CC BY
8Использование данных по биодоступности радионуклидов высокорадиоактивной почвы Саванна-Ривер для оценки эффективных доз от перорального поступления почвы в Чернобыле
Чанг О Ю
Отдел оценки экспозиции, Институт гигиены окружающей среды и труда, Нью-Джерси, США Кристи М. Элликсон
Программа по химии и технологии охраны окружающей среды, Университет Висконсин-Мэдисон, Висконсин, США
Пол Дж. Лиой1
Отдел оценки экспозиции, Институт гигиены окружающей среды и труда, Нью-Джерси, США
Аннотация
Разработан метод оценки пероральной биодоступности радионуклидов в высокорадиоактивных почвах, измерена биодоступность 137С8 и 908г. Биодоступность радионуклидов 137Ся и 908г, содержащихся в почве площадки ядерного центра Саванна-Ривер (ПСР; Южная Каролина, США), измеряли в жидкостях, имитирущих желудочный и кишечный соки. Биодоступность 137С8 после экстракции желудочным и желудочно-кишечными соками колебалась в пределах 8,9—22,4% и 8,3—38,8% соответственно. Биодоступность 908г была выше: 29,7—97,1% в желудочном и 17,8—60,5% в кишечном соке. Потенциальные эффективные дозы облучения населения оценивали по методу Монте-Карло с использованием в качестве входных параметров возрастных коэффициентов воздействия, общих концентраций 137С8 и 90Бг, а также данных по биодоступности каждого из этих радионуклидов в почве данной площадки. Ввиду продолжающегося использования площадки Саванна-Ривер министерством энергетики США и высокого содержания радионуклидов в ее грунте было нецелесообразно делать долгосрочные прогнозы по дозам и экспозиции применительно к ПСР. Однако этот метод и рассчитанные с его помощью дозы использовали для оценки потенциального риска для населения, проживающего в пределах или вблизи зоны отчуждения Чернобыльской атомной электростанции (ЧАЭС), где почвенные концентрации 137С8 и 908г примерно такие же, как на ПСР. Зона отчуждения была создана после взрыва на ЧАЭС, приведшего к сильному радионуклидному загрязнению почв с подветренной стороны от станции. В качестве группы населения, наиболее подверженной риску заглатывания 137Св и 908г с почвой и внешнему облучению от загрязненной почвы, взяли детей с геофагией (возраст 2,5 года). Для таких детей расчетные дозы облучения при проживании в чернобыльской зоне отчуждения превысили предел пренебрежимо малых доз (0,01 мЗв/год), установленный Национальным советом США по радиационной защите (МСРЯ), составляющий сотую часть предельно допустимой дозы облучения для населения в Российской Федерации.
Ключевые слова:
цезий-137, стронций-90, почва, биодоступность, доза, оценка, Саванна-Ривер, Чернобыль
1 Корреспонденцию направлять д-ру Полу Дж. Лиою: EOHSI, Room 302,170 Frelinghuysen Road, Piscataway, NJ 08854, USA. Телефон: +1-732-445-0155, Факс: +1-732-445-0116, E-mail: plioy@eohsi.rutgers.edu
п
HP
Use of Bioavailability “High Level Radionuclide-contaminated” Soil from Savannah River Site: A Tool for Estimating Effective Ingested Dose at Chernobyl
Chang Ho Yu
Exposure Science Division, Environmental and Occupational Health Sciences Institute, NJ, USA Kristie M. Ellickson
Environmental Chemistry and Technology Program, University of Wisconsin at Madison, WI, USA
Paul J. Lioy
Exposure Science Division, Environmental and Occupational Health Sciences Institute, NJ, USA
Abstract
An approach for the estimation of oral bioavailability for high-level radionuclide-contaminated soils has been developed, and measurements were made of 137Cs and 90Sr bioaccessibility. The bioaccessibility of these radionuclides (137Cs and 90Sr) found in SRS (Savannah River Site; SC, USA) soils were measured in both simulated gastric and intestinal fluids. The bioaccessibility of cesium-137 ranged from 8.9 ~ 22.4 % and 8.3 ~ 38.8 % after extraction by gastric and gastric-intestinal fluids, respectively. The bioaccessibility of strontium-90 was higher than the cesium-137, ranging from 29.7 ~ 97.1 % and 17.8 ~ 60.5 % in gastric and intestinal fluids, respectively. The effective radiation doses potentially received by humans were estimated using Monte Carlo simulations that used age-specific exposure factors, total 137Cs and 90Sr radionuclide concentrations, and site-specific bioaccessibility of each radionuclide. It was not realistic to make long-term exposure/dose estimates for SRS situations considering the current land use at the Department of Energy (DOE) site and the very high-levels of radionuclides in soils. However, the method and associated dose estimates were used to calculate the potential risk to people living in or around the Exclusion Zone of the Chernobyl Nuclear Power Plant (ChNPP) when similar high concentration of 137Cs and 90Sr in the soil. This Exclusion Zone was created after the ChNPP explosion which resulted in highly radionuclide-contaminated soils downwind of the plant. Pica children (2.5-year-old) were used as individuals potentially at the highest risk of exposure to cesium-137 and strontium-90 via non-dietary ingestion or external exposure to contaminated soils. When applied to the Chernobyl Exclusion Zone, the estimated dose levels exceeded the United States NCRP (National Council on Radiation Protection and Measurements) negligible individual dose of 0.01 mSv/yr, one hundredth of Russian Federation’s public dose limit, for children residing in the Exclusion Zone.
Key words:
cesium-137, strontium-90, soil, bioaccessibility, dose, estimation, Savannah River Site, Chernobyl
Содержание
Введение
1. Материалы и методы
2. Результаты и обсуждение Заключение Литература
П
ПР______
Введение
Заглатывание радиоактивной почвы — один из важнейших путей поступления в организм человека радионуклидов относительно неподвижных в поверхностных почвах (Simon, 1998). С уличной и домашней пылью экологически загрязненная почва может попадать в организм взрослых и детей, однако у детей ясельного возраста риск поступления загрязняющих веществ через рот с грязными руками выше, чем у взрослых (Thornton etal., 1990; Clayton etal., 1999; Hu-bal et al., 2001) и в силу большей активности таких детей выше, чем у младенцев (Hubal et al.,
2001).
В лабораториях отдела оценки экспозиции при Институте гигиены окружающей среды и труда, Нью-Джерси, США, измеряли биодоступность радионуклидов 137Cs и 90Sr в почвах площадки Саванна-Ривер (ПСР), в разной степени загрязненных радионуклидами (почвы классов A—C). Ellickson et al. (2002) адаптировали метод, разработанный ранее для определения биодоступности тяжелых металлов, для измерения биодоступности радионуклидов в низкорадиоактивных почвах (классов В и С).
В данном исследовании этот метод был распространен на изучение биодоступности радионуклидов в высокорадиоактивных почвах ПСР (класс А). Измеряли биодоступность в желудочном и кишечном соках 137Cs и 90Sr, содержащихся в слабо- и сильнозагрязненных радионуклидами почвах ПСР. Анализировали почвы ПСР трех классов опасности: с высоким (класс A; 776 пКи/г 243/244Cm) и низким (классы В и C; 42,2—85,4 пКи/г 243/244Cm) уровнями радиоактивного загрязнения. Класс опасности почв изначально устанавливало министерство энергетики США, исходя из общей концентрации 243/244Cm
в каждой серии почвенных образцов. Кюрий-243 и кюрий-244 — два изотопа, представляющие наибольший интерес на таких используемых министерством энергетики США площадках, как ПСР, поскольку они не являются природными и имеют относительно длительные периоды полураспада (соответственно 32 года и 18 лет). При классификации также учитывалось наличие доступа людей к почве.
