Совершенствование методики оценки радиоактивного облучения населения, проживающего на территории Подмосковного угольного бассейна тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 25.00.36, кандидат технических наук Сугако, Евгений Александрович

• Сугако, Евгений Александрович
• кандидат технических наук
• 2007

Оглавление диссертации кандидат технических наук Сугако, Евгений Александрович

Введение

Глава 1. 1.1.

Аналитический обзор

Геоэкологическая характеристика территории Подмосковного угольного бассейна

Общая характеристика особенностей техногенного воздействия на геосистему Центрального региона

Экологические последствия радиоактивного загрязнения территории аварийными выбросами Чернобыльской АЭС

Математические модели динамики формирования загрязнения выбросами в атмосферу

Анализ существующих методик расчета дозовых нагрузок

Глава 2. Объект и постановка задач исследования

2.1. Экологическая характеристика Тульской области

2.2. Особенности динамики и состава радионуклидов аварийных выбросов ЧАЭС

2.3. Влияние на радиоэкологическую обстановку бедных месторождений урановых руд на территории Подмосковного угольного бассейна

2.4. Общая характеристика загрязняющих радионуклидов

2.5. Задачи исследования

Глава 3. Формирование радиоактивного загрязнения территории аварийными выбросами радионуклидов

3.1. Моделирование переноса аварийных выбросов радионуклидов в атмосфере

3.2. Особенности моделирования динамики загрязнения территории выбросами ЧАЭС

3.3. Методика прогнозной оценки дозы облучения населения исследуемой территории

Алгоритм и программные средства реализации математической модели

Результаты вычислительного эксперимента моделированию загрязнения территории Тульской области аварийными выбросами ЧАЭС

Глава 4. Прогноз выбросов радона в атмосферу из угольных шахт Подмосковного угольного бассейна

4.1. Физическая модель и математическое описание процесса радоновыделения в горные выработки

4.2. Математические модели радоновыделения в шахтный воздух из различных источников

4.2.1. Выделение радона из породоугольного массива

4.2.2. Выделение радона из шахтных подземных вод

4.2.3. Выделение радона из породоугольных отвалов горнопромышленных предприятий

4.3. Выбросы радона в приземный слой атмосферы

4.4. Методика расчета дозы облучения, обусловленной выбросами радона

Глава 5. Методика оценки суммарной дозы облучения населения, проживающего на территории горнопромышленного региона

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Совершенствование методики оценки радиоактивного облучения населения, проживающего на территории Подмосковного угольного бассейна»

Общей тенденцией прошедшего двадцатилетия для угольной промышленности было снижение объемов добычи в целом по отрасли с 390,7 млн т в 1990 г. до 221,2 млн т в 1998 г. В последнее время наметился рост объемов добычи угля. В соответствии с новой Энергетической стратегией РФ в целях замещения экспортно-значимых газа и мазута прогнозируемые объемы добычи угля по стране должны составить до 360 млн т в 2010 г. и 430 млн т - в 2020 г. с доведением доли угля в топливно-энергетическом балансе до 22 %.

ОАО «Мосбассуголь», функционирующее на базе Подмосковного угольного бассейна, является единственным в Центральном Федеральном округе России угледобывающим предприятием, которое располагает необходимым количеством запасов угля для повышения уровня энергетической безопасности региона. Исследование регионального рынка сбыта энергетических углей показывает, что спрос на бурые угли в настоящее время имеет тенденцию к росту и по прогнозам при наличии финансирования на освоение новых месторождений в ближайшие 10.15 лет может достигать от 4,0 до 6,0 млн т в год.

Территория Подмосковного угольного бассейна характеризуется сложной экологической ситуацией, напряженность которой дополнительно усугубляется воздействием ионизирующего излучения. Основной составляющей радиационного фактора на рассматриваемой территории является естественный фон. Относительно высокие уровни естественного фона во многом обусловлены наличием скоплений урана и радия, залегающих в угольных пластах по всей территории бассейна, и распространенными на территории ура-ноносными песками и шахтными породами, широко применяемыми в прошлом при производстве строительных материалов, дорожных покрытий и насыпей.

Необходимо отметить, что многолетняя добыча и использование угля в теплоэнергетике привели к образованию на территории бассейна мощных отложений золошлаковых отходов, при этом содержание радионуклидов в летучих золах и шлаковых отложениях в среднем в 2.9 раз выше, нежели в углях.

Данные факторы привели к существенному превышению уровня естественного радиационного фона на территории Подмосковного угольного бассейна по сравнению с другими регионами.

Кроме того, существенное влияние на формирование негативной радиоэкологической обстановки оказала авария на Чернобыльской АЭС. К последствиям данной катастрофы относится заражение огромных территорий различными радионуклидами. Следует отметить, что в момент аварии не было достаточной информации о динамике и составе выбросов, не проводились точные измерительные работы по определению степени загрязнения пострадавших регионов, что существенно осложнило проведение реконструкции дозы облучения. До последнего времени отсутствовали надежные методики, позволяющие определить дозы облучения населения с учетом миграционных процессов и вкладов короткоживущих радионуклидов, не учитывались естественные радиационные факторы и дополнительные дозовые нагрузки, обусловленные выделениями радона в атмосферу в результате горных работ.

В связи с этим актуальной научной задачей является совершенствование методики оценки радиоактивного облучения населения, проживающего на территории Подмосковного угольного бассейна, позволяющей определить суммарные дозовые нагрузки, обусловленные последствиями Чернобыльской аварии и радоновделениями горных выработок, позволяющей повысить эффективность радиоэкологического мониторинга перспективных угленосных регионов Центрального Федерального округа РФ.

Целью работы является совершенствование методики оценки радиоактивного облучения населения, проживающего на территории Подмосковного угольного бассейна на основе установления закономерностей формирования и развития радиационного загрязнения окружающей среды горнощ промышленного региона, находящегося в зоне следа аварии на Чернобыльской АЭС.

Идея работы заключается в том, что повышение достоверности прогноза дополнительных дозовых нагрузок населения обеспечивается адекватностью математических моделей загрязнения территории вследствие техногенной аварии, шахтных выбросов радона, разработанных с учетом данных натурных наблюдений на территории Подмосковного угольного бассейна, подвергшейся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС.

Основные новые научные результаты: - долгосрочный прогноз радиоактивного загрязнения территории Подмосковного угольного бассейна и обусловленных им дополнительных дозовых нагрузок населения проводился с помощью математической модели турбулентного конвективно-диффузионного переноса радионуклидов в атмосфере с аэрозолями выбросов аварии на Чернобыльской АЭС;

- дозовые нагрузки, обусловленные аварией на Чернобыльской АЭС в расчетных точках определялись как суммарное значение всех нагрузок, полученных от отдельных радионуклидов, в том числе и от короткоживущих;

- изменение дополнительных дозовых нагрузок населения на загрязненных территориях углепромышленного региона связано с радиоактивным загрязнением окружающей среды и загрязнением приземного слоя атмосферы радоном шахтных вентиляционных выбросов;

- динамика выбросов радона из угольных шахт на рассматриваемой территории моделируется комплексом математических зависимостей его массопереноса в пористой среде, подземных водах, воздушных вентиляционных потоках с учетом фактического распределения урана в пределах шахтного поля;

- конечные значения дозовых нагрузок в расчетных точках определяются как сумма дозовых нагрузок, обусловленных аварией на Чернобыль

Ф ской АЭС и нагрузок, связанных с радоновыделением шахтных вентиляционных потоков.

Новизна основных научных и практических результатов заключается в том, что установлены закономерности формирования загрязнения территории Подмосковного угольного бассейна радиоактивными выбросами аварии на Чернобыльской АЭС, отличающиеся тем, что плотность загрязнения и мощность дозы облучения предполагаются пропорциональными распределению концентрации радионуклидов в аэрозоли атмосферного воздуха, сформировавшегося в процессе конвективно-диффузионного переноса выбросов аварии на Чернобыльской АЭС;

- разработана математическая модель распространения радионуклидов Чернобыльской аварии в атмосфере, отличающаяся тем, что рассматривается возвышенный точечный источник радиоактивных выбросов, поле концентраций которого описывается дифференциальными уравнениями турбулентного конвективно-диффузионного переноса;

- определены численные значения параметров математической модели формирования полей радиоактивного загрязнения территории Подмосковного угольного бассейна и соответствующей дозы облучения;

- разработаны математические модели переноса радона в шахтных выработках, позволяющие получить зависимости для определения равновесной концентрации радона и интенсивности валовых выбросов радона;

- усовершенствованы методические рекомендации по расчету средней накопленной эффективной дозы облучения населения, проживающего на территории горно-промышленного региона, дополненные оценками дополнительных дозовых нагрузок, обусловленных радионуклидами аварийных выбросов Чернобыльской АЭС и нагрузок, связанных с радоновыделением шахтных вентиляционных выбросов.

Практическое значение работы заключается в создании регионального нормативного документа, регламентирующего единый подход к оценке * радиоэкологического состояния территории Подмосковного бассейна, что согласовано с отделом радиационной безопасности и реализации эколого-радиологических программ Департамента Тульской области по экологии и природным ресурсам. Разработаны комплекты математических моделей определения выбросов радионуклидов Чернобыльской аварии, а так же радона шахтных вентиляционных выбросов для проведения экологической экспертизы. Усовершенствованы структурные и функциональные схемы мониторинга радиоэкологического состояния территорий для периодов существенного снижения экспозиционной дозы облучения населения, фиксируемой в Тульской области.

Реализация работы; основные научные и практические результаты диссертационной работы использованы в отделе радиационной безопасности и реализации эколого-радиологических программ Департамента Тульской области по экологии и природным ресурсам. Методика расчета рассеивания радионуклидов и прогноза средней накопленной эффективной дозы облуче- -ния внедрена в Центре «Тулагрохимрадиология». Выводы и рекомендации используются в Тульском государственном университете при выполнении , хоздоговорных и госбюджетных НИР.

Обоснованность и достоверность научных положений, выводов и \ практических рекомендаций подтверждается: корректной постановкой задач исследований, обоснованным использованием классических методов математической физики, теории функций комплексного переменного, теории вероятностей и современными программными средствами. Достаточным объемом данных натурных наблюдений и вычислительных экспериментов, результаты которых свидетельствуют об адекватности разработанных моделей (погрешность не превышает 20 %).

Апробация работы; основные положения работы докладывались и обсуждались на научных семинарах кафедры «Аэрологии, охраны труда и окружающей среды» ТулГУ (Тула, 2000 - 2007 г. г.), Международной молодежной научной конференции «Гагаринские чтения» (Москва, 2001 г.), Второй Международной конференции по проблемам горной промышленности, строительства и энергетики (Тула, 2005 г.), XI Международной научно-практической конференции «Экология и жизнь» (Пенза, 2006 г.).

1. АНАЛИТИЧЕСКИЙ ОБЗОР

В результате превышения экологических пределов воздействия на биосферу нарушены многие естественные регулирующие механизмы и, как следствие, экологический кризис принимает глобальных характер. Следствием таких изменений в биосфере является накопление в живых организмах и человеке токсических веществ и радионуклидов, снижение иммунитета у людей, быстрый рост числа генетических заболеваний и врожденных отклонений.

Сложность состоит в том, что для 80% загрязняющих веществ не изучено их возможное воздействие на здоровье человека и живые организмы. Одним из таких загрязнителей являются радионуклиды искусственного происхождения, попавшие в окружающую среду после ядерных испытаний и аварий на объектах ядерной энергетики, что приводит к генетическим мутациям направленность которых охватывает будущие поколения и не поддается достоверному научному прогнозу. Особенно неблагоприятно обстоят дела на территориях, где радиоактивные выпадения накладываются на промышленные загрязнения окружающей среды.

1.1 Геоэкологическая характеристика территории Подмосковного угольного бассейна

Геоэкологическая обстановка на исследуемой территории сформировалась вследствие деятельности горнодобывающих предприятий Подмосковного угольного бассейна. Вся территория Подмосковного буроугольного бассейна (Мосбасс) занимает ряд центральных и западных областей Европейской части России (Новгородскую, Тверскую, Московскую, Смоленскую, Рязанскую, Тульскую и Калужскую). Общая площадь его около 120 тыс. кв. км.

Подмосковный угольный бассейн или котловина в понятии геологов - это район месторождений углей, приуроченных к отложениям каменноугольного возраста (карбона) и располагающихся по южной окраине Подмосковной впадины.

В структурно-геологическом отношении Мосбасс расположен на южном и западном крыльях Московской синеклизы.

Схематическая карта Подмосковного угольного бассейна

С востока и юго-востока он ограничивается Кольчугинско-Саратовским прогибом, с юга и юго-запада - Воронежской антеклизой, с запада - Белорусской антеклизой, с северо-запада - Балтийским кристаллическим щитом.

Мосбасс является одним из старейших в России. За весь период освоения добыто около 1,8 млрд. тонн угля, в отдельные периоды работали более 300 шахт и десятки разрезов. [84,106]

Максимальный объем добычи пришелся на южное крыло бассейна, что определялось более благоприятными горно-геологическими условиями. Пик угледобычи приходился на 1957 год, когда она составила 43,9 млн. т, причем в Тульской области было добыто 96% угля. К настоящему времени добыча угля резко упала, сократившись до 1 млн. т в год. Продолжают работать три шахты и три участка Грызловского разреза.

Более чем полуторавековая история разработки месторождений бурых углей привела к резкому нарушению природных ландшафтов и формированию новых - антропогенных, в пределах которых активизировались экзогенные геологические процессы (ЭГП). Только в Тульской области охваченная ими территория составляет 2,6 тыс. кв. км. В этой зоне активизировалась эрозия, распространяются оползни и провалы, наблюдается заболачивание. При этом случаи провалов отмечаются в пределах полей угольных месторождений, отработанных более пятидесяти лет назад, что приводит к разрушению жилищного фонда и выводу земель из сельскохозяйственного оборота. Просадка лав приводит к смещению всего блока пород с образованием трещин зияния, фиксируемых на дневной поверхности. Ширина трещин достигает 0,2-0,5 м и видимая глубина до двух метров. Такие процессы естественно приводят к снижению защищенности горизонтов подземных вод, усилению их гидравлической взаимосвязи с грунтовыми и поверхностными водами, что в свою; очередь провоцирует активизацию ЭГП.

Следует отметить, что масштабы негативного влияния разработки полезных ископаемых на ландшафты территории Тульской области в последнее время значительно уменьшились, вследствие закрытия большинства шахт бассейна.

В то же время серьезную экологическую проблему представляют отходы угледобывающей промышленности. На дневной поверхности в виде терриконов и отвалов скопилось более 300 млн. тонн горных пород, обогащенных рядом токсичных химических элементов, суммарный объем которых составляет в тоннах: цинк - 6577; свинец - 9535; кадмий - 159,9; ртуть - 31,8; бериллий - 2956; мышьяк -4449,9; хром - 12724; медь - 5721,3; ванадий - 6674,9; торий-2161,4; уран - 1271,4.

Под воздействием атмосферных осадков окисляются минералы содержащие серу, пирит, марказит, образуются растворы серной кислоты. В зависимости от «возраста» терриконов степень выноса элементов из его тела может быть самой разнообразной. В отдельных случаях создаются благоприятные предпосылки в почвах, особенно в транссупераквальных ландшафтах, аккумулируются на барьерах марганец, кобальт, никель, медь, цинк, хром, свинец, кадмий, ртуть, уран и другие. В тех случаях, когда сорбционные свойства природных ландшафтов резко снижены, могут наблюдаться процессы загрязнения грунтовых и даже подземных вод токсичными веществами и элементами. Примерами могут служить факты загрязнения подземных вод в Новомосковском промрайоне, где зафиксированы; факты превышения ПДК в подземных водах по кадмию и ртути.

