CC BY
3
Следовательно, модели имеют следующий конечный вид.
В предположении независимого действия:
— для определения сахара в свекле:
у, = 13,75 + 0,04-х, - 0,30-х2 + 0,01 -х3; (3)
— для определения крахмала в картофеле:
у2 = 12,88 + 0,02 • л-, - 0,12-х, - 0,01 • ху (4)
В предположении совместного действия:
— для определения сахара в свекле:
у = 13,72 + (-0,124-х,) + (-0,3 -х2 + (-0,008-х3) +
+ 0,136- + 0,01 • ) + (-0,022 • ) +
+ (-0,008-з/^з); (5)
— для определения крахмала в картофеле:
у = 12,88 + 0,02 • х, + 0,159 • х2 + (-0,007 • х3) + + (-0,293 • ) + 0,05 • ^з + ("0,075 - ) +
+ 0,034 • , (6)
где х, — нагрузка анионных ПАВ (в кг/га); х2 — нагрузка свинца (в кг/га); х3 — нагрузка азотных
удобрений по азоту (в кг/га).
Подставив величины нагрузок указанных выше химических факторов в формулы (3, 4, 5, 6), можно спрогнозировать в конкретной ситуации содержание сахара в свекле и крахмала в картофеле.
Проведенными нами ранее исследованиями [4] обоснованы ПДК анионных ПАВ для разных типов почв сельскохозяйственных угодий, не приводящие к нарушению прроцесса самоочищения и сверхнормативному накоплению токсикантов в цепи почва—грунтовая вода и почва—растения. Так, для песчаной почвы допустимая концентрация ПАВ соответствует 3 мг/кг, для дерново-подзолистой — 5 мг/кг, черноземной — 7 мг/кг, суглинистой — 8 мг/кг, глинистой — 10 мг/кг. Однако увеличение, например, содержания анионных ПАВ в дерново-подзолистой почве в 1,5 раза выше ПДК приводит к увеличению нитратов в картофеле до
290—310 мг/кг, что превышает гигиенический норматив (240 мг/кг) в 1,2—1,3 раза. Аналогичная ситуация наблюдается также с другими токсикантами. На накопление токсикантов в сельскохозяйственных культурах также влияет их фоновое содержание в почве.
Таким образом, нами разработаны унифицированные модели, с помощью которых можно определить качество сельскохозяйственных культур (картофеля, свеклы по основным показателям), выращенных в условиях орошения и внесения в почву азотных удобрений. Выяснено, что наибольший вклад в снижение содержания сахара в свекле и крахмала в картофеле вносит свинец. Научно обоснованные допустимые концентрации анионных ПАВ в почве сельскохозяйственных угодий гарантируют переход токсикантов в контактирующие с почвой среды в количествах, не превышающих нормативов для пищевых продуктов и воды водоемов.
Литература
1. Бакач Т. Охрана окружающей среды: Пер. с венгер.
- М., 1980.
2. Гончару/с Е. И., Сидоренко Г. И. Гигиеническое нормирование химических веществ в почве. — М., 1986.
3. Игнатова В. В. // Использование сточных вод для орошения. - М., 1978. - С. 82-87.
4. Мудрый И. В. // Гиг. и сан. - 1999. - № 2. - С. 8-10.
5. Русакова Л. Т., Антомонов М. Ю. // Укр. жури. мед. техн. i технол. — 1995. — № 1—2. — С. 58—63.
6. Luchetti GBaron М. // Riv. Viticolt. Enol. - 1976. -Vol. 29, N 6. - P. 253-262.
Поступила 16.08.99
S u m тагу. Detergents, lead, and nitrogen fertilizers were tested for their effects on the level of sugar in the beets and that of starch in the potatoes. Models were developed for estimating the quality of potatoes and beets grown under irrigation and soil nitrogen fertilization. Lead made the greatest contribution to the lowering sugar in the beets and starch in the potatoes.