Под биодоступностью понимают ту долю неорганических веществ (или других соединений), которая растворяется в пищеварительных соках и всасывается в желудочно-кишечном тракте (Ruby etal., 1999). Зная желудочную и кишечную
биодоступность (последняя определяется как часть последовательной экстракции), можно оценить, какая часть проглоченных с почвой радионуклидов растворится в пищеварительных соках. Это та часть общего количества, которая может всосаться в желудочно-кишечном тракте человека.
Поглощенные дозы радиации получают тремя путями: перорально, ингаляционно и при внешнем облучении из почвы. Эти дозы оценивали для почв ПСР трех классов опасности и использовали применительно к чернобыльским сценариям воздействия. Сравнивали воздействие при кратковременном (двухнедельном) и длительном (в течение одного года) проживании в чернобыльской зоне на четыре группы населения: маленьких детей с геофагией, маленьких детей без геофагии, детей более старшего возраста и взрослых.
Данные по концентрации 137Cs и 90Sr в почвах ПСР использовали в модели для расчета доз облучения от почвы в зоне отчуждения радиусом 30 км от Чернобыльской атомной электростанции (ЧАЭС)2. Через десять лет после аварии уровни загрязнения цезием-137 образцов нетронутых песчаных и торфяных почв на расстоянии 6 км от ЧАЭС составляли от 0,07 до 400 Бк/г, стронцием-90 — от 0,09 до 100 Бк/г. Образцы почвы брали на глубине 0—15 см (Amano and Onuma, 2003). Исходя из близости концентраций 137Cs и 90Sr в почвах ПСР и ЧАЭС, данные по биодоступности радионуклидов в почвах ПСР использовали для ориентировочной оценки доз облучения, получаемых людьми при проживании в чернобыльской зоне и ее окрестностях. В соответствии с политикой правительства США в области общественного здравоохранения, в зоне ПСР с высокорадиоактивной почвой люди не проживают и доступа к этой почве не имеют. Поэтому мы использовали результаты оценки биодоступности применительно к чернобыльской зоне, где в настоящее время есть постоянно проживающее население, в основном пожилые люди, и ожидается, что через какое-то время в будущем сюда вернутся и другие люди.
Эта работа служит примером того, как можно оценить эффективные дозы облучения от высокорадиоактивных почв, таких как почвы в районе ЧАЭС, и как использовать такие оценки для выработки обоснованной политики и планирования в отношении будущего возвращения людей в зону ЧАЭС.
2 Эти расчетные дозы не соответствуют дозе, которая могла бы быть получена от всех радионуклидов в почве. Если бы у нас были данные по биодоступности других радионуклидов, они были бы включены в анализ.
П г
1. Материалы и методы
1.1. Анализируемые почвы
В 1951—1988 гг. на ПСР производились ядерные материалы для нужд национальной безопасности. Сейчас эти ядерные установки не работают, однако вследствие различных естественных процессов радионуклиды продолжают накапливаться в верхних слоях почвы на площадке (8Я8, 2003). Использованные в данном исследовании образцы почвы брали в зоне просачивания/ бассейне ПСР. Разрезы для отбора проб закладывали на глубине 0—15 см, 15—30 см, 30—60 см и 60—90 см. Места взятия проб показаны на рисунке 1: участок 1 (между бассейнами 1 и 2), участок 2 (между бассейнами 2 и 3), участок 3 (между бассейнами 3 и 4) и участок 4 (за пределами бассейна 4) для почв берм. В период работы ядерных установок зона просачивания/ бассейн ПСР служила местом захоронения смешанных радиоактивных отходов (тритий, стронций-89/90, цезий-137 и др.). Классификация почв, общая радиоактивность и условия отбора каждой серии почвенных образцов приведены в таблице 1.
1.2. Биодоступные радионуклиды в низкорадиоактивных почвах ПСР
В опубликованной ранее работе ЕШскяоп а1. (2002) приведена методика определения биодоступности радионуклидов в радиоактивных почвах классов В и С зоны просачивания/ бассейна ПСР и данные по биодоступности двух исследуемых радионуклидов (137С8 и 908г) в пищеварительных соках. В данном исследовании мы изучали биодоступность радионуклидов в высокорадиоактивных почвах ПСР (класс А) и сравнивали полученные результаты с опубликованными ранее результатами для почв ПСР классов В и С. Эта работа направлена на совершенствование оценки эффективных доз облучения, получаемых в результате воздействия загрязненных радионуклидами почв, происходящего тремя путями: пероральным, ингаляционным и внешним. Подробные методики подготовки почвы и оценки значимости результатов с учетом погрешностей, вносимых на стадиях приготовления искусственных пищеварительных соков, экстрагирования с целью определения биодоступности, а также аналитическо-
П
НР
Рис. 1. Места отбора почвенных образцов в Саванна-Ривер /из ЕШсквоп е! а1. (2002)/
Таблица 1
Классификация почв ПСР (классы опасности), активность радионуклидов и условия отбора проб
Обозначение почвы Класс Масса (кг) Ст-243/244 (пКи/г) С$-137 (пКи/г) Яг-90 (пКи/г) Глубина (см) Место отбора
1Берма1 А 0,767 776 4660 265 0,0-13 Бассейн 1/2
1Берма2 0,758 15-30
1Берма3 С 1,095 44,3 30-60
2Берма1 В 0,989 76,5 144 119 0,0-13 Бассейн 2/3
2Берма2 1,097 15-30
2Берма3 1,028 4,76 30-60
2Берма4 1,172 60-90
3Берма1 С 1,180 42,2 81,7 14,6 0,0-13 Бассейн 3/4
3Берма2 1,214 15-30
4Берма1 В 1,328 85,4 36,2 2,71 0,0-13 Бассейн 4
4Берма2 1,374 15-30
го определения радионуклидов, приведены в Е1-Искяоп а1. (2002) и ЕШск8оп (2001).
Данные по общей концентрации радионуклидов, желудочной и кишечной биодоступности цезия-137 и стронция-90 из почв ПСР представлены в таблице 2. Биодоступность цезия-137 и стронция-90 в процентах рассчитывали делением активности перешедшей в раствор части радионуклида (Бк/г добавленной почвы) на общую активность соответствующего радионуклида в этой почве.
1.3. Сравнение зон ПСР и ЧАЭС
После чернобыльской аварии (26 апреля 1986 г.) с территории в радиусе 30 км от ЧАЭС (2 800 км2) было эвакуировано около 161 000 человек. Переселение людей с загрязненных территорий проводили в интересах охраны их здоровья и обеспечения безопасности. Прилегающие к станции территории были объявлены зоной отчуждения, общественное пользование которой запрещено по сей день (ОЕСО/МЕА,
2002). Тем не менее по крайней мере 800 человек, в основном пожилых, незаконно вернулись
Таблица 2
Общие концентрации (средняя ± среднеквадратическая ошибка) и биодоступность цезия-137 и стронция-90 в пищеварительных соках (средняя ± стандартное отклонение) для проанализированных образцов почв Саванна-Ривер____________
Почва Цезий-137 Стронций-90
Общая конц. (Бк/г) Биодоступность (%) Общая конц. (Бк/г) Биодоступность (%)
Желудочный сок Кишечный сок Желудочный сок Кишечный сок
1Берма1 588,4±4,79 9,98±0,2 13,38±0,2 33,64±1,10 93,36±6,4 58,13±4,3
1Берма2 75,38±2,12 14,63±0,8 14,15±0,7 16,29±0,30 97,05±6,7 60,52±2,4
1Берма3 8,35±0,15 12,30±0,4 16,28±0,5 3,10±0,02 78,13±5,1 46,98±7,8
2Берма1а 6,71±0,28 8,36±0,6 11,82±0,8 1,76±0,13 82,22±2,5 38,26±8,5
2Берма2а 0,76±0,05 11,17±2,7 8,25±1,0 4,45±1,31 81,74±13,9 30,17±6,5
2Берма3а 0,43±0,05 МБс МБс 3,12ь 90,81±3,3 53,39±3,9
2Берма4а 0,09±0,01 МБс МБс 1,07ь 92,65±3,4 71,01±4,0
3Берма1а 5,52±1,12 22,42±3,4 31,18±6,8 0,71±0,04 29,69±4,7 17,83±3,1
3Берма2а 5,20±0,21 31,15±1,6 38,76±2,0 0,64±0,15 72,41±3,6 56,91±3,3
4Берма1а 0,72±0,05 13,86±2,4 12,69±3,2 0,14±0,01 49,63±4,6 48,00±7,2
4Берма2а 1,75±0,23 8,86±1,1 15,04±1,9 0,13±0,08 74,30±13,7 46,17±1,6
а Взято из ЕШск8оп (2001). ь Для анализа было лишь одно значение.
