрометрия. Установка гамма-спектрометра на самолет или вертолет позволяет достичь высокой производительности, представительности, степени осреднения результатов, но требует введения необходимых поправок [51]. Самолет помимо спектрометра оборудуется бортовым компьютером для оперативной обработки спектров, формирования банка данных высотомером для коррекции степени поглощения излучений почвы в слое воздуха под самолетом, навигационной аппаратурой для привязки результатов к местности. Результаты измерений должны включать количества импульсов в каналах для каждого интервала времени полета, для которого определяются активности, и значения высоты для этих интервалов.
Детектор аэрогамма-спектрометра регистрирует излучение почв в полосе, пролегающей вдоль линии полета и имеющей ширину, приблизительно втрое превышающую высоту полета. Это свойство ценно для построения карт, т.к. результатам съемки изначально присуща генерализация.запаса загрязняющих радионуклидов и содержаний естественных радиоактивных элементов. Основы метода разработаны в Институте прикладной геофизики в 60-ые годы.
Метод полевой гамма-спектрометрии in situ позволяет при исследованиях локальных мест загрязнения получить, оперативно без пробоотбора и последующего лабораторного анализа большое число измерений с возможностью расшифровки гамма-спектра в полевых условиях при; помощи портативного компьютера. Метод полевой радиометрической съемки; основані на измерениях, выполняемых с помощью радиометра фотонного излучения с коллимированным спектрально-чувствительным сцинтилляционным детектором [40].
В настоящее время наиболее широко используется отечественный прибор Корад (рис.6) [13], в котором в качестве измерительного пульта используется автономный переносной 256-канальный анализатор импульсов, а в качестве детектора сцинтиляционный кристалл Nal 50 50 мм в свинцовом коллиматоре. В; процессе измерения, установки режимов и параметров прибора вся необходимая оператору информация; высвечивается на индикаторе. Это позволяет контролировать процесс измерения и оперативно вносить необходимые корректировки. Интерфейс связи обеспечивает передачу накопленных результатов измерений (до 1000 точек и 44 спектра) «в компьютер.
Пространственные особенности полей радиоактивного загрязнения Cs через 20 лет после аварии на ЧАЭС
Современное поле загрязнения сложилось во 2-ой половине XX века, и было изучено посредством 2-х этапов радиационного мониторинга. В середине 60-х годов поле загрязнения определялось глобальными выпадениями радиоактивности из стратосферы в результате атмосферных ядерных взрывов. Максимальные уровни не привязаны в данном случае к источнику, а привязаны. к зонам наибольшего количества осадков. Эта картина- явилась фоном для. представления- последствий Чернобыльской аварии, изученных в процессе 2-ого этапа мониторинга с 1986 по 2009 гг.
Данные этих двух этапов мониторинга современно организованы, обработаны и обнародованы в двух атласах радиоактивного загрязнения, выпущенных в 1998 г. Именно эти произведения наиболее полно характеризуют тот фон, на котором будут развиваться новые ядерные события, которые произойдут в будущем.
В ходе изучения радиационной обстановки после аварии на ЧАЭС был методически отработан процесс создания мелко- (1:1,000,000 - 1:20,000,000), средне- (1:200,000 - 1:1,000,000) и крупно- (крупнее 1:200,000) масштабных карт загрязнения территорий Cs. Отображение поля радиоактивного загрязнения по 3-м уровням генерализации служит различным целям и ориентировано на различные категории пользователей:
Картографирование низких уровней радиоактивного загрязнения, т.е. глобальных или превышающих глобальные менее, чем в 10 раз, проводится в одном из мелких масштабов, т.к. в задачи такого картографирования не входит выделение конкретных населенных пунктов, попадающих в ту или иную зону загрязнения, имеющую узаконенный перечень льгот для населения. Задачи мелкомасштабного картографирования радиоактивного загрязнения ограничиваются выявлением основных территориальных закономерностей распространения выпадений радионуклидов и представлением последствий чернобыльской аварии и других инцидентов (если они выделяются) на фоне глобального загрязнения, сформировавшегося в результате ядерных испытаний.
Средне- и крупно- масштабное картографирование раскрывает внутренние особенности структуры поля загрязнения. Средне- и крупномасштабные карты служат не только научным, общеобразовательным и просветительным целям, но и имеют большую практическую значимость для выработки тактики безопасного природопользования, важны для медицинских оценок состояния здоровья населения.