В связи с закрытием большинства действующих шахт и прекращением водоотлива должно быть уделено особое внимание вопросам загрязнения подземных вод основных водоносных горизонтов; используемых для хозяйственно-питьевого водоснабжения Тульской области. Известно, что в процессе отработки угольных залежей водопонижение проводится не только в горизонтах надугольных и подугольных песков, но и в нижележащем Упинском горизонте. По геологическим условиям надежного водоупора между угленосными отложениями и нижележащим Упинским водоносным горизонтом, как правило, нет. Залегающие в подошве углей бобриковские глины не выдержаны ни по мощности, ни по простиранию, что создает благоприятные предпосылки для перетоков подземных вод из вышележащих в нижележащие горизонты. Например, закрытие шахты «Западной» в 1995 году привело к прогрессивному загрязнению подземных вод Упинского водоносного горизонта. Так, отобранная в марте 1995 года проба воды из скважины 3066, расположенной в пределах рудного двора, показала повышенную минерализацию - 1,7 г/л, высокое содержание сульфатов - 884 мг/л, железа - 1,4 мг/л. Уже в ноябре того же года аналогичные показатели существенно выросли: минерализация-1,9 г/л, сульфаты- 1230 мг/л, железо-35,5 мг/л.

Особое внимание обращают на себя результаты анализа вод, отобранных из главного ствола шахты. Минерализация - 3,1 г/л, сульфаты - 2080 мг/л, железо - 31,7 мг/л, но самое главное значение кислотности рН - 3,З.Это свидетельствует об интенсивном разрушении сульфидных минералов, образовании кислых (сернокислых) растворов. Взаимодействуя с вмещающими породами, они выщелачивают широкий спектр химических элементов, в том числе и токсичных. При «благоприятных» условиях они могут попадать в водозаборы и снижать качество питьевых вод. Расположенные вблизи шахтного поля водозаборы Воздремковский и Троснянский испытывают воздействия отработки до настоящего времени. В подземных водах Упинского горизонта заметно выросла минерализация (с 0,3 - 0,5 г/л в семидесятых годах до 0,9 -1,0 г/л в 1996 году). За это же время содержание сульфатов возросло с 50 -100 мг/л до 500 - 700 мг/л, железа - от «следов» до 3,1 мг/л. Весьма вероятно, что ухудшение качества воды будет продолжаться и далее. Агрессивные шахтные воды, несущие разнообразную гамму химических элементов, по окнам гидравлической связи проникают в известняки Упинского водоносного горизонта, приводя к их существенному (иногда угрожающему) загрязнению. Положение усугубляется и тем, что ряд горных выработок проходит по известнякам Упинского горизонта.

В неразрывной связи с экологической проблематикой угледобывающей отрасли находятся и проблемы топливно-энергетического комплекса. Так, на территории Тульской и Рязанской областей, в результате многолетней деятельности Черепетской, Новомосковской, Щекинской, Рязанской ГРЭС, а также Первомайской и Алексинской ТЭЦ, в настоящее время накоплено около 130 млн. тонн золошлаковых отходов, объемы которых ежегодно пополняются.

Под золоотвалами законсервировано около 650 гектаров земель; различной плодородности, которые выведены из сельскохозяйственного землепользования. Кроме того, открытые (без закрепления; поверхности) золоот-валы представляют собой значительную экологическую проблему, так как незакрепленные золовые частицы легко разносятся ветром и существенно ухудшают состояние окружающей природной среды. Вертикальное перераспределение химических элементов и соединений, в том числе и токсичных, приводит к интенсивному загрязнению грунтовых вод.

Изложенные выше факты также указывают на необходимость скорейшего планомерного комплексного изучения, оценки и прогнозирования техногенных изменений геологической среды территории Мосбасса под воздействием топливно-энергетического комплекса.

При взгляде на геологическую карту, можно заметить, что в центральной части Европейской территории России на поверхность земли выходят известняки девона и отложения карбона. Выходы этих отложений на поверхность, как это видно на карте, образуют форму огромной подковы, обращенной своим отверстием к северо-востоку. В вертикальном же направлении слои постепенно понижаются от периферии этой «подковы» к ее центру, находящемуся примерно в районе Москвы. Таким образом, фундамент древних пород образует как бы гигантскую чашу или котловину, открытую в направлении к северо-востоку. Эта впадина, которую геологи так и называют Подмосковной впадиной или Подмосковным бассейном (его территория совпадает с областями Ленинградской, Новгородской, Тверской, Смоленской, Калужской, Московской, Тульской и Рязанской), заполнена осадками более молодого геологического возраста, слои которых, также наклонены в направлении от центра к периферии. Смену слоев можно проследить и в горизонтальном направлении: на геологической карте последовательно от периферии к центру видны отложения более молодого возраста.

Таким образом, как показывает анализ экологической обстановки, на территории Подмосковного угольного бассейна основными негативными факторами являются изменение ландшафта и химическое загрязнение территорий и вод тяжелыми металлами, вследствие эрозии горных пород. Этой проблеме посвящено большинство литературных источников. Однако, практически отсутствуют исследования, посвященные изучению вклада объектов горной промышленности в формирование радиоэкологической ситуации, обусловленной, в частности, выделениями радона из разрабатываемых горных пород и шахтных руд.

1.2 Общая характеристика особенностей техногенного воздействия на геосистему Центрального региона

Для территории Подмосковного угольного бассейна характерны высокоразвитая промышленность и сельское хозяйство. Рост промышленности, в первую очередь металлургической, металлообрабатывающей и горнодобывающей сопровождался уничтожением в огромном количестве лесных массивов, разрушением ландшафтов, изменением направления и режима течения рек, сильным загрязнением воздушной среды, поверхностных вод, почв, т.е. нарушением природных экологических систем, уменьшением числа видов животных и птиц.

На протяжении веков недра Тульской области составляли природно-сырьевую основу промышленного и социально-экономического развития центральной части России. Это позволило области к концу XX века стать одним из наиболее промышленно освоенных регионов Центрального экономического района страны. На ее территории оказались размещенными более 10% основных фондов и 12% промышленно-производственного персонала экономического района, действовало 6 теплоэлектростанций, добывалось 89% от всей добычи углей Подмосковного буроугольного бассейна.

Начав в свое время развиваться в качестве промышленного региона, Тульская область оказалась «заложником» политических и экономических просчетов, унаследовав чрезвычайно-высокую степень техногенной нагрузки на окружающую природную среду и, в частности, на недра. В результате интенсивной разработки полезных ископаемых около 2600 км земель, или 10% всей площади области, оказались нарушенными. Интенсивная эксплуатация подземных вод, достигая на отдельных участках центральной части области 80-90% их естественных ресурсов привела к снижению уровней основных эксплуатационных горизонтов на 20-30 м. Площадь территории с нарушену ным гидрогеологическим режимом достигает 4000 км . Степени техногенного загрязнения окружающей среды в Центральном регионе приведены в таблице 1.1.

Таблица 1.1.

Показатели загрязнения природной среды от всех стационарных источников загрязнения

Область Выбросы вредных веществ в атмосферу, тыс.т. Сбросы загрязненных сточных вод, млн.м3 Производство отходов, тыс.т.

1992 1993 1994 1992 1993 Промышленные ТБО

1 2 3 4 5 6 7 8

Брянская 86,6 58,4 55 122 121,3 1201,9 15,8

Владимирская 101,7 90,4 75 259 256,9 494,2 740,2

Ивановская 75,2 63,0 50 219 217,4 237,0 1131,0

Калужская 42,3 39,1 27 122 116,6 33,1 484,8

Костромская 134,2 111,9 67 84 77,6 2329,5 150,0 ,

Московская 634,3 523,9 436 3151 3154,4 3748,6 3880,7

Орловская 37,7 31,9 29 72 69,0 2594,1 356,1

Рязанская 315,5 319,6 281 71 67,7 2645,0 1,3

Смоленская 168,5 121,1 100 110 131,1 678,3 350,0 '

Тверская 116,1 89,7 79 150 134,5 нет свед. нет свед.

Тульская 556,0 448,9 365 416 439,0 128256,1 1600,0

Ярославская 253,1 244,9 194 380 388,2 нет свед. нет свед.

Основной составляющей радиационного фактора является естественный фон. Наибольший вклад в дозовую нагрузку населения Центрального региона вносит облучение от естественных источников излучения (в 2001 г. -76,05%), на втором месте медицинские процедуры - 22,63% (см. таблицу 1.2).

Доза облучения от естественного радиационного фона по структуре разделяется на дозу от космического излучения - 8,29%, внешнего облучения - 22,01%, от внутреннего облучения - 0,17%, от ингаляции радона - 64,91%.

Дополнительным фактором естественного фона на рассматриваемой территории являются радиационные воздействия, обусловленные радоновы-делением из подземных вод.

Таблица 1.2

Основные источники ионизирующего излучения

Источники ионизирующих излучений 1998 1999 2000 2001

Естественный радиационный фон 3,118 70,14% 2,93 70,77% 3,7 76,6% 3,46 76,05%

Источники, используемые в промышленности 0,002 0,04% 0,002 0,048% 0,002 0,04% 0,001 0,03%

Авария на ЧАЭС 0,045 1,0% 0,04 0,97% 0,049 1,01% 0,058 1,29%

Медицинские процедуры 1,27 28,7% 1Д7 28,26% 1,08 22,36% 1,03 22,63%

ИТОГО 4,44 4,14 4,83 4,55

Общеизвестно, что радон - радиоактивный химический элемент VIII группы периодической системы Д.И. Менделеева; атомный номер 86; массовое число может равняться 220, 222, 219. Радон - инертный газ и единственный газообразный радиоактивный химический элемент. Может быть пред

220 222 219 ставлен тремя изотопами Rn, Rn, Rn, которые принадлежат разным радиоактивным семействам - ториевому, урановому и актиноурановому. Самой долгоживущей эманацией является 222Rn (период полураспада 3,823 сут.).

Учитывая сравнительно высокие концентрации примесей урана во вмещаю

222 щих породах, можно предположить, что именно Rn является основным изотопом в составе выделяющегося радиоактивного газа.

Повышенные концентрации радона в подземных водах могут быть обусловлены следующими причинами: высокими концентрациями урана, в том числе урановыми рудами; обогащением пород акцессорными радиоактивными минералами (монацитом, ортитом, ксенотимом, цитролитом и др.); вторичным обогащением пород радием в результате его химического осаждения и сорбции; интенсивной тектонической раздробленностью пород, обуславливающей высокую дегазацию, в том числе эманирование.

Для условий Подмосковного угольного бассейна, как и для всего Центрального региона, наиболее вероятны радоновые воды, связанные с рассеянными и рудными концентрациями урана в угленосных породах визе, а также с фосфоритами юры и мела. Вдоль крупных зон скрытой трещиновато-сти возможны собственные геохимические аномалии радона (рис.1.2.). В

1993 году группа Московской геологоразведочной академии совместно с Тульским государственным университетом начала целенаправленное изучение распределения радона в Тульской области. Радон, оказавшись в свободном состоянии, диффундирует по порам и трещинам к поверхности обнажения горного массива. Этот процесс сопровождается частичной сорбцией радона и его естественным радиоактивным распадом. Определить однозначно вид диффузионного переноса невозможно и разумно предположить, что одновременно протекают процессы молекулярной, кнудсеновской и фольме-ровской диффузии. Следовательно, диффузионное сопротивление будет определяться величиной коэффициента эффективной диффузии радона в поро-доугольном массиве.

Наибольшее содержание урана отмечено в угольных пластах (так, по сравнению с углями Донецкого бассейна, содержание урана в углях Подмосковного бассейна в 300-500 раз выше).

В районах Подмосковного угольного бассейна повышенная уранонос-ность связана с угленосными визейскими отложениями. Здесь могут быть выделены две обстановки аномальных концентраций урана: в кровле, подошве или на выклинивании единых углисто-глинистых пачек; в маломощных прослоях углистых терригенных пород, расположенных внутри известняковых пачек. Первая характерна для ураноносных пород бобриковского и реже тульского горизонтов (яснополянский надгоризонт); вторая - для Михайловского, веневского и других горизонтов карбона. В целом в Подмосковном бассейне известно два мелких месторождения, 18 рудопроявлений и 102 проявления урана. Наиболее крупное - Вельское месторождение расположено в северо-западной части бассейна.

Природный уран, содержащий главным образом два изотопа - 238U (99,3% общей массы) и U -актиноуран (0,7%) дает начало вместе с Th трем рядам радиоактивного распада естественных радионуклидов. Основной изотоп урана является альфа излучателем, но в продуктах его распада имеются короткоживущие бета и гамма-излучатели. Последние обуславливают 88 % гамма-излучения и могут существовать лишь совместно с радием.

Геохимические аномалии радона.

Cr^J) в фосфоритах (130 млн.лвт)

Рис. 1.2.

Радий может отделятся от урана в молодых геологических образованиях и при участии восстановительных по урану хлоридных вод. В закрытых системах полное равновесие между U и Ra устанавливается через 2,5 млн. лет. Тогда можно точно по гамма-активности определить содержание урана и радия. [106, 115]

В настоящее время взяты первые пробы подземных вод из некоторых шахт и каптированных источников (табл.1.3.). Анализы выполнены в лаборатории кафедры ядерно-радиометрических методов МГРА.

Известно, что содержание радона в элювиально-делювиальных отлол жениях часто составляет 3.10 эман или (10.37) 10 Бк/м . Несмотря на это максимальная концентрация радона для населения составляют: в воде - 0,1 эмана (370 Бк/м , или 0,37 Бк/л); в воздухе жилых помещений, заселённых л зданий - 0,05 эмана (190 Бк/м ); в воздухе строящихся зданий - 0,03 эмана л л

100 Бк/м ); в рудничном воздухе - 1 эман (3700 Бк/м ).

Таблица 1.3.

Содержание радона в подземных и поверхностных водах пробы Место отбора пробы Содержание Ил, Бк/м3

1 Общий водослив шахты Дубовской <100

2 Упинский водоносный горизонт шахты Дубовской, скважины водопонижения 9103

3 Алексинский водоносный горизонт шахты Дубовской из скважины водопонижения 2,МО3

4 Упинский водоносный горизонт шахты Рассошинской из скважины водопонижения 5,0-Ю3

5 Водоприток из ствола шахты Рассошинской, примерно из Тульского горизонта <100

6 Общий шахтный слив шахты Рассошинской 11,0-Ю3

7 Родник на восточной окраине г. Узловая у больницы машзавода <100

8 и 12 Родник на северной окраине г. Богородицка 54,6-103

9 Платоновский родник г. Тула 4,86-Ю3

10 Общий водослив шахты Западной 2,07-103

11 Упинский водоносный горизонт скважины водопонижения шахты Западной 1,73-103

13 Упинский водоносный горизонт скважины водопонижения карьера г. Богородицка <100

14 Водосток из карьера г. Богородицка с рабочего горизонта уч.З 1,95-103

15 Позднедевонский водоносный горизонт из скважины питьевого водоснабжения в карьере г. Богородицка <100

16 Упинский водоносный горизонт скважины водопонижения шахты №77 2,55-Ю3

17 Родник в левом борту р. Дон западнее с. Куликово 9,06-103

18 Водослив с рабочего уступа карьера Ушаковский 1,28-103

19 Водослив с отработанного уступа карьера Ушаковский <100

20 Упинский водоносный горизонт скважина водопонижения шахты Подмосковной <100

21 Пруд - отстойник общего слива шахты Подмосковной <100

22 Общий водослив шахты Бельковская <100

23 Упинский водоносный горизонт скважина водопонижения шахты Бельковская 22,4-103

24 Общий слив с рабочего горизонта шахты Прогресс <100

Из табл. 1.3. видно, что в ряде случаев концентрации радона превышают предельно-допустимые содержания во многие десятки раз. Особенно высокие его концентрации, превышающие норму 104 Бк/м3, следует отметить в трёх участках; родник на севере г. Богородицка (пробы 8 и 12); вода упинского горизонта из скважины водопонижения шахты Бельковская (проба 23) и общий слив шахты Россошинской (проба 6). Учитывая весьма значительный объём подземных вод, выкачиваемых на поверхность в связи с отработкой угольных месторождений и в целом повышенную концентрацию в них радона, можно ожидать существенную добавку суммарной дозы облучения населения в районах радиоактивного заражения 137Cs, а в некоторых местах, и самостоятельное радиоэкологическое значение радононосных вод.

