CC BY
91
Распределение индивидуальных и коллективных доз облучения населения Белоруссии в первый год после чернобыльской аварии
Савкин М.Н., Титов А.В., Лебедев А.Н.
ГНЦ РФ - “Институт биофизики”, Москва
В работе приведены результаты реконструкции поглощенных доз внешнего и внутреннего облучения населения загрязненных районов Белоруссии за 1986 год на основе статистического анализа базы данных по радиационному контролю объектов внешней среды, продуктов питания и индивидуальному облучению. Рассмотрены территории с плотностью загрязнения почвы 137Cs свыше 0.185 МБк/м2 (5 Ки/км2). Предлагается модель “базовых” распределений, в соответствии с которой оценены распределения поглощенных доз для эвакуированного и постоянно проживавшего в течение 1986 г. населения с учетом проведенных защитных мероприятий. Полученные результаты сравниваются с более ранними экспресс-оценками, которые использовались для принятия решений, а также с закономерностями формирования радиационной обстановки на сопредельных территориях России.
Distribution of individual and collective exposure doses for the population of Belorus in the first year after the Chernobyl accident
Savkin M.N., Titov A.V., Lebedev A.N.
Institute of Biophysics, Moscow
The paper presents results of reconstruction of absorbed internal and external exposure doses for the population on the contaminated areas of Belorus in 1986 on the basis of statistical analysis of the database on radiation monitoring of environmental media, foodstuffs and individual exposure. Consideration is given to the areas with 137Cs soil contamination density of above 0.185 MBq/m2 (5 Ci/km2). A model of “basic” distributions is proposed which can be used to estimate distribution of absorbed doses for evacuated population and those living permanently on these areas during 1986 with allowance for taken protection measures. The obtained results are compared to the prompt assessments made earlier which were used for decision making and with the features of formation of the radiation situation of the territories adjacent to Russia.
Введение
Характерной особенностью радиационных и дозиметрических обследований в первые годы после чернобыльской аварии была их сугубо практическая направленность. Необходимость принятия ответственных решений по радиационной защите населения, проживающего на обширных территориях, объективно потребовала проведения радиационного контроля практически по каждому населенному пункту (НП), подвергшемуся интенсивному радиоактивному загрязнению. Для унификации дозовых оценок было решено сконцентрировать внимание на получении представительных данных по ограниченной номенклатуре радиационных параметров: мощности экспозиционной дозы, плотности загрязнения территории НП, объемной активности молока, питьевой воды и удельной активности картофеля. Одновременно развертывался выборочный индивидуальный дозиметрический и радиометрический контроль, результаты которого использовались также для верификации дозовых коэффициентов на единицу загрязнения
территории или на единицу загрязненности компонентов рациона. В течение первых четырех лет после аварии была сформирована взаимосвязанная система официальных методов, баз данных и оценок в форме каталогов доз для наиболее загрязненных территорий СССР площадью более
10 тыс. км2 и численностью населения 273 тыс. человек (плотность загрязнения 555 кБк/м2 и выше) [1, 2]. В последующие годы это направление дозиметрической поддержки принятия решений не претерпело принципиальных изменений и развивалось за счет расширения географии загрязненных территорий до 37 кБк/м2 [3, 4].
Самостоятельную научно-практическую проблему представляет собой оценка фактических индивидуальных доз облучения. Летом 1986 года был создан Всесоюзный распределенный регистр лиц, подвергшихся радиационному воздействию. После распада СССР в России, Белоруссии и Украине функционируют Национальные регистры. Так в России в 1992 г. создан Российский государственный медико-дозиметрический регистр с це-
лью обеспечения автоматизированного персонального учета лиц, подвергшихся радиационному воздействию, их детей и последующих поколений, доз облучения, оценки состояния здоровья и его изменения. Дозовое наполнение национальных Регистров России, Белоруссии и Украины в настоящее время вряд ли можно признать удовлетворительным, поэтому одной из важных задач является взаимная увязка баз данных и методик оценки индивидуальных доз, которые разрабатываются в научных радиологических центрах стран СНГ.
Первый год после аварии являлся наиболее значимым по уровням радиационного воздействия и трудным в аспекте оценки доз из-за множества факторов радиационного воздействия, сложной картины формирования радиационной обстановки, связанной с длительным неравномерным выбросом и выпадениями радиоактивных веществ с переменным пространственно-временным нуклид-ным и дисперсным составом и необходимости учета комплекса защитных мероприятий.