с Данные по биодоступности цезия-137 из почв 2Берма3 и 2Берма4 не включены в таблицу, т.к. результаты были ниже порога чувствительности метода. _П
П Р
на прежнее местожительство в села в зоне отчуждения, и правительства пострадавших в результате чернобыльской аварии стран (Украины, Белоруссии и Российской Федерации) ожидают в будущем возвращения эвакуированных семей в зону переселения (<15 Ки/км2 цезия-137) (М1р://^№^сЬетоЬу1лпЮ). Для выработки политики в отношении зоны отчуждения необходимо оценить, насколько опасно проживание в этой зоне. При расчете эффективных доз облучения можно использовать данные по биодоступности радионуклидов в почвах ПСР в качестве замены отсутствующих данных по чернобыльским почвам. Зона ПСР (почвы классов опасности А—С) в настоящее время не заселена, однако некоторые объекты разрешено использовать охотникам. В Чернобыльской зоне отчуждения люди живут, а в будущем сюда могут вернуться и другие. Эффективные дозы облучения, рассчитанные с использованием данных по биодоступности радионуклидов в почвах ПСР, могут служить базой для оценки радиационного воздействия на людей, проживающих в Чернобыльской зоне отчуждения с высоким содержанием радионуклидов в верхних слоях почвы. Со временем эти оценки можно будет уточнить, проведя прямое лабораторное определение биодоступности радионуклидов для почв Чернобыльской зоны отчуждения.
Почвы ПСР классифицировали как почвы с высоким (класс А; 331 Бк/г по 137С8 и 24,97 Бк/г по 908г) и низким уровнем загрязнения радионуклидами (почвы классов В и С; 2,49—6,36 Бк/г по 137С8 и 1,48—1,78 Бк/г по 908г). Как видно из таблицы 3, средняя активность (±СО) цезия-137
и стронция-90 на двух территориях, загрязненных в результате чернобыльской аварии (д. Чис-тогаловка в 3,5 км от чернобыльского реактора и с. Полесское в 60 км к ЮЗ от чернобыльского реактора) на Украине (Ма1ек а1., 2002), соответствовала сильно- (класс А) и слабо- (класс В и С) радиоактивным почвам ПСР. Сравнительная характеристика почв ПСР и Чернобыля дана в таблице 4. При оценке доз облучения от загрязненной радионуклидами почвы в Чернобыльской зоне отчуждения использовали данные, полученные для почв ПСР класса А, в зоне переселения — данные для почв ПСР классов В и С. Результаты использовали для оценки радиологического риска для здоровья от воздействия долгоживущих радионуклидов (период полураспада 137С8 и у 908г составляет 30 лет), содержащихся в верхних слоях почвы внутри и вокруг зоны отчуждения ЧАЭС.
1.4. Расчет дозы
Воздействие радионуклидов оценивали для двух сценариев: двухнедельного проживания в зоне Чернобыля и проживания в Чернобыле в течение года. Анализ проводили для четырех условных групп населения: детей 2,5 лет с геофагией, детей 2,5 лет без геофагии, детей 6 лет и взрослых. Дети с геофагией рассматривались как группа, потенциально наиболее подверженная риску заглатывания радионуклидов с частичками почвы и внешнему облучению из почвы. Больше всего почвы заглатывают дети в возрасте 2,5 лет, 6-летние дети заглатывают почвы в пять раз меньше.
Таблица 3
Концентрации радионуклидов в почвах Саванна-Ривер и Чернобыля (средняя ± стандартное
отклонение)
Саванна-Ривер ЧернобылЬ
Класс почвы 1370 (Бк/г) 90Яг (Бк/г) 1370 (Бк/г) 90Яг (Бк/г) Радиус
А 331±363 24,97±12,27 74± 17 36±19 <3,5 кт
Ва 2,49±2,85 1,78±1,72 15±3 0,13±0,03 <60 кт
Са 6,36±1,73 1,48±1,40
Взято из ЕШск8оп (2001).
Взято из Ма1ек & а1. (2002).
Таблица 4
Сравнительная характеристика почв Саванна-Ривер и Чернобыля
а
ь
Характеристика почвы Саванна-Ривера Чернобыльь
Песок (%) 99 - 100 80-92
Илисто-глинистая почва (%) < 1 7-20
Почвенная органика (%) 0,3—4,1 1,4-3,4
pH почвы 3,9—5,1 6,5-6,9
Катионообменная емкость (мэкв/100г) 0,64-5,06 2,2-5,3
Взято из ЕШск8оп (2001). ь Взято из Ма1ек etal. (2002).
При расчете эффективных доз облучения маленьких детей, детей постарше и взрослых в окрестностях Чернобыльской зоны отчуждения мы исходили из того, что содержащиеся в почве радионуклиды попадают в организм при вдыхании почвенной пыли и заглатывании почвы. Мы также учитывали внешнее облучение от почвы, загрязненной 137Cs и 90Sr. Дозы (мЗв), полученные в результате перорального и ингаляционного поступления радионуклидов, а также внешнего облучения от почвы ПСР, рассчитывали по формулам:
Ding = Cs X Ring X Bio X d Х Zing Dinh = (Cs X fl) X Rinh X d XZinh Dext = Cs X {d X (ti ■ fs+to )} X Ps X (eext -fa )
Dtot = Ding + Dinh
D„
где: Ding — доза, полученная в результате заглатывания радиоактивной почвы (мЗв);
Dinh — доза, полученная при вдыхании радиоактивной почвенной пыли (мЗв);
Dext — доза, полученная в результате внешнего облучения от радиоактивной почвы (мЗв);
Dtot — общая доза, полученная в результате перорального, ингаляционного поступления радионуклидов и внешнего облучения от радиоактивной почвы (мЗв);
Cs — средняя концентрация радионуклида в почве каждого класса (Бк/г);
Ring — количество заглатываемой почвы для конкретной возрастной группы (мг/день);
Bio — кишечная биодоступность радионуклида, усредненная для каждого класса почв (безразмерная величина);
d — длительность экспозиции (14 или 365 дней); Bing — возрастной дозовый коэффициент при пе-роральном поступлении (Зв/Бк); f — содержание радиоактивной почвенной пыли
1 -5 з
в атмосферном воздухе (10- г/м );
Rinh — объем вдыхаемого загрязненного радиоактивной пылью воздуха, по возрастным группам (м3/день);
Binh — зависящий от возраста дозовый коэффициент при ингаляционном поступлении (Зв/Бк); t{ — время, проводимое в помещении, по возрастным группам (ч/сут);
f — коэффициент ослабления внешнего излучения стенами зданий (безразмерная величина); to — время, проводимое на улице, по возрастным группам (ч/сут = 24 ч/сут — t{); ps — плотность почвы (кг/м3); sext — дозовый коэффициент внешнего облучения от грунта бесконечной глубины (Звм3/Бк-сек);
fa — возрастной коэффициент для sext (безразмерный).
