Радиационная авария на ПО Маяк - Радиационная обстановка на загрязненной территории ПО Маяк 1957

Послеаварийный период, протяженностью до 1 года, был наиболее трудным и ответственным как в преодолении последствий аварии на предприятии, так и в осуществлении радиационной защиты населения.
Тяжесть последствий аварии для ПО “Маяк” заключалась в нарушении нормальной производственной деятельности из-за выхода из строя комплекса С-3, серьезных технологических осложнений в работе радиохимического завода, чрезвычайно высоких уровней радиоактивного загрязнения части территории промышленной площадки, зданий, сооружений, коммуникаций. Плотность загрязнения территории промплощадки достигала 1-10 ПБк м-2 по ⁹⁰Sr, что привело к мощности экспозиционной дозы γ-облучения (на основе реальных инструментальных измерений) более 1000 Р ч-1 на краю воронки от взрыва и - 72 Р ч-1 на расстоянии 500 м от места взрыва [1].
В начальный, на протяжении нескольких недель, послеаварийный период отмечалось возраставшее радиоактивное загрязнение ранее “чистых” территорий самого ПО “Маяк”, других предприятий, г. Озерска в результате переноса радиоактивного загрязнения при работе автотранспорта и перемещении персонала и материалов. В частности, на следующий после аварии день радиоактивное загрязнение территории г. Озерск возросло по сравнению с предшествующим периодом в 60-1100 раз и продолжало нарастать. Максимальное загрязнение отмечалось на остановках служебных автобусов, в общественных местах сосредоточения людей, включая магазины, столовые и т.д. В этих местах мощность дозы γ-излучения возросла в 20-40 раз. Обнаруживалось существенное радиоактивное загрязнение одежды, обуви населения, денежных знаков и документов. В связи с этим была организована работа “чистых” и “грязных” бань [7]. Это осложнило нормальную жизнедеятельность города.
Территория за пределами г. Озерска и промышленной площадки предприятия, в первую очередь территория ближайшей части Восточно-Уральского радиоактивного следа на расстоянии до 50 км, характеризовалась в течение первых 3-6 месяцев после аварии высокими уровнями радиоактивного загрязнения почвы, всех объектов окружающей среды, а также продовольствия, кормов, жилищ и предметов обихода. В ряде населенных пунктов это привело к значительному радиационному воздействию на население. При этом положение усугублялось тем, что радиоактивное загрязнение региона пришлось на время года, когда основная доля продовольственного сырья и фуража в сельских районах заготовлялась на зиму, и поэтому подвергшиеся интенсивному загрязнению созданные запасы стали источником долговременного внутреннего облучения населения в течение последующих 6-8 месяцев.
Максимальное радиоактивное загрязнение сельскохозяйственной продукции, наблюдавшееся в самых ближайших к источнику загрязнения деревнях (до 20 км), достигало 10-103 кБк кг-1 (табл.2.3) Значительная доля активности в этой продукции, за исключением молока, приходилась на ¹⁴⁴Се и ⁹⁵Zr (60-70 %), а в молоке преобладал ⁹⁰Sr (70%) (табл.2.4). Высокими уровнями загрязнения характеризовались интерьер жилищ и предметы обихода (табл.2.5). В частности, плотность загрязнения полов достигала 0,3-1,2 средней плотности загрязнения территории населенного пункта. В несколько меньшей мере были загрязнены личная одежда и обувь.

Таблица 2.3
Радиоактивное загрязнение продовольствия, воды и кормов в некоторых населенных пунктах в первые дни после аварии [8]

В наиболее загрязненных населенных пунктах измеренная мощность дозы внешнего γ-облучения в первые дни после аварии достигала 200-400 мкР с-1 (табл. 2.6), что соответствует в среднем 0,015 мкР с1 (или 1,3 мР сут1) в расчете на 1кБк м-2 по ⁹⁰Sr начального загрязнения.
Таблица 2.4
Радионуклидный состав загрязнения продовольствия, воды и кормов в течение первых 8 месяцев, % суммарной активности [8]

Таблица 2.5
Уровни загрязнения жилищ и предметов обихода населения в начальный период, кБк м², по суммарной β-активности [8]

Таблица 2.6
Мощность экспозиционной дозы γ-излучения на открытом воздухе в населенных пунктах в течение первых 4 месяцев, мкР с-1 [8]

Преобладающая доля радиоактивного загрязнения определялась относительно короткоживущими нуклидами, поэтому уже в течение первого года после аварии наблюдалось значительное снижение радиоактивного загрязнения окружающей среды (рис. 2.2).
В начальный период (несколько месяцев после аварии) изменение мощности дозы γ-облучения было обусловлено снижением плотности загрязнения территории в результате радиоактивного распада; затем уменьшение мощности экспозиционной дозы ускорилось под влиянием заглубления радионуклидов в почве (табл. 2.7). По истечении 8 лет после аварии полностью распался наиболее долгоживущий из короткоживущих нуклидов ¹⁰⁶Ru, после этого γ-излучение малой мощности дозы стало обусловлено только ¹³⁷Cs.

