Радиоактивное загрязнение молока в мае 1986г в Брянской области

Таким образом, суммируя вышесказанное, констатируем:

• там, где прошли сильные дожди, отмечается обеднение выпадений тугоплавкими элементами по сравнению с 137Cs в 10-20 раз и йодом примерно в 2-3 раза (наше исследование);
• по мере удаления от оси следа наблюдается обогащение выпадений летучими элементами (в частности, йодом) по сравнению с 137Cs в 2 и более раз.

Сразу следует отметить, что указанные выше предположения относительно 131I и 137Cs не совпадают с наиболее фундаментальной работой, вышедшей в 1993 г и именуемой “Реконструкция радионуклидного состава выпадений на территории России вследствие аварии на Чернобыльской АЭС”15. В этой работе сделана попытка на основе имеющегося в архивах Росгидромета первичного материала восстановить выпадения отдельных радионуклидов по территории России. Однако проведенный нами детальный анализ данной работы позволил выявить ряд несогласованностей, которые не позволяют считать часть полученных в ней оценок абсолютно достоверными.

Попытаемся обрисовать общую картину по собранной информации, сложившуюся на сегодняшний день для Брянской области. Мы имеем данные многолетних измерений по плотности загрязнения местности 137Cs, собранные в ЦБОД. Есть реконструкция загрязнения почвенного покрова 131I для значительного числа НП, выполненная В.А. Питкевичем. Сводная информация по области представлена в табл. 2. Из нее видны три очевидных факта:

• область загрязнена 137Cs крайне неравномерно, даже средние значения для районов отличаются на два порядка величины;
• реконструкция загрязнения 131I фактически повторяет картину по загрязнению 137Cs, но при этом наблюдается характерная тенденция: чем слабее загрязнение, тем меньше коэффициент фракционирования f131,137 (*);
• коэффициент фракционирования f131,137 на всей территории Брянской области согласно выполненной реконструкции (Рад. и Риск № 3) существенно меньше единицы и фактически для всех территорий находится в пределах от 0.25 до 0.5.

Кроме того, к настоящему времени сложились определенные представления о соотношении 131I и 137Cs в выбросе, в ближней 100 км зоне и на подходе к интересующей нас Брянской области.

Феноменологическая модель развития радиационной обстановки на территории Белоруссии в течение ряда лет разрабатывается в Институте биофизики г. Москва. В опубликованных работах рассматривались только территории с загрязнением по 137Cs выше 5 Ки/км2 (185 кБк/м2), тем не менее ряд положений модели для территорий, граничащих с Брянской областью уместно здесь привести16:

1. Формирование радиоактивных следов в Белоруссии происходило 28-29 апреля для северо-восточного направления, включая районы "цезиевых" пятен.
2. Основное загрязнение НП происходило в результате однократных выпадений.
3. В выпадениях присутствовали аэрозольные частицы двух типов:
• топливные, образованные при диспергировании отработанного ядерного горючего;
• конденсационные, образованные в результате осаждения паров легкоплавких и летучих осколочных радионуклидов на неактивном носителе или диспергирования конструкционных материалов, содержащих продукты активации.
4. Размеры топливных частиц, выброшенных из реактора, были крупнее аэрозолей конденсации. Поэтому при выпадениях из облака происходило фракционирование различных радионуклидов в зависимости от типов частиц, на которых преимущественно локализовались эти радионуклиды. Принято, что аэродинамический медианный диаметр по активности (АМАД) равен 1 мкм для аэрозолей конденсации, содержащих 131I, 132Te, 103Ru и 106Ru, для других аэрозолей конденсации - 5 мкм и топливных аэрозолей - 10 мкм.

Отметим, что как для северо-восточного части Белоруссии, так и для Брянской области характерны в выпадениях конденсационные аэрозоли.

Подытожим все известное нам по формированию загрязнения Брянской области 131I и 137Cs и попытаемся дать собственный сценарий этого явления.