В данной работе изложены методические подходы к реконструкции распределения индивидуальных доз и обобщенные оценки для различных зон радиоактивного загрязнения Белоруссии.
1. Первичные данные и материалы
В течение 1989-1991 гг. в ГНЦ "Институт биофизики” проводилась целенаправленная работа по сбору и анализу первичных данных о радиационной обстановке в Белоруссии, относящихся к 1986 году.
Благодаря содействию местных радиологических служб и республиканских институтов была создана объединенная база данных, которая структурно состоит из информационно-поискового
блока и четырех блоков, содержащих непосредственно радиационные параметры.
Информационно-поисковый блок содержит сведения о населенных пунктах, включая: административный код, область, район, сельсовет, к которому относится данный НП; координаты относительно ЧАЭС, официальные сведения Госком-
137 ^ 90 о
гидромета о плотности загрязнения Сэ и Бг; демографические данные; сведения об эвакуации и реэвакуации населения, о временном вывозе детей и беременных женщин; тексты распоряжений и официальные даты введения запрета на потребление местных продуктов питания и т.п.
В остальных блоках сосредоточены сведения:
- о мощности экспозиционной дозы у-излучения (МЭД) с указанием даты и места измерения, типа используемого прибора, геометрии измерения;
- о содержании радионуклидов в объектах внешней среды и продуктах питания с указанием даты, места и способа отбора проб;
- о суммарной активности продуктов питания, измеренной на радиометрических установках, с указанием (при наличии) данных о скорости счета фона и пробы, времени измерений и т.д.;
- о содержании радионуклидов цезия в организме людей, полученные на счетчиках излучений человека (СИЧ), с указанием ФИО, возраста, места проживания в период аварии, даты выезда из загрязненных районов и возвращения.
Во всех этих блоках отмечены наименования организаций, проводивших измерения радиационных параметров.
Общая характеристика видов и объемов информации, содержащейся в базе первичных данных за 1986 г., приведена в таблице 1, а их география показана на рисунке 1.
Таблица 1
Характеристика видов и объема первичной информации по различным зонам радиоактивного загрязнения Белоруссии в 1986 г.
Плотность загрязнения почвы 13/Св, Ки/км2 (число населенных пунктов)
Вид Области Белоруссии Зона отчуждения
измерении: Гомельская Могилевская в Белоруссии
5-15 15-40 >40 5-15 15-40 >40 5-15 15-40 >40
(665) (193) (31) (426) (117) (40) (22) (54) (32)
р-радиометрия продуктов питания 10601 5166 391 5019 628 192 146 332 53
у-спектрометрия продуктов питания 292 212 83 180 555 483 40 102 94
у-спектрометрия проб почвы 272 198 78 163 517 408 38 96 88
МЭД 6013 7152 96 1906 1928 1061 74 1776 1446
СИЧ 4265 13925 784 511 225 110 256 326 12
о
4/-/-
2/-/- ^
Рис. 1. Географическое распределение числа измерений некоторых радиационных параметров в загрязненных районах Белоруссии в 1986 г.
Числа на рисунке: количество измерений МЭД/количество спектрометрических измерений проб почвы/количество измеренных проб молока методом ^-радиометрии.
Несмотря на значительный объем данных, следует отметить их неравномерное распределение по отдельным НП и по времени в течение года, а также их неполноту:
1. Подробная динамика МЭД имеется только по районным и областным центрам, большинству эвакуированных НП и 30% НП южных районов Гомельской области. По большинству других НП отсутствуют сведения о МЭД в первые дни после аварии.
2. Массовый отбор и спектрометрические измерения проб почвы начались с середины мая-июня 1986 г., в связи с чем в ряде проб отсутствуют данные о короткоживущих радионуклидах.
3. Обследование людей из НП на установках СИЧ проводилось один раз в течение 1986 г. или первого квартала 1987 г.
4. Отсутствуют данные о концентрации радионуклидов в приземном слое воздуха в момент прохождения облака и в последующее время.
В связи с перечисленными обстоятельствами, а также тем, что измерения проводились специалистами различной квалификации, была раз-
работана процедура обработки базы данных, которая предусматривала их верификацию с удалением грубых ошибок, связанных с описками в первичных регистрационных журналах, интерполяцию и экстраполяцию первичных данных на все интересующие НП и создание "псевдобазы” данных для реконструкции поглощенных доз в виде нук-лидного состава выпадений, интеграла концентрации радионуклидов в воздухе и функции поступления изотопов цезия с рационом питания в течение 1986 г.
