В результате аварии на Чернобыльской атомной станции 2 страница

Экспериментальные данные, полученные на значительной территории в 1986 г. [6] показали,

что смыв радиоактивности в реки и Днепровское водохранилище в 1986 г. не превысил 1%.

Данные Вакуловского С.М. показали, что смыв 90Sr в 1986 г. составил менее 0,5%, в 1987 г. (с

учетом весеннего паводка) — около 1%, в 1988 г. — около 2%, в 1989-1991 гг. менее 1%

ежегодно. Это подтверждало самый первый прогноз Госкомгидромета, снимало серьезное напряжение

в этой проблеме — концентрация 90Sr (а также других долгоживущих радиоактивных

продуктов) в результате смыва не превысила установленных нормативов (ДКБ). Величина ДКБ

по 90Sr 4·10–10 к/л была достигнута в р. Припять и была несколько превышена по 131 Iи 140Ва в

результате выпадения радиоактивности в начале мая непосредственно на водную поверхность.

Еще в начале мая особое внимание уделялось оценке уровней радиации и доз облучения в

Киеве. Здесь по неизвестным причинам поползли нелепые слухи: «Говорят… в первые три дня

после взрыва активность в Киеве достигала ста миллирентген в час (Г. Медведев, повесть

«Чернобыльская тетрадь») — а в Киеве в это время радиации от Чернобыльской аварии практически

не было.

Народный депутат СССР Ю. Щербак утверждал, что уровень радиации в Киеве превышал в

100 раз предельно допустимые нормы. На самом деле уровень радиации превысил естественные фоновые значения, но был ниже установленного Минздравом СССР допустимого значения.

По данным Госкомгидромета средние уровни радиации в Киеве составляли (мр/час):

Максимальные уровни радиации в момент прохождения загрязненных воздушных масс в

Киеве отмечены 30 апреля в 13.00 и составляли: Жуляны — 0,5; Гидропарк — 1,5 и проспект

Науки—2,2 мр/час.

В связи с напряженной обстановкой в Киеве Политбюро ЦК Компартии Украины 7 мая

1986 г. специально обсуждало этот вопрос, включая предложение об эвакуации всего населения

из Киева.

На заседание были приглашены эксперты: Председатель Госкомгидромета Ю. А. Израэль и

вице-президент Медицинской Академии наук СССР Л. А. Ильин. Эксперты выступили с утверждением,

что «анализ радиационной обстановки в г.Киеве свидетельствует об отсутствии в

настоящее время показаний к эвакуации населения». Многие члены политбюро придерживались

иного мнения. По предложению политбюро Ю. А. Израэль и Л. А. Ильин изложили свою точку

зрения в виде справки, где высказали свои соображения в развернутом виде и рекомендаций.

Эксперты исходили из результатов наблюдения за радиационной обстановкой, уменьшением

уровней радиации в Киеве после 30 апреля и учитывая прекращение основного выброса из

разрушенного реактора 6 мая 1986 г. По их расчетам возможная средняя доза для населения г.

Киева в первый год после аварии составит менее 1 бэра (а вероятнее всего 0,5 бэра), что

существенно меньше допустимой дозы, установленной Минздравом СССР для аварийной обстановки.

Укажем, что фактическая средняя доза для населения г. Киев, определенная впоследствии,

составила 0,3 бэра за первый год после аварии.

Рекомендации, представленные экспертами в письменном виде, в несколько сокращенном

виде приведены ниже:

1. Радиационная обстановка в г. Киев, Киевкой и прилегающих Житомирской, Черкасской, Черниговской

и Кировоградской областях в связи с аварией атомного реактора 4 блока Чернобыльской АЭС

требует пристального внимания и тщательного контроля.

2. Систематический анализ поступивших данных о радиационной обстановке и уровнях облучения

населения потребовали принять меры по эвакуации населения из районов 30-километровой зоны вокруг

Чернобыльской АЭС.

…………

4. Анализ радиационной обстановки в г. Киев свидетельствует об отсутствии в настоящее время

показаний к эвакуации населения, и, в частности, детей в другие районы.

Вывоз детей на отдых на летние каникулы (в пионерские лагеря, санатории, пансионаты) представляется

целесообразным осуществить в обычном порядке, в районы южнее г. Киев и в другие

области.

…………

7. Представляется целесообразным осуществить в ближайшее время серию передач по телевидению,

радио и в республиканской печати с участием ведущих ученых-медиков и экологов. При этом

иметь в виду спокойное, обоснованное представление о объективной, тщательно взвешенной информации

с учетом новейших научных данных и существующих регламентаций.