Содержание радиоактивной почвенной пыли в атмосферном воздухе (f) брали из Anspaugh et al. (1975). Его определяют как отношение сред-
ней концентрации загрязнителя (Бк/м ), перешедшего с пылью в воздух, к его концентрации в верхнем слое почвы (Бк/г). Для прогностических целей авторы рекомендовали принимать его равным 100 мкг/м3. Такой выбор частично основан на значениях концентрации твердых частиц в воздухе, измеренных Национальным управлением по контролю воздушных загрязнений (NAPCA) в 30 загородных населенных пунктах в 1966 г. Среднегодовые значения варьировались в пределах 9—79 мкг/м3, среднее значение по всем 30 населенным пунктам составило 38 мкг/м3. В данной работе значение f принято
3 _5 3
равным 10 мкг/м (10 г/м ), так как в настоящее время это типичный фоновый уровень запыленности атмосферного воздуха в США. Хотя на территории Чернобыля он может быть выше (примерно в 3,5 раза), это существенно не влияет на результаты расчетов общих эффективных доз.
Общую дозу Dtot (мЗв) получали суммированием эффективных доз от внутреннего (поступление 137Cs и 90Sr в организм пероральным и ингаляционным путями) и внешнего облучения. Дозовые коэффициенты для каждой экспонированной группы (sing и Binh; Зв/Бк) брали из опубликованных материалов Международной комиссии по радиологической защите (ICRP 67 & 71). Эти коэффициенты учитывают влияние возрастного фактора на степень всасывания в ЖКТ, а также на распределение и абсорбцию вдыхаемых частиц в легких. Значения этих коэффициентов для каждого радионуклида представлены в таблице 5. Однако они были рассчитаны по данным, полученным у человека и животных, для растворимых форм цезия (например, 137CsCl) и стронция (например, SrCl2), а также для стронция, содержащегося в продуктах питания (коровьем молоке). Биодоступность радионуклидов, полученную для каждого класса почв ПСР, использовали при расчете доз облучения от 137Cs и 90Sr, поступивших в организм с проглоченной почвой. Из-за отсутствия информации по растворимости почвенной пыли в легких при расчете доз, полученных ингаляционным путем, использовали значения, рекомендуемые Международной комиссией по радиологической защите.
Дозовые коэффициенты для внешнего облучения от грунта, загрязненного на бесконечную глубину (sext; ЗвЧм3/Бк-сек) взяты из Federal Guidance Report No. 12 (EPA, 1993). Для каждого класса опасности почв анализировали образцы, взятые на четырех глубинных разрезах: 0—15 см, 15—30 см, 30—60 см и 60—90 см. В указанном руководстве приведено несколько дозовых коэффициентов для источников радиации на поверхности, на глубине 1 см; 5 см; 15 см и на бесконечной глубине. Чтобы охватить все выполненные
п
HP
Таблица 5
Параметры абсорбции цезия-137 и стронция-90 при пероральном и ингаляционном поступлении
у разных возрастных групп
Tun aбсоpбцuu Bозpaсm
3 месящ l год З леm 10 леm 13 леm Взрослые
137Cs ЖK абшрбция*1 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00
90Sr ЖK абшрбция*1 0,60 0,45 0,30 0,35 0,40 0,30
137Cs Aбcoрбция F-типа11 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00
90Sr Aбcoрбция M-типа11 0,20 0,10 0,10 0,10 0,10 0,10
a Из публикации № 67 ICRP (ICRP, 1993). b Из публикации № 71 ICRP (ICRP, 1995).
глубинные разрезы почв ПСР (0—90 см), мы взяли дозовые коэффициенты облучения от грунта, загрязненного на бесконечную глубину, т.е. «с запасом» оценили облучение от загрязненных 137Cs и 90Sr почв.
Коэффициент sext установлен для взрослых мужчин (рост 179 см и вес 73 кг) и, таким образом, не годился для рассматриваемых нами субпопуляций детей 2,5 и 6 лет. Поэтому были использованы возрастные коэффициенты (fa) по Petoussi et al. (1991). Автор обнаружил, что дозы облучения органов у 8-недельного ребенка и взрослого человека отличаются на 40%, и рекомендовал для детей младше 2 лет умножать sext на 1,5. Из-за своего маленького роста дети младшего возраста больше подвержены внешнему облучению.
При оценке внешнего облучения необходимо учитывать ослабляющий эффект (fs) зданий, сооружений и транспортных средств. Иначе получится, что человек круглосуточно находится на улице под воздействием облучения, что приведет к завышению дозы внешнего облучения от 137Cs и 90Sr. Поэтому мы учитывали, сколько времени (ч/сут) проводит в помещении каждая экспонированная группа. Продолжительность воздействия (d) определяли по Exposure Factor Handbook (EPA, 1999). Время нахождения на
улице рассчитывали, вычитая время нахождения в помещении из 24 ч. Коэффициент ослабления внешнего облучения для человека, находящегося в отдельно стоящем здании с фундаментом (1 или 2 стены полностью под воздействием) принимали равным 90 %. Коэффициент ослабления, равный 0,1, взят из Burson and Profio (1977).
Дозы рассчитывали с помощью программы Crystal Ball®. Нормальное распределение дозо-вых коэффициентов для перорального и ингаляционного поступления (singи sinh) и внешнего облучения от загрязненной почвы (sext). Для концентрации радионуклидов, интенсивностей перорального и ингаляционного поступления радионуклидов распределение принимали логарифмически нормальным. Интенсивность перорального и ингаляционного поступления для каждой возрастной группы брали из Exposure Factor Handbook (EPA, 1999). Значения входных параметров модели и дозовых коэффициентов для каждой возрастной группы приведены в таблицах 6 и 7 соответственно. Вычисления проводили 10 000 раз, результаты представлены для 50-го и 95-го процентилей, что соответствует среднему и максимальному значению для каждой вероятностной оценки дозы.
Таблица 6
Входные параметры оценки экспозиции/доз для разных возрастных групп
Группы ^лте^во зaглamывaемой почвыя (мг/eym) Объем вдь^емого воздyxaя (rn3/oym) Вес mелaя (кг) Время в помещешu3 (ч/eym)
Маленькие дети с геофагией 500 6,8 14,3 20
Маленькие дети без геофагии 110 6,8 14,3 20
Дети постарше 22 10 22,6 19,6
Взрослые 20,4 15,2 72,8 21
П a В
HP
152 у
Взято из Exposure Factor Handbook (EPA, 1999).
Таблица 7
Возрастные эффективные дозовые эквиваленты для каждого пути воздействия
Группа Пероральное поступлениеa Ингаляционное поступление0 Внешнее облучениеIе
137Cs (Зв/Бк) 90Sr (Sv/Bq) 131Cs (Sv/Bq) 90Sr (Sv/Bq) 137Cs (Sv*m3/Bq-s) 90Sr (Sv*m3/Bq-s)
Маленькие дети с геофагией 1,2х10-8 7,2х10-8 5,4х10-9 1,1х10-7 6, 0 1 0 1 1 5, 7 X 0 1 1
Маленькие дети без геофагии 1,2х10-8 7,2х10-8 5,4х10-9 1,1х10-7 6, 0 1 0 1 1 5, 7 X 0 1 1
Дети постарше 9,7х10-9 4,7х10-8 3,6х10-9 6,5х10-8 4, 0 1 0 1 8 X 0 1 1
Взрослые 1,4х10-8 2,8х10-8 4,6х10-9 3,6х10-8 4, 0 1 0 1 8 X 0 1 1
a Взято из публикации ICRP № 67 (ICRP, 1993). b Взято из публикации ICRP № 71 (ICRP, 1995). c Взято из Federal Guidance Report No. 12 (EPA, 1993).