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ, 2000 удк 614.73(470)" 1963-1995"
В. А. Книжников, Э. В. Петухова, Р. М. Бархударов, Н. К. Шандала, А. П. Ермалицкий
РАДИАЦИОННО-ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОБСТАНОВКА РОССИИ, ОБУСЛОВЛЕННАЯ ГЛОБАЛЬНЫМИ ВЫПАДЕНИЯМИ ПРОДУКТОВ ЯДЕРНЫХ ВЗРЫВОВ
Государственный научный центр РФ — Институт биофизики, Москва
Последствием испытаний ядерного оружия, проводившихся с 1945 по 1980 г., явилось возникновение стратосферного резервуара искусственных радионуклидов, выпадение которых привело к повсеместному радиоактивному загрязнению биосферы. Всего в разных районах Земного шара было проведено 520 ядерных взрывов в атмосфере [6, 18], причем свыше 90% общей мощности приходилось на испытания, осуществленные в северном полушарии, где основная масса радиоактивных выпадений распределилась в широтном поясе 40—50°. Почти все радиоактивные продукты, образовавшиеся в результате проведенных взрывов, были инжектированы в атмосферу в течение двух основных периодов: в 1952—1958 и 1961 — 1962 гг. Наиболее
радиобиологически значимыми радионуклидами
являются 905г и ШС5, если рассматривать период в 100 лет после прекращения испытаний, в течение которого сформируется полная ожидаемая доза от всех радионуклидов. Основные усилия глобальной сети мониторинга были направлены на измерения
в первую очередь 90Бг и 137Сз, а также группы ко-роткоживущих радионуклидов, определяющих уровни внешнего облучения в первые годы после выпадений. В СССР, а впоследствии в Российской Федерации функции контроля за глобальными выпадениями осуществляются структурами Госком-гидромета (Росгидромет), Минздрава и Министерства сельского хозяйства.
ю
Цель данной статьи — обобщение многолетних исследований, проводимых в ГНЦ РФ — Институте биофизики на протяжении последних 35 лет, по изучению радиационно-гигиенической обстановки, обусловленной глобальными выпадениями продуктов ядерных взрывов.
Радиоактивное загрязнение объектов окружающей среды
Атмосферные выпадения и воздух. Всего в атмосферу в результате ядерных испытаний было инжектировано 2517 ЭБк радиоактивных продуктов, из которых 244 ЭБк составляют долгоживущие (с периодом полураспада более 1 года) радионуклиды.
На долю 90Sr приходится 0,6 ЭБк, a ,37Cs —0,96 ЭБк.
Соотношение между 90Sr и 137Cs в выпадениях, равное 1,6, близко к соотношению радионуклидов в момент их образования при делении ядерного горючего. Это свидетельствует, что механизмы инжектирования их в атмосферу, распределения в ней и выпадения идентичны [18]. Такое же соотношение характерно и для атмосферного воздуха. Максимум радиоактивных выпадений в северном полушарии приходится на 1963 г., когда активность 90Sr в выпадениях составляла 380 Бк/м2 в год, a l37Cs — 610 Бк/м2 в год. На этот же период уровни радиоактивных выпадений 90Sr и l37Cs в среднем по
СССР составляли соответственно 300 и 480 Бк/м2 в год [8]. К 1975 г. уровни выпадений снизились по
сравнению с 1963 г. более чем в 150 раз — 2,3 Бк/м2
в год 90Sr и 3,7 Бк/м2 в год I37Cs и в дальнейшем колебались в зависимости от проведения ядерных испытаний в Китае, особенно после взрыва в атмосфере 16 октября 1980 г. устройства мощностью
1 Мт. В 1981 г. уровни выпадений 90Sr и 137Cs составили соответственно 8 и 13 Бк/м2, а в 1995 г. — 0,6 и 1 Бк/м2.
Полупериод эффективного очищения атмосферы от 90Sr и I37Cs колеблется от нескольких месяцев до 2—3 лет в зависимости от места проведения взрыва и инжектирования активности в атмосферу [18]. В модельных расчетах и прогнозных оценках рекомендуется использовать величину 1 год [3]. Концентрации радионуклидов в атмосферном воздухе в период интенсивных глобальных выпадений определялись в основном непосредственно процессом осаждения. В 1963 г., в год максимальных
глобальных выпадений, концентрации 90Sr и 137Cs в приземном слое атмосферного воздуха не превышали 2 и 3 мБк/м3 соответственно [5]. В 1994— 1995 гг. средние для России (исключая районы, затронутые Чернобыльской аварией) концентрации
90Sr и l37Cs в атмосферном воздухе составляли 0,2 и 0,5 мкБк/м3.
