ОСОБЕННОСТИ РАДИОАКТИВНОГО ВЫБРОСА

В результате чернобыльской катастрофы из активной зоны реактора было выброшено примерно 45 типов радионуклидов с суммарной активностью до 50 миллионов кюри. В отличие от ядерного взрыва и других радиационных аварий, данная катастрофа сопровождалась не только мгновенным выбросом радиоактивных веществ за счет взрыва, но и последующим длительным поступлением радионуклидов в атмосферу за счет горения графита в активной зоне реактора. Из всех выброшенных из активной зоны материалов основной вклад в радиационную обстановку внесли в краткосрочном плане йод-131, в долгосрочном плане - цезий-137, стронций-90, плутоний-239, -240, а также высокоактивные частицы топлива, так называемые "горячие" частицы. Высокая температура внутри реактора способствовала образованию радиоактивного облака, состоящего из радиоактивных газов, мелкодисперсных частиц и крупного аэрозоля. Радиоактивные газы за счет теплового подъема достигали значительных высот. Крупный аэрозоль вел себя как радиоактивная пыль ядерного взрыва, т.е. оседал на промплощадке, мызывая стабильное радиоактивное заражение местности. В отличие от него, тонкодисперсный аэрозоль, распространяясь в приземном слое атмосферы по направлению ветра, создал серьезные проблемы для достоверного выявления радиационной обстановки в зоне аварии и обусловил значительное радиоактивное загрязнение территорий севернее Чернобыльской АЭС и, в первую очередь, Белоруссии и Российской Федерации. Распределение пылевых частиц по размерам в приземном слое воздуха в районе Чернобыльской АЭС в первые дни аварии представлены в таблице 2.1.

Таблица 2.1.

Данные по распределению радиоактивного аэрозоля на высоте 2 м на промплощадке АЭС 12.05.86 г.

Таким образом, основная масса радиоактивных частиц находилась в диапазоне 0,2 - 1,2 мкм. Частицы такого размера могут "висеть" в воздухе в течение длительного времени и перемещаться вместе с воздушными массами по направлению ветра.

Поскольку поступление радиоактивных частиц в атмосферу зависело от физико-химических характеристик веществ, находящихся в реакторе, динамики теплопоглощающих и фильтрующих материалов: бора, свинца, песка, глины и доломита, то выбросы радиоактивных веществ имели пульсационный характер.

Пульсационный характер выбросов радиоактивных частиц, сильные ливневые дожди, прошедшие в районе катастрофы, и ландшафтные особенности местности способствовали резкому изменению градиента уровня мощности доз на различных участках местности. В лесных массивах за счет осаждения радиоактивных частиц на листве и медленного перемещения воздушных потоков уровни мощности экспозиционных доз были намного выше, чем на открытых участках местности, лишенных растительности. Постоянно перемещающееся облако тонкодисперсных радиоактивных веществ также вносило существенные коррективы в измерение мощности экспозиционных доз, которые выполняли посты радиационной разведки.

Вместе с тем, с первых же дней проведения дезактивационных работ была обнаружена их низкая эффективность, особенно традиционных методов дезактивации, основанных на использовании водных рецептур. Понимание причин низкой эффективности процессов дезактивации также пришло несколько позже. Стало очевидным, что эффективность дезактивации, в первую очередь, зависит от специфики радиоактивных загрязнений. Первичное загрязнение объектов внешней среды - зданий, сооружений, техники происходило за счет сорбции газообразных и высокодисперсных радиоактивных веществ. Радионуклиды, находящиеся в облаке в виде пара или высокодисперсного аэрозоля, легко проникали в поры и трещины различных материалов, конструкций и поверхностей объектов внешней среды. Относительная величина пористости различных материалов представлена в таблице 2.2.