Известно, что выделяются четыре типа бальнеологических радоновых вод: очень слабо радоновые с активностью от 180 до 850 Бк/л; слабо радоновые с активностью от 750 до 1500 Бк/л; радоновые средней концентрации с активностью от 1500 до 7500 Бк/л; высоко радоновые с активностью более 7500 Бк/л.

По предварительным данным содержание радона в подземных водах горнопромышленного региона не достигает указанных значений и воды не могут быть использованы в качестве бальнеологических. Однако повышенные концентрации в них радона в ряде установленных случаев делает проблематичным их использование в качестве питьевых.

Оценка выбросов радона в шахтную атмосферу из подземных вод на основе результатов исследований, полученных группой ученых Московской геологоразведочной академии под руководством проф. П. А. Игнатова, показала, что в общем водосливе шахт содержание радона в воде, как правило, менее 100 Бк/м3, а в подземных водах, поступающих в дренажную систему очистных и подготовительных участков, концентрация радона изменяется от 1700 до 55000 Бк/м3. Следовательно, шахтные воды также являются источником радоновыделений в вентиляционные воздушные потоки [106].

Угольные месторождения Подмосковного бассейна также отличает то, что зольный остаток этих углей содержит в значительных количествах урановые примеси, следовательно, в процессе разработки образуемые поверхности обнажения угольных пластов будут являться источниками радоновыделений в шахтную вентиляционную сеть.

Таким образом, в настоящее время для оценки интенсивности техногенных выбросов радона в атмосферу, обусловленных деятельностью угольных шахт, необходимо разработать математические модели динамики радо-новыделений из перечисленных источников в вентиляционные струи и его выноса из шахт в приземный слой атмосферы. Это позволит установить качественные и количественные связи радоновыделений с технологическими параметрами очистных и подготовительных работ, а также вспомогательных процессов, обеспечивающих нормальный режим угледобычи и прогнозировать валовые выбросы радона и формируемые в результате дозовые нагрузки населения.

До настоящего времени этой проблеме не уделяли должного внимания. Кроме того, вследствие аварии на Чернобыльской АЭС, значительная часть территории Подмосковного бассейна оказалась в зоне радиоактивного следа и радоновая составляющая, являющаяся следствием техногенных вмешательств в окружающую среду приводит к дополнительной дозовой нагрузке.

1.3. Экологические последствия радиоактивного загрязнения территории аварийными выбросами Чернобыльской АЭС

В результате аварии на Чернобыльской АЭС радиоактивному загрязнению подверглись 17 регионов Российской Федерации площадью более 56 тыс. км2 с населением более 2,6 млн. чел. В соответствии с Законом Российской Федерации «О социальной защите граждан, подвергшихся воздействию радиации вследствие катастрофы на Чернобыльской АЭС».

К зоне отчуждения относится 30-километровая зона вокруг ЧАЭС, а также часть территории Российской Федерации, загрязненной радиоактивными веществами, из которой в 1986 г. и последующие годы население было эвакуировано или отселено в соответствии с действующими нормативами. В зоне отчуждения запрещается постоянное проживание населения, ограничивается хозяйственная деятельность и природопользование.

При установлении границ зон исходят из мощности экспозиционной дозы излучения на местности на высоте 1 м от поверхности земли и плотности загрязнения территории радионуклидами. Данные значения составляют: для I зоны 0,01.0,05 мР/ч и 1.5 Ки/км2, для II - 0,05.0,15 мР/ч и 5.15 Ки/км2, для III зоны - 0,15.0,40 мР/ч и 15.40 Ки/км2. Территории с плотностью загрязнения более 40 Ки/км2 относятся к зонам отчуждения (табл. 1.4) [5, 128, 129].

Отметим, что сейчас 86% населения проживает в зоне с льготным социально-экономическим статусом, около 11% - в зонах с правом на отселение и около 4 % - в зоне отселения. Около 58% общей площади загрязненных территорий приходится на сельскохозяйственные угодия, в том числе 0,7% угодий относится к зоне с плотностью загрязнения выше 40 Ки/км2. Кроме того, отсутствует обоснованный прогноз развития ситуации на загрязненной территории [63, 65].

Таблица 1.4

Загрязнение территории РФ вследствие аварии на ЧАЭС

Зона загрязнения, Ки/км2 Площадь, км2 В том числе сельхозугодий, км2 Население Человек

1.5 48100 26800 2186143

5.„15 5450 3795 347201

15.40 2130 1491 93237 свыше 40 310 217

Из всех радионуклидов, осевших на поверхности земли в результате аварии на ЧАЭС, биологически наиболее опасными являются цезий-137 и стронций-90. За счет этих радионуклидов в настоящее время формируются, и в последующие годы будут формироваться, дозовые нагрузки на работающих и население [67].

Поскольку цезий-137 является аналогом калия, то он участвует на равных во всех реакциях обмена в растениях, организме человека и животного, биологически очень подвижен и сравнительно быстро выводится из организма животного и человека. Через 20-30 суток после перевода животного на чистый рацион в его теле остается около половины поступившего цезия-137.

Стронций-90 - химический аналог кальция и характеризуется высокой усвояемостью растениями и животными. Он медленно выводится из организма, так как накапливается в костной ткани.

В загрязненных районах вкладом стронция-90 в дозовую нагрузку на человека, по сравнению с вкладом цезия-137, можно пренебречь, поскольку соотношение между активностью этих радионуклидов в почве на большинстве территорий не превышает 0,02, достигая лишь в отдельных районах 0,1.

Определенную опасность представляет также плутоний-239, но его распространение ограничивается в основном тридцатикилометровой зоной и прилегающими к ней территориями, т.е. зоной отчуждения. Кроме того, плутоний - элемент биологически неподвижный и возможная опасность от него связана только с ингаляционным путем его поступления с пылью [31, 62].

Радиационная обстановка на загрязненных территориях будет оставаться напряженной весьма длительное время. В зоне отчуждения (30-километровая зона) оно определяется периодом полураспада плутония-239 (24 тыс. лет). И если не наступит время, когда люди смогут физически «убрать» плутоний, то зона отчуждения останется навечно. На территориях, где уровень загрязнения плутонием и стронцием-90 не превышает допустимый, это время будет определяться поведением цезия-137. «Эффективное» загрязнение местности цезием (включая его доступность для растительности) уменьшится вследствие распада и за счет физико-химических и биологических механизмов примерно вдвое за 7-10 лет (агромелиоративные и дезакти-вационные работы могут несколько ускорить этот процесс). Следовательно, нужно быть готовыми к длительной борьбе - в течение десятков лет - за безопасное хозяйствование в районах поражения «чернобыльской» радиацией [90, 128, 129].

В первое время (1.2 месяца) после аварии основным радионуклидом, формирующим дозу внутреннего облучения, является йод-131, который концентрируется в щитовидной железе. К числу наиболее критичных продуктов питания относится молоко, полученное от коров, выпасаемых на пастбищах, загрязненных радиоактивными веществами. Особенно нежелательно потребление детьми такого молока, поскольку при одинаковом содержании радионуклида йода в организме доза на щитовидную железу ребенка в возрасте 114 лет в 2 раза больше, чем у взрослого. Это связано с тем, что у детей масса щитовидной железы меньше. Необходимо также отметить, что в молочных продуктах (сметане, сыре, масле) существенно снижается содержание радиоактивного йода, поскольку он остается в обрате [62, 67, 72, 90].

В ближайшие 50-70 лет негативное воздействие радиоактивного загрязнения на население, проживающее на этих участках, будет определяться цезием-137. В начальный период аварии основным критерием радиационной опасности являлась мощность экспозиционной дозы внешнего гамма-излучения, формирующая дозу внешнего облучения населения. В первый год после аварии доза внешнего облучения составила 20.25 мЗв (2.2,5 бэр), в том числе от цезия - 0,5.2,8 мЗв (0,05.0,28 бэр), оценки суммарной дозы за следующие 49 лет - 16.90 мЗв (1,6.9 бэр) и 10.80 мЗв (1.8 бэр), соответственно, при мощности экспозиционной дозы 1 мР/ч на начало мая 1986 г. Согласно прогнозу, через 50 лет начнет возрастать влияние на организм изотопов плутония. Плотность загрязнения почв к этому времени возрастает в 2.2,5 раза за счет альфа-излучающих радионуклидов, образующихся при распаде плутония-241 и его превращения в америций-241. Такой рост альфа-активности почв будет наблюдаться на протяжении ближайших 100 лет. Однако в настоящее время информация по плутонию полностью отсутствует за пределами 30-км зоны [24, 75, 76, 90,93].

К основным путям облучения человека, которые учитываются при оценке реальных эффективных доз, относятся: внешнее облучение от гамма-излучающих радионуклидов в радиоактивном облаке, внешнее облучение от аэрозольных и твердых выпадений, внутреннее облучение от радионуклидов, поступивших внутрь организма.

Внешние дозы облучения населения определяются плотностью загрязнения, режимом поведения людей, типом жилых зданий, внутренние - поступлением радионуклидов ингаляционным путем и с продуктами питания по цепочке: почва - растения - животные - человек. Из возможных путей поступления в организм - с водой, воздухом, продуктами питания - первые два дают суммарный вклад не более 1-2%. Вклад в дозу внутреннего облучения продуктов питания составляет 98-99%.

В нашей стране основной источник поступления РН для человека -хлеб и молоко, в меньшей степени - мясо и овощи. С хлебопродуктами поступало 40 % 90Sr и 60 % 137 Cs, с молоком - 20 % и 24 %, с мясом - 5 и 15 %, с овощами - 10 и 1 %, соответственно. С другой стороны, по более поздним данным отмечается, что молоко является основным дозообразующим пищевым продуктом (до 90 % поступления с рационом) на загрязненной территории; среди продуктов растениеводства ведущее место занимает картофель, но его роль существенно меньше.

Попадая с пищей в организм человека или животного, радионуклиды создают внутреннее облучение, более опасное, чем внешнее, и имеющее свою специфику в связи с тем, что различные виды радионуклидов при попадании в организм проявляют себя по-разному и воздействуют на различные органы неодинаково. Так, третья часть радиоактивного йода при попадании в организм концентрируется в щитовидной железе; плутоний, стронций, радий воздействуют, главным образом, на костную систему, костный мозг; цезий концентрируется в мышечной ткани. Поэтому все большую актуальность приобретают вопросы обеспечения возможностей использования чистой сельскохозяйственной продукции в загрязненной природной среде [81, 82, 92,128,136].

Формирование доз внутреннего облучения показало, что эти дозы не пропорциональны плотности загрязнения почв радионуклидами, а определяются, прежде всего, величиной коэффициентов перехода «почва - растения», а также интенсивностью выведения радионуклидов из организма.

Интенсивность выведения радионуклидов из организма характеризуется «периодом полувыведения» (время, в течение которого организм на 50% освобождается от попавших на него радиоизотопов) составляет для цезия-137 110 суток, для йода-131 - 7,5 суток. Замечено, что чем моложе организм, тем период короче. Так, для цезия этот период у детей составляет от 50 до 20 суток.

Какую-либо устойчивую зависимость между плотностью загрязнения территории и дозой внутреннего облучения установить не удается, т.к. накопление радионуклидов в различных сельскохозяйственных культурах зависит от многих факторов. Например, при одной и той же плотности загрязнения содержание цезия-137 в зерне пшеницы, выращенной на дерново-подзолистой почве и черноземе, отличается более чем в 10 раз. Аналогичные различия наблюдаются в кормах для животных, а, следовательно, в молоке и мясе [58,61, 63,91,93,128, 129].

Интегральным оценочным критерием уровня радиации и ее опасности является суммарная доза внешнего и внутреннего облучения человека. Оценка радиационной обстановки в районах позволяет дать представление о внешней радиационной нагрузке на организм людей. По данным Росгидромета, хотя в зонах радиационного загрязнения, обусловленного аварией на ЧАЭС, наблюдаются повышенные уровни радиоактивности, но в целом радиационная обстановка по сравнению с 1990 г. улучшилась. С 1990 г. наблюдался относительно быстрый процесс «естественного» самоочищения и годовые дозы облучения населения за счет этого процесса снизились в 3 раза к 1994 г. Ожидаемые размеры миграции радионуклидов в целом не создают угрозу дополнительного загрязнения территорий, грунтовых и поверхностных вод, а уточнение радиационной обстановки может привести к выявлению отдельных новых участков «цезиевого загрязнения», как правило, с уровнем не выше 1 .2 Ки/км . Их обнаружение может дополнительно увеличить площади слабого радиоактивного загрязнения территорий на 3.5%.

Доза внешнего облучения стабильно уменьшается под воздействием всего комплекса влияющих факторов (как природных, так и комплекса работ по дезактивации). Полная доза облучения населения (внутреннего и внешнего) в 1992 г. не превышала 5 мЗв (0,5 бэр), в том числе и в населенных пунктах, предназначенных к переселению решением администрации Брянской обл. Исключение составил один населенный пункт (д. Николаевка), где доза облучения превысила контрольный уровень и составила 5,4 мЗв (0,54 бэр). Дозы облучения населения в зоне с льготным режимом (1.5 Ки/км первичных выпадений), где не проводятся мероприятия по снижению, были меньше установленного уровня вмешательства (1 мЗв/год), в том числе и в загрязненных районах Тульской области [6-8, 21, 76, 81, 92, 136].

Реальные измерения годовой дозы облучения при плотности загрязнения 1 Ки/км у людей разных профессий, проживающих в населенных пунктах разного типа показали, что в сельской местности она составляет 0,13 мЗв (13 мбэр)/год, а поселках городского типа - 0,09 мЗв (9 мбэр)/год и в городах - 0,06 мЗв (6 мбэр)/год.

Следует также отметить, что примерно у 8-10% детей в возрасте до 14 лет и 20% детей до 7 лет, проживающих в загрязненных районах, доза облучения щитовидной железы превышает 2 Зв (200 бэр) и достигает в ряде случае 30.40 Зв (3000.4000 бэр). При таких уровнях облучения уже возможно проявление детерминированных эффектов в частности нарушение функций эндокринной системы. Доля взрослого населения, у которого дозовая нагрузка на щитовидную железу превышает 2 Зв (200 бэр) составляет примерно 2%.

Проанализированные и обобщенные к концу 1990 г данные об индивидуальных дозах облучения 86,5 тыс. человек, участвовавших в ликвидации последствий аварии, показывают следующее. Примерно в половине случаев индивидуальные дозы варьируют в пределах 0,1.0,25 Зв (10.25 бэр) и лишь 7,3% - превышают 0,25 Зв (25 бэр). У остальных - дозы облучения ниже 0,1 Зв (10 бэр).