2. Феноменологическая модель развития радиационной обстановки
С учетом моделей [5-8], описывающих источник выброса радиоактивных веществ из разрушенного реактора, переноса их в атмосфере и осаждения на земную поверхность, а также фактических экспериментальных результатов, полученных на территории Белоруссии и в других сопредельных загрязненных регионах, была принята следующая модель развития радиационной обстановки в начальный период аварии.
1. Формирование радиоактивных следов в Белоруссии началось 26 апреля 1986 г. для территорий ближней зоны, непосредственно примыкающей к границе с Украиной, 27.04 для северо-западного и северного направления от ЧАЭС и 28-29 апреля для северо-восточного направления, включая районы "цезиевых пятен”.
2. Основное загрязнение НП происходило в результате однократных выпадений. Дополнительные выпадения, в том числе, при возврате радиоактивного облака вследствие изменения направления ветра условно приписаны к дате прохождения первичного облака.
3. В выпадениях присутствовали аэрозольные частицы двух типов:
- топливные, образованные при диспергировании отработанного ядерного горючего;
- конденсационные, образованные в результате осаждения паров легкоплавких и летучих осколочных радионуклидов на неактивном носителе или диспергирования конструкционных материалов, содержащих продукты активации.
4. Отношения активностей радионуклидов в топливных частицах изменяются незначительно и определяются физикой деления 235и и длительностью выгорания ТВЭЛов. Радиоактивными маркерами топливных аэрозолей являются туго-
95^ 95ь и 141л 144л
плавкие продукты деления 2г, ЫЬ, Се, Се,
154.-
Еи или а-излучатели - изотопы плутония.
5. Размеры топливных частиц, выброшенных из реактора, были крупнее аэрозолей конденсации. Поэтому при выпадениях из облака происходило фракционирование различных радионуклидов в зависимости от типов частиц, на которых они преимущественно локализовались. В работе принято, что аэродинамический медианный диаметр по активности (АМАД) равен 1 мкм для аэрозолей конденсации, содержащих 1311, 132Те, 103Яи и 106Яи, для других аэрозолей конденсации - 5 мкм и топливных аэрозолей - 10 мкм. По последним оценкам АМАД топливных частиц, поступавших в организм жителей Гомельской области, составлял 12±3 мкм [9].
6. Кинетика радионуклидов, попадающих в организм человека в составе топливных аэрозолей, одинакова в барьерных органах (легкие, ЖКТ), а затем после проникновения через них подчиняется закономерностям метаболизма соответствующих конкретным радионуклидам химических элементов. Кинетика обмена радионуклидов, попадающих в организм человека в составе аэрозолей конденсации, подчиняется закономерностям кинетики обмена оксидов соответствующих элементов.
7. АМАД радиоактивных аэрозолей, образующихся в результате вторичного ветрового подъема равен 5 мкм.
8. Статистическое распределение результатов отдельных измерений радиационных параметров в НП можно аппроксимировать логарифмически
нормальной функцией. Исключения составляют МЭД у-излучения на открытой местности и плотность загрязнения почвы радионуклидами, которые аппроксимируются распределением Гаусса. Данное положение подтверждается результатами комплексных обследований, выполненных сотрудниками ГНЦ "Институт биофизики” в более поздние сроки после аварии, хотя в некоторых публикациях отмечается логнормальный вид распределения для плотности загрязнения почвы 137Сэ [10, 11].
9. По окончании первичных выпадений дисперсия распределения локальных флуктуаций радиационного параметра в течение суток не превышает дисперсию статистического распределения данного параметра по территории НП. Другими словами, в качестве базовой единицы временного масштаба можно принять сутки, в течение которых предполагается, что радиационный параметр остается неизменным.
10. Дополнительно при расчете средних по НП поглощенных доз облучения были приняты предположения, основанные на анализе экспериментального материала и результатов проведенных опросов жителей загрязненных территорий:
10а. С момента аварии до конца 1986 г. (или до момента эвакуации) население, за исключением детей и беременных женщин, постоянно находились в пределах НП и его ближайшего хозяйственного ареала. Их режим поведения и жизнедеятельности соответствовал типовым условиям, одинаковым для всех сельских НП или городских НП областного подчинения.