2. Результаты и обсуждение
2.1. Расчет доз облучения от почвы при кратковременном и длительном проживании в чернобыльской зоне с использованием данных по биодоступности для почв ПСР
Эффективные дозы облучения рассчитывали, исходя из концентрации радионуклидов на соответствующей территории, особенностей
воздействия на возрастные группы, а также продолжительности воздействия. Расчетные дозы при краткосрочном (двухнедельном) воздействии цезия-137 и стронция-90 в Чернобыле представлены в табл. 8 и 9. Для каждого рассматриваемого радионуклида приведены значения медианы и 95-го процентиля доз, рассчитанных для трех основных путей воздействия загрязненной почвы (перорального, ингаляционного и внешнего), а также общих доз. Дозы облучения от цезия-137 и стронция-90 при годичном проживании в Чернобыльской зоне отчуждения (долгосрочное воздействие) приведены в табл. 10 и 11.
Таблица 8
Дозы облучения (50 и 95 процентили) от цезия-137 при кратковременном пребывании в Чернобыле, рассчитанные с учетом заглатывания почвы и с использованием данных по биодоступности из почв ПСР
Группа Класс почвы Заглатывание с почвой (мЗв) Вдыхание с почвенной пылью (мЗв) Внешнее облучение (мЗв) Общая доза (мЗв)
A 3,47х10-3 4,79х10-3 1,69х10—6 2,24х10-6 9,64х10-4 1,21х10-3 4,44х10-3 5,85х10-3
Маленькие дети с геофагией B 2,25х10-5 3,09х10-5 1,26х10-8 1,67х10-8 7,23х10-6 9,11х10-6 2,98х10-5 3,90х10-5
C 1,39х10-4 1,92х10-4 3,23х10-8 4,31х10-8 1,84х10-5 2,32х10-5 1,57х10-4 2,13х10-4
A 7,62х10-4 1,06х10-3 1,69х10-6 2,24х10-6 9,62х10-4 1,20х10-3 1,73х 10—3 2,17х10-3
Маленькие дети без геофагии B 4,96х10-6 6,83х10-6 1,27х10-8 1,69х10-8 7,23х10-6 9,05х10-6 1,22х10-5 1,53х 10-5
C 3,04х10-5 4,19х10-5 3,23х10-8 4,27х10-8 1,85х10-5 2,31х10-5 4,90х10-5 6,28х10-5
A 1,25х10-4 1,73х10-4 1,65х10-6 2,20х10-6 6,77х10-4 8,51х10-4 8,06х10-4 9,98х10-4
Дети постарше B 8,12х10-7 1,12х10-6 1,24х10-8 1,62х10-8 5,08х10-6 6,39х10-6 5,91х10-6 7,35х10-6
C 4,98х10-6 6,91х10-6 3,17х10-8 4,18х10-8 1,30х10-5 1,64х10-5 1,81х10-5 2,25х10-5
П
HP
Группа Класс почвы Заглатывание с почвой (мЗв) Вдыхание с почвенной пылью (мЗв) Внешнее облучение (мЗв) Общая доза (мЗв)
А 1,67х10-4 2,30х10-4 3,21х10-6 4,25х10-6 5,44х10-4 6,88х10-4 7,16х10-4 8,89х10-4
Взрослые В 1,09х10-6 1,50х10-6 2,40х10-8 3,18х10-8 4,09х10-6 5,11х10-6 5,21х10-6 6,43х10-6
С 6,66х10-6 9,18х10-6 6,15х10-8 8,15х10-8 1,04х10-5 1,31х10-5 1,72х10-5 2,14х10-5
Таблица 9
Дозы облучения (50 и 95 процентили) от стронция-90 при кратковременном пребывании в Чернобыле, рассчитанные с учетом заглатывания почвы и с использованием данных по биодоступности из почв ПСР
Группа Класс Заглатывание с Вдыхание с почвенной Внешнее облучение Общая доза
почвы почвой (мЗв) пылью (мЗв) (мЗв) (мЗв)
А 9,31х10-3 2,59х10-6 6,81х10-5 9,38х10-3
1,24х10-2 3,41х10-6 8,55х10-5 1,25х10-2
Маленькие дети В 5,34х10-4 1,84х10-7 4,86х10-6 5,39х10-4
с геофагией 7,14х10-4 2,42х10-7 6,05х10-6 7,19х10-4
С 3,77х10-4 5,03х10-4 1,53х10-7 2,02х10-7 4,03х10-6 5,04х10-6 3,81х10-4 5,08х10-4
А 2,04х10-3 2,58х10-6 6,78х10-5 2,11х10-3
2,73х10-3 3,42х10-6 8,53х10-5 2,81х10-3
Маленькие дети В 1,18х10-4 1,84х10-7 4,84х10-6 1,23х10-4
без геофагии 1,56х10-4 2,45х10-7 6,08х10-6 1,62х10-4
С 8,31х10-5 1,53х10-7 4,03х10-6 8,74х10-5
1,10х10-4 2,03х10-7 5,07х10-6 1,15х10-4
А 1,85х10-5 2,25х10-6 4,79х10-5 6,86х10-5
2,46х10-5 2,97х10-6 6,01х10-5 8,48х10-5
Дети постарше В 1,06х10-6 1,41х10-6 1,60х10-7 2,11х10-7 3,41х10-6 4,28х10-6 4,64х10-6 5,72х10-6
С 7,49х10-7 1,33х10-7 2,85х10-6 3,74х10-6
9,94х10-7 1,76х10-7 3,56х10-6 4,60х10-6
А 1,46х10-5 1,89х10-6 3,83х10-5 5,50х10-5
1,95х10-5 2,50х10-6 4,80х10-5 6,76х10-5
Взрослые В 8,40х10-7 1,35х10-7 2,74х10-6 3,72х10-6
1,12х10-6 1,79х10-7 3,44х10-6 4,59х10-6
С 5,93х10-7 1,12х10-7 2,28х10-6 3,00х10-6
7,91х10-7 1,48х10-7 2,87х10-6 3,70х10-6
* Жирным шрифтом выделены расчетные дозы, превышающие установленный Национальным советом США по радиационной защите предел пренебрежимо малых годовых доз (0,01 мЗв).