Основной критерий, характеризующий степень радиоэкологической безопасности человека, проживающего на загрязненной территории, - среднегодовое значение эффективной дозы. Территории, в пределах которых среднегодовые значения дополнительной (сверх естественного фона) эффективной дозы облучения человека не превышают 1 мЗв, относятся к территориям с относительно благополучной экологической обстановкой. Для индивидуальных доз в 1 мЗв/год уровень индивидуального риска (вероятность возникновения стохастических эффектов - онкологических заболеваний и тяжелых генетических нарушений) составляет, по оценкам МКРЗ, 0,0001/год. К стохастическим, относятся эффекты, наблюдаемые в измененной, но не погибшей клетке ткани или органа.

Территории, в пределах которых среднегодовые значения эффективной дозы облучения (дополнительного, сверх естественного фона) могут превысить 5 мЗв и находиться в диапазоне доз до 10 мЗв, необходимо относить к территориям чрезвычайной экологической ситуации. Уровень индивидуального риска на этих территориях возрастает до 0,001/год. Территории, в пределах которых среднегодовые значения эффективной дозы облучения (дополнительного, сверх естественного фона) могут превысить 10 мЗв - это территории экологического бедствия. На них уровень индивидуального риска может быть существенно выше 0,001/год [8, 29, 28, 76, 88, 90].

В настоящее время еще не изучены все последствия радиационных аварий для человека. Согласно исследованиям японских ученых, пик заболеваемости по острой лейкемии прослеживался на 5.7 году, а возникновение опухолей - через 15.20 лет после облучения. Типичным для большинства радиоактивно загрязненных районов является общий рост численности астматических заболеваний взрослого и детского населения: взрослого в 2 и более раза, детского - примерно в 4 раза.

В целом в пострадавших районах за последние годы наблюдаются более высокие уровни болезней верхних дыхательных путей, желудочно-кишечного тракта, эндокринной системы, нарушения иммунитета, психические расстройства, болезни системы кровообращения, различные нарушения беременности. Повсеместно в пострадавших районах, согласно представленным официальным документам, отмечается более тяжелое протекание обычных заболеваний, например, заболеваний верхних дыхательных путей. Выявляется ряд неспецифических нарушений - цитологических, биохимических, иммунных, которые могут быть связаны как с воздействием радиации, так и с ухудшением общей экологической обстановки и стрессовыми ситуациями.

Особое беспокойство органов здравоохранения вызывает состояние щитовидной железы у детей, пострадавших от воздействия радиоактивного йода-131, поступившего в организм с молоком и через дыхательные пути. Повсеместно распространена гиперплазия (избыточное разрастание) щитовидной железы.

В зонах чернобыльской катастрофы вследствие снижения иммунитета, нарушения обмена веществ и развития нежелательных патологий на фоне радиации повысилась заболеваемость взрослых сахарным диабетом, гипертонической болезнью, язвой желудка и 12-перстной кишки, болезнями системы кровообращения, дыхательных путей и др. Увеличились контингента больных с психическими расстройствами, с онкологическими заболеваниями. У детей прослеживается повышенная заболеваемость различными формами нелегочного туберкулеза. Число детей, состоящих на учете в онкоучреждениях, увеличилось на 25%.

Однако этих данных недостаточно для обоснованных выводов о динамике заболеваемости и ее связи с аварией. Определенный вклад в рост заболеваемости мог быть внесен улучшением выявляемое™ благодаря проведению комплексных медицинских осмотров высококлассными специалистами.

По мнению отечественных ученых, число дополнительных, связанных с воздействием радиации, случаев злокачественных опухолей со смертельным исходом среди населения, проживающего в населенных пунктах с плотл ностью загрязнения почвы цезием-137 более 15 Ки/км , может составить величину не более 0,5% над спонтанным уровнем смертности от раковых заболеваний, для злокачественных новообразований щитовидной железы этот показатель у детей может составлять 5,0%, а у взрослых - 0,9%, для лейкемий - 1,5%.

Обследование детей в возрасте от 8 до 11 лет, два года проживавших в зоне повышенной радиации, показало, что у 8096 из них наблюдаются повреждения (аберрации) хромосом, причем у определенной части детей сильно выраженные. Кроме этого, ученые-медики утверждают, что мутации и наследственные заболевания, вызванные радиационным излучением, проявляются в следующем или последующих поколениях, т.е. примерно в интервалах 30-90 лет и даже больше. Приведенные данные свидетельствуют о том, что радиацией подрываются генетические основы воспроизводства населения, а так же вызывает озабоченность и психическое здоровье людей. У пострадавшего населения формируется ущербная болезненная психология, находящая выход в «поисках виноватых» и своей «неполноценности», «комплекс чернобыльца», потеря «смысла жизни».

Определенная картина состояния здоровья сформировалась среди участников работ по ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС, число которых на территории Российской Федерации может составить до 250 тыс. человек. В период с 1992. 1995 гг. среди них ожидается заметное увеличение регистрации общесоматической заболеваемости, а также инвалиди-зации. Число инвалидов в 2000 г. достигло 10% от общего числа участников ликвидации последствий аварии. Число раковых заболеваний среди ликвидаторов в 1992. 1995 гг. было близким к спонтанному уровню, в то же время большинство таких случаев, по-видимому, будет связываться с участием в работах по ликвидации последствий аварии. [7, 8, 28, 92]

В качестве иллюстрации эффективности современных методов лечения лучевой болезни, целесообразно привести следующие данные. В результате аварии на Чернобыльской АЭС с острой формой лучевой болезни различной степени тяжести было госпитализировано 237 чел., уровни облучения у которых варьировали в диапазоне 1.16 Зв (100. 1600 бэр). Из них не удалось спасти 29 человек, в основном вследствие тотальных ожогов кожи (до 90% поверхности тела). Остальные пострадавшие были выписаны из клиники в удовлетворительном состоянии. Причем только 16 человек не работают (Данные на середину 1991 г).

Таким образом, проведённый анализ показал, в многочисленных исследованиях подтверждается негативное влияние радиологического фактора на состояние здоровья, обусловленное непосредственными дозовыми нагрузками, характеризующими загрязнение территории выбросами аварии на Чернобыльской АЭС.

Авария произошла во время испытания турбогенератора в режиме выбега с нагрузкой для собственных нужд, которые проводились персоналом перед остановкой реактора на планово-профилактический ремонт в условиях работы реактора на пониженной мощности [129]. В результате аварии на ЧАЭС во внешнюю среду поступило 50 МКи различных радионуклидов (в 2,5 раза больше, чем при аварии на ПО «Маяк» 1957г.). Это потребовало немедленной эвакуации г. Припяти (около 50 тыс. человек), а затем (6-7 мая 1986 г.) дополнительного выселения населения из 30 км зоны вокруг аварийного реактора (около 70 тыс. человек) [1.7, 129].

Район ЧАЭС на момент аварии 26 апреля 1986 года находился в малоградиентном барическом поле со слабым ветром переменных направлений. Погода на большей части Европы определялась обширным антициклоном, центр которого находился в Предуралье и областью низкого давления между Исландией и Северо-западной Европой; эта система обусловила юго-восточный ветер над западной частью бывшего СССР, Польшей и Скандинавией.

Метеорологические условия распространения воздушных масс в районе АЭС с 26 по 29 апреля 1986 г. практически определили основную зону сформировавшихся ближних радиоактивных выпадений к северо-западу и северо-востоку от АЭС. Это подтверждается авиационными измерениями распределений уровней радиации на местности в ближней зоне, которые были сделаны в последующие дни.

В дальнейшем значительный выход радиоактивных продуктов из зоны АЭС и их перенос продолжались преимущественно в юго-восточном и южном направлениях вплоть до 7-8 мая 1986 г., обусловив радиоактивные выпадения в этих направлениях.

Таким образом, на миграцию радиоактивных аэрозолей, выброшенных в атмосферу потоками раскаленного воздуха из чрева поврежденного реактора, основное влияние оказала синоптическая обстановка в Восточно-Европейском регионе, что привело сначала к выпадению радионуклидов в Белоруссии, Украине, Польше, Чехии, в Ленинградской области, южной Финляндии и Швеции, а затем, после 27-28 апреля, выпадениями были охвачены восточные районы Белоруссии и центральная часть России, Образовались поля загрязнения: Брянско-Белорусское, Калужско-Тульское и радионуклиды ЧАЭС появились в Сибири, Китае, пересекли Тихий океан.

Восточный след выброса ЧАЭС от 27-28 апреля 1986 г. составил по активности 7-10 МКи. Синоптическая обстановка на большей части территории восточной Белоруссии и Брянской области отличалась спокойным состоянием атмосферы, при котором радиоактивное облако не перемещалось над территорией, в результате чего выпадения радионуклидов 27 апреля привели к образованию весьма интенсивных радиоактивных аномалий (более 40 Ки/км ) Белоруссии и на западе Брянской области. К 27-28 апреля направление переноса РН воздушными потоками стало смещаться к востоку, захватив центральные районы России (Брянскую, Калужскую, Тульскую области). Образовались обширные поля загрязнения: Славгород-Новозыбковское, Калужско-Тульское и др.

Таким образом, в результате повреждения реактора и последующего его действия в неуправляемом режиме возникла обширная по площади нуклеарная геосистема радиоактивного загрязнения. Ядром ее стал поврежденный реактор, пограничными слоями, оболочками, т.е. ее силовым полем - громадные пространства Восточно-Европейской равнины, Восточной, Центральной и Северной Европы, испытавшие радиоактивное загрязнение. Они могут быть расчленены на несколько зон, отличающихся составом и механизмом выпадения РН, уровнями загрязнения и локализацией пораженных территорий.

В первые часы из реактора были вынесены продукты разрушения, горения графитового замедлителя, что определило преобладание сухой пыли, содержащей сравнительно хорошо растворимые в воде карбиды ядерного топлива и осколочных изотопов. Эта растворимая в воде компонента создала реальную опасность загрязнения водохранилищ на Днепре и значительного числа инфильтрационных водозаборов на Украине, в Белоруссии, в западных районах России. Опасность распространения водорастворимых форм РН заставила принять решение о строительстве дамбы в Киевском море. Однако оказалось, что в атмосферном переносе РН резко преобладали тонкие пылевидные формы диспергированного ядерного топлива, длительное время удерживающие РН в матрице диоксида урана, что значительно уменьшило опасность. Такие частицы со сложным радионуклидным составом и необычными физико-химическими свойствами наблюдались при испытаниях в атмосфере ядерного оружия. В них изотопы I, Cs, Sr, Те, Ru, Pu, Np и др. прочно связаны с матрицей диоксида урана, из-за чего их поведение определяется скоростью химического разрушения топливной матрицы. Будучи связанными, РН образуют строго выдержанные соотношения, близкие к изотопным соотношениям РН в топливе разрушенного взрывом реактора ЧАЭС с поправками на распад РН за время, прошедшее после аварии. Пылевидные частицы от горения элементов конструкций реактора и веществ, примененных для его «гашения» (силикаты, оксиды) имели подчиненное значение, хотя они также послужили ядрами конденсации для летучих соединений I, Cs, Те, Sb.

Длительный период выброса (несколько миллионов Ки в сутки), изменение за это время метеообстановки, ветра; сложные проносы «выгорания» -радионуклидов разрушенной активной зоны, где температура доходила до 2500°С, привели весной 1986 г. к чрезвычайно сложной картине радиоактивного загрязнения больших районов страны, неоднородности этого загрязнения как по площадям (пятнистость), так и по радиоактивному составу. Радиоактивному загрязнению, по данным бывшего Госкомгидромета СССР, подверглись в РФ четыре области (по последним данным - 16 областей и одна республика, т.е. гораздо больше), на Украине - восемь и в Белоруссии -пять областей. Общая площадь территорий, в разной степени загрязненных цезием-137, составила около 7,0 млн. га, в том числе с плотностью загрязнения от 5 Ки/км и выше - 2,5 млн. га. На указанных территориях проживают более 6 млн. человек. В результате Чернобыльской катастрофы на территории бывшего СССР сложилась следующая картина: уже в 1986 г. было выведено из оборота более 144 тыс. га сельскохозяйственных угодий, 432 тыс. га лесов, переселено на новое место жительства 116 тыс. человек [1, 91, 128, 129].

Определенные последствия аварии на Чернобыльской АЭС имели место не только на территории Советского Союза, но и в других странах. Так, несмотря на то, что из поврежденного реактора произошел выброс сложной смеси радиоизотопов, в Швеции основную опасность представили йод-131 и цезий-137. Йод-131 с периодом полураспада, равным 8 суткам, в основном причинил урон фермерам, загрязнив пастбища. Цезий-137, период полураспада которого составляет 30 лет, еще долго будут сохраняться в окружающей природной среде. Однако этот радиоизотоп создал практические проблемы лишь в первый сельскохозяйственный сезон, когда растительные культуры через разветвленную лиственную сеть вступают в непосредственный контакт с радиоактивными осадками. В дальнейшем поглощение происходит через корневую систему, а этот процесс протекает значительно менее эффективно.

Таким образом, авария на Чернобыльской АЭС привела к значительному радиоактивному загрязнению территории, детальное описание картины которого, с целью получения прогнозных оценок негативных последствий предполагает построение математической модели переноса радионуклидов в атмосфере.

1.4. Математические модели динамики формирования загрязнения выбросами в атмосферу

В настоящее время для описания переноса примесей в атмосфере используются два различных подхода.

Один из них предполагает использование метода моделирования турбулентного конвективно-дифузионного переноса примесей в атмосфере.

Исходными данными для решения задачи атмосферной диффузии являются начальные и граничные условия; ортогональные компоненты скорости ветра u, v, w (и - запад-восток, v - север-юг, w - вертикаль); значения коэффициентов турбулентной диффузии; закономерности, описывающие интенсивность выброса из источника.

Начальные условия задают поле концентрации примеси в рассматриваемом пространстве в начальный момент времени, т.е. при t = 0. начальное условие общего вида записывается следующим образом:

Для определения в явном виде функции fo(x,y,z) требуются специальные исследования, в ходе которых измеряются концентрации выбросов в различных точках рассматриваемого пространства. В практических расчетах, как правило принимают где <c(x,y,z,0)> - среднее значение концентрации по рассматриваемому пространству; Сф - среднее содержание загрязнителя в воздухе, называемой фоном.

Граничные условия задают поле концентрации или газовые потоки на уровне земной поверхности. Если расположить начало отсчета на этом уровне, то можно сказать, что граничными условиями определяются поля концентраций и газовых потоков при z = 0.

Ортогональные компоненты скорости ветра определяются по «розе ветров», построенной для рассматриваемого района, представляющей собой c(x,y,z,0) = f0(x,y,z).

1.1) f0(x,y,z) = <c(x,y,z,0)> = сф= const,

1.2) векторную диаграмму, характеризующую режим ветра в данном месте по многолетним наблюдениям. Использовать «розу ветров» для определения составляющих скорости ветра можно, зная ее среднее значение. Повторяемость и среднюю скорость ветра по направлениям, а также повторяемость штилей за январь и июль месяцы для различных городов и районов России следует принимать по СНиП. Компоненты скорости ветра в планетарном пограничном слое атмосферы в заданном регионе можно вычислить методами мезоме-теорологии.

При моделировании переноса загрязняющих веществ в атмосфере, как правило, рассмотривается точечный источник, расположенный на высоте Н. Интенсивность выделения вредности точечным источником равна I. Пусть начальное значение концентрации равно нулю, т.е. c(x,y,z,0) = 0.

Массообмен между атмосферой и земной поверхностью отсутствует: 5с дс дс дс / \ д2с v д2с хд2с . где (DTX), (Dty), (Dtz) - средние значения коэффициентов турбулентной диффузии.