Информация о радиоактивном загрязнении организуется в виде тематических радиационных баз данных, хранящихся в форме географически привязанных точечных данных. Поле радиоактивного загрязнения непрерывно по своей природе. Реконструкция этой непрерывности производится с помощью методов интерполяции, оценивающих значения переменной между точками измерений.
Практическое значение карт радиоактивного загрязнения очевидно: это прежде всего предоставление управляющем звеньям экономики и администрациям информации о состоянии подвластных территорий. Эта информация используется для территориального планирования экономических, сельскохозяйственных, жилищных, рекреационных структур. Эта информация дает основу для оценок ущербов здоровью населения и народному хозяйству, оценок рисков, и служит выработке территориальных стратегий природопользования [18].
Кроме того, в наше время мы не гарантированы от новых аварий и ядерных инцидентов, которые будут происходить поверх того ПОЛЯ радиоактивного загрязнения, которое, сложилось к данному моменту. Это поле загрязнения мы должны рассматривать как фон для.новых ядерных инцидентов будущего. Таким образом, прогноз фона загрязнения должен осуществляться особенно тщательно в отсутствие новых инцидентов, когда стареющее поля радиоактивности живет в ландшафте и изменяется как под действием законов физики распада, так действием ландшафтных факторов.
В настоящее время роль карт радиоактивного загрязнения имеет важное социальное и образовательное значение. Антропогенная радиоактивность уже полвека включена, в жизнь человека, стала неотъемлемой частью среды его обитания. Человеку теперь с ней жить всегда. Карты должны способствовать формированию нового сознания - сознания человека атомного века:
На европейской территории1 страны хорошо просматриваются последствия аварии на Чернобыльской АЭС. Восточный чернобыльский след пересекает Полесскую низменность, Среднерусскую возвышенность, Окско-Донскую равнину и Приволжскую возвышенность, доходя до Урала в .районе Екатеринбурга. Уровни в стержневой части следа повышаются до 40 Ки/км2 (148 кБк/м2) на западе Брянской обл., до 5-7 Ки/км2 (185-260 кБк/м2) (в Калужской и Тульской областях), до 1 Ки/км2 в Рязанской и Пензенской областях. Однако, основные площади имеют уровни, приближающиеся к глобальным 10-70 мКи/км2 (0,04-0,26 кБк/м2).
Особенностью работы водотоков является перенос материала в виде растворенного или твердого стока на огромные расстояния. В горных странах Южной Сибири чернобыльские выпадения можно считать практически не выделяющимися на фоне глобальных. Для горных территорий характерны относительно повышенные глобальные уровни загрязнения в диапазоне 70-100 мКи/км (2,59-3,7 кБк/м ), что заметно на карте России.
Общие сведения о территориях Республики Беларусь и Российской Федерации, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие чернобыльской аварии
Республика Беларусь. В 1986 году радиоактивному загрязнению цезием-137 свыше 37 кБк/кв. м (1 Кюри/кв. км) подверглось более 43 тыс. км территорий Брестской, Витебской,Гомельской, Гродненской, МИНСКОЙ № Могилевской областей Республики Беларусь (рис. 31).
По состоянию на 1 января 2004 года общая площадь загрязненных цезием-137 территорий составила.более 41 тыс. км (табл. 3), то есть около 20% от общей территории Республики Беларусь. Площадь загрязнения территорий стронцием-90 с уровнями загрязнения почвы выше 5;5 кБк/м (0,15 Ки/кв. км) составила 21,1 тыс. км (10% от общей территории Республики Беларусь). Загрязнение стронцием-90 носит локальный характер, территории загрязненные данным радионуклидом имеются только в Гомельской (наиболее загрязненные Хойникский и Ветковский1 районы) и Могилевской, областях (наиболее загрязненный Чериковский район). Загрязнение территории изотопами плутония-238, 239, 240 с плотностью более 0,37 кБк/км2 (0,01 Ки/км2) охватывает около 4,0 тыс. км , или почти 2% площади республики.
Вследствие естественного распада радионуклидов площади зон радиоактивного загрязнения сокращаются. По прогнозу Минприроды Республики Беларусь к 2015 году площади территорий радиоактивного загрязнения в целом и по установленным законодательствам зонам-сократятся, примерно, на треть. Зоны радиоактивного загрязнения сохранятся лишь в Могилевской, Гомельской и Брестской областях.