Почва. Выпадающие из атмосферы долгоживущие радионуклиды накапливались в поверхностных слоях почвы, очищение которой происходит достаточно медленно за счет радиоактивного распада и механического удаления, в том числе и за счет перехода в растительность. Максимальное содержание в почве отмечалось в 1966 г., составляя
1,4 кБк/м2 90Sr и 2,2 кБк/м2 l37Cs, и к настоящему времени оно равняется в среднем по стране примерно 1 кБк/м2 90Sr и около 1,7 кБк/м2 по 137Cs. Пе-
риоды механического полуочищения почвы варьируют в широких пределах, особенно для 137Сз, и определяются физико-химическими свойствами почвы, характером растительности, гидрологическим режимом, химической формой нахождения нуклида в почве и т. д. [9, 10]. Балансовые расчеты, выполненные по средним для страны показателям ежегодных атмосферных выпадений и содержания
в почве [3], показали, что очищение почвы от 908г
происходит с полупериодом 15 лет, а от 137Сз — 20 лет.
Вода. Поступление радионуклидов в водоемы происходит как в результате непосредственного оседания на зеркало водоема, так и в большей степени в результате смыва радиоактивных веществ с почвы водосборной территории талыми и дождевыми водами, интенсивность которого в значительной степени зависит от климатических условий, топографии местности, растительного покрова и т. п. За этот период происходит основное (до 80%) поступление радионуклидов в водоемы. В связи с этим концентрация радионуклидов в поверхностных водах подвержена существенным годовым и сезонным колебаниям. Содержание 908г и
137Сз в воде открытых водоемов средней полосы северного полушария колеблется от единиц до десятков мБк/л. В настоящее время содержание 905г в реках и озерах на территории России, не затронутых Чернобыльской аварией, варьирует в пределах 5—10 мБк/л.
Поступление радионуклидов и накопление их в организме человека
Загрязнение пищевых продуктов 90Бг и 137С$. Поступление радионуклидов глобального происхождения в организм человека происходит в основном с пищевыми продуктами, на долю которых приходится 95—98% от общего поступления. Загрязнение продуктов питания обусловлено непосредственным оседанием радиоактивных аэрозолей из воздуха (воздушный путь) на растительность и растительные продукты питания и поступлением радионуклидов из почвы через корневую систему (почвенный путь). Значимость поверхностного загрязнения наиболее существенна в конце вегетационного периода перед уборкой урожая, а для пастбищной растительности — в период активного выпаса скота.
В табл. 1 представлена динамика уровней загрязнения продуктов питания 905г и 137С$ на территории России за 30-летний период наблюдения.
Как следует из табл. 1, максимальные уровни загрязнения всех видов пищевых продуктов наблюдались в 1963—1964 гг. — в период наиболее интенсивных глобальных выпадений [3, 7]. На концентрации радионуклидов в пищевых продуктах в 1990— 1995 гг. сказалось чернобыльское загрязнение.
Содержание радионуклидов в питьевой воде из открытых водоемов было более стабильным во времени по сравнению с пищевыми продуктами. Так,
за весь период с 1963 по 1985 г. концентрация 90 Б г в питьевой воде снизилась менее чем в 4 раза — с 0,05 до 0,015 Бк/л. Из отдельных продуктов питания высоким содержанием радионуклидов выделяются: пищевая зелень, концентрация 905г в которой
и
Таблица I
Среднее содержание ';о8г и ШС5 в основных продуктах питания на территории России, Бк/кг(л)
Та бл и ца 2
Среднее содержание ;о8г и 137С8 в суточном рационе жителей России, Бк/рацион
Год *'Sr 137Cs
хлеб говядина молоко карто-фел ь хлеб говядина молоко картофель
1963 2,2 0,9 1,1 0,2 9,3 10,7 7,8 2,3
1965 1,7 0,5 0,7 0,3 6,5 9,3 ' 2,9 2,5
1967 0,6 0,3 0,4 0,25 1,2 5,0 1,4 0,9
1971 0,4 0,2 0,3 0,25 0,9 2,1 1,0 0,6
1975 0,4 0,2 0,26 0,23 0,8 0,9 0,8 0,4
1980 0,23 0,17 0,2 0,2 0,42 0,6 0,7 0,3
1985 0,15 0,13 0,1 0,14 0,22 0,5 0,2 0,3
1990 0,17 0,27 0,21* 0,27 1,6 4,0 5,0* 5,7
1995 0,13 0,14 0,1 1* 0,16 0,22 1,2 0,5* 1,6
П р и м с ч а н и с . Звездочка — данные без проб из наиболее загрязненных после Чернобыльской аварии районов.