Подписи: Председатель Госкомгидромета, член-корреспондент АН СССР Ю. А. Израэль

Вице-президент АМН СССР, академик АМН СССР Л. А. Ильин

7 мая 1986 г.

(На прилагаемом рисунке см. факсимиле

последнего пункта Рекомендаций и подписей).

На основании представленных данных было

принято решение эвакуацию населения из г. Киев

не проводить (п. 4). Вывоз детей школьного

возраста (в пионерские лагеря, санатории, пансионаты)

был осуществлен с 8 мая; к сожалению,

вывоз детей дошкольного возраста в организованном

порядке из Киева не проводился.

Пункт 7 Рекомендации об осуществлении

в ближайшее время серии передач по телевидению,

радио и в республиканской печати с

участием ведущих ученых-медиков и экологов

не был реализован вообще.

В заключительной части доклада в сжатой

форме описаны общие результаты по радиоактивному

загрязнению природных сред, полученные

после самых первых дней после аварии.

Эти результаты являлись надежной базой для принятия эффективных мер по ликвидации последствий

аварии—во всех секторах экономической, социальной, медицинской деятельности.

Как уже отмечалось, огромное значение придавалось составлению карт загрязнения местности.

От первых карт-схем мощностей доз гамма-излучения к детальным точным картам загрязнения

местности радионуклидами с самыми разными свойствами и в конечном счете составление

подробных Атласов-сборников карт — таков путь радиационной картографии после Чернобыльской

аварии.

На рис. 1 приведена схема расположения струи выходящих газов из разрушенного реактора

утром 27 апреля 1986 г. — измерения со специально оборудованного самолета АН-30РР

(это была первая съемка струи).

На следующем рисунке (рис. 2) показана карта распределения мощности дозы гамма-излучения,

приведенная на 10 мая 1986 г., по которой проводились все уточнения, связанные с временной или постоянной эвакуацией населения. На этой карте изолинии 5 мр/час соответствовали

дозе в 10 бэр, утвержденной Минздравом в качестве предельно допустимой в аварийных

ситуациях. Следовательно, все население, находящееся внутри изолинии 5мр/час, подлежало

эвакуации.

Распространение радионуклидов на значительное расстояние происходило и после 6 мая —

времени «затухания» реактора — это, по-видимому, объясняется отдельными «выхлопами»

радиоактивности.

На рис. 3 показаны колебания концентрации различных радионуклидов в воздухе в районе Березинского заповедника (120 км северо-восточнее Минска). Из рисунка виден ряд

«волн» радиоактивности в этом районе и после 6 мая —особенно 15-16 мая.

Первые карты загрязнения местности отдельными радионуклидами были опубликованы в

газете «Правда» (1989 г.) (рис. 4) и журнале «Наука и жизнь» № 9 (1990 г.) (рис. 5). Кстати,

последняя карта была опубликована позже в 1991 г. от имени МАГАТЭ (с их копирайтом, но

без авторского согласия!).

В 1990-93 гг. было издано несколько крупномасштабных официальных карт. В 1998 г.

Были изданы «Атлас радиоактивного загрязнения Европейской части России, Белоруссии и

Украины» с детальными картами отдельных регионов (см., например, карту Белоруссии из Атласа, рис. 6) и областей России. И атлас с детальными картами радиоактивного загрязнения

стран Европы «Атлас загрязнения Европы цезием после Чернобыльской аварии» и В первом

атласе кроме загрязнения местности цезием-137 приведены детальные карты мощности дозы по

состоянию на 10 и 29 мая 1986 г. и в 60 и 30 км зонах вокруг ЧАЭС загрязнения стронцием-90

(рис. 7), плутонием-238,239,240 (рис. 8), америцием-241 (рис. 9), кюрием-244, церием-144,

рутением-106 и цезием-134.

Доля выброшенного из реактора и выпавшего на территорию Европы цезия-137 составила

около 15% от его количества, накопившегося в реакторе к моменту аварии, или 6,4·1016 Бк.

Около 4,7·1016 Бк из этого количества выпало на европейской территории СССР.

Атлас загрязнения Европы цезием после Чернобыльской аварии, созданный в рамках программы

Европейской Комиссии «Международное сотрудничество по изучению последствий

Чернобыльской аварии», вышел в свет 15 июля 1998 г.