Для практического использования результатов моделирования необходимо иметь следующую информацию об источнике выбросов: расположение (х,у), м; мощность выброса I, Ки/с; высота трубы Н, м; радиус трубы Ro, м; температура газа Т0, К; скорость потока газа Wo, м/с.

В случае нескольких источников выбросов концентрация примеси равна суперпозиции концентраций от единичных источников [119].

Второй, подход использует методику расчета концентраций в атмосферном воздухе вредных веществ, содержащихся в выбросах предприятия (ОНД-86).

Максимальное значение приземной концентрации вредного вещества см (мг/м ) при выбросе газовоздушной смеси из одиночного источника с круглым устьем достигается при неблагоприятных метеорологических условиях на расстоянии хм (м) от источника и определяется по формуле:

• См=(АМРшпл)/(Н2З/УДГ), (1.4) где А - коэффициент, зависящий от температурной стратификации атмосферы; М (г/с) - масса вредного вещества, выбрасываемого в единицу времени; F - безразмерный коэффициент, учитывающий скорость оседания вредных веществ в атмосферном воздухе; шип- коэффициенты, учитывающие условия выхода газовоздушной смеси из устья источника выброса; Н (м) - высота источника выброса над уровнем земли; г\ - безразмерный коэффициент, учитывающий влияние рельефа местности с перепадом высот, не превышаю

• щим 50 м на 1 км, Vi (м3/с) - расход газовоздушной смеси, определяемый по формуле:

V1=(t:D2/4)W0, (1.5) где D (м) - диаметр устья источника выбросов; Wo (м/с) - средняя скорость выхода газовоздушной смеси из устья источника выбросов.

Значение коэффициента А, соответствующее неблагоприятным метеорологическим условиям, при которых концентрация вредных веществ в атмосферном воздухе максимальна, принимается равным:

140 - для Московской, Тульской, Рязанской, Владимирской, Калужской, Ивановской областей (для остальных регионов он варьируется в преде* лах 250 - 160, в зависимости от географического положения).

Значения коэффициентов тип определяются в зависимости от параметров f, vM, v'M, и fe: f = 1000(w5d)/(h2AT); vM = 0.65^(V,AT)HI;

Коэффициент m определяется по формулам: m = l/(0.67 + 0.1>/f+0.34^f) при f< 100; m = 1.47/Vf при f> 100.

Коэффициент n при f < 100 определяется в зависимости от vM по фор-щ мулам:

Щ n = 1,при vM >2; n = 0.532v*-2.13vM+3.13, при 0.5 < vM <2; n = 4.4vM,npn vM <0.5.

Влияние рельефа местности на значение максимальной приземной концентрации см от одиночного точечного источника учитывается безразмерным коэффициентом г|, значение которого устанавливается на основе анализа картографического материала, освещающего рельеф местности в радиусе до 50 высот наиболее высокого из размещаемых на промплощадке источника, но не менее чем до 2 км. Л Если в окрестности рассматриваемого источника выбросов можно выделить изолированные препятствия, вытянутые в одном направлении (гряду, гребень, ложбину), то поправочный коэффициент на рельеф определяется по формуле: л = 1 + ч(лт-!), (1.7) где Т|т - табличная величина, и определяется согласно параметрам препятствия.

Для источников выброса, расположенных в зоне влияния нескольких изолированных препятствий, определяются значения г| для каждого из препятствий и используется максимальное из них. • Для источников выбросов, имеющих различные параметры, расчет приземных концентраций начинается с определения для всех источников по каждому веществу максимальных приземных концентраций см и опасных скоростей ветра им. Если по какому-либо веществу сумма максимальных приземных концентраций от всех источников окажется меньшей или равной ПДК, то расчеты приземной концентрации этого вещества производятся только при оценке фактического уровня загрязнения атмосферного воздуха.

При рассмотрении комбинации веществ с суммирующимися вредным действием средневзвешенная опасная скорость ветра имс для совокупности N источников должна определяться по формуле: » uMC = (qMluMl + qM2uM2 +. + qMNuMN )/(qMl + qM2 +. + qMN) (1.8) где qMi,qM25 —>4mn ~ максимальные значения qM безразмерной концентрации q для каждого из N источников; им1, им2,umN - опасные скорости ветра для этих источников, не зависящие от учета эффекта суммации.

В случае наличия совокупности источников выброса вклады этих источников могут учитываться в расчетах загрязнения воздуха путем использования фоновой концентрации Сф (мг/м3), которая для отдельного источника выброса характеризует загрязнение атмосферы в городе или другом населенном пункте, создаваемое другим источниками, исключая данный.

Определение фоновой концентрации производится на основании данных наблюдений за загрязнением атмосферы по нормативной методике, утвержденной Госкомгидрометом и Минздравом [66].

В результате анализа данных методик, первая из них признана более подходящей, для моделирования переноса радионуклидов в атмосфере, т.к. она наиболее полно учитывает особенности конвективно-диффузионного переноса, являющейся одной из законополагающих тенденций переноса примесей в атмосфере.

Использование математических моделей конвективно-диффузионного переноса примесей в атмосфере позволит исследовать динамику формирования радиоактивного загрязнения территории вследствие аварии на Чернобыльской АЭС.

Однако, эффективность мероприятий по определению последствий аварий зависит не только от характера загрязнения местности, но так же и от адекватной оценки последствий облучения населения.

1.5. Анализ существующих методик расчета дозовых нагрузок

Основной количественной характеристикой, описывающей воздействие ионизирующего излучения является доза облучения. Биологическое действие излучение оценивается так называемой эквивалентной дозой: Н = D • к, (1.9)

РОССИЙСКАЯ ГОСУДАРСТВЕННАЯ БИБЛИОТЕКА где D - поглощенная доза излучения, то есть, энергия излучения единицей массы облучаемого вещества; к - коэффициент качества ионизирующего излучения по степени воздействия на биологический объект.

Практическое значение для описания источников излучения большой длительности имеет мощность дозы излучения, то есть доза, получаемая за единицу времени:

H = Dk, (1.10) где D - мощность поглощенной дозы излучения.

Для биологической ткани при у-облучении: Н = 1.09 D. (1.11)

По характеру расположения источника излучения определяют - дозу внешнего облучения (от источников, расположенных вне живого организма) и дозу внутреннего облучения (полученную от РН, инкорпорированных в живой организм).

При практических расчетах внешнего облучения вычисляется мощность дозы в воздухе на высоте 1 м над загрязненной поверхностью земли.

Один из подходов к расчету дозы внешнего облучения на загрязненной территории заключается в замене реального источника излучения его идеализированным аналогом [67]. Например, если в качестве источника рассматривается изотропно излучающий приземный слой атмосферы (полупространство), то при постоянной концентрации РН во всем источнике мощность дозы у-излучения определяется при помощи лучевого равновесия [106]. При этом предполагается, что в любом элементарном объеме среды излучаемая энергия равна поглощаемой. Мощность дозы у-излучения на границе раздела земля-воздух приближенно равна половине мощности дозы при лучевом равновесии (так называемый гамма-метод):

Ну = 0.5 Нур, (1.12) где Нур - мощность поглощенной дозы, рассчитанная по гамма-методу, Гр/с: Uw=4n r8q>a(Ey), (1.13) л

Г5 - керма-постоянная РН, Гр м /(с Бк); qv - удельная активность РН, Бк/м3; ца - коэффициент истинного поглощения в воздухе у-квантов с энергией Ev, м-1.

Гамма-метод применим для расчета излучения протяженного объемного источника, размеры которого превосходят три длины свободного

137 пробега у-кванта. Для излучения Cs эта длина в воздухе составляет около 100 м.

Другим типом идеализированного источника ионизирующего излучения является представление загрязнения в виде тонкослойного источника на поверхности почвы (первоначальное распределение РН после выпадения). Мощность поглощенной дозы в этом случае вычисляется по формуле (1.14): Ну = 2я r5cs(G1+G2); (1.14) где (js - поверхностная плотность загрязнения, Бк/м ; Gi - учитывает вклад прямого излучения, Gi = Е](цН), G2 - учитывает вклад рассеянного излучения; Ei - интегральная показательная функция; \± - линейный коэффициент ослабления у-излучения в воздухе;

Н = h + Ah; (1.15) h - расстояние от детектора до поверхности почвы, м; Ah - параметр, учитывающий влияние микрорельефа почвы (то есть предполагается, что влияние микрорельефа эквивалентно подъему детектора на дополнительную высоту Ah=2,5.18 м [72, 106]).

При цН«1 справедливы выражения Е,( цН ) = -1п( цН )-0,577; G2 = ехр(- цН )((1 + 7.Е24 + цН)/(7.Е2'4), где Е - энергия у-квантов.

Если же тонкослойный источник рассматривается в виде равномерно загрязненного диска, то мощность поглощенной дозы равна Hy = tu r6asln((h2 + R2)/h2) , (1.17) где h - расстояние от детектора до поверхности почвы; R - радиус дискового источника;

При долговременном загрязнении в результате миграции РН в глубину почвы образуется толстослойный источник, в котором происходит ослабление излучения, приходящего из глубинных слоев. Изменение концентрации РН по глубине при расчетах дозы обычно аппроксимируется экспоненциальной зависимостью [72, 87] v(x) = о0'ехР(-Лх). (1-18)

1 о где av(x) - концентрация РН на глубине х (кг/м ), Бк/м , а0 - концентрация РН вблизи поверхности, Бк/м ; г| - постоянная убывания концентрации РН с глубиной, г|=0,069.0,67 м2/кг.

В этом случае мощность дозы равна [92] Нг = 2тг I>0(Y1 + Y2)/( ЛРп) , (1.19) о где рп - плотность почвы, кг/м ; Y) и Y2 - учитывают вклад прямого и рассеянного излучения;

Y,=E,( цН )-ехр(- mWii2 ) E.QI.HO + ti/^)); Y2 = г) ехр(- ц,Н ) (1 + ц,Н + ц2(т1 + ц2))/(7.Е2-4)/(т1 + ц2); где [i\ и ц2 - массовые коэффициенты ослабления у-излучения в воздухе и почве, соответственно, м /кг.

При этом отмечается, что на высоте 1 м над поверхностью почвы 90% полной внешней дозы у-излучения формируется участком радиусом 15.20 м [92]. Учет экранирования растительностью приводит к снижению дозы примерно в 1,1.1,3 раза.

Для учета ослабления внешнего излучения телом живого организма используют упрощенные модели, представляющие их в виде правильной геометрической фигуры: параллелепипеда, шара, эллипсоида [37].

С другой стороны, радионуклиды из окружающей среды включаются в обмен веществ живых организмов, формируя в конечном итоге дозу внутреннего облучения [69]. Основными каналами, через которые РН поступают в организм являются легкие (ингаляционный путь)и желудочно-кишечный тракт (пероральный путь).

Одним из основных подходов к расчету дозы внутреннего облучения является моделирование транспортных и метаболических процессов, связанных с РН, с целью определения концентрации РН в исследуемых органах, что позволяет рассчитать дозу облучения данного органа и организма в целом [24, 89, 108, 109]. Поглощенная доза у-излучения, сформированная в объеме органа живого организма, после однократного поступления РН при равномерном их распределении: t

Dy = A0g0p0 jE(t) exp( - lt)/m0 dt, (1.21) о где A0 - активность поступивших РН, Бк; р0 - плотность ткани, г/см3; g0 -геометрический фактор для точки, в которой рассчитывается доза (в см): g0 = jB(nr) ехр( - jxr)/r2dV, (1.22) V

В(цг) - фактор накопления, учитывающий относительный вклад в дозу рассеянного у-излучения; ц - линейный коэффициент ослабления, 1/см; г - расстояние от каждого элементарного объема dV до точки, где рассчитывается доза облучения, см; X -постоянная радиоактивного распада; т0 - масса органа, кг.

Наиболее распространена концепция эффективного коэффициента ослабления, при которой геометрический фактор равен [1]: g0 = Jexp(-V)/r2dV, (1.23) V где |1Эф - эффективный коэффициент поглощения, ц.Эф =0,028 1/см для энергии у-квантов от 0,1 до 2 МэВ [21].

Случай неравномерного распределения РН в живом организме описывается в работах [106].

Рассмотренные модели, обладая достаточно высокой точностью, требуют значительного количества исходной информации о подробном распределении РН между живыми организмами и их органами, что в большинстве случаев невозможно на практике, особенно, при большой численности элементов исследуемых систем, и приводит к необходимости использования усредняющих параметров. Вследствие этого для местностей длительного и достаточно стабильного загрязнения разработан метод дозовых коэффициентов, опирающийся на статистически рассчитанные параметры связи дозы и плотности загрязнения.

Так для районов загрязнения выбросами Чернобыльской АЭС [130] мощность дозы внешнего облучения можно оценить по формуле:

Используются и более сложные зависимости, учитывающие распределение РН в почве [92,106]: где б01 - дозовый коэффициент (конверсионный фактор) для i-го РН; cjj -плотность загрязнения i-ым РН; KLi - коэффициент, учитывающий ослабление излучения в связи с заглублением РН в почву.

В этой же работе приводится также зависимость для прогноза мощности дозы внешнего облучения через период времени t после измерения плотности загрязнения ov

1.24)

D = KI;S„:(J

Li oi i'

1.25)

D = KLi(t)-eoi.Gi.exp(-?it), где Xi - постоянная радиоактивного распада i-го PH.

1.26)

При этом отмечается, что во всех районах следа Чернобыля спустя 1.2 года после аварии основной вклад в мощность дозы дают радионуклиды цезия при всех вариантах радионуклидного состава.

Для расчета средней накопленной эффективной дозы (СНЭД) облучения Е, согласно методическим указаниям [95, 96], используются модели формирования дозы внешнего и внутреннего облучения населения, проживающего на территории РФ, подвергшейся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС.

В качестве СНЭД у всех жителей населенного пункта (НП) консервативно принята средняя накопленная доза у взрослых.

Средняя накопленная эффективная доза Е определяется как сумма доз внешнего облучения гамма-излучения радиоактивных выпадений Eext и дозы внутреннего облучения Ejnt:

Е = Eext+ Eint, (1-27)

Доза внешнего облучения Eext включает дозу от гамма-излучения всех выпавших на местности радионуклидов с периодом полураспада от нескольких часов до 30-ти лет.

Накопленная эффективная доза внешнего облучения рассчитывается для ряда групп взрослого населения, различающихся условиями труда (индекс i) и типом жилого здания (индекс к).

Для расчёта СНЭД внешнего облучения период 1986 по н/вр. Разделяется на три временных интервала: I - год после аварии, II - с 1 < t < 9,7 лет после аварии, и III - 9,7 < t < 14,7 лет.

При расчёте мощности дозы для i-ой группы взрослого населения, проживающего в домах к-ого типа, используется следующее выражение: Ё; =D(t)kEkcR,k(t), [мкЗв/сут] (1.28) где D(t)- мощность поглощённой дозе в воздухе на высоте одного метра над открытым целинным участком почвы, мкГр/сут.; кЕ - коэффициент перехода от поглощенной дозы в воздухе к эффективной дозе у взрослого человека, равный 0,75 мкЗв/мкГр; кс - коэффициент влияние снежного покрова на ве

46 личину эффективной дозы, равной 0,8 для первого периода и 1-для второго и третьего, относит. Ед.; Ri k(t) - фактор отражающий эффект уменьшения дозы внешнего облучения в антропогенной среде i-ой группы населения, проживающего в домах k-го типа. Для I периода:

D(t) = 0,024 • r(t) • a^ai/ai37 • d' • exp(-A,,t), (1.29) l

Для II и III периодов:

D(t) = o'037 ■ r(t)

134 / d'37 exp(-0,023t) + d'34 a° /137 exp(-0,336t) ao

1.30)

Доза внутреннего облучения рассматривается как ожидаемая в течение предстоящих 50-ти лет поступления в 1986-1995 гг. цезия-137, -134 и строн-ция-90, 89 с местными пищевыми продуктами за счёт поверхностного Es и корневого Ег путей загрязнения растительности

Eint=Es+Er. (1.31)

Доза, накопленная за период проживания на загрязненной территории, оценивается двумя основными методами - по поступлению радионуклидов в организм с пищей, и по содержанию радионуклидов в организме.