в 1963—1964 гг. достигала 20 Бк/кг, но быстро снижалась по мере уменьшения глобальных выпадений; чай, концентрация 90Sr в котором достигала
100 Бк/кг (сухой массы), a 137Cs — 150 Бк/кг [7, 13-15],
Высокая степень загрязнения основного корма оленей лишайников (ягеля), обусловленная их морфологическими особенностями, привела к накоплению i37Cs в оленине в 1964—1965 гг. (период максимальных показателей) в среднем для всей арктической зоны на уровне 1500 Бк/кг. В Мурманской обл. данный показатель в эти годы превышал 3000 Бк/кг. К востоку концентрации уменьшаются, минимальные значения отмечались на севере
Якутии — 400—500 Бк/кг [11]. Содержание 90Sr в оленине значительно ниже: максимальные концентрации не превышали 100 Бк/кг.
Своеобразная ситуация сложилась на территории полесских низин нечерноземной зоны, где почвенный покров представлен разновидностями дерново-подзолистых и песчаных торфяно-болот-ных почв. Зона Полесья включает южные районы Беларуси и северные районы Украины от границы с Польшей и далее тянется до Предуралья по территории России. Исследования, проведенные в этих регионах [3, 9, 10, 17], показали, что при плотности загрязнения территории глобальными радионуклидами, не отличающейся от характерных для этой широтной полосы величин, содержание
137Cs в продуктах местного производства (в первую очередь в молоке и мясе) в 50—100 раз превышает показатели других районов. Следует отметить и уровни загрязнения грибов, широко используемых местным населением Полесья. Содержание в них
137Cs широко варьирует в зависимости от типа почв и вида грибов. Так, средняя концентрация радионуклида в смеси грибов (1969—1970 гг.), произрастающих на дерново-подзолистых песчаных почвах Белорусского Полесья, в указанные выше годы достигала 200 Бк/кг (сырой массы), что до 100 раз выше, чем в других регионах страны. Высокие концентрации l37Cs обнаружены в рыбах из местных водоемов: в мышечной ткани хищных рыб содержание этого радионуклида достигало 60 Бк/кг, а в растительноядных — в 3—4 раза меньше. В других регионах этот показатель составлял 5—10 Бк/кг.
В среднем Город Село
Год
*'Sr li7Cs 90 S г 1,7 Cs 90Sr l37Cs
1963 2,1 1 1,8 1,9 10,7 2,5 13,4
1964 3,0 13,5 2,7 12,7 3,5 14,5
1965 2,0 9,3 1,8 9,3 2,3 9,3
1966 1,3 5,7 1,2 5,7 . 1,6 5,7
1967 0,9 3,8 0,8 3,8 1,0 3,8
1971 0,7 1,9 0,6 1,9 0,8 1,9
1975 0,6 1,3 0,5 1,3 0,65 1,3
1980 0,42 0,9 0,38 0,88 0,5 0,91
1985 0,23 0,4 0,2 0,37 0,26 0,42
1990 0,52 5,5 0,5 5,2 0,54 5,7
1995 0,35 1,9 0,33 1,5 0,37 2,3
Средние данные о поступлении 908г и 137Сз жителям России представлены в табл. 2. За весь период наблюдений основную роль в загрязнении рациона радионуклидами играли хлеб и хлебопродукты, затем молоко и мол о ко продукты, картофель,
овощи. Заметное поступление 137Сз происходило также и с мясом [3, 7, 13—15]. В силу особенностей
питания максимальное содержание 137Сз в суточном рационе оленеводов наблюдалось в 1964 г. и достигало 2600 Бк, к 1975 г. оно снизилось до 400— 1000 Бк. Для сравнения следует отметить, что максимальное поступление 90 Б г с рационом составляло лишь 6 Бк/сут, а к 1975 г. снизилось до 3 Бк/сут, т. е. поступление стронция превышало средние по стране показатели в 2—3 раза, а цезия — до 200 раз [2, 14-17].
Как следует из табл. 2, максимальные уровни поступления радионуклидов с рационом жителям России наблюдались в 1963— 1964 гг. и уже к 1985 г. достигли минимальных значений. Повышение активности суточного рациона в 1990 г. по 905г примерно в 2 раза, а по 137С8 — более чем на порядок обусловлено загрязнением 1986 г. в результате аварии на Чернобыльской АЭС.