В течение 27 апреля и, возможно, часть следующего дня радионуклиды, покидавшие разрушенный реактор IV блока ЧАЭС, перемещались с воздушными массами на территорию Белоруссии. Это время наибольшего разогрева топлива, когда температура поднялась по крайне мере выше 1500оС. Можно предположить, что значительная часть 131I, накопленного за время работы реактора, вышла в первые сутки после взрыва. На это, в частности, указывает отношение 131I к 137Cs от 70 до 100 (на 26.04.86) в выпадениях г. Пинска, на границе с Литвой и далее на запад17. На дальних расстояниях - в Гетеборге (Швеция) в сухих выпадениях, собираемых на бумажный лист, отношение 131I к 137Cs составляло »2418. Отметим, что в ближней зоне это отношение »15 (см. выше). 27 апреля могло произойти даже небольшое обеднение выбросов йода, хотя на наш взгляд, правдоподобной выглядит оценка отношения равная 15-20, т.е. коэффициент фракционирования f131,137 был близок к единице или чуть меньше. По мере удаления от источника коэффициент фракционирования должен был расти и севернее Гомеля его значение могло превысить 1 (предположительно оно было в диапазоне 1¸1.5 в ядре движущегося факела). Встреча радиоактивного облака с атмосферным фронтом, его разворот и последующее вымывание радионуклидов сильным дождем должно было несколько понизить коэффициент фракционирования в выпадениях (но незначительно изменить его в облаке), что и наблюдалось в Могилевской, Гомельской и Брянских областях, в так называемых “цезиевых пятнах”. Там значение f131,137 составляло 0.3¸0.6, и это подкреплено достаточно большим числом измеренных проб. Периферийные области радиоактивного облака, не задетые дождевыми тучами, продолжали к этому моменту (28.04) “наращивать” значение f131,137 и его значения могли заметно превышать 1, что и наблюдалось в Костюковическом и Климовическом районах, причем по мере удаления от оси следа коэффициент фракционирования плавно увеличивался от 1 до 2, а на краях даже до 3. Независимо от контакта с дождевыми тучами радиоактивное облако продолжало свое движение на восток и 29 апреля примерно в 10 часов достигло г. Брянска, а ядро облака (к тому времени достаточно расплывшееся) прошло над Брянском в районе 14 часов. За время этого движения значение коэффициента фракционирования могло немного “подрасти”. По нашим предположениям вероятным интервалом значений f131,137 в ядре облака было 0,7¸1,3 с ожидаемым - 0.9, т.е. отношение 131I к 137Cs равнялось бы 18 в пересчете на 26.04 или 14 на момент выпадений. При этом не исключено, что в самой восточной части области и на периферии радиоактивного облака коэффициент фракционирования мог быть больше 1. Затем в Орловской области новая встреча с дождем и очередное понижение f131,137 в выпадениях за счет преимущественного вымывания 137Cs примерно в 2 раза. Дальнейшее движение облака на восток через Липецкую и Курскую области с постепенным разворотом на юг, продолжающийся рост значения коэффициента фракционирования и новая встреча с дождем на границе Белгородской и Воронежской областей. В мокрых выпадениях 2 мая в районе Нововоронежской АЭС f131,137 » 119. Далее следы облака прослеживаются в Ставропольском крае, Турции и возвращаются на Украину, при этом коэффициент фракционирования по мере продвижения медленно растет. Такова краткая и далеко неполная история одной радиоактивной струи. Однако, и в представленной картине остались еще затемненные кадры. Так, по результатам анализа 7 воздушных фильтров Нововоронежской АЭС коэффициент фракционирования равен 0.15, т.е. заметно меньше 1. Это может быть результатом того, что на подобных расстояниях от источника выброса вклад газовой фракции йода в суммарное загрязнение воздушного бассейна весьма существенен. На это обстоятельство указывают и исследования выполненные в Швеции и Германии.

Полных аналогий в природе не встречается, хотя для многих стационарных процессов и характерна ритмичность. Для редких и нестационарных явлений, к которым в полной мере относится авария на АЭС, весьма вероятна неординарность протекающих процессов, выраженная как неповторяемость следствий в пространстве и времени. Но неповторяемость совершившихся событий не отрицает закономерности их генезиса и развития. Эти закономерности и предстоит вскрыть исследователю.

Нарисованная нами картина процессов, приведшая к загрязнению природной среды, находится в противоречии с реконструкцией, предложенной в работе12, особенно для территорий, где загрязнение сформировано не за счет “мокрых” выпадений. Моделирование других параметров радиационной обстановки, таких как загрязнение продукции сельского хозяйства, содержание радионуклидов в теле человека, число возможных патологических нарушений деятельности щитовидной железы на основе тех или иных представлений и сравнение их с наблюдаемыми величинами может послужить дополнительным аргументом в пользу той или иной интерпретации феномена, вызванного аварией на ЧАЭС.

Табл. 2.Общая характеристика радиационной ситуации в районах Брянской области через 10 лет после загрязнения от выбросов ЧАЭС

Формирование загрязнения растительности радионуклидами

На территории Брянской области известные нам спектрометрические измерения проб травяного покрова в основном сделаны после середины июня, когда картина начального загрязнения во многом была утрачена. По этой причине мы фактически лишены эмпирических ориентиров относительно удельного загрязнения травяного покрова при различных условиях его формирования, и тем более лишены возможности судить об избирательном характере захвата листовой поверхностью растения разных нуклидов (см., например, зарубежные модели PATHWAY20 и ECOSYS-8721). В подобной ситуации становится полезной даже качественная информации об интересующих нас процессах. Попытаемся извлечь ее из анализа данных, полученных в других регионах страны (зарубежный опыт аккумулирован в ряде моделей, о которых мы скажем в своем месте).