Как видно из данных, приведенных в таблице 2.2., очень многие материалы, поверхности и конструкции могут легко сорбировать радионуклиды в парообразном и аэрозольном состоянии. Удаление радиоактивных частиц из пор требует создания определенных условий проникновения дезактивирующих составов в пористые структуры и преодоления сил адгезии. Следующей особенностью загрязнений являлось наличие в облаке так называемых "горячих" частиц, которые образовались в результате возгонки ядерного горючего, в первую очередь, цезия, стронция и рутения. Главная опасность этих частиц - высокая активность. Если активность обычных частиц не превышает 10-14 Ки, то активность "горячих" частиц пылевого происхождения может составить 10-4 Ки. По этой причине активность радиоактивного облака в первые дни катастрофы в промзоне ЧАЭС составила 10-7-10-8 Ки/л. Ингаляционный путь воздействия радионуклидов в начальный период ликвидации катастрофы представлял первостепенную опасность, т.к., во-первых, в воздухе находились аэрозольные частицы с высокой активностью до 10-4 Ки, во-вторых, эти частицы, оседая в альвеолах легких человека за счет вдыхания воздуха, способны интенсивно облучать прилегающие ткани, вызывая на микронных уровнях до-ювые нагрузки, равные тысячам рад. По химическому составу "горячие" частицы представляли собой оксиды и карбиды редкоземельных радиоактивных металлов, которые, обладая столь высокой активностью, мало растворимы в воде и очень плохо смывались при обработке дезактивирующими растворами.

Таблица 2.2.

Пористость различных материалов

Таким образом, в результате чернобыльской катастрофы образовался весьма специфический и ранее не встречавшийся тип радиоактивного заражения, который не только по масштабу, но и по- качеству загрязнений территорий не имеет аналогов. Все это создало очень большие трудности при проведении мероприятий по дезактивации. Обобщенные данные по особенностям радиоактивного за-I грязнения в районе Чернобыльской АЭС представлены в таблице 2.6.

Таблица 2.3.

Особенности радиоактивного загрязнения в районе ЧАЭС

ЗАГРЯЗНЕНИЕ ТЕРРИТОРИЙ

Работы по радиационному мониторингу территории страны были развернуты, начиная с первых дней после аварии. Всего в России обследовано более 6 миллионов квадратных километров территории России. На основе аэрогаммасъемки и наземных обследований подготовлены и изданы карты по загрязнению цезием-137, стронцием-90 и плутонием-239 европейской части России. В 1997 году завершился многолетний проект Европейского сообщества по созданию атласа загрязнения Европы цезием после чернобыльской аварии. По оценкам, выполненным в рамках этого проекта, территории 17 стран Европы общей площадью 207,5 тыс. кв. км оказались загрязненными цезием с плотностью загрязнения свыше 1 Ки/км2 (таблица 2.4.).

Таблица 2.4.

Суммарное загрязнение европейских стран 137Сs от чернобыльской аварии

Сложный характер метеоусловий определил сильную неравномерность уровня загрязнения местности относительно как величины, так и радионуклидного состава. Так, на расстоянии в десять километров плотность загрязнения 137Сз (цезий-137) зачастую различалась в десятки и сотни раз. Максимальные значения плотности загрязнения почвы 137Сз достигали 200 и более Ки/км2 (табл. 2.5.).

Таблица 2.5.

Загрязнение территории Российской Федерации 137 Сs

Внесистемная единица активности Кюри (Ки), равная 37 миллиардов распадов изотопа в секунду, в настоящее время используется только в России и некоторых странах СНГ. Для характеристики загрязнения поверхности почвы применяется единица Ки/км2. В системе единиц СИ, повсеместно используемой за рубежом и часто в России, принята иная величина активности - Беккерель (Бк). 1 Бк равен 1 распаду в секунду. Соответственно, 1 Ки/км2 равен 37000 Ьк/м2 или 37кБк/м2. Фоновые (дочернобыльские) значения загрязнения территории Европейской части России 137Сз за счет испытаний ядерного оружия находятся в пределах 5-7 кБк/м2.

Характер радиационной обстановки в первый месяц после загрязнения определялся короткоживущими радионуклидами, из которых особое значение для человека играл йод-131, период полураспада которого составляет 8,04 суток. Мощность экспозиционной дозы, которая определяет дозу внешнего облучения человека, быстро спадала, уменьшившись примерно на порядок за первые 50 дней, причем в менее загрязненных местах скорость спада мощности экспозиционной дозы была ещё выше.