Структура питания сельского населения Полесья характеризуется высоким потреблением молока (до 2 л в день), молокопродуктов и картофеля. С молоком и молокопродуктами поступает до 70%
,37Сз, второе место занимает картофель. Поступление 137Сб сельским жителям Полесья в 30—40 раз выше, чем жителям центральных районов страны,
а 905г — всего в 2—3 раза. Говоря о зональных особенностях загрязнения рационов питания, нельзя не отметить северо-западную часть европейской территории страны, в частности Карелию. Низкий солевой состав воды местных водоемов обусловливает достаточно высокое накопление 137Сз в обитающей здесь рыбе — до 100 Бк/кг [12], поэтому в прибрежных населенных пунктах Карелии рыба является критическим пищевым продуктом в отношении поступления в организм 137Сз.
Накопление в организме 90Бг и 137Сз. Основным
путем поступления 905г и 137Сз в организм является
пищевой. 905г является химическим аналогом стабильного Са, поэтому поведение их в организме во
многом одинаково. Свыше 99% 908г депонируется в костной ткани человека, причем степень его на-
Таблица 3
Содержание 1;о8г в скелете городских жителей, (10 2) Бк/г Са
Год Новорожденные 0—1 год 1—4 года 5—19 лет Взрослые
1962 6,3 9,6 6,7 —
1963 - 18,5 22,6 7,0 4,1
1964 12,2 21,8 25,5 9,3 4,8
1965 11,5 18,1 21,5 15,2 5,5
1968 6,3 8,9 11,1 8,1 3,4
1970 5,2 8,9 10,7 12,2 4,4
1972 5,6 12,2 8,5 12,2 -
1975 3,3 4,8 5,9 10,0 3,9
1985 0,4 1,5 1,6 3,4 2,7
1990 - - - - 1,9
1995 - - - - 1,5
П р и меча ни с . Здесь и в табл. 4, 6, 7: тире — данные от-
сутствуют.
средние показатели [10, И]. У сельских жителей
Полесья содержание 137Сз в организме в конце 60-х годов в отдельных случаях достигало 2000— 2500 Бк/организм, т. е. до 10 раз превышало средние показатели по стране в эти же годы [9, 17]. В
отличие от 905г накопление |37Сз в организме детей и подростков в 2—3 раза ниже, чем у взрослых, что является следствием различий в интенсивности обменных процессов в организме. Анализ многолетних данных о поступлении 137Сз с рационом и содержании его в организме показал, что соотношение этих показателей с годами меняется незначительно и может служить простым способом определения содержания этого радионуклида в организме. С разбросом в пределах 40% средняя за 10 лет величина этого соотношения составляет 130 Бк в организме/Бк в рационе.
копления существенно зависит от возраста вследствие различий в скорости метаболизма и процесса формирования скелета. Общая картина повозрастного распределения 90 Б г представлена в табл. 3.
Как следует из табл. 3, наибольшие концентрации 908г, особенно в период интенсивных глобальных выпадений, наблюдаются в костной ткани детей младших возрастных групп, а в костной ткани
взрослого населения содержание 905г наименьшее по сравнению с другими возрастными группами
[3]. В 1963—1966 гг. содержание 908г в костной ткани взрослых было в 2 раза ниже, чем у новорожденных, в 3—4 раза ниже, чем у детей грудного возраста и 4—5 раз ниже, чем у детей в возрасте 1—4 года. Со временем эти различия сглаживаются и через 15—20 лет после прекращения ядерных ис-
пытании кратность различии между всеми возрастными группами (исключая новорожденных) не превышает 2.
Поступающий в организм 137Сз практически полностью всасывается из желудочно-кишечного тракта и до 80% его откладывается достаточно равномерно в мышечной ткани.. Период биологического полувыведения радионуклида из организма является функцией возраста и колеблется от 10 сут для новорожденных до 100 дней для взрослых. Отношение содержания |37С8 в организме взрослых мужчин и женщин довольно стабильно и составляет 1,4 у жителей Ленинграда (Санкт-Петербурга) 11]; 1,5 у жителей Москвы [4] и 1,7 у сельских жителей Полесья [3]. Динамика содержания |37С8 в организме жителей страны представлена в табл. 4 [1,
3,4, 9, 17].
Как следует из табл. 4, максимальное содержание |37Сз в организме наблюдалось в 1964 г., т. е. в год максимального загрязнения рациона. В дальнейшем происходило снижение, динамика которого достаточно точно повторяет динамику загрязнения пищевых продуктов. В среднем по стране существенного различия между загрязненностью сельских и городских рационов не наблюдается, хотя, как указывалось ранее, местные почвенно-климатические особенности, национальные пищевые привычки и социально-общественные условия могут оказать существенное влияние на поступление и содержание |37Сз в организме. Так, содержание этого радионуклида в организме жителей Крайнего Севера более чем в 100 раз превышает
Облучение населения
Уровни облучения населения, обусловленные глобальными выпадениями, формируются в основном за счет излучения радионуклидов, осевших на поверхности почвы (внешнее облучение), и накопившихся в организме (внутреннее облучение). Механизм расчета ожидаемых доз, представленных в настоящем разделе, подробно описан в работе [3]. Дозы рассчитывались с учетом демографических показателей (рождаемость, смертность, прирост, возрастная структура), характеризующих население России в середине 60-х годов, в предположении их неизменности в течение всего периода оценки ожидаемых доз, т. е. 70 лет.