Таблица 10
Дозы облучения (50 и 95 процентили) от цезия-137 при длительном пребывании в Чернобыле, рассчитанные с учетом заглатывания почвы и с использованием данных по биодоступности из почв ПСР
П
НР
Группа Класс почвы Заглатывание с почвой (мЗв) Вдыхание с почвенной пылью (мЗв) Внешнее облучение (мЗв) Общая доза (мЗв)
А 9,02х10-2 1,24х10-1 4,38х10-5 5,80х10-5 2,51х10-2 3,15х10-2 1,15х10-1 1,52х10-1
Маленькие дети с геофагией В 5,86х10-4 8,14х10-4 3,30х10-7 4,39х10-7 1,88х10-4 2,36х10-4 7,76х10-4 1,02х10-3
С 3,59х10-3 5,00х10-3 8,40х10-7 1,11х10-6 4,81х10-4 6,03х10-4 4,08х10-3 5,52х10-3
Группа Класс почвы Заглатывание с почвой (мЗв) Вдыхание с почвенной пылью (мЗв) Внешнее облучение (мЗв) Общая доза (мЗв)
А 1,98х10-2 2,74х10-2 4,39х10-5 5,81х10-5 2,51х10-2 3,15х10-2 4,50х10-2 5,64х10-2
Маленькие дети без геофагии В 1,29х10-4 1,79х10-4 3,29х10-7 4,35х10-7 1,89х10-4 2,36х10-4 91 СО 40 * * 00 1 1 Ф* ф*
С 7,90х10-4 1,10х 10-3 8,43х10-7 1,12х10-6 44 1 1 00 1х 1х 21 80 Ч£Т 1,28*10-3 1,65*10-3
А 3,24х10-3 4,48х10-3 4,30х10-5 5,73х10-5 1,77х10-2 2,22х10-2 2,10х10-2 2,61х10-2
Дети постарше В 2,11х10-5 2,90х10-5 3,22х10-7 4,26х10-7 1,32х10-4 1,66х10-4 95 * * 00 1 1 ф- ф-
С 1,30х10-4 1,80х10-4 8,24х10-7 1,09х10-6 44 1 1 00 1х 1х 94 СП СП 4,71*10-4 5,84*10-4
А 4,34х10-3 5,98х10-3 8,39х10-5 1,11х10-4 1,42х10-2 1,78х10-2 1,87х10-2 2,31х10-2
Взрослые В 2,83х10-5 3,93х10-5 6,24х10-7 8,27х10-7 1,06х10-4 1,33х10-4 1,36х10-4 1,68х10-4
С 1,74х10-4 2,40х10-4 1,60х10-6 2,11х10-6 2,72х10-4 3,41х10-4 4,49х10-4 5,58х10-4
* Жирным шрифтом выделены расчетные дозы, превышающие установленный Национальным советом США по радиационной защите предел пренебрежимо малых годовых доз (0,01 мЗв).
Таблица 11
Дозы облучения (50 и 95 процентили) от стронция-137 при длительном пребывании в Чернобыле, рассчитанные с учетом заглатывания почвы и с использованием данных по биодоступности из почв ПСР
Группа Класс почвы Заглатывание с почвой (мЗв) Вдыхание с почвенной пылью (мЗв) Внешнее облучение (мЗв) Общая доза (мЗв)
А 7 7 00 11 хх 34 ,4 ,2 2, 3, 6,73х10-5 8,86х10-5 1,77х10-3 2,22х10-3 2,45х10-1 3,26х10-1
Маленькие дети с геофагией В 1,39х10-2 1,85х10-2 4,81х10-6 6,36х10-6 1,26х10-4 1,59х10-4 1,40х10-2 1,87х10-2
С 9,84х10-3 1,31х10-2 4,00х10-6 5,30х10-6 1,05х10-4 1,32х10-4 9,95х10-3 1,32х10-2
А 5,35х10-2 7,17х10-2 6,72х10-5 8,90х10-5 1,77х10-3 2,23х10-3 5,53х10-2 7,37х10-2
Маленькие дети без геофагии В 3,06х10-3 4,08х10-3 4,79х10-6 6,33х10-6 1,26х10-4 1,58х10-4 3,19х10-3 4,23х10-3
С 2,16х10-3 2,86х10-3 3,99х10-6 5,29х10-6 1,05х10-4 1,32х10-4 2,27х10-3 2,99х10-3
А 4,82х10-4 6,41х10-4 5,85х10-5 7,72х10-5 1,25х10-3 1,57х10-3 1,80х10-3 2,20х10-3
Дети постарше В 2,77х10-5 3,69х10-5 4,17х10-6 5,55х10-6 8,93х10-5 1,12х10-4 1,21х10-4 1,49х10-4
С 1,96х10-5 2,59х10-5 3,46х10-6 4,59х10-6 7,39х10-5 9,30х10-5 9,71х10-5 1,20х10-4
А 3,79х10-4 5,07х10-4 4,93х10-5 6,52х10-5 1,00х10-3 1,25х10-3 1,43х10-3 1,76х10-3
Взрослые В 2,19х10-5 2,91х10-5 3,52х10-6 4,65х10-6 7,12х10-5 8,94х10-5 9,68х10-5 1,19х10-4
С 1,54х10-5 2,05х10-5 2,93х10-6 3,89х10-6 55 1 1 00 1х 1х 36 1/^ г-Т 7,78х10-5 9,61х10-5
Жирным шрифтом выделены расчетные дозы, превышающие установленный Национальным советом США по радиационной защите предел пренебрежимо малых годовых доз (0,01 мЗв) II
П Р
Международная комиссия по радиологической защите считает, что при оценке рисков, связанных с малыми дозами радиационного воздействия, предельно допустимой годовой дозой непрерывного облучения для населения является доза, равная 1 мЗв (ICRP 60, 1990). В соответствии с рекомендациям Международной комиссии по радиологической защите и МАГАТЭ, годовая эффективная годовая доза облучения в 1 мЗв принята в России в качестве предельно допустимой дозы облучения населения от антропогенных источников (Balonov et al., 1999). Национальный совет США по радиационной защите рекомендовал также определить уровень облучения, ниже которого любой человек мог бы не опасаться вредных последствий для своего здоровья, т.е. предельную пренебрежимо малую индивидуальную дозу облучения (NID). В качестве такого предела, ниже которого облучение можно не принимать в расчет, принята доза 1,0 мбэр (0,01 мЗв) в год (NCRP, 1993). В табл. 12 приведены национальные и международные предельно допустимые годовые дозы. Расчетные дозы прежде всего сравнивали с предельным уровнем пренебрежимо малых индивидуальных доз облучения (NID), поскольку данные анализы проводились для гипотетических индивидуумов, а не для большой популяции.
При краткосрочной экспозиции расчетные дозы были ниже пренебрежимо малого уровня, установленного Национальным советом США по радиационной защите (0,01 мЗв). Исключение составляла доза облучения маленьких детей с геофагией под воздействием стронция-90 из почв класса А (рис. 2). Благодаря кратковременности экспозиции (две недели) суммарное воздействие цезия-137 и стронция-90 не превышало предельно допустимого уровня облучения населения. При проживании в течение года дозы облучения были намного выше, чем при двухнедельном пребывании в Чернобыле, и общие расчетные дозы по цезию-137 превышали уровень 0,01 мЗв для всех групп на почвах класса А
(рис. 3-а). У маленьких детей с геофагией основными путями воздействия радионуклидов были заглатывание с почвой и внешнее облучение. У детей постарше и у взрослых главную роль играло внешнее облучение. У детей с геофагией расчетные дозы облучения от стронция-90 для почв трех классов опасности превысили предельный уровень пренебрежимо малых доз, у детей без геофагии — этот уровень был превышен на почве класса А (рис. 3-Ь). Наибольшую опасность представляло заглатывание почвы.
Для разных экспонированных субпопуляций и анализируемых радионуклидов вклады путей воздействия в общую дозу (табл. 13) были различны. По цезию-137 — вклад внешнего облучения в общую дозу облучения у детей с геофагией был меньше (менее 20%), чем вклад пе-рорального поступления с почвой (в среднем 500 мг почвы в сутки). У маленьких детей без геофагии вклад внешнего облучения в общую дозу был равен или немного превышал вклад перорального поступления с почвой. У детей постарше и у взрослых вклад внешнего облучения был намного больше вклада перорального поступления радионуклида с почвой (более 70%). По стронцию-90 — вклад перорального поступления с почвой в общую дозу преобладал у маленьких детей с геофагией и без нее (более 95%) и был намного ниже у детей постарше и взрослых (менее 25%). Из-за заглатывания большого количества почвы маленькими детьми, с геофагией и без нее, пероральное поступление с почвой было у них главным путем воздействия обоих радионуклидов. Однако у детей постарше и у взрослых основным было внешнее облучение. Вклад ингаляционного поступления в общую дозу был невелик (менее 4 % общей дозы) при всех сценариях воздействия. Таким образом, важнейшими факторами в данной модели расчета доз облучения от 137С8 и 908г были количество заглатываемой почвы, продолжительность экспозиции и содержание радионуклидов в верхних слоях почвы.