Eint(tPt2) = Xdk,Jl1(t)dt, [мЗв] (1.32)

1 t, dKz-дозовый коэффициент для пищевого поступления /-го нуклида в организм взрослого , мЗв/Бк, табл. 1.3

I/(t)- суточное поступление /-го нуклида в организм с пищей Бк/сут. i,(t) = Eclp(t)ip; [Бк/сут.] (1.33) где, C|P(t)- удельная активность (концентрация) /-го нуклида в р-м пищевом продукте, Бк/кг(л);

1Р- суточное потребление р-то пищевого продукта кг(л)/сут.

Среднее поступление радионуклидов цезия и стронция в организм взрослых людей с традиционным для средней полосы России рационом питания может быть смоделировано потреблением трех пищевых компонентов

- молока, картофеля и грибов дикорастущих, в соответствии с указанными в [96] эквивалентами годового поступления.

Поступление с молоком эквивалентно поступлению радионуклидов со всеми животными продуктами местного сельхозпроизводства, с картофелем

- поступлению со всеми растительными продуктами, а с грибами- поступлению со всеми продуктами природного происхождения. Эквивалент потребления продуктов, содержащих радионуклиды стронция, значительно ниже, чем содержащих радионуклиды цезия, из-за относительно низкой концентрации стронция в местных и природных пищевых продуктах.

При этих условиях среднегодовое поступление 137Cs в организм взрос

137 лого жителя данного НП с пищей I рассчитывается по формуле:

I137(t) = кп137м(0). ст137(0). VM. F137(0, t). |exp^-ln2 ^J-exp(-ln2 Д) + КП1Э7М(1987)

КП137М(0) ln2t,9^Jexp^-ln2^ jj, [Бк/сут]. (1.34)

137/ где КП137м(0)- начальный коэффициент перехода Сг в молоко коровы при поверхности загрязнении почвы и растительности, м2/кг(л) су 137(0)— средняя плотность загрязнения почвы цезием-137 в 1986 г., Бк/м VM- средний «молочный эквивалент» суточного потребления животных продуктов взрослыми жителями [96].

Fi37(0,t)- коэффициент уменьшения поступления радионуклидов цезия с пищей в период времени от 0 до t вследствие кулинарной обработки, защитных мероприятий, самоограничений в питании и др., отн. ед.; Тг2 суток; Т2-15 суток; КП137м(1987)- коэффициент перехода радионуклидов цезия из почвы данного НП в молоко коровы летом 1987 г., согласно результатам местных измерений или табл. 1.5; ti9B7=395 сут. (1 июня 1987г.)- дата определения КП137М(1987) Т3=440 сут. (1,2 года)- средний период уменьшения КП радионуклидов цезия в 1987-1991 гг.

Неизвестный параметр КП137м(0)' Fi37(0,ti) определяется

Q!s7 = Jl.37(^)-R(t,-T)dT, [Бк]

1.35) где: R(t)= 0,9 exp(-ln2't/90). отн. ед.- функция удержания цезия 137 в организме взрослых лиц обоего пола.

Поступление 134Cs в организм определяется с помощью таблицы (1.5).

Ii34(t)=I,37(t) ехр(- In 2 ■ t • [ут - Хо95о))> Бк/сут. (1.36) где 750 сут. - период полураспада 134Cs, а 10950-период полураспада I37Cs.

Таблица 1.5

Рекомендуемые значения отношения плотности загрязнения почвы каким-либо долгоживущим радионуклидом к плотности загрязнения 137Сг

Административный район Радионуклид

Число НП 140Ва 140La 134Cs 13Ij(4) 95Zr 95Nb 103Ru 106Ru(7)

Все районы 1304 0,17 0,20(3) 0,50(3) 1,41(3) 0,054 0,066(3) 1,14(3) 0,46(3)

Дозу внутреннего облучения за счёт корневого загрязнения растительности вычисляют с использованием серии измерений, методом трапеций.

E(tm, g=I'М>.+(Q. I^X. (t„, - «„), [МЗв] (П7)

1 n=m п- порядковый номер измерения содержания радионуклидов цезия в организме жителей; m, q- начальный и конечный порядковый номера измерений в данном НП; (С)/М)п-среднее значение отношение активности 1-го радионуклида (134Cs,137Cs) в теле жителей QI} Бк, к массе тела М, кг, по данным п-го измерения; kde-дозовый коэффициент (см. табл. 1.3); tn- время с момента аварии до момента n-го измерения, сут.

Q.3A) = • QI37(t„)exp(-In2• tn • (^50"Хо950)} = ^(О • *38)

В табл. 1.6 приведены численные значения среднего соотношения K=Qi34/Qi37 в разные годы, рассчитанные при начальном отношении

С/<7=0,54.

Таблица 1.6

Среднее отношение к содержания цезия-134 и цезия-137 в

Календарный год К, отн.ед. Календарный год К, отн.ед.

1986 0,50 1991 0,093

1987 0,36 1992 0,066

1988 0,26 1993 0,047

1989 0,18 1994 0,034

1990 0,13

Эффективную дозу облучения стронцием-90 в отдалённый период можно определить:

E9o(tm,tq)=dK9o-l9o(tm,tq)'(tm-tq), [мЗв] (1.39) где dk90- дозовый коэффициент для 90Sr, мЗв/Бк.

Поступление 90Sr за длительный период вычисляется из соображений равенства поступления и выведения из организма цезия-137 с учётом соот

О J37 ношения Sr и Cs в рационе питания населения.

Суммарная средняя накопленная за 1986-2001 г. эффективная доза жителей НП, обусловленная их облучением радиоактивными продуктами Чернобыльской аварии вычисляется как сумма трех основных компонентов: -СНЭД внешнего гамма-излучения от всех выпавших радионуклидов Eext -СНЭД внутреннего облучения радионуклидами цезия 134Cs, 137Cs) и стронция (89Sr,90Sr) Eint;

-Вклада в эффективную дозу Eth дозы внутреннего облучения щитовидной железы Dth мГр, от инкорпорированных изотоп йода:

E=Eext+Eint+Et, [мЗв] (1.40)

Поглощенная доза в щитовидной железе Dth от инкорпорированных радионуклидов йода ( I) определяется умножением средней в каждой возрастной группе на взвешивающий тканевой множитель, равный 0,05.

Eth вычисляется в трёх основных группах по их численности: дети дошкольного возраста(до7 лет), дети и подростки школьного возраста (7-17 лет) и взрослые:

Eth=0,05(Wo-7'Dth(0-7)+W7.17Dth(7-17)+W>17Dth(>17)), [мЗв] (1.41) где Wo-7, W7.17, W>i7 - доля жителей данного НП в возрасте 0-7 лет, 7-17 лет и более 17 лет соответственно, в момент Чернобыльской аварии.

Для получения значений СНЭД за период 1986-2001 гг. следует к значениям СНЭД за период времени с 1986 по 1995 год, рассчитанным согласно МУ 2.6.1.579-96 и опубликованным в специальном выпуске «Радиация и риск», 1999г., добавить значения накопленных доз за период 1996-2001 гг., рассчитанных по данной методике.

Таким образом, наиболее эффективным для практического получения прогнозных значений доз облучения населения является метод дозовых коэффициентов, применяемый в соответствующих нормативных документах.

На основании проведенных аналитических исследований литературных источников необходимо сделать следующие выводы следующее:

1. На территории Подмосковного угольного бассейна основными негативными факторами являются изменение ландшафта и химическое загрязне ние территорий и вод тяжелыми металлами, вследствие эрозии горных пород. Этой проблеме посвящено большинство литературных источников. Однако, практически отсутствуют исследования, посвященные изучению вклада объектов горной промышленности в формирование радиоэкологической ситуации, обусловленной, в частности, выделениями радона из разрабатываемых горных пород и шахтных руд.

2. Авария на Чернобыльской АЭС привела к значительному радиоактивному загрязнению территории, детальное описание картины которого, с целью получения прогнозных оценок негативных последствий предполагает построение математической модели переноса радионуклидов в атмосфере.

3. До настоящего времени этой проблеме не уделяли должного внимания. Кроме того, вследствие аварии на Чернобыльской АЭС, значительная часть территории Подмосковного бассейна оказалась в зоне радиоактивного следа и радоновая составляющая, являющаяся следствием техногенных вмешательств в окружающую среду приводит к дополнительной дозовой нагрузке.

4. Использование математических моделей конвективно-диффузионного переноса примесей в атмосфере позволит исследовать динамику формирования радиоактивного загрязнения территории вследствие аварии на Чернобыльской АЭС.

5. Эффективность мероприятий по определению последствий аварий зависит не только от характера загрязнения местности, но так же и от адекватной оценки последствий облучения населения.

6. Наиболее эффективным для практического получения прогнозных значений доз облучения населения является метод дозовых коэффициентов, применяемый в соответствующих утвержденных нормативных документах. ф 2. ОБЪЕКТ И ПОСТАНОВКА ЗАДАЧ ИССЛЕДОВАНИЯ

Заключение диссертации по теме «Геоэкология», Сугако, Евгений Александрович

щ Основные результаты, полученные в этой области, приведены в [161], согласно которым, средние горизонтальные значения коэффициентов турбулентной диффузии можно вычислить по формуле:

DTX)*(DTX) = k0u, (3.14) где й = \/и2 + v2 - горизонтальная составляющая скорости ветра, величина коэффициента к0 меняется от 0,1 до 1 м в зависимости от степени устойчивости атмосферы.

При штиле так же используется зависимость коэффициента горизонтальной турбулентной диффузии от скорости ветра, но при малых (около 1 м/с), но не равных нулю значениях!!. Средние значения коэффициентов вертикальной турбулентной диффузии (DTZ) изменяются в пределах от 10 до 30 м2/с.

Выбросы на выходе из трубы обладают начальной скоростью и часто перегреты относительно окружающего воздуха. В этом случае необходимо учитывать начальный подъем примеси АН и рассматривать вместо реального источника на высоте Н некоторый условный источник, расположенный на более высоком уровне (Не = Н + АН), обычно называемом эффективной высотой. Предлагается следующая формула для определения начального подъема:

АН = 1,5-w0 -R0 - и-1 ■ [2,5 + 3,3-g-R0 -(Т0 -Та)-(Та -u2)IJ, (3.15) где и - скорость ветра, м/с; Ro - радиус устья трубы, м; Wo - средняя скорость выхода газов из трубы, м/с; Т0 - средняя температура газа в струе, К; Та -температура окружающего воздуха, К.

Таким образом, необходимо иметь следующую информацию об источнике выбросов: расположение (х,у), м; мощность выброса I, Ки/с; высота трубы Н, м; радиус трубы Ro, м; температура газа Т0, К; скорость потока газа wo, м/с.

Решение уравнения диффузии примеси в атмосфере получить достаточно сложно, поэтому в каждом конкретном случае необходимо его упрощение на основе физически обоснованных допущений. Такой подход позволяет эффективно использовать численные методы решения уравнений в ча

100 стных производных. В ряде случаев можно получить и аналитические решения уравнения. Наиболее простой ситуацией является распространение вредной примеси от одиночного точечного источника при постоянных значениях ортогональных компонент скорости ветра и коэффициентов турбулентной диффузии, что соответствует условиям источника выбросов аварии на ЧАЭС.

Итак, рассмотрим точечный источник, расположенный на высоте Н. Интенсивность выделения вредности точечным источником равна I. Пусть начальное значение концентрации равно нулю, т.е. c(x,y,z,0) = 0.

В условиях распространения аварийных выбросов массообмен между атмосферой и земной поверхностью отсутствуют, т.е. задается граничное условие второго рода:

При нестационарном распределении примеси в воздухе ее концентрация зависит не только от пространственных координат, но и от времени. В этом случае необходимо решать уравнение (3.10), которое в переменных хь уь можно записать в следующем виде:

Используя подстановку, уравнение (3.17) перепишем следующим образом: 0.

3.16)

5с ^ 5с ^ 5с ^ 5с

- + u(DTX)"2-v(DTY>"2-w(DTZp —= Ac + I(x1,y1,z1,t).

3.17) дс = Ac' -kfc* +u1(t)8(x1)8(y,)5(zI -Н,),

3.18)

3.19) и граничное условие:

3.20) t при t>0;

В начале рассмотрим стационарное распределение примеси в атмосфере при наличии ветра. Как при штиле, так и при наличии ветра может возникать стационарное поле концентраций вредных примесей. В этом случае имеет место динамическое равновесие: значения интенсивности выделения вредностей и конвективно-турбулентного переноса равны между собой. Уравнение для этих условий примет следующий вид: гч \ д2с v д2с х д2с дс дс дс

После перехода к переменным Х|, у z\ имеем: Ас - u (DTX )"0,5 А - v (Dty У'5 ~~ w (DTZ )"0,5= -1(х,, у,, z,).

5х,

ЗУ.

8z,

3.21)

3.22)

Осуществив подстановку: с* = с • ехр -0,5 • (их, (DTX )"0,5 + vy, (Dty )"°'5 + wz, (DTZ)"0,5) функции с*:

Ac- -kfc' =-q18(x1)S(y1)8(z, -Н,), где kf = 0,25 (u2 (DTX >"' + v2 (Dty >"' + w2 (DTZ )"'), получим для ч,=

V(dtx)(Dtv)(Dtz)

•ехр wH,

3.23)

5с*

Граничное условие для новой переменной примет вид: 0, hc* где h = 0,5w.

Введем следующие подстановки: а = >/х2 (DTX)"' + у2 (Dty )"' + (z - Н)2 (DTZ)-',

3.24) b = Vх2 (°тх Г + У2 (Dtv )"' + (z ■+ Н)2 (DTZ )"'.

Решение уравнения для неограниченного пространства имеет вид: q, exp(-k,a)

3.25.А) (3.25.Б) с =

3.26)

Применяя метод изображений для третьей краевой задачи, найдем решение уравнения: c(x,y,z) = ^--exp 0,5(ux(DTX)"I+vy(DTY)"I+wz(DTZ)"') : exp(-k,a) exp(-k,b) f ou,0fexp(h^)exp[-k1k2], x<!————+--—— + a b

2h J

3.27) где k2 = Jx2 (DTX)"' + y2 {DTy + (z + % + H)2 (DTZ)''

Функция влияния для мгновенного точечного источника при неограниченном пространстве имеет вид: 1

G(x„y1,z1,t) =

2л/тй)3

•ехр xf+yf+Cz.-H,)2^ 4t

3.28)

Применяя метод изображений, построим функцию влияния для случая мгновенного точечного источника с граничным условием 3-го рода:

G(x„yl,zpt) =

1ехР х2 + yf +(z, -Н,)2^

00

2h Jexp(hr|)exp

4t ехр f x2 + y2+(z,+H,)2^ x2 + y2 +(z, +H, +r|) 4t v 2\

4t

3.29)

1Л • i

Так как c|(x1,y,,z1,t)= Ji|/(t)G(x,,y1,z1,t-x)dx и с* =c[ exp(-k2t), то, следо0 t вательно, с,* (x,, у,, z,, t) = ехр (~k2t) jV (x) G (x,, у,, z,, t - x) dx, отсюда: exp(-k2t) • qi(t)exp(k?x) c(x,y,z,t) =-1—r-^-x - , <;exp

1 ' (2Л)1 I 1

4(t-t) exp ь2 '

4(t-x) 2hfexP(hn)exPp'+y'

2 Л

3.30) dr( Vdx.