Внешнее облучение организма человека обусловлено рядом радионуклидов, содержащихся в глобальных выпадениях, из которых наиболее важными являются 137Сз — 51 % от полной ожидаемой дозы, 95гг + 951ЧЬ - 21%, 54Мп - 9%, 103"10611и - 9%,
144Се + 144Рг— около 3% [6] и др. Короткоживущие радионуклиды внесли значительный вклад в мощность дозы облучения лишь в первые 2—3 года после прекращения ядерных испытаний, т. е. в период интенсивных глобальных выпадений. Из всех радионуклидов, определяющих внешнее облучение, лишь 137Сз имеет период полураспада, превышающий несколько лет, поэтому в дальнейшем этот радионуклид стал решающим. В табл. 5 представлена динамика эффективных доз внешнего об-
Таблица 4
Содержание 137С5 в организме населения страны, Бк/масса тела
Год Городское население Сельское
Москва Санкт-Петербург Россия* население*
1963 — 750 1130 1420
1964 — 900 1540 1750
1965 — 740 1200 1240
1966 280 420 770 750
1968 160 360 300 290
1970 190 390 260 250
1972 170 190 180 210
1975 150 160 130 140
1985 - - 53 59
1990 - - 745 800
1995 - - 250 260
Примечание. Звездочка — в среднем по стране.
Таблица 5
Динамика эффективных доз внешнего облучения населения страны, мкЗв/год
Контингент населения Годы
1963 1964 1965 1966 1969 1971 1973 1975 1980 19S5 1990* 1995*
140 20 7 6 7 8 5 5 4 3 2,2 1,5
Городское
Сель-
скос 400 50 20 16 19 22 15 15 13 10 7,2 5,1
В среднем
270 33 13 11 12 14 9 9 7 5 3,6 2,5
При м е ч а н и е . Звездочка — данные без учета послсдст вий Чернобыльской аварии.
лучения. Максимальные уровни облучения наблюдались в 1963 г., с 1965 г. они практически стабилизировались, поскольку определяющим стал |37Сз, но некоторые колебания были обусловлены выпадением свежих продуктов ядерных взрывов, осуществляемых в Китае. Прогноз ожидаемых доз внешнего облучения осуществлялся в предположении отсутствия после 1963 г. дополнительного инжектирования активности в атмосферу. Полная эффективная доза внешнего облучения за 70 лет (1945—2015 гг.) составляет 760 мкЗв [3]. В работе [18] представлена аналогичная оценка для жителей широтного пояса 40—50° северного полушария — 1000 мкЗв. Различия полученных значений обусловлены как точностью самих моделей и входящих в них параметров, так и тем обстоятельством, что в первом случае рассматривается интервал 70 лет, во втором — до полного распада радионуклидов, а кроме того, вторая оценка относится к широтному поясу, в котором наблюдались наиболее высокие уровни глобальных выпадений.
Внутреннее облучение организма обусловлено
905г и |37Сз. Заметный вклад может внести 14С — более 80% в полную ожидаемую дозу и около 20% в суммарную за первые 70 лет дозу [18]. Фактически данные о поступлении и накоплении этого радионуклида в организме жителей страны отсутствуют, поэтому при расчете ожидаемых доз следует ориентироваться на приведенные значения. Не рассматривается также и 239Ри, поскольку вклад его в эффективную дозу пренебрежимо мал. После Чернобыльской аварии заметный вклад в дозу внут-
реннего облучения дало дополнительное загрязнение пищевых продуктов 137Сз.
Критическими с точки зрения формирования доз
за счет 90 Б г являются ткани скелета и костный мозг (КМ). При содержании в скелете взрослого человека 1 Бк/г Са радионуклида эквивалентная доза в КМ составляет 0,38 мЗв/год, в клетках костных поверхностей (ККП) — 0,52 мЗв/год. При оценке эффективных доз использовали весовые коэффициенты, рекомендованные МКРЗ в Публикации 60 (1991 г.), т. е. Д^ = 0,12 Дкм + 0,01 ДКК11. Значения эквивалентных и средних эффективных доз для людей разного возраста представлены в табл. 6.