Единицей измерения мощности экспозиционной дозы является рентген в секунду (Р/с). На практике на загрязненных территориях в первое время использовали миллирентген/ч (мР/ч), а в последние годы - микрорентген/ч (мкР/ч). Они соотносятся как 1000000 мк/ч = 1000 мР/ч = 1 Р/ч. Фоновые (дочернобыльские) значения мощности дозы на местности находились в пределах от 10 до 20 мкР/ч.

Непосредственно в период радиоактивных выпадений существовало три пути облучения - внутреннее ингаляционное (с вдыхаемым воздухом), внутреннее за счет поступления радионуклидов с загрязненными продуктами питания и внешнее облучение от облака и загрязненной местности. Именно в ранний период происходило преимущественное облучение щитовидной железы за счет накопления в ней радионуклидов йода, поступавших с продуктами питания и за счет ингаляции. Содержание радионуклидов 131-1 в молоке достигало в отдельных районах Брянской области сотен тысяч беккерелей на литр. В силу физиологических особенностей наибольшие дозы облучения щитовидной железы получали дети младших возрастов. В отдельных случаях дозы у детей достигали 10 Зв. Действовавшие в то время нормативы допускали облучение щитовидной железы детей в дозах до 0,3 Зв. Реконструкция доз облучения щитовидной железы серьезно затруднена отсутствием многих данных по раннему периоду облучения и до настоящего времени не завершена.

Воздействие радиации на человека описывается либо дозой на отдельные органы и ткани - эквивалентная доза, либо дозой на весь организм - эффективная доза (ЭД). Единицей измерения в обоих случаях является Зиверт (Зв). Иногда используется и внесистемная единица бэр (биологический эквивалент рентгена). 1м Зв равен 0,1 бэр или примерно 0,1 Р. В первые годы защитные мероприятия осуществлялись исходя из годовых пределов допустимой дозы облучения всего тела. Для первого года после аварии дозовым пределом считались 100 мЗв/год, для второго - 30 мЗв/год, для третьего -25 мЗв/год. Указанные дозовые пределы в подавляющем большинстве случаев удавалось соблюдать.

Начиная с осени 1986 г. радиационная обстановка стала формироваться преимущественно изотопами цезия, в т.ч. 137Сз (цезий-137, период полураспада которого 30 лет). Ее изменение во времени стало определяться несколькими процессами:

l распадом 134Cs, период полураспада которого составляет 2 года;

l заглублением изотопов в почву;

l химической фиксацией изотопов цезия глинистыми минералами почв.

Первые два процесса обусловили спад мощности дозы в первые годы примерно с периодом двукратного снижения за 2 - 3 года, а в последующем (после 10 лет) этот период увеличится до 20 - 25 лет.

Третий процесс влияет на переход нуклидов из почвы в продукцию сельского хозяйства. В первые 5 лет скорость перехода уменьшалась с периодом около 2-х лет (с учетом и радиоактивного распада 134С§), затем в последующее 10-летие с периодом 5-8 лет, а затем с периодом 10-15 лет (как в случае глобальных выпадений).

Следует отметить, что интенсивность перехода радионуклидов в сельскохозяйственную продукцию существенно зависит от типов почв, их влажности и вида продукции. Так, переход изотопов цезия в растительную продукцию на черноземах (Тульская, Орловская и другие области) в 10 и более раз ниже, чем на легких супесчаных почвах, характерных для Брянской и Калужской областей, а для ряда угодий различие может достигать двух порядков величины. Большие возможности по снижению поступления радионуклидов в продукцию дает применение специальных мер в сельском хозяйстве и при переработке продукции. Проводившиеся на загрязненных территориях защитные мероприятия включали дезактивацию и благоустройство населенных пунктов, ограничение потребления продуктов питания местного производства, агротехнические, агромелиоративные и другие меры в сельском и лесном хозяйстве, а также прекращение землепользования и отселение жителей. В совокупности естественные процессы и защитные мероприятия привели к многократному снижению годовых доз облучения жителей загрязненных территорий.