Введем некоторые физически обоснованные допущения: вертикальную составляющую скорости w положим равной нулю, что обусловливается тем, что вертикальная составляющая скорости на два-три порядка меньше горизонтальной; также предположив, что система координат выбрана, таким образом, что ось ОХ совпадает с направлением ветра, можно положить, что также v = 0.

С учетом этих допущений выражение для поля концентраций при трансграничном перемещении аэрозоли в атмосфере примет вид: c(x,y,z,t) = -u2t

I0-exp i f

-u2x 4(DTX)

2^)V(Dtx)(DTV)(DTZ) » (Vt^)'

3.31) x^exp a2 4 ~4(t-x) exp b2 Л

4(t-x) dr.

3.2. Реконструкция картины загрязнения территории Тульской области выбросами ЧАЭС

Проведение вычислительного эксперимента требует предварительного определения исходных параметров математической модели.

Согласно М.Е. Берлянду [2], для случая сильно нагретых газов, вертикальная компонента скорости пропорциональна отношению перегрева к кубу скорости ветра на высоте флюгера: AT w

0 и3

3.32)

AT отсюда следует, что: w0 =KW—г-, при подстановке получим выражение факu тическои высоты источника:

Н,= l,5w0R0 и

2,5 +

3,3gR0AT Tu2 , а у

3.33) где и - скорость ветра на высоте флюгера (10 м), Rq - диаметр устья источника, Wo - скорость выходящих газов, AT - температура выходящих газов, Та -температура окружающего воздуха.

1,5-30-40

10

2,5 +

3,3-9,8-40-1700^ 300 м.

3.34)

20-102 )

В качестве расчетной площадки возьмем 1383 на 2450 км. При этом координаты некоторых городов приведены в таблице 3.1.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Таким образом, в диссертационной работе на основе экспериментальных и теоретических исследований установлены новые и уточнены существующие закономерности техногенного загрязнения окружающей среды аварийными и шахтными выбросами радионуклидов, что позволяет решить актуальную научную задачу совершенствования методики оценки суммарных дозовых нагрузок радиоактивного облучения населения, проживающего на территории Подмосковного угольного бассейна, в целях повышения эффективности радиоэкологического мониторинга перспективных угленосных регионов Центрального Федерального округа РФ.

Основные научные и практические результаты работы заключаются в Щ следующем:

1. На основании данных натурных наблюдений динамики радиоактивного загрязнения в контрольных точках сформирована база данных показателей загрязнения ряда районов горно-промышленного региона, расположенного на территории радиоактивного следа аварии на ЧАЭС. Анализ полученной информации о динамике аварии показал, что радиоактивное загрязнение данной территории происходило вследствие конвективно-диффузионного переноса радионуклидов с аэрозолями выбросов в атмосферном воздухе.

2. Предложена прогнозная модель динамики формирования радиоактивного Ф загрязнения исследуемой территории, отличающаяся тем, что показатели раф диоактивного загрязнения предполагаются пропорциональными распределениям концентраций радионуклидов в аэрозоли приземного слоя воздуха, сформировавшейся вследствие конвективно-диффузионного переноса радионуклидов в атмосфере с аварийными выбросами точечного источника. В ходе вычислительного эксперимента получены оценки параметров математической модели, адекватные данным натурных наблюдений в контрольных точках загрязненных территорий в контрольных точках участка территории Подмосковного угольного бассейна. щ. 3. На основании математической модели и данных наблюдений разработана методика оценки масштабов загрязнения территории и величины дополнительных дозовых нагрузок населения вследствие техногенной аварии, позволяющая рассчитывать прогнозные оценки последствий радиоактивного загрязнения, необходимые для разработки и планирования природоохранных мероприятий.

4. Определены значения дозовых коэффициентов Кх и Кст, учитывающих изменение характера загрязнения вследствие миграции радионуклидов для трех временных интервалов послеаварийного периода и установлена экспоненциальная зависимость значений дозовых коэффициентов от времени. Щ

5. Предложена математическая модель диффузии радона в угольном пласте, аналитическое решение которой позволяет получить значение равновесной скорости радоновыделения.

6. Предложена математическая модель динамики концентрации радона в водном потоке, в результате решения которой получена зависимость для определения скорости выделения радона из подземных шахтных вод.

7. Разработанная математическая модель переноса радона в шахтных выработках позволила получить зависимость для определения равновесной концентрации радона в вентиляционном выбросе шахт, интенсивность и валовые выбросы радона в приземный слой атмосферы.

8. На основе предложенных математических моделей процессов радоновыделения разработаны усовершенствованные методические рекомендации по оценке распределения радона шахтных вентиляционных выбросов в приземном слое атмосферы прилегающих территорий и оценке, на их основе, дополнительных дозовых нагрузок населения, обусловленных излучением радона.

9. Предложена методика оценки радиоактивного облучения населения, проживающего на территории горно-промышленного региона, дополненная оценками дозовых нагрузок, обусловленных различными радионуклидами аварийных выбросов ЧАЭС и получаемых на основе установленных закономерностей распределения этих радионуклидов на загрязненной территории, и оценками дополнительных дозовых нагрузок, связанных с излучением радона шахтных вентиляционных выбросов.

10. Разработан алгоритм методики прогнозной оценки СНЭД для территории горно-промышленного региона.

11. Результаты исследований использованы в Центре «Тулагрохимрадиоло-гия», в Тульском государственном университете при выполнении хоздоговорных и госбюджетных НИР

Список литературы диссертационного исследования кандидат технических наук Сугако, Евгений Александрович, 2007 год

1. Алексахин P.M. Ядерная энергия и биосфера. -М.: Энергоатомиздат, 1982. 215 с.

2. Берлянд М.Е. Современные проблемы атмосферной диффузии и загрязнения атмосферы. Л.: Гидрометеоиздат, 1975.

3. Богомолов В.А. Природоохранная деятельность в регионе и задачи ее совершенствования// Тульский экологический бюллетень 2000.-Тула, 2001.-С. 15-21.

4. Браверкман Э.М., Мучнин И.Б. Структурные методы обработки эмпирических данных. -М.: Наука, 1983.-464 с.

5. Булдаков Л.А., Москалев Ю.И. Проблемы распределения и экспериментальной *оценки допустимых уровней 137Cs,90Sr,106Ru. -М.: Атомиздат, 1968. 295 с.

6. Возняк В.Я. Чернобыль: возвращение к жизни.-М.: 1993. 453 с.

7. Выброс радионуклидов в окружающую среду. Расчет доз облучения человека. Публикация N 29 МКРЗ / Под ред. А.А. Моисеева и P.M. Алексахина.-М.: Атомиздат, 1980.

8. Григорьев А.Ю. Индивидуальная радиочувствительность.-М.: Энергоатомиздат, 1991.

9. Гусев Н.Г., Беляев В.А. Радиоактивные выбросы в биосфере.-М.: Энергоатомиздат, 1986. 223 с.ф11. Егоров Ю.А. Основы радиационной безопасности атомных электростанций.-М.:Энергоиздат, 1982. 272 с.

10. Ермаков С.П., Комаров Ю.М. Обобщенные показатели здоровья больших контингентов населения//Автоматизированная система управления городом/Под ред. Г.И. Марчука.-Новосибирск,1979.-С.40-57.

11. Ермаков С.П., Комаров Ю.М. Проблемы моделирования процессов воспроизводства здоровья населения// Наше здоровье. -М.: Финансы и статистика, 1983. -С. 103-116.

12. Ермаков С.П. Критерии сравнительной оценки потерь трудового потенциала населения по медицинским показаниям// Рукопись депонир. в ВНИИМИ МЗ СССР. №Д-16864 от 26.12.88.

13. Ермаков С.П. Метод построения обобщенных показателей для управленияздравоохранением: Автореф. дис. к.т.н. Новокузнецк, 1980. - 23с. *

14. Ермаков С.П. Моделирование процессов воспроизводства здоровья населения.//Всесоюзный научно-исследовательский институт медицинской и медико-технической информации. Москва, 1983.

15. Ермаков С.П., Семенова В.Г., Евдокушкина Г.Н. Современные возможности интегральной оценки медико-демографических процессов// Комплексные гигиенические исследования в районах интенсивного промышленного освоения.-Новокузнецк,1982.-С.65-68.

16. Ермаков С.П. Целевой медико-демографический потенциал как индекс интегральной оценки здоровья населения// Комплексные гигиенические исследования в районах интенсивного промышленного освоения.-Новокузнецк, 1982.-5с.

17. Ивахненко А.Г. Долгосрочное прогнозирование и управление сложными ^ системами.-Киев:Техника, 1975.

18. Ивахненко А.Г., Юрачковский Ю.П. Моделирование сложных систем по экспериментальным данным.-М.:Радио и связь, 1987. 311 с.

19. Израэль Ю.А.,Стукин Е.Д. Гамма-излучение радиоактивных выпадений.-М.:Атомиздат,1967.-223 с.

20. Ильин С.И., Лаппо Е.И., Шиленко Ю.В. Экономико-математическое моделировние системы охраны здоровья в развитых капиталистических странах Запада (обзор)/Экономика и математические методы, 1975.-т.Х.-№6.-С.1173-1185.

21. Интерпретация рекомендаций МКРЗ о необходимости поддерживания дозы облучения на таких низких уровнях, какие только можно достигнуть: Публ. 22 МКРЗ.-М.:ЦОЛИУ, 1975.

22. Источники, эффекты и опасности ионизирующей радиации. Доклад научн. ком. ООН по действию атомной радиации Черн. АС в 2-х томах.Т.1-М.:Мир,1992. -552 е., т.2М.:Мир, 1993.-726 с.

23. Казин Э.М., Рифтин А.Д. Использование автоматизированных систем для прогностической оценки здоровья в условиях интенсивных антропогенных воздействий// тез. докл. 5-ой Всесоюз. конф. по экологической физиологии.-Ашхабад. 1989.-е. 130-131.

24. Качурин Н.М., Мелехова Н.И., Кузнецов А.А., Лебедев A.M. Промышленные загрязнители и плодородие почв//Экология и общественность.-Тула, 1997. -с. 156157.

25. Качурин Н.М., Мелехова Н.И., Кузнецов А.А., Лебедев A.M.137

26. Термодинамические константы равновесия в почвах Тульской области//

27. Известия ТулГУ. Экология и безопасность жизнедеятельности. Вып.З. Тула: ТулГУ,1997. с. 174-179.

28. Кириллов В.Ф., Черкасов Е.Ф. Радиационная гигиена.-М.:Медицина,1982.

29. Ковалев Е.Е. Радиационный риск на Земле и в космосе.-М.:Атомиздат, 1976. -* 255 с.

30. Коган P.M., Назаров И.М., Фридман Ш.Д. Основы гамма-спектрометрии природных сред.-М.:Атомиздат, 1976. -368 с.

31. Козлов В.Ф. Справочник по радиационной безопасности.-М.:Энергоатомиздат, 1991.

32. Комаров Ю.М. Вопросы оценки здоровья больших контингентов населения.-Сов. здравоохр.-1977.№5.-С.21-25.

33. Комаров Ю.М. Здоровье населения. Проблемы интегральной оценки.-Здравоохрание, Бухарест.-1979 №4.-С.З-9.

34. Комаров Ю.М. К вопросу о моделировании проблемы «окружающая среда -здоровье населения»// Системный анализ и моделирование в здравоохранении/Тезисы конференции. Новокузнецк, 1980. с.3-9.

35. Комаров Ю.М. Моделирование влияния фактов природной и социальной среды на здоровье населения.//Управление системой здравоохранения.-М., 1982. с.63-65.

36. Комаров Ю.М. Окружающая среда и здоровье населения, проблемы и направления исследований//Всесоюзная конференция «Актуальные гигиенические проблемы охраны здоровья населения».-Новокузнецк.1982.-с.68-71.

37. Крисюк Э.М. Радиационный фон помещений.-М.:Энергоатомиздат,1989.

38. Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия. Министерство экологии и природных ресурсов РФ. Тульский областной комитет по охране природы.-М., 1992.

39. Критерии экологической безопасности. Материалы научно-практической конференции 25-27 мая 1994г.-СПб., 1994.-С.181-182.

40. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Живчиков А.В. Вертикальное распределение 137

41. Щ IJ/Cs в почвах Плавского и Арсеньевского районов//Энергосбережение, экология и безопасность, международная научно-техническая конференция. -Тула: ТулГУ,1999.- с.161-162.

42. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Кузнецова М.А. Относительный критерий оценки экологической обстановки загрязненных территорий//Известия ТулГУ. Экология и безопасность жизнедеятельности. Вып. 5.-Тула: ТулГУ, 1999. -с.78-82.

43. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Федунец И.И. Системный подход при оценке экологического состояния отдельных территорий//Труды международной конференции «Освоение недр и экологические проблемы».-М.:2000.-с.88-91.

44. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Живчиков А.В. Вертикальное распределение Cs в почвах Плавского и Арсеньевского районов // Энергосбережение, экология и безопасность. Международная научно-техническая конференция. Тула: ТулГУ,1999. С. 161-162.

45. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Коряков А.Е. Информационные технологии при анализе экологической обстановки // Проблемы информатизации образования. Тезисы докладов областной научно методической конференции. - Тула: ТулГу, 1999. - С. 12-13.

46. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Коряков А.Е. Оценка экологической обстановки загрязненных территорий с помощью относительного критерия // Известия ТулГу. Экология и безопасность жизнедеятельности. Вып.5 Тула: ТулГу, 1999. - с.82 - 86.

47. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Кузнецова М.А. Относительный критерий оценки экологической обстановки загрязненных территорий // Известия ТулГУ. Экология и безопасность жизнедеятельности. Вып.5. Тула:ТулГУ, 1999. - С. 78-82.

48. Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Федунец И.И. Системный подход при оценке экологического состояния отдельных территорий // Труды международной конференции «Освоение недр и экологические проблемы». М.:2000. - С.88-91.

49. Кузнецов А.А., Фейгин С.Д., Лебедев A.M. Методические положения оценки Ф дозовых нагрузок населения // Новое в экологии и безопасности жизнедеятельности:

50. Сборник трудов Международного экологического Конгресса. 14-16 июня 2000 г. -Т.2. СПб.: Балт. Гос. Техн. ун - т, 2000. - С. 319-322.

51. Кузнецов А.А., Фризен В.Э., Лебедев A.M. Динамика изменений показателя здоровья населения Тульской области // Вестник новых медицинских технологий. -1996.-Т. III.-№3.-С. 47-48.

52. Кузнецов А.А., Фризен В.Э., Лебедев A.M. Модели прогнозной оценки накопления 137Cs при миграции по трофическим связям II Вестник новых медицинских технологий. 1996. - T.III. - №2. - С.30-33.

53. Кузин A.M. Природный радиоактивный фон и его значение для биосферы Земли.-М.:Наука,1991. 116 с.

54. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология.-М.:Наука,1975. "♦-184 с.

55. Куркин Б.А. Бремя мирного атома. М.: Молодая гвардия, 1989.

56. Кухтевич В.И., Горячев И.В., Трыков Л.А. Защита от проникающей радиации ядерного взрыва.-М.:Атомиздат,1970. 192 с.