За период 1945—2015 гг. от 908г средние для населения страны ожидаемые эквивалентные дозы на красный КМ и ККП составят соответственно 600 и 820 мкЗв; эффективная доза — 80 мкЗв [3]. По материалам НКДАР ООН [6], для жителей средних широт северного полушария ожидаемые дозы облучения этих органов составят соответственно 620 и 850 мкЗв. Последние данные [18] оценивают эффективную дозу на уровне 167 мкЗв, при этом облучение КМ и поверхностных клеток также оказывается вдвое выше по сравнению с прежними оценками.
Величина дозы облучения за счет 137Сз зависит от возраста человека, определяющего как содержание радионуклида в организме, так и дозовую функцию (удельную дозу). Минимальное значение дозовой функции приходится на возраст 0—1 год и составляет 1,9 мкЗв/год/Бк/кг [3, 17]. Для остальных возрастов различия несущественны и можно использовать единый показатель — 2,5 мкЗв/год/Бк/кг. Уровни облучения различных возрастных групп
населения страны за счет 137Сз глобальных выпадений представлены в табл. 7. Величина ожидаемой за 70 лет (1945—2015 гг.) дозы составляет 310 мкЗв. Примерно такую же оценку для населения северного полушария дает НКДАР ООН [18].
Суммарное облучение. Суммарные эффективные дозы облучения населения страны представлены в табл. 8. Расчеты показывают, что внешнее облучение обусловливает 66% от суммарной ожидаемой
дозы, 905г — 7% и |37Сз — 27%. По оценкам [18], для населения широтной полосы 40—50° с. ш. суммарная ожидаемая доза составляет 1447 мкЗв, причем внешнее облучение также вносит вклад в 69%, однако вклад 908г и ,37С$ несколько иной — 11,5 и 19,5% соответственно. Учитывая вариабельность значений исходных материалов и точности самих
Таблица 6
Дозы внутреннего облучения населения 908г, мкЗв/год
Возраст, годы
Орган
Годы
1963
1964
1965
1966
1967
1969
1971
1975
1980
1985
1990
1995
0-1
1-4
5-19
Старше 20 Средние
Эффективная доза
КМ ККП КМ ККП
км
ККП
км
ККП
км
ККП
66 90 80 110 26 36 15 21 23 32 3,1
71 98 92 126 36 49 21
30
31 43
5,1
60 83 77 106 57
79 22 31 37 51 4,9
54 74 72
100
55 76 22 31 36 50
4,8
39 54 56 78 38 52 21 30 29
40 3,9
28
38 40 54
29
39 17 24 22
30 2,9
30 42 32 45 41 56 18 24 26 36 3,5
16
23 30 41 43 60 18
24 27 37
3,6
14 20 27 35 38 52 12 16 24 32 3,2
13 17 23 31 34 45 10
14 21 28
2,8
9 12 13 18
1,8
7
9
10 14
1,4
Таблица 7
Дозы внутреннего облучения населения 137Cs, мкЗв/год
Год Возрастные группы, годы Средняя доза
0-1 1-4 5-19 взрослые
1963 12 38 45 44 43
1964 16 49 58 57 57
1965 12 36 43 42 41
1966 7 22 27 26 25
1967 5 15 17 17 17
1969 2 6 7,3 7,2 7,2
1971 2,2 6,8 8,1 8,0 8,0
1975 1,3 4 4,9 4,7 4,6
1980 ко 3,1 3,8 3,8 3,8
1985 0,6 1,8 2,2 2 2
1990 — - — 24,1 24,0
1995 — - — 8,0 8,0
Таблица 8
Эффективные дозы облучения населения страны, мкЗв/год
за, 105 чел.Зв
1,14
0,12
0,47
1,73
моделей расчета, такое расхождение результатов представляется вполне закономерным и свидетельствует о принципиальной адекватности выбранных подходов и моделей расчетов.
Результаты наблюдений и проведенных исследований позволили дать исчерпывающую оценку радиационной обстановке в стране, обусловленную глобальными выпадениями, что явилось основой разработки методических подходов и практических рекомендаций для осуществления предупредительного и текущего санитарного надзора за деятельно-
стью предприятии атомной энергетики и промышленности, а также для ликвидации последствий радиационных аварий, как это было, например, после аварии на Чернобыльской АЭС.