Атлас радиоактивного загрязнения европейской части России, Белоруссии и Украины,

созданный по государственной программе «Атлас» Росгидромета и Роскартографии, вышел в

свет 1 октября 1998 г.

Создание и публикация этих атласов является важным результатом развития нового научного

направления —картографирования радиоактивного загрязнения.

Атлас радиоактивного загрязнения европейской части России, Белоруссии и Украины включает

74 карты радиоактивного загрязнения.

«Атлас загрязнения Европы цезием после Чернобыльской аварии» базировался на результатах

долговременной деятельности большого числа специалистов из различных организаций

практически всех стран Европы. Европейская Комиссия возглавила подготовку этого произведения,

отражающего новую важную экологическую проблему современного мира, возникшую после Чернобыльской

аварии. Развитие теоретических основ нового научного направления — картографирования

радионуклидного загрязнения — осуществлялось в Институте глобального климата и

экологии. Специалисты с Украины и из Белоруссии внесли особый вклад в создание Атласа,

предоставив большой объем данных по территориям своих государств, наиболее пострадавшим

от Чернобыльской аварии.

В создании Атласа загрязнения Европы цезием после Чернобыльской аварии приняли

участие 30 стран. При подготовке Атласа было продемонстрировано высокое информационное

обеспечение карт на территории нашей страны, которое является итогом функционирования системы радиационного мониторинга.

Так, в частности, для 16 европейских стран карты были построены по результатам измерений

всего единиц или десятков проб. Лишь в Австрии, Германии и Греции число проб

составило (1-2)·103. Только в Англии иШвеции осуществлялась аэрогаммаспектральная съемка,

число измерений было 4,6·204 и 1,4·105 соответственно. В Венгрии, Финляндии и Швейцарии

проводилась наземная гамма-спектральная съемка, число измерений соответственно составляло

86, 851 и 150. Количество аэрогаммаспектральных измерений на территории стран СНГ и

Балтии составило 4,6·106.

В табл. 2 показаны площади с различными уровнями загрязнения местности цезием-

137 в странах Европы, наиболее затронутых выпадениями в результате аварии на ЧАЭС.

Уровень в 40 кБк/км2 представляет нижнюю границу возможного воздействия на здоровье

людей. Уровень 1480 кБк/м2 представляет границу зоны отселения, где землепользование в

настоящее время запрещено. В этой же таблицы показано количество (абсолютное и в %)

цезия-137, выпавшего в отдельных странах Европы.

Долгосрочный прогноз изменения загрязнения местности цезием-137 от аварии на ЧАЭС

имеет практическое значение в России для 19 субъектов, где наблюдаются значительные уровни

загрязнения.

В табл. 3 приведены прогнозируемые площади с различными уровнями загрязнения цезием-

137, выпавшим в результате Чернобыльской аварии, на даты, кратные 10 годам после

аварии на ЧАЭС, для России в целом. При прогнозе учитывался физический распад Cs-137,

а также эрозионные и русловые процессы, приводящие к горизонтальной миграции почвенной

массы в долинах крупных рек. Следует учитывать, что выведение Cs-137 из корнедоступного

слоя в результате вертикальной миграции в почве, снижение его проникновения в биоту с течением времени (в следовательно, и в пищевые цепочки) приведет к уменьшению опасности

проживания и пребывания в каждой из зон, прогнозирование площадей которых производится.

Из результатов прогноза следует, что уровни загрязнения более 15 Ки/км2, наблюдавшиеся

в настоящее время на территории Брянской области, окончательно исчезнут примерно через

100 лет после аварии.

Детальные карты загрязнений отдельными радионуклидами позволили изучить структуру

формирования загрязнения в условиях исключительно сложной метеорологической обстановки

и длительного выброса радиоактивности из разрушенного реактора.

На рис. 7, где изображено распределение стронция-90 в ближней зоне аварии (зоне, где

выпал почти весь стронций-90) выделено 10 основных следов или направлений, в которых

сформировались следы стронция-90 при выпадении его на земную поверхность после аварии.

На рисунке указаны основные даты формирования этих следов. Очевидно, что основные

направления ветров описали в течение первых пяти-шести дней полный круг, определив основные

следы, как в ближней зоне (почти равномерно), так и в дальних зонах, обеспечив загрязнение

в западном направлении, в том числе выходов в Центральную и Западную Европу, в

северо-западном направлении — с выходом на страны Скандинавии, в северном направлении,

образовав мощное могилевско-гомелевское пятно загрязнений, в восточно-северо-восточном

направлении обеспечив распространение значительного количества радионуклидов вплоть до

Урала, и затем на юг в район Киева, Белой Церкви, с поворотом в сторону Румынии и Болгарии.