Таблица 12
Сравнение предельных годовых доз облучения (мЗв/год), установленных национальными и международными организациями
ICRP a МАГАТЭb US NCRPc Российская Федерация d
Предельно допустимая доза для населения 1,0 1,0 1,0 1,0
Предел пренебрежимо малых доз (N10) — — 0,01 —
П
HP
Взято из публикации ICRP № 60 (ICRP, 1990); ICRP — Международная комиссия по радиологической защите. Взято из IAEA Safety Series No. 115 (IAEA, 1996).
Взято из NCRP Reports 116 (NCRP, 1993); NCRP — Национальный совет США по радиационной защите.
Взято из Balonov et al (1999).
a
b
c
d
>
С/)
£
0)
(Л
о
Q
0.010
0.009
0.008-
0.007-
0.006
0.005
0.004
0.003
0.002
0.001
0.000
□ Ingestion
□ Inhalation
□ External
□ Total
0.010 0.009 0.008 0.007 0.006 0.0050.004 0.003 0.002 0.001 0.000
>
(/)
£
о
о
(П
Q
(a)
□ Ingestion
□ Inhalation
□ External
□ Total
(b)
Рис. 2. Медианные оценки доз облучения от (a) 137Cs и (b) 90Sr при двухнедельном воздействии
п HP
У 157
>
(/)
£
0)
(О
о
о
□ Ingestion
□ Inhalation
□ External
□ Total
(a)
0.010-,
0.009--
0.008 -
0.007--
со 0.006 -
Е,
0.005--
ф
<0 о 0.004
о
0.003-
0.002
0.001-
0.000
□ Ingestion
□ Inhalation
□ External ■ Total
n
HP
(b)
Рис. 3. Медианные оценки доз облучения от (a) 137Cs и (b) 90Sr при воздействии в течение года
Таблица 13
Распределение доз облучения от двух целевых радионуклидов (%), рассчитанных для Чернобыля, по различным путям экспозиции у четырех гипотетических групп населения
Группы Цезий-137 Стронций-90
Заглатывание с почвой Вдыхание с пылью Внешнее воздействие Заглатывание с почвой Вдыхание с пылью Внешнее воздействие
Маленькие дети с геофагией 80,6% 0,0% 19,3% 99,1% 0,0% 0,9%
Маленькие дети без геофагии 48,7% 0,1% 50,9% 95,9% 0,1% 3,9%
Дети постарше 18,9% 0,2% 80,7% 23,3% 3,4% 73,1%
Взрослые 27,6% 0,4% 71,5% 23,0% 3,6% 73,2%
* Для некоторых групп сумма по трем путям экспозиции может отличаться от 100% из-за ошибок округления расчетных значений.
2.2. Оценка риска
для населения территорий с высокорадиоактивной почвой
Из четырех гипотетических групп населения наихудший прогноз по эффективным дозам облучения от 137С8 и 908г получен для детей с геофагией, проживающих на территории с почвой класса А. При длительной экспозиции (рис. 3) отмечена значительная разница в общих дозах облучения от почв с высоким (класс А) и низким уровнем загрязнения радионуклидами (классов В и С). Дозы облучения от высокорадиоактивных почв в 15—150 раз превосходили таковые от низкорадиоактивных почв, что отражает сильное ионизирующее излучение от почв класса А. Большую кишечную биодоступность объясняли более высокой дозой облучения от стронция-90 в почвах класса А, чем от цезия-137. Например, общая радиация от цезия-137 в почве класса А была намного (примерно в 13 раз) выше, чем от стронция-90. Однако эффективные дозы облучения маленьких детей от стронция-90, рассчитанные для почв класса А, были в два раза выше доз облучения от цезия-137. Это объясняется более высокой биодоступностью стронция-90 (кишечная биодоступность — 59,3 %) по сравнению с цезием-137 (кишечная биодоступность — 13,8%), а также различием дозовых коэффициентов этих радионуклидов у детей младшего возраста: 7,2-10-8 Зв/Бк для стронция-90 и 1,210-8 Зв/Бк для цезия-137.
Возможно, в будущем маленькие дети, с геофагией и без нее, будут в течение года и более проживать на территориях с высокорадиоактивными почвами, например в зоне отчуждения Чернобыльской атомной электростанции или зоне переселения. Через грязные руки почва может в значительных количествах попадать в ор-
ганизм таких детей, поэтому они в большей степени подвержены риску воздействия цезия-137 и стронция-90, чем младенцы или дети постарше и взрослые. Для общей популяции расчетная доза облучения (медианное значение) от цезия-137 при годичном воздействии высокорадиоактивной почвы (например, верхние слои почвы в зоне отчуждения ЧАЭС) была бы выше пренебрежимо малого уровня (0,01 мЗв). Аналогичным образом для маленьких детей с геофагией, проживающих в течение года в местности с такой высокорадиоактивной почвой, как в зоне отчуждения и зоне переселения ЧАЭС, был бы превышен предел пренебрежимо малых доз, установленный МСЯР (0,01 мЗв) для облучения от стронция-90.
При расчете доз в данном исследовании не учитывали следующие пути воздействия радионуклидов: 1) поступление с пищей (например, с местной овощной и молочной продукцией, мясом диких животных и выловленной пресноводной рыбой) на загрязненных радионуклидами территориях; 2) питье воды из рек и колодцев на загрязненных территориях, 3) вдыхание радиоактивной пыли и газов из атмосферных выбросов на загрязненной территории и 4) внешнее облучение от радионуклидов, содержащихся в загрязненном окружающем воздухе и воде. Кроме того, спрогнозировать дозы облучения было возможно лишь для двух целевых радионуклидов (цезия-137 и стронция-90), присутствующих на загрязненных территориях. Поэтому общие дозы радиоактивного облучения от этих радионуклидов, рассчитанные для всех групп населения в данной модели, могут оказаться заниженными, и сравнивать с соответствующими нормами надо было бы истинную общую дозу.
Учет поступления радиоактивности с пищей и питьевой водой позволит точнее спрогнозировать общие дозы. Представленные здесь методи-
ки для биодоступности следует использовать применительно к реальным чернобыльским образцам, чтобы обеспечить более точный прогноз экспозиции и доз облучения для населения территорий с высокой радиоактивностью почвы, таких как чернобыльская зона отчуждения и зона переселения.
Заключение
Метод измерения биодоступности радионуклидов (цезия-137 и стронция-90) был успешно применен для почв с площадки Саванна-Ривер с низким (классов В и С) и высоким уровнем радиоактивного загрязнения (класса А). Биодоступность цезия-137 в желудочном соке (8,9—22,4%) была такой же (p=0,1002), как в кишечном (8,3—38,8%), а биодоступность стронция-90 в желудочном соке (29,7—97,1%) была выше (p=0,0001), чем в кишечном (17,8—60,5%).
Оценку потенциального повышенного риска радиационного воздействия цезия-137 и стронция-90 проводили для детей младшего возраста с геофагией, наиболее подверженных риску заглатывания радионуклидов с почвой и внешнему облучению от радиоактивной почвы, такой как верхний слой почвы на ПСР. Затем оценивали риски в зоне отчуждения Чернобыльской атомной электростанции (км) и зоне переселения (15 Ки/км2 по 137Cs). Дозы облучения от цезия-137 и стронция-90, рассчитанные для годичного проживания в чернобыльской зоне отчуждения, оказались выше установленного предела пренебрежимо малых доз облучения (0,01 мЗв), но ниже рекомендованных различными организациями предельно допустимых доз для населения.