57. Маргулис У.Я. Атомная энергия и радиационная безопасность.-М.:Энергоатомиздат, 1991.

58. Марей А.Н., Бархударов P.M., Новикова Н.Я. Глобальные выпадения 137Cs и человек.-М.:Атомиздат,1974. 168 с.

59. Махонько К.П., Силантьев А.Н., Шкуратова И.Г. Контроль за радиоактивным 'загрязнением природной среды в окрестностях АЭС.-М.:Гидрометеоиздат,1985. 136 с.

60. Машкович В.П., Панченко A.M. Основы радиационной безопасности.-М.:Энергоатомиздат,1990.

61. Международный Чернобыльский проект. Оценка радиологических последствий и защитных мер.-М.:ИздАт,1991.

62. Методика Воейкова А.И. (ОНД-86). С.-Петербург: НПО Интеграл, 1991.

63. Методические указания по определению годовых суммарных эффективных эквивалентных доз облучения населения для контролируемых районов, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС.-М.:Минздрав СССР, 1993.

64. Методические указания по определению годовых суммарных эффективных эквивалентных доз облучения населения для контролируемых районов РСФСР,

65. УССР, БССР, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС / Минздрав СССР.-М.:1991. 14 с.

66. Моисеев А.А., Иванов В.И. Справочник по дозиметрии и радиационной гигиене.-М.:Энергоатомиздат, 1990. -252 с.

67. Моисеев Н.Н. Человек, среда, общество. М.: Наука, 1982. - 240 с.

68. Молчанова И.В., Михайловская Л.Н., Караваева Е.Н. Подвижность радионуклидов в почвенно-растительном покрове аварийной зоны Чернобыльской АЭС// Экология. 1991.- № 3. - С. 89-91.

69. Москалев Ю.И., Журавлев В.Ф. Уровни риска при различных условиях лучевого воздействия.-М. :Энергоатомиздат, 1983.

70. Научные подходы к определению норм нагрузок на ландшафты // Докл. XXIV науч. коорд. совет, по теме СЭВ 111.2. - М.:Ин-т географии АН СССР 1988.

71. Нестеров В.И. Здоровье населения как социально-экономический индикатор качества окружающей среды. // Народонаселение и природа. М., 1984.-С.З -12.

72. Нормы радиационной безопасности НРБ-67/86. Основные санитарные правила работы с радиоактивными веществами и другими источниками ионизирующих излучений.-М.:Энергоатомиздат,1988.

73. Определение средней годовой эффективной дозы облучения жителей населенных пунктов Российской Федерации, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие аварии Чернобыльской АЭС / Гос. Комитет санэпидемнадзора РФ.-М.:1993. 15 с.

74. Основы радиационной безопасности/ Ю.И. Гаврилин, С.А. Горбатенко, У.Я. Маргулис и др.-М.: ИздАТ,1993.

75. Оценка воздействия на окружающую природную среду и здоровье человека щ производственной деятельностью промышленных предприятий Тульской области.

76. Международная федерация экологической экспертизы. Научный руководитель академик И.П. Ашмарин. -М., 1993.

77. Оценка состояния здоровья населения как компонент экологической экспертизы // Теория и практика комплексных экологических экспертиз (материалы международного симпозиума, Санкт Петербург, 31 мая - 2 июня 1993 г.). - С. - Пб., 1994.

78. Питток Б., Акермен Т., Крутцен П. И другие Последствия ядерной войны: Воздействие на экологию и сельское хозяйство. -М.: Мир, 1998.

79. Питток Б., Акермен Т., Крутцен П. И другие Последствия ядерной войны: ^ Физические и атмосферные эффекты. -М.: Мир, 1998.

80. Принципы радиационной защиты при удалении твердых радиоактивных отходов: Публикация 46 МКРЗ.- М.:Энергоатомиздат,1988.

81. Подмосковный угольный бассейн, -Тула: 1988 г.

82. Радиационная безопасность. Рекомендации МКРЗ 1990 г. Публикация 60 МКРЗ.-М.:Энергоатомиздат,1994.-208 с.

83. Радиационная дозиметрия/ Под ред. Дж. Хайна и Г. Браунелла.-М.:Изд-во иностр.лит.,1958.-758 с.

84. Радиационная защита: Рекомендации МКРЗ: Публикация 26.-М.:Атомиздат,1978. 87 с.

85. Радиация. Дозы, эффекты, риск.-М.:Мир,1988. 79 с.

86. Радиоактивное загрязнение природных сред в зоне аварии на Чернобыльской АЭС/Ю.А. Израэль, В.Н. Петров, С.И. Авдюшин и др. // Метеорология и гидрология.-1987.-N 2. с. 5-18

87. Радиоактивность и пища человека/ Под ред. Р.С. Рассела.- М.:Атомиздат, 1971.375 с.

88. Радиоактивный йод в проблеме радиационной безопасности/Л.А. Ильин, Г.В. ^ Архангельская, Ю.О. Константинов, И.А. Лихтарев.-М.:Атомиздат,1972. 272 с.

89. Рекомендации МКРЗ 1990 года. Пределы годового поступления радионуклидов в организм работающих. Публ. 60 и 61.-М.:Энергоатомиздат,1994.

90. Реконструкция средней накопленной в 1986-1995 гг. эффективной дозы облучения жителей населенных пунктов РФ, подвергшейся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС в 1986 г. МУ 2.6.1.579-96.

91. Реконструкция средней накопленной в 1986-2001 г. эффективной дозы облучения жителей населенных пунктов РФ, подвергшейся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС МУ 2.6.1.1114-02.

92. Савченко Н.Е., Попов М.П. Принципы построения адаптивной системы управления здравоохранением республики/ Доклады АН БССР, 1978. Т. XXII. - С. 42-45.

93. Санитарно-эпидемиологическая обстановка Тульской области в 1994 г. Доклад. -Тула: Тульский санитарно-эпидемиологический центр, 1995. 104 с.

94. Сафронов А.С., Зимакин Н.Н., Старченкова В.К. Экологическая ситуация в Тульской области в 2001 году // Тульский экологический бюллетень 2002.-С. 18-44.

95. Стихарев В.В., Сергеев Д.Ю. К итогам 16-летней работы по ликвидации последствий Чернобыльской аварии в Тульской области // Тульский экологический бюллетень 2002.-Тула:2002.-С.45-59.

96. Сергеев Д.Ю., Котик Д.С. Радиационная обстановка в Тульской области: 15 лет после Чернобыля// Тульский экологический бюллетень 2001.- Вып. 12. - С. 47-52.

97. Сидоренко Г.И.// Гиг. и сан. 1981. - № 2. С. 7-12.

98. Сидоренко Г.И., Кутепов Е.Н. Методология изучения состояния здоровья населения // Гиг. и сан. 1998. - № 4. - С. 35-39.

99. Симанкин А.Ф. Экологические проблемы и пути их разрешения на современном ^этапе// Тульский экологический бюллетень 2002. - Тула, 2002. - С. 59-65.

100. Система «общество-природа»: проблемы и перспективы М.: ВНИИСИ, 1983. -138 с.

101. Системные принципы радиоэкологической оценки загрязненных территорий/ Соколов Э.М., Качурин А.А., Лебедев A.M., Свиридова Т.С.- Тула, 2003. 367 с.

102. Смит Дж.М. Модели в экологии.- М.: Мир, 1976. 184 с.

103. Соколов В.В. Дозообразующие поля фотонного излучения осколочных РН в загрязненных районах по восточному «следу» ЧАЭС. //Известия Тульского государственного университета. Серия: «Экология и безопасность жизнедеятельности». Выпуск 5. Тула: ТулГУ,1999.

104. Соколов В.В. Дозообразующие радиоизотопы в выпадениях ЧАЭС и результаты расчета доз от инкорпорированного радиоиода. //Известия Тульского государственного университета. Серия: «Экология и безопасностьжизнедеятельности». Выпуск 5. Тула: ТулГУ,1999.

105. Ш.Соколов В.В. Формирование нуклеарной геосистемы радиоактивного загрязнения российских земель и состава РН. //Известия Тульского государственного университета. Серия: «Экология и безопасность жизнедеятельности». Выпуск 5. Тула: ТулГУ,1999.

106. Соколов В.В. Цепи распада дозообразующих осколочных радиоизотопов и их параметры для оценки. Тула,1997.

107. Соколов Э.М., Качурин Н.М., Кузнецов А.А., Лебедев A.M. Математическая117модель макропереноса Cs продуктами растениеводства // Известия ТулГТУ. Экология и безопасность жизнедеятельности. -Тула:ТулГТУ, 1994. С. 118-124.

108. Соколов Э.М., Качурин Н.М., Кузнецов А.А., Свиридова Т.С., Лебедев A.M. Методика оценки радиоэкологической обстановки в Подмосковном бассейне// Горный вестник. 1996. - № 4. - С.81-84.

109. Соколов Э.М., Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Коряков А.Е., Кузнецова М.А. Методика оценки экологического состояния отдельных территорий. Assesment technique of ecological condition of the separate territories. Тула: ТулГУ, 2000. - 36 с.

110. Соколов Э.М., Кузнецов А.А., Лебедев A.M., Машинцов Е.А. Экологическое ■состояние территории и демографические показатели населения//Энергосбережение,экология и безопасность. Международная научно-техническая конференция. Тула: ТулГУ, 1999.-С. 133-135.

111. Соколов Э.М., Качурин Н.М., Рябов Г.Г. Геоэкологические принципы использования вторичных ресурсов. Москва - Тула: Издательство «Гриф и К0», 2000.-360 с.

112. Суржиков В.Л. Влияние факторов окружающей среды на здоровье детского населения в крупном промышленном городе Сибири// Всесоюзная конференция «Актуальные гигиенические проблемы охраны здоровья населения». Новокузнецк, 1982.

113. Теоретические и методические вопросы изучения влияния факторов окружающей среды на здоровье населения. М., 1983. - 304 с.

114. Техногенное загрязнение пригородной зоны промышленно развитого города/ O.K. Попов, A.M. Лебедев, A.M. Гарбузов, И.О. Кузнецов. Тула, 2001. - 185 с.

115. Тягливый Н.Е., Машинцов Е.А. Экологическая инфорационно-справочная система как основа мониторинга экотехнической системы г. Тулы // Тула историческая. Тез. докл. научно-прак. конф. посв.850 лет г. Тулы.- Тула, 1997 С.286.

116. Условия среды обитания и здоровье населения Тульской области (вчера, сегодня, завтра) / B.C. Гельштейн, Л.И. Шишкина, А.Э. Ломовцев, Н.Н. Зуева // Тульский экологический бюллетень 2000.-Тула:2001 .-С.21.

117. Федоров В.Д., Гильманов Т.Г. Экология. М.: Изд-во Моск. ун-та, 980-464 с.

118. Филатов B.C. Состояние поверхностных и подземных вод Тульской области // Тульский экологический бюллетень -2000.-Тула:2001.-С.ЗЗ-40.

119. Харуэлл М., Хатчинсон Т. Последствия ядерной войны. Воздействие на экологию и сельское хозяйство.-М.:Мир,1988. 551 с.

120. Чернобыль. Пять трудных лет.-М.:ИздАт, 1992.

121. Чернобыль: Радиоактивное загрязнение природных сред/ Под ред. Ю.А. Израэля.-М.:Гидрометеомиздат,1990. 296 с.

122. Чухин С.Г. Социально-экономические критерии приемлемости радиационного риска новых радиационных технологий.-М.: Энергоатомиздат,1991. 94 с.

123. Шишкина Л.И., Хожаинов А.Ю., Корнилов А.С., Гулина Т.В. Радиационная обстановка в Тульской области в период после катастрофы на Чернобыльской АЭС // Экология XXI века в Тульском регионе. Тула, 2001. - С. 15-18.

124. Эдельштейн Ю.Д., Кочин О.Е., Елисеев С.В. Автоматизированная система контроля атмосферного воздуха г. Новомосковска АСК «Атмосфера» // Тульский экологический бюллетень 2000.-Тула: 2001.-С. 89-95.

125. Экологические проблемы горного производства. // под.ред. М.Е. Певзнера. -М.:1985. Вып. 66.- 154 с.1 47

126. Юдинцева Е.В., Павленко Л.И., Зюликрва А.Г. Свойства почв и накопление Cs в урожае растений // Агрохимия. 1981.-№8 - С.86-93.

127. Юдинцева Е.В., Левина Э.М. О роли калия в доступности 137Cs растениям // Агрохимия.-1982.-№4.-С.75-81.

128. Ядерная энергетика, человек и окружающая среда/ Под ред.А.П.Александрова.-М.:Энергоатомиздат, 1984. -312 с.

129. Ядерная энергетика, человек и окружающая среда / Под ред. А.П. Александрова. -М.: Энергоатомиздат, 1984.-312 с.

130. Bachhuber Н. Aktivitatszufuhr uber Ingestionspfad und potentielle Strahlenexposition // Zusammenfassender Zwischenbericht. Teil IV.-1983.-S.48-73.

131. Chester K.O. Garten C.T. A dynamic modeling system in the transfer of radioactivity in terrestrial food chains// Nuclear Satefy.-1981.V.22,N 6.P.766-777.

132. Cowan Ch., Jenne E., Cataldo D. Nutrient-contaminant (Pu) plant accumulation model// Sci. Total Environ.-1973.-V.28- P.289-294.

133. Garner R.J. A model for calculation of radiation doses to the gastrointerestinal tract of ruminants// Health Phys.- 1964.-V.13,N 5.- P.297-301.

134. Greitz U. Dose to the gastrointerestinal tract from ingestion of fission products in drinking water and food// Health Phys.- 1963.-V.9,N 1.-P.71-77.

135. Gupta M.M. Internal g-ray dosimetry of spheroidal souce-effect of share parameter// Health Phys.- 1976.-V.30,N 2.-P.238-240.

136. Kelly G.N. MARC the NRPB method in assessing the radiological consequences of accidental releases of radioactivity//Nat. Radiol. Board.Didcot.-1982.-P.223-225.

137. Klod W.D.// Soil,Soi,Soc.Amerika Proc.-1967.-N31.-P.44.

138. Koch J., Tadmor J. RADFOOD a dynamic model for radioactivy transfer through the human food chain// Health Phys.- 1986.-V.50,N 6.-P.721-737.

139. May R.M. When two and two to not make four: nonlinear phenommen is ecology// Proc. R. Soc.-London. 1986.-B.228,N 1252.-P.241-268.

140. Roelder H.D., Kaul A. Berechnung der Strahlendosis durch inkorporierte radioactive Stoffe nach dem erweiterten Konzept der absorbierten Bruchteile: Formal exacte und Naherungslosung// Atomkernenergie.-1973.-B.21,H.4.-S.249-253.

141. Schaweroft R.W. The soil-plant-atmosperic model and some of its predictions//Agric. meteorol.- 1974.-V. 14.N 1.-P.287-307.

142. Schnitzer M., Khan S.U. Humic substances in the environment.-N.Y.: 1982.-327 p.

143. Soil nuclide distribution coefficients and their statistical distribution/ M.J. Sheppard, ^D.J. Beals, D.H. Thibault, O'Connor P.-Pinawa Manitoba: Atomic energy of Canada, 1984.64 p.

144. Stewart R.B. Modeling Methodology for Assessing Grop Production Potentials in Canada.-Ottawa: 1981.-29 p.

145. Whicker F.W., Schultz V. Radioecology: Nuclear Energy and the Environment.-Boca Raton: CRC Pres, 1982.-228 p.

146. Wit C.T., de. Simulation of assimulation, respiration and transpiration of crops.-Washington: 1978.к