В мае 1986 г. в южной части Гомельской области работала комплексная экспедиция Института биофизики МЗ СССР (с 13.05 по 07.06). В числе разнородной информации, характеризующей сложившуюся радиационную обстановку в Гомельской области, оказались и пробы растительности (травы, зеленых листовых овощей и листьев деревьев). Анализ соотношения радионуклидов 131I и 137Cs в пробах показал, что коэффициент фракционирования (f131,137) для травы на “слабо” по 137Cs загрязненных территориях (т.е. там, где заведомо были сухие выпадения) оценивается для травы как 1.5¸2. При этом, как говорилось выше, в выпадениях значение f131,137 меньше 1. Остается неясным за счет каких процессов получилось такое отношение 131I к 137Cs в растениях: то ли данные территории оказались на периферии следа, то ли здесь сыграла роль избирательная способность растений по отношению к йоду, то ли имели место оба фактора? Чтобы почувствовать хотя бы тенденцию к тому или другому фактору были рассмотрены соотношения между этими нуклидами на траве и почве, отобранных с одних и тех же мест. Они показали, что существует тенденция к избирательности йода листовой поверхностью растения, а в пределах ближнего следа также существует различие между территориями близкими к оси радиоактивного следа и периферийными. Для периферийного населенного пункта, лежащего на границе 30-км зоны, наблюдается обогащение выпадений 131I как на почве, так и на растительной поверхности. Подобные экспериментальные результаты лежат в русле наших представлений о поведении этого нуклида.

До сих пор мы акцентировали внимание на сухих выпадениях, стараясь исключать из анализа территории, где загрязнение сформировано в результате вымывания радионуклидным дождем, а также территории, где такое вымывание нельзя полностью исключить. Как дождевые осадки могли влиять на загрязнение растительной поверхности и какова доля удерживаемой при дожде влаги ?

Известно, что листья хвойных развиваются существенно медленнее, чем листья кормовых трав и потому их “память” существенно длиннее и даже в измерениях, сделанных более, чем через год еще сохранены крупицы информации о моменте загрязнения. Поэтому из анализа загрязнения хвои могут быть извлечены ценные данные.

Наиболее изученным является задержание осадков хвоей ельников и сосняков. В зависимости от возраста и спелости древостоев, конечно, имеются вариации количества задерживаемых осадков, но нам важна скорее качественная картина и полезны даже ориентиры числовых значений.

Анализ литературных данных22 показал, что при слабом дожде, когда количество осадков составляет 1-2 мм, листовая поверхность удерживает 30-50% влаги. По мере увеличения количества выпавших осадков наблюдается почти линейный спад величины задержанной влаги и при 20 мм она снижается до 10 - 15 %.

Детальный анализ позволил выявить, что загрязнение растительности характеризуется существенными различиями в зависимости от условий формирования: сухие или мокрые выпадения. Различие между ними в доли задержанной активности: так при сильном дожде (около 15 мм) листва удерживает примерно в 3-4 раза меньше, чем в случае сухого осаждения. Для сухих выпадений необходим учет избирательности растительной ткани по отношению к 131I (или, по-видимому, к тем носителям, на которых шло перемещение этого нуклида), а также местоположение относительно следа облака. Для мокрых выпадений важно знать количество влажных осадков.

Большинство из отмеченных выше положений учтено в моделях прогноза радиационной ситуации в случае возможного загрязнения внешней среды.

Так, например, многие модели используют для оценки осаждения радионуклидов на поверхность почвы и, соответственно, растений соотношение, предложенное Чемберленом:

 ( 3 )

 ( 4 )

где fs и fv - доли, задержанные на почве и растительности от полного количества выпавшего радионуклида; B(0) - биомасса наземной части растений в момент осаждения, в кг сухого веса /м2; a - эмпирический коэффициент:

a = 2.8 м2/кг сухого веса для газов и частиц меньших, чем несколько микрон23;

a = 0.39 м2/кг сухого веса на расстояниях 129 - 416 км от источника.

Выше приведенные значения коэффициента a являются “крайними”, чаще используют некоторые промежуточные цифры. Были проведены расчеты для различных значений a для биомассы = 0.1 кг сухого веса/м2 - значение характерное для пастбищной травы Брянской области в период выпадения радиоактивных осадков; и для биомассы 0.5 кг сухого веса/м2 - значение характерное для хвои в 30-40 летних насаждениях сосны. Оценки показали, что для травы в зависимости от значения a различия в количестве задержанного радионуклида составляют 6 раз, а для хвойных насаждений (т.е. для большей биомассы) примерно 4 раза. Обратим внимание на то, что для летучих аэрозолей и газов значение a максимально, а для аэрозолей, которые выше относились к топливной компоненте оно минимально.