10б. Эвакуация населения происходила в три этапа - мае, июне и августе-сентябре. В расчетах принимались следующие фиксированные даты эвакуации по каждому НП:
первый этап - дети 3-7 мая, взрослые 4-12 мая;
второй этап - 10 июня;
третий этап - 1 сентября.
10в. Дополнительно к эвакуации дети и беременные женщины из ряда загрязненных районов были вывезены до 31.08.86 г. на лечебнооздоровительный отдых. Даты выезда считались различными для административных районов и устанавливались на основании официальных данных и результатов опроса населения.
11. В настоящей работе в качестве годовой дозы (внешней или внутренней; индивидуальной или коллективной; ожидаемой, фактической или предотвращенной) рассматривается интеграл мощности дозы за период с 26 апреля по 31 декабря 1986 г. В более ранних публикациях и документах чаще оценивалась доза за период с 26 апреля 1986 г. по 25 апреля 1987 г., что необходимо учитывать при сравнении результатов данной работы с предыдущими.
3. Реконструкция радионуклидного состава выпадений
Оценка радионуклидного состава выпадений выполнена в ряде исследований [5, 7, 8, 12]. Так в работе [5] анализировалось соотношение активностей радионуклидов к тугоплавкому 95/г, являющемуся у-излучающим репером топлива. Было предложено выделить ближнюю зону (до 100 км от ЧАЭС) с дифференциацией нуклидного состава по
3 азимутальным направлениям: север, юг, запад и по уровням МЭД на 15 день после аварии: более 10 мР/ч, 2-10 мР/ч, менее 2 мР/ч, а также зону "цезиевых пятен”: Могилевская, Гомельская, Тульская области и юг Киевской области. Такой масштаб осреднения приводит к пяти дискретным типовым радионуклидным составам выпадений для загрязненной территории Белоруссии. Очевидно, что использование результатов работы [5] при оценке доз облучения в НП создает серьезные неопределенности и проблемы по стыковке результатов на границах указанных выше зон. Следует также отметить, что в этот анализ не был включен значительный массив спектрометрических измерений, выполненных на базе Института ядерной энергетики АН Белоруссии.
Конечным результатом реконструкции радионуклидного состава выпадений в настоящей работе было создание верифицированной базы данных по средней удельной поверхностной загрязненности почвы основными дозоформирующими нуклидами в каждом НП Белоруссии с плотностью загрязнения по 137Сэ 0.185 МБк/м2 и выше.
Первичный анализ перечня выброшенных при аварии радионуклидов и дозовых коэффициентов на единицу загрязнения показал, что наиболее значимыми в формировании дозы внешнего облу-
чения за первый год являются изотопы цезия, ру-
95^ 95ми 140п
тения, йода, теллура, а также /г, 1\1Ь, Ва и
1401_а.
Наибольшее количество первичных данных, относящихся ко всей загрязненной территории, име-
106о 95^ 144 А 131.
лось по изотопам цезия, Яи, /г, Се, I, а наименьшее, преимущественно полученных по южным районам Гомельской области, - 1321, 129тТе, 132Те.
Следует также отметить, что в первый месяц после аварии не использовался унифицированный метод отбора проб с помощью кольца фиксированной площади. Поэтому по многим пробам нельзя восстановить абсолютное значение плотности загрязнения, а можно лишь определить относительный нуклидный состав. Для восстановления абсолютных значений выпадений использовалась плотность загрязнения 137Сэ, по которому в последующие годы после аварии были получены представительные оценки среднего по НП.
На первом этапе реконструкции были проанализированы соотношения между активностями различных радионуклидов с целью выявления пар радионуклидов, не фракционирующих относительно друг друга.
Исследовалась корреляция между активностями радионуклидов, входящих в состав топливных частиц, между изотопами одного элемента, между дочерними и материнскими радионуклидами, а также корреляция 140Ва, 12 тТе и
1 2Те, по которым имелось ограниченное число данных, с другими радионуклидами.
Пары радионуклидов, для которых отмечаются надежные корреляционные связи, не зависящие от направления и расстояния от ЧАЭС, приведены в таблице 2.
Таблица 2
Значения отношений активности радионуклидов в почве, приведенное к 10 мая 1986 г.