Загрязнение носит пятнистый характер — это зависело от скорости и резкого изменения направлений

ветра, выпадения осадков. Очень характерны загрязнения в районе Могилев-Гомель,

Тула-Плавск, на юге от Киева, на западе и юго-западе от места аварии.

Мощная струя радиоактивности, распространяясь к югу, привела к некоторому ослаблению

загрязнений цезием-137 в районе Киева (граница красной зоны—1 Ки/км2) (см. рис. 11), а затем

вновь обнаруживает усиление выпадений. Интересно отметить, что почти во всех случаях в

районе больших городов и даже поселков наблюдается уменьшение выпадений, что обусловлено,

по-видимому, «тепловыми островами» в районе городов и возникновению условий,

приводящих к уменьшению выпадений.

На рис. 10 показано радиоактивное загрязнение территории Европы в целом цезием-137. На

этой карте видно, на сколько далеко распространился цезий, благодаря своей летучести, от

места аварии. Конечно осадки на больших расстояниях сыграли существенную роль в формировании

выпадений — в зоне выпадений дождевых осадков загрязнение в десять и более раз

превышало выпадение в «сухих» местах. Так, например, уровни излучения в Южной Баварии и

Австрии, где осадки выпали во время прохождения загрязненных воздушных масс, были выше,

чем в Киеве и Минске, где дождей в это время не было.

Весьма интересны карты загрязнения изотопами плутония и америция-241 (рис. 8 и 9).

Плутоний, как тугоплавкий элемент не распространился в значительных количествах (превы-шающих допустимые значения в 0,1 Ки/км2)

на большие расстояния—его выпадения практически

ограничились 30-километровой зоной;

однако, эти зоны площадью около 1100 км2

(где и стронция-90 в большинстве случаев выпало

более 10 Ки/км2) долго будет непригодной

для проживания человека и хозяйствования, т.к.

период полураспада плутония-239 составляет

24,4 тыс. лет.

Что касается _ -излучателя америция-241

(продукт распада плутонии-241 — _ -излучателя),

то это единственный радионуклид в зоне

загрязнений от чернобыльской аварии, концентрация

которого возрастает (см. рис. 12), достигнет

максимальных значений через 50-70 лет,

когда его концентрация на земной поверхности

увеличится почти в десять раз.

В дальних зонах распространения цезия-

137, где проживают сотни тысяч человек,

уменьшение его доступности (без учета распада)

для людей и животных, и растительности будет происходить со скоростью уменьшения вдвое

за 4-8 лет и для стронция-90—от 10 до 14 лет [15]. В местах, где существенна миграция стронция

и цезия вглубь почвы, его доступность для растений (в первую очередь для сельскохозяйственных

растений) резко падает и время возможности перехода в пищевые цепочки уменьшается.

Кривые, демонстрирующие миграцию различных радионуклидов в разных условиях (почва,

ландшафты) показаны на рис. 13 и 14.

Важнейшими характеристиками, определяющими поведение и превращения радоинуклидов в

природных средах является их фракционирование, подвижность, подверженность растворению и

далее — биологическая доступность, определяющая проникновение в живые организмы, в том

числе в организм человека.

При выбросе радиоактивных продуктов из различных источников происходит их распространение,

выпадение на местности с частицами грунта или разрушенного реактора, а затем

миграция радионуклидов в различные среды.

Основной причиной фракционирования является различные скорости проникновения (сорбции)

радионуклидов в расплавленные (оплавленные) элементы грунта или конструкций и осаждения

на поверхности частиц, образовавшихся при аварии реактора, которые, распространяясь,

образуют загрязнение природных сред.

При разрушении реактора основное количество 89Sr и 90Sr будет обусловлено их накоплением

до аварии, и эти радионуклиды будут вести себя как тугоплавкие, выпадая в ближней

зоне от аварии. Изотопы цезия (134Cs, 137Cs), являясь изотопами летучего химического элемента

(и при взрывах) и при авариях на реакторе ведут себя как летучие продукты, и распространяются

на весьма большие расстояния. С другой стороны, трансплутониевые элементы являются тугоплавкими

элементами.