По состоянию на 1 января 2006 года зоны радиоактивного загрязнения располагались на территории 14 субъектов Российской Федерации (Белгородская, Брянская, Воронежская, Калужская, Курская, Ленинградская, Липецкая, Орловская, Пензенская, Рязанская, Тамбовская, Тульская, Ульяновская области и Республика Мордовия) [79]. Общая, площадь загрязненных цезием-137 территорий составила 31,1 тыс. км2, в том числе 25,9 тыс. км2, т.е. 1 % от территории Европейской части России - это территории наиболее пострадавших Брянской, Калужской, Орловской и Тульской областей (табл. 4).
В результате проведения защитных мероприятий и в силу естественного распада радиоактивных элементов радиационная обстановка на территориях, пострадавших в результате чернобыльской катастрофы, заметно улучшается. Вместе с тем, эти процессы протекают медленно - территории с плотностью загрязнения цезием-137 более 555 кБк/м2 (15 Ки/км2), останутся и после 2016 года (территории юго-западных районов Брянской области).
В связи с введением в действие в4 1991 году Закона Российской: Федерации, "О социальною защите граждан,, подвергшихся воздействию радиации вследствие катастрофы на Чернобыльской АЭС" долгосрочный прогноз радиоактивного загрязнения пострадавших территорий становится актуальной задачей. Ее решение необходимо для планирования; и осуществления мер; направленных на выполнение экологического оздоровления и развития экономики на загрязненных территориях.
Задача; долгосрочногошрогнозированияізагрязнения 137Cs в практическом аспекте сводится к построению комплекта карт среднего масштаба на ряд дат tj (i=l,2,...,n); Построение прогнозных карт не может быть осуществлено по расположению изолиний плотности загрязнениям ,37Cs на карте. Это связано с неравномерным; распределением- уровней плотности загрязнения между изолиниями; что, с учетом шага между принятыми изоуровнямщ может приводить к недопустимым ошибкам в прогнозировании; Поэтому, в основу прогнозных карт должны, быть, положены исходные:гриды в полном объеме, что и при построению карт загрязнения; Cs в 90-е годы XX в.
Для прогнозав качестве исходного грида; бралась «база; данных Институтам глобального климата» и /экологии; сформированнаяш результате радиационного мониторинга 1986-1993 гг., выполнявшегося по заданию Госкомгидромета СССР; по результатам которого были построены; государственные карты и, атласы, использовавшиеся; для зонирования.территорий по степени опасности проживания;
Исходя из рассмотренных выше подходов прогнозирования изменения загрязнения Cs, были построены прогнозные карты масштаба 1:1 000 000 для субъектов Российской Федерации с уровнями загрязнения более 1 Ки/км2 (37 кБк/м ). По картам были определены площади зон загрязнения с различным диапазоном уровней на каждое десятилетие после аварии на ЧАЭС до 2046 г.
Рассчитанные значения tn, когда уровни загрязнения становятся менее 1 Ки/км даны в табл.5. Там же приведены значения времени tk, после которого загрязнение на территориях субъектов Российской Федерации станет ниже 1,5, 15 и 40 Ки/км . В табл.6 указывается год, когда точечные значения плотности загрязнения местности Cs становятся ниже пороговых уровней загрязнения, указанных в Законе РФ. Необходимо при этом понимать, что пятна загрязнения размером 10 км , показываемые на прогнозных картах средних масштабов, как правило, исчезают на несколько лет раньше, так как точечное значение не освещает такой площади [9].
В качестве примера на рис.32 и 33 приведены: ретроспективные карты на 1986 г., карты на 1996 г. (исходные карты на 1993 г. практически не отличаются от карт на 1996 г.), а также прогнозные карты на-2006, 2016, 2026, 2036, 2046 и 2056 гг. для наиболее загрязненной Брянской области.
Сокращение площадей с различными уровнями загрязнения в разных областях не является пропорциональным. Отсутствие пропорциональности определяется особенностями пространственного распределения плотности загрязнения Cs.
Из результатов прогнозирования следует, что уровни загрязнения более 40 Ки/км (1480 кБк/м ) исчезнут в 2049 г., уровни загрязнения более 15 Ки/км (555 кБк/м ) на территории Брянской области, окончательно исчезнут, примерно через 100 лет после аварии (в 2092 г.). Уровни снизятся до значений менее 1 Ки/км (37 кБк/м") в этой области только примерно через 320 лет после аварии.
Результаты, проведённых исследований коррелируют с данными радиационного мониторинга Белорусской стороны на сопряжённых ландшафтах, что обосновывается1 совместно построенными картами радиоактивного загрязнения 137Cs в изданном в 2009г. атласе современных и прогнозных аспектов последствие аварии на чернобыльской АЭС на-пострадавших территориях России.и Беларуси (АСПА Россия-Беларусь).