Пары радионуклидов Среднее значение отношения:
в пробах почвы в образцах топлива [6]
103Ви/106Яи 3.3 ± 0.4 3.0
141Се/144Се 1.2 ± 0.2 1.0
134Сз/137Сз 0.52 ± 0.08 0.53
1401_а/140Ва 1.15 ± 0.08 -
95ЫЬ/952г 1.0 ± 0.1 1.1
144Сє/952г 0.83 ± 0.03 0.83
132Т е/1311 0.22 ± 0.01 0.24
129тТе/1311 0.12 ± 0.05 -
140Ва/106Яи 2.2 ± 0.3 2.3
Как видно из таблицы 2, отношения активностей ряда радионуклидов в почве хорошо согласуются с соответствующими отношениями в топливе IV блока. Это позволило сократить число реперных радионуклидов достаточных для вос-
становления полного нуклидного состава выпадений до четырех: 106Яи, 1 11, 144Се и 137Сэ.
На втором этапе реконструкции была рассмотрена зависимость отношений первых трех нуклидов к 137Сэ от расстояния и азимутального угла
■
91
■
относительно ЧАЭС. В различных диапазонах расстояний от ЧАЭС шириной 5-10 км анализировалось изменение отношений активностей в зависимости от азимутального угла. Было установлено, что на удалениях до 80 км от ЧАЭС в выбранных диапазонах расстояний можно выделить территории, в пределах которых значения отношений удовлетворительно аппроксимировались элементарными функциями азимутального угла (рис. 2).
На расстояниях более 80 км от ЧАЭС, где наблюдается нерегулярный пятнистый характер загрязнения местности, значения отношений активностей незначительно меняются при различных
азимутальных углах, а зависят от расстояния и от величины плотности загрязнения 137Сэ. В целом, наблюдалось снижение значений отношений тугоплавких радионуклидов к 137Сэ с увеличением плотности загрязнения 137Сэ. Для удаленных территорий были выбраны такие диапазоны расстояния от ЧАЭС и плотности загрязнения 137Сэ, в пределах которых значения отношений можно было считать постоянными и достоверно отличающимися от значений на соседних участках.
Обобщенные результаты восстановления радионуклидного состава выпадений в сравнении с данными работ [5, 7] иллюстрируются на рис. 3-5.
ln(si06/si37)
Азимутальный угол относительно ЧАЭС, град
ln(si3l/si37)
о Н--------1--------1--------1--------1--------1--------1----
-100 -80 -60 -40 -20 0 20
Азимутальный угол относительно ЧАЭС, град
—і 40
Рис. 2. Азимутальная зависимость отношений активности реперных радионуклидов (приведены к 10 мая 1986 г.) в выпадениях "ближней” зоны ЧАЭС. а - 106Ри/137Сэ, 20-25 км от ЧАЭС; б - 131 |/137Сэ, 56-65 км от ЧАЭС.
■
92
■
а
б
2.5-г
2
1.5-
0.5-
Рис. 3. Отношение плотности загрязнения почвы 1311 к плотности загрязнения 137Сэ,
приведенное к 10 мая 1986 г.
Заштрихованные участки - зона загрязнения 137Сэ с плотностью больше 185 кБк/м2; число внутри круга -оценки работы [5]; число внутри прямоугольника - данные работы [7]; остальные числа - оценки данной работы.
Рис. 4. Отношение плотности загрязнения почвы 106Яи к плотности загрязнения 137Сэ,
приведенное к 10 мая 1986 г.
Заштрихованные участки - зона загрязнения 137Сэ с плотностью больше 185 кБк/м2; число внутри круга -оценки работы [5]; число внутри прямоугольника - данные работы [7]; остальные числа - оценки данной работы.
Рис. 5. Отношение плотности загрязнения почвы 144Се к плотности загрязнения 137Сэ,
приведенное к 10 мая 1986 г.
Заштрихованные участки - зона загрязнения 137Сэ с плотностью больше 185 кБк/м2; число внутри круга -оценки работы [5]; число внутри прямоугольника - данные работы [7]; остальные числа - оценки данной работы.
Из рисунков следует, что при близком совпадении различных оценок отношений в региональном масштабе отмечаются их флуктуации на локальных площадях, особенно существенные в "ближней” зоне.
Суммарная активность основных дозообразующих радионуклидов, выпавших в загрязненных
районах Белоруссии, ограниченных изолинией 185 кБк/м2, приведены в таблице 3.