В работе указано на сходство и различие поведения радиоактивных продуктов при

ядерных взрывах и Чернобыльской аварии.

Фракционирование радионуклидов и особенности их распределения на различных частицах

в значительной степени определяют их подвижность и доступность в самом широком смысле

этих слов.

Этот вывод был своевременно сформулирован при Чернобыльской аварии.

Фракционирование радионуклидов на следах различных направлений, образовавшихся из

различных порций выброса (выхода) радиоактивности из разрушенного реактора сильно различается.

Только первая порция в первый момент выброса слабо фракционирована — она

близка к составу продуктов, накопившихся в реакторе (f137

144 ~1,0). В остальных направлениях

фракционирование летучих продуктов по отношению к тугоплавким, даже в ближней зоне,

очень велико (f137

144 достигает значений 25-35) см. рис. 14, кроме южных направлений, где

f137

144 опять приближается к единице (формирование следов этого направления происходило

30.04-01.05.1986).

В атмосфере и в выпадениях после Чернобыльской аварии было обнаружено значительное

количество высокоативных частиц, образующих существенную долю радиоактивного загрязнения.

В пробах почвы (отобранных с площади около 150 см2) нередко несколько десятков высокоактивных

частиц определяли более 90% активности всей пробы.

Очевидно условия образования радиоактивных частиц в зоне разрушенного реактора существенно

менялись в течение десятидневного интенсивного выброса и истечения радиоактивности

в атмосферу.

В связи с этим частицы, обнаруженные на различных расстояниях и удалениях, выброшенных

из реактора в различное время могли существенно различаться как по своей структуре,

так и по радионуклидному составу.

Высокоактивные частицы, как правило фиксировались либо в виде «наездников» на более

крупных частицах, либо в конгломератах менее активных частиц. По-видимому, при взаимодействии

первичных частиц, образовавшихся из диспергированного топлива или в результате

конденсации испарившихся элементов, с атмосферой или почвенной пылью образуются описанные

конгломераты частиц.

В исследованных частицах были обнаружены частицы активированного графитового пепла

(или сажи) и другие частицы неправильной формы (возможно образовавшиеся в результате

карбитизации топлива).

Частицы по радиоизотопному составу делились на две группы — в одной группе (по-видимому),

образовавшиеся при первичном или начальном выбросах) нуклидный состав был

близок к нефракционированному составу горючего и осколков деления на момент аварии. Во

вторую группу можно отнести частицы обеденные тугоплавкими продуктами аварии (в период

горения графита или разогрева после сброса значительного количества инертного материала в реактор) вклад (выброс) радиоактивности был значительно обогащен цезием-137, 134; изотопами

рутения и другими летучими изотопами.

В некоторых частицах рутений превалировал даже над изотопами цезия.

На рис. 15 представлены корреляционные зависимости коэффициентов фракционирования

fi,j для четырех пар радионуклидов; в качестве опорной бралась пара цезий-137/церий-144, в

качестве исследуемых пар принимались пары цирконий-95/церий-144, рутений-106/церий-144,

сурьма-125/церий-144 (по той же «схеме», как и для ядерных взрывов [15]. Отношение активности)

«накопленные» выходы), необходимые для расчетов fi,j брались на время аварии.

Как видно из рисунков, корреляционные зависимости указанных коэффициентов фракционирования

имеют схожий характер, с полученными зависимостями при ядерных взрывах —

цирконий-95 практически не фракционируется по отношению к церию-144, фракционирование

руетния-106 в среднем близко к фракционированию цезия-137, сурьма-125 имеет даже большую

летучесть, чем цезий-137 (в 60-км зоне от аварии!).

Аналогичные коэффициенты фракционирования наблюдались для 137Cs и на очень больших

расстояниях—для многих стран Европы.

На больших расстояниях северного и северо-восточного направлений (Гомельская, Могилевская,

Тульская обл.) сформировались «цезиевые пятна» с огромными коэффициентами фракционирования

у летучих радионуклидов со значениями fi,95 для 131I — до 200-290, 110Ag — до

100-190, 125Sb—до 150-250, 137Cs —до 170-370 (см. табл. 4).

Как уже отмечалось, миграция, подвижность радионуклидов весьма сильно зависят от

сорбции и растворимости радионуклидов.

Если вещество, составляющее основу частиц (например, SiO2), практически нерастворимо в

воде и слабых кислотах, то по величине поверхностного загрязнения частиц можно определить

долю изотопа, подверженную выщелачиванию. Эта доля практически совпадает с величиной

биологической доступности, которая определяется как частное от деления относительного накопления

биологической системой этого изотопа из радиоактивных частиц на относительное

накопление изотопа из раствора.