Результаты исследования являются основой для оценки эффективных доз облучения, получаемых по трем главным путям воздействия радиоактивных почв, таких как чернобыльские. Дополнительный учет других путей экспозиции (например, поступления радионуклидов в организм с пищей, питьевой водой и вдыхаемым воздухом) и воздействия других радионуклидов позволит определить реальные сроки заселения районов, пострадавших в результате чернобыльской аварии. Свыше миллиона детей живет сегодня на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на ЧАЭС (UNDP/UNICEF, 2002); в последующие десятилетия они по-прежнему будут находиться под воздействием низких уровней радиации. Поэтому такие последствия длительного облучения, как онкологические заболевания, генетические мутации и нарушения иммунитета, остаются реальной угрозой здоровью детей, проживающих в этих районах.
Благодарности
Исследование частично профинансировано министерством энергетики США в рамках соглашения о сотрудничестве в области оценки риска с участием заинтересованных сторон (грант № DF-FC01-95EW55084) и отдела оценки экспозиции при Институте гигиены окружающей среды и труда. Авторы благодарны Анне Марии Макканн-Роу за помощь в подготовке рукописи.
Литература
1. Amano, H., and Onuma, Y. (2003). Depth Profile of Long Lived Radionuclides in Chernobyl Soils Sampled around 10 Years after the Accident, Journal ofRa-dioanalytical and Nuclear Chemistry, Vol. 255, No. 1, pp. 217-222.
2. Anspaugh, L. R., Shinn, J. H., Phelps, P. L., and Kennedy, N. C. (1975). Resuspension and Redistribution of Plutonium in Soils, Health Physics, Vol. 29, pp. 571-582.
3. Balonov, M. I., Anisimova, L. I., and Perminova, G. S. (1999). Strategy for Population Protection and Area Rehabilitation in Russia in the Remote Period after the Chernobyl Accident. Journal of Radiological Protection, Vol. 19, pp 261-269.
4. Burson, Z. G., and Profio, A. E. (1977). Structure Shielding in Reactor Accidents, Health Physics, Vol. 33, pp. 287-299.
5. Clayton, C.A., Pellizzari, E.D., Whitmore, R.W., Perritt, R. L., and Quackenboss, J. J. (1999). National Human Exposure Assessment Survey (NHEXAS): Distribution and Associations of Lead, Arsenic, and Volatile Organic Compounds in EPA Region 5. Journal of Exposure Analysis and Environmental Epidemiology, Vol. 9, No. 5, pp 381-392.
6. Crystal Ball 2000 User Manual. Decisoneering Denver, Colorado, USA.
7. Ellickson, K. M., Meeker, R. J., Gallo, M. A., Buckley, B. T., and Lioy, P. J. (2001). Oral Bioavailability of Lead and Arsenic from a NIST Standard References Soil Material. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, Vol. 40, pp 128-135.
8. Ellickson, K.M. (2001). The Bioaccessibility of Selected Radionuclides and Heavy Metals: An Investigation of Bioaccessibility, Bioavailability, and Natural Soil Characteristics. Ph. D. Dissertation, Rutgers and UMDNJ, May.
9. Ellickson, K.M., Schopfer, C.J., and Lioy, P.J. (2002). The Bioaccessibility of Low Level Radionuclides from Two Savannah River Site Soils. Health Physics, Vol. 83, No. 4, pp. 476-484.
10. Gallegos, G. (1995). Surveillance Monitoring of Soils for Radioactivity: Lawrence Livermore National Laboratory 1976 to 1992. Health Physics, Vol. 69, No. 4, pp. 487-493.
11. Hamel, S. C. (1998). The Estimation of Bioaccessibility of Heavy Metals in Soils Using Artificial Biofluids. Ph. D. Dissertation, Rutgers and UMDNJ, May.
12. Hubal, E.A.C., Sheldon, L.S., Burke, J.M., McCurdy, T. R., Berry, M. R., Rigas, M. L., Zartarian, V. G., and Freeman, N. C. G. (2000). Children’s Exposure Assessment: A Review of Factors Influencing Children’s Exposure and the Data Available to Characterize and Assess that Exposure. Environmental Health Perspectives, Vol. 108, No. 6, pp 475-486.
13. IAEA. (1996). International Basic Safety Standards for
Protection against Ionizing Radiation and for Safety of Radiation Sources, Co-sponsorship: FAO, ILO,
OECD/NEA, PAHO, WHO. Safety Series No. 115. International Atomic Energy Agency, Vienna, Austria.
14. International Commission on Radiological Protection. (1990). ICRPPublication 60: 1990Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. Elsevier Science, New York, USA.
15. International Commission on Radiological Protection. (1993). ICRP Publication 67: Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 2 Ingestion Dose Coefficients. Elsevier Science, New York, USA.
16. International Commission on Radiological Protection. (1995). ICRP Publication 71: Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 4 Inhalation Dose Coefficients. Elsevier Science, New York, USA.
17. Malek, M. A., Hinton, T. G., and Webb, S. B. (2002). A comparison of 90Sr and ,„Cs Uptake in Plants via Three Pathways for Two Chernobyl-Contaminated Sites. Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 58, pp. 129-141.
18. National Council on Radiation Protection and Measurements. (1993). NCRP Reports 116: Limitation of Exposure to Ionizing Radiation. Bethesda, Maryland, USA.
19. OECD/NEA. (2002). Chernobyl: Assessment of Radiological and Health Impacts —2002 Update of Chernobyl: Ten Years On. Nuclear Energy Agency within Organization for Economic Co-operation and Development, Paris, France.
20. Petoussi, N., Jacob, P., Zankl, M., and Saito, K. (1991). Organ Doses for Fetuses, Babies, children, and Adults from Environmental Gamma Rays. Radiation Protection Dosimetry, Vol. 37, pp. 31-41.
21. Ruby, M.V., Schoof, R., Brattin, W., Goldade, M., Post, G., Harnois, M., Mosby, D. E., Casteel, S. W., Berti, W., Carpenter, M., Edwards, D., Cragin, D., and Chappell, W. (1999). Critical Review: Advances in Evaluating the Oral Bioavailability of Inorganics in Soil for Use in Human Health Risk Assessment. Environmental Science and Technology, Vol. 33, pp. 3697-3705.
22. Savannah River Site. (2003). Environmental Report for 2003. Westinghouse Savannah River Company, Aiken, South Carolina, USA.
23. Simon, S.L. (1998). Soil Ingestion by Humans: A Review of History, Data and Ecology with Applications to Risk Assessment of Radioactively Contaminated Soils. Health Physics, Vol. 74, No. 6, pp 647-672.
24. Thornton I., Davies D.J., Watt J.M., and Quinn, M. J. (1990). Lead Exposure in Young Children from Dust and Soil in the United Kingdom. Environmental Health Perspectives, Vol. 89, pp 55-90.
25. UNDP/UNICEF. (2002). The Human Consequences of the Chernobyl Nuclear Accident: A strategy for Recovery —A report Commissioned by UNDP and UNICEF with the support of UN-OCHA and WHO. United Nations Development Programme / United Nations Children’s Fund, New York, USA.
26. U.S. Environmental Protection Agency. (1988). Limiting Values of Radionuclide Intake and Air Concentration and Dose Conversion Factors for Inhalation, Submersion, and Ingestion. Federal Guidance Report, No.
11. Washington D.C., USA.
27. U.S. Environmental Protection Agency. (1993). External Exposure to Radionuclides in Air, Water, and Soil. Federal Guidance Report, No. 12. Washington D.C., USA.
28. U.S. Environmental Protection Agency. (1999). Exposure Factors Handbook. Washington D.C., USA.
29. U.S. Environmental Protection Agency. (2003). Children’s Environmental Exposures. Washington D.C., USA.