Литература
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Год Внешнее облучение Внутреннее облучение Суммарное 7.
• 90Sr ,i7Cs
1963 270 3,1 43 316 8.
1964 33 5,1 57 95
1965 13 4,9 41 59 9.
1966 11 4,8 25 41
1969 12 2,9 7,2 22 10.
1971 14 3,5 8,0 25
1975 9 3,6 4,6 17 11.
1980 7 3,2 3,8 14
1985 5 2,8 2,0 9,8
1990 3,6 1,8 24,0 29,4 12.
1995 2,5 1,4 8,0 11,9 13.
Ожидаемая за 70 лет
(1945-2015 гг.) 14.
индивидуальная
доза, мкЗв 760 80 310 1150
коллективная до- 15.
16.
17.
18.
Белле Ю. СКрисюк Э. М., Лебедев О. В. и др. Содержание цезия-137 и калия у населения СССР в
1962-1966 гг. - М., 1967.
Борисов Б. К., Марей А. И. // Радиационная гигиена.
- Л., 1975. - Вып. 5. - С. 105-108.
Глобальные выпадения продуктов ядерных взрывов как фактор облучения человека / Под ред. А. Н. Ма-рея. - М., 1980.
Зайцева А. Ф., Герасимова М. П., Бархударов Р. М., Петухова Э. В. Содержание 137Cs глобального происхождения в организме взрослого населения г. Москвы в 1968-1969 гг. - ML, 1970.
Зыкова А. С., Телушки на Е. Л., Рублевский В. П. // Гиг. и сан. - 1970. - № 4. - С. 50-53. Ионизирующее излучение: источники и биологические эффекты. Научный комитет ООН по действию атомной радиации. Доклад^ за 1982 г. Генеральной ассамблее ООН. — Нью-Йорк, 1982. — Т. 1. —
С. 451-759.
Книжников В. А., Петухова Э. В. // Гиг. и сан. — 1968. 1. - С. 11-17.
Малахов С. Г., Середа Г. А., Бобовникова Ц. И. // Труды ИЭМ. - М., 1970. - Вып. 5. - С. 5-15. Марей А. И., Бархударов Р. М., Новикова Н. Я. Глобальные выпадения 137Cs и человек. — М., 1974. Моисеев А. А., Рамзаев П. В. Цезий-137 в биосфере.
- М., 1975.
Нижников А. И., Невструева М. А., Рамзаев П. В. Цезий-137 в цепочке лишайник—олень—человек на Крайнем Севере СССР (1962-1968 гг.). — М., 1969. Пакуло А. Г. // Вопросы морской радиобиологии. — Калиниград, 1971. - Вып. 45. - С. 38-40. Петухова Э. В. // Гиг. и сан. — 1974. — № 9. — С. 38-41.
Петухова Э. В., Книжников В. А. // Там же. — 1978.
- № 9. - С. 47-51.
Петухова Э. В., Книжников В. А. Поступление стронция-90 и цезия-137 глобального происхождения с пищевым рационом населению Советского Союза в 1976—1979 гг. Государственный комитет по использованию атомной энергии СССР, Национальная комиссия по радиационной защите при Минздраве СССР. - М., 1981. - № 29. Троицкая М. Н., Ермолаева А. П., Ибатуллин М. С. и др. // Радиационная гигиена. — Л., 1975. — Вып. 5. - С. 108-114.
Marei A. N., Barkhudarov R. М., Novikova N. J. et al. / / Hlth Phys. - 1972. - Vol. 22. - P. 9-15. UNSCEAR 1993 Report to the General Assembly, with Scientific Annexes, Annex B: Exposure from Man-Made Sources of Radiation. - 1993. - P. 92-220.
Поступила 29.07.99
© Л. К. КАЮМОВ, 2000 удк 614.7:612.68(575.3)
А. К. Каюмов
ПРОБЛЕМЫ ДОЛГОЛЕТИЯ В ТАДЖИКИСТАНЕ
Таджикский государственный медицинский университет им. Абу Али ибн Сины, Душанбе
Как известно, на здоровье и продолжительность жизни населения действуют факторы среды обитания. Однако в литературе практически не встречаются указания на комплексные работы, посвященные сравнительному анализу климатогеографиче-
ских и антропотехногенных факторов, а также воздействию этих факторов на долголетие населения в зависимости от высоты проживания.
Для изучения этой проблемы в данном аспекте Республика Таджикистан является уникальной. В