Рис. 2.2. Изменение соотношения активности радионуклидов в выпавшей смеси продуктов аварии 1957 г. и динамика мощности экспозиционной дозы γ-излучения в течение первых 12 лет [5]:
1 - суммарная β-активность; 2 - активность, обусловленная ¹⁴⁴Се+¹⁴⁴Рr; 3 - мощность экспозиционной дозы; 4 - активность, обусловленная ⁹⁵Zr+⁹⁵Nb; 5 - то же для ⁹⁰Sr+90Y; 6 - то же для ¹⁰⁶Ru+¹⁰⁶Rh; 7 - активность ¹³⁷Cs

Т а б л и ц а 2.7
Накопление экспозиционной дозы γ-излучения (в расчете на единичную начальную плотность радиоактивного загрязнения территории), Р (кБк м²) 1 по ⁹⁰Sr [8]

Накопление экспозиционной дозы γ-излучения со временем замедлилось вследствие резкого снижения мощности дозы по истечению первого года после аварии. Доза γ-излучения за первый год составила 86 % всей дозы за период до 90-х годов; 97% всей дозы было накоплено к пятому году (табл. 2.7.).
Радиоактивное загрязнение всех объектов окружающей среды и сельскохозяйственной продукции также снижалось со временем, отражая в определенной мере темпы снижения плотности радиоактивного загрязнения территории (табл. 2.8) В начальный период (в первые 5 лет) модифицирующее влияние на уровни радиоактивного загрязнения окружающей среды и сельскохозяйственной продукции оказывали физические и биогеохимические процессы: перераспределение загрязнения в природных и сельскохозяйственных мезоландшафтах под влиянием ветрового переноса и водного стока, вертикальная нисходящая миграция радионуклидов в профиле почвенного покрова, трансформация физико-химических форм радионуклидов в почве и воде, фиксация радионуклидов в почве (донных отложениях), изменение интенсивности корневого поступления в растения, включая сельскохозяйственные. В частности, на протяжении пяти первых лет было особенно заметно влияние внекорневого поступления радионуклидов в сельскохозяйственные культуры.
Таблица 2.8
Наблюдаемые в сельскохозяйственной продукции региона ВУРСа усредненные отношения удельной β-активности к начальной плотности загрязнения территории ⁹⁰Sr (коэффициент перехода), Бк кг-1 товарной массы KBK(⁹⁰Sr)M-2

По данным [9], вклад внекорневого поступления радионуклидов в надземную вегетативную массу растений в результате непосредственного загрязнения составлял в 1957г. 100%, а за счет ветрового подъема и переноса в 1958 г. - несколько десятков процентов, постоянно снижаясь со временем, и к 1961-1967 гг. стабилизировался на уровне нескольких процентов.
К пятому-восьмому году (после распада ⁹⁵Zr, l44Ce, ¹⁰⁶Ru) радиоактивное загрязнение окружающей среды было обусловлено только ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs, при этом их содержание в растительной и другой продукции медленно снижалось во времени преимущественно вследствие радиоактивного распада этих долгоживущих нуклидов. Помимо ослабевающего влияния физических процессов (ветровой миграции, водного стока, вертикальной миграции в профиле почвы), стало заметным убывание общего запаса радионуклидов в агроценозах в результате удаления с массой урожая.
Примерно такими же темпами, какими снижалось радиоактивное загрязнение окружающей среды и сельскохозяйственной продукции, уменьшалось поступление радионуклидов в организм с пищевым рационом, состоящим из местных продуктов. Периоды осень-зима 1957 г. и весна-лето 1958 г. характеризовались наиболее высоким загрязнением пищевого рациона местного сельского населения. По данным [8], основанным на измерениях уровней радиоактивного загрязнения компонентов реальных пищевых рационов и оценках суточного потребления отдельных продуктов питания, суточное потребление в течение первых восьми месяцев (периода потребления запасенных загрязненных при аварии пищевых продуктов) составляло (в расчете на 1 кБк м-2 по ⁹⁰Sr) 61 Бк по суммарной β-активности, 6 Бк - по ⁹⁰Sr+90Y, 1 Бк - по ¹³⁷Cs, 50 Бк - по ¹⁴⁴Се и ⁹⁵Zr+ ⁹⁵Nb. По истечении 2 лет эти значения снизились в 2,5-3 раза, через 3 года - в 25 раз по суммарной активности и в 7 раз по ⁹⁰Sr. Реконструированные позже в [6] эти же данные позволили оценить динамику годового поступления радионуклидов с пищевым рационом в организм людей (табл.2.9). За истекшие 35-40 лет после аварии годовое поступление ⁹⁰Sr снизилось в среднем в 200 раз, a ¹³⁷Cs - в 2000 раз.

Таблица 2.9
Среднее расчетное годовое поступление радионуклидов в организм взрослого населения с пищевым рационом, составленным полностью из местных продуктов,[6]