Используя данные по растворимости радионуклидов и данные для ионообменных реакций

возможно оценить их подвижность с подземными и поверхностными водами.

В работах оценены возможности миграции радиоактивных продуктов с подземными

водами.

Уравнения для ионного обмена включают постоянную Kd, названную коэффициентом распределения,

обозначающую отношение ионов, находящихся в связанном состоянии в твердой

фазе, к их числу в водном растворе. Значения Kd для разных минералов и изотопов меняются

примерно в пределах 101-105. По данным работы Kd (для следов Чернобыльской аварии) составляет в среднем 1·103,

для цезия — 10-5·104, церия — 5,8-6·103, циркония — 50-6·103 (наиболее низкие значения Kd

наблюдаются на песчаных почвах).

После аварии на Чернобыльской АЭС вокруг АЭС были пробурены на расстоянии несколько

сот метров от площадки станции, перед р. Припять десятки скважин для контроля (на

глубину водоносного горизонта). Наблюдения за концентрациями Sr90 в воде этих скважин в

течение полутора лет после аварии показали, что эти концентрации не превышали фоновых

(дочернобыльских).

Смыв радионуклидов 134,137Cs, 106Ru, 125Sb и 144Се паводковыми водами после Чернобыльской

аварии изучался в марте-апреле 1987 г. на пяти водосборах.

Все коэффициенты «смыва» составили менее 1%.

Наиболее доступны для усвоения растениями «свежие» радионуклиды при поступлении

аэральным путем и в начальный период пребывания в почве (например, для 137Cs заметно

уменьшение поступления в растения с течением времени, т.е. при «старении» радионуклида).

Подводя итоги, необходимо отметить для сравнения, что набор радионуклидов, попавших в

окружающую среду при ядерных взрывах и авариях, с учетом фракционирования, подвижности

и биологической доступности, их относительная опасность существенно изменяется, выделяются лишь небольшое количество весьма опасных радионуклидов для всего живого.

Так, если в списке наиболее опасных радионуклидов (для внутреннего облучения), выброшенных

в атмосферу при Чернобыльской аварии, присутствуют 131I, изотопы плутония, особенно

241Pu, 144Ce, 106Ru, 90Sr, 140Ba, 137Cs, 132Te, 239Np и др., то с учетом всех превращений, за

пределами ближнего следа (зона отчуждения) в список наиболее опасных радионуклидов попадают

131I, 137Cs (см. табл. 4).

Поведение наиболее опасных долгоживущих радионуклидов после ядерных взрывов и

чернобыльской аварии показано в табл.4 и 5. Особенности источников загрязнения

формирования радиоактивных частиц в этих случаях приводит к существенному изменению

соотношений этих радионуклидов. Из табл.5 видно, что при чернобыльской аварии цезий-137 в

силу летучести самого цезия намного более распространяем и доступен, а следовательно, и

более опасен, чем стронций-90. При ядерных взрывах наблюдается обратная картина.

Заключение

Итак, после выброса значительного количества радиоактивности после Чернобыльской

аварии был организован оперативный мониторинг загрязнения природных сред в широких

масштабах. Особое внимание уделялось загрязненным территориям в наиболее опасных регионах.

Была осуществлена квалифицированная аэрогамма-съемка обширных территорий.

Отметим, что наряду с серией карт и двумя Атласами загрязнения территорий (включая

большинство стран Европы), выпущенных в прошлые годы, впервые данные о радиоактивном

загрязнении предполагается разместить в Национальном Атласе России, в разделе «Природа.

Экология». Это позволяет показать динамику формирования радиационного поля на территории

России. Обсуждается идея совместного Атласа радиоактивного загрязнения Северного полушария

и земного шара в целом. Конечно, такая работа потребует координации усилий на

международном уровне.

Значения относительной (сравнительной) опасности долгоживущих радионуклидов после

ядерных взрывов и Чернобыльской аварии были определены с учетом их подвижности и

биологической доступности. Показано, что опасность цезия-137 после Чернобыльской аварии за

пределами ближней зоны (30 км) значительно больше, чем после ядерных взрывов (по отношению

к стронцию-90).

Обсуждена проблема биологического «возраста» поля загрязнений в зоне чернобыльской

Дата добавления: 2015-07-13