Если воспользоваться последними оценками аварийного выброса на ЧАЭС [6], то можно оценить долю от выброшенной активности, приходящуюся на наиболее загрязненные территории Белоруссии. В таблице 4 представлены эти значения по реперным радионуклидам.
Таблица 3
Суммарная активность основных дозообразующих радионуклидов, выпавших на территории Белоруссии, ПБк (1 ПБк = 27 кКи; активность приведена к моменту аварии)
Нуклид Зоны радиоактивного загрязнения по 13/Св, кБк/м2 В том числе зона отчуждения (эвакуации в 1986 г.)
> 185 Л 185-555 _|| 555-1480 || > 1480
1311 165 41 47 77 65
132Те 213 53 60 100 84
134Св 6.3 1.3 1.8 3.2 2.0
137Сб 12.6 2.6 3.6 6.4 4.0
952г 25.6 2.5 4.1 19 22
103Яи 38.8 5.5 8.3 25 23
106Яи 9.3 1.3 2.0 6.0 5.5
140Ва 43.3 6.1 9.2 28 25
141Се 32.0 3.0 5.0 24 27
144Се 18.8 1.8 3.0 14 16
89Бг 10.3 1.6 2.1 6.6 6.8
90Бг 0.70 0.11 0.14 0.45 0.46
99Мо 26.9 2.6 4.3 20 23
91у 7.08 0.58 1.4 5.1 6.0
239Ыр 123 12 19 92 100
Число НП 1580 1113 364 103 108
Площадь, км2 16530 10170 4210 2150 1862
Число жителей, чел. 413885 295793 100194 17898 24725
■
94
■
Таблица 4
Доля радионуклидов, выпавших в загрязненных районах Белоруссии, по отношению к общему выбросу в результате аварии на ЧАЭС, %
Радионуклид Зона радиоактивного загрязнения 137Св, кБк/м2 В том числе в зоне отчуждения
> 185 II 185-555 | 555-1480 | > 1480
106Яи 31.5 4.4 6.8 20.3 18.6
1311 (аэрозольная 9.9 2.5 2.8 4.6 5.0
составляющая)
137Св 14.8 3.1 4.2 7.5 4.7
144Се 13.6 1.3 2.2 10.1 11.6
Разумной оценкой суммарной активности 137Сэ, выпавшей на остальной территории Белоруссии является 2.9 ПБк. Следовательно, в целом, на Белоруссию приходится около 18% общего выброса этого радионуклида.
4. Внешнее облучение
Процедура расчета средних годовых доз внешнего облучения включает оценку МЭД на высоте
1 м над типовыми участками НП и его ареала (двор, огород, улица, жилые помещения и т.д.), ее "взвешивание” в соответствии с режимами жизнедеятельности (временем нахождения на данном участке в течение года) и последующий переход от экспозиционной к эффективной дозе с учетом стандартных антропометрических характеристик детей и взрослых.
Обобщенный коэффициент, связывающий среднюю индивидуальную эффективную дозу и экспозиционную дозу для целинных ненарушенных участков почвы в первый год после аварии, составил 0.2410"2 мЗв/мР для сельских НП и 0.1710"2 мЗв/мР - для поселков городского типа и городов областного подчинения. В данной работе принималось также, что обобщенный коэффициент защищенности для периода прохождения облака равен 0.410"2 мЗв/мР для любого типа НП.
Наряду со средними оценками доз в НП учтено статистическое распределение индивидуальных доз и такие защитные мероприятия, как эвакуация и организованный временный вывоз детей и беременных женщин из загрязненных районов. Использованы следующие принципиальные результаты индивидуального дозиметрического контроля, полученные в работе [13] по 86 НП Белоруссии, России и Украины:
1. Распределение индивидуальных доз внешнего облучения может быть аппроксимировано логарифмически нормальным со среднегеометрическим стандартным отклонением рд = 1.5±0.2 для любого типа НП.
2. Физическими границами для "усечения” логнормального распределения могут служить средние значения эффективной дозы для лица, постоянно находящегося внутри каменного одноэтажного дома (левый край распределения), и эффективной дозы при постоянном нахождении на целинном ненарушенном участке НП (правый край распределения ).
Отметим, что для большинства НП интеграл мощности экспозиционной дозы на открытой местности определялся по паспортному значению плотности загрязнения НП 137Сэ, верифицированному нуклидному составу выпадений, дозовым коэффициентам на единицу загрязнения почвы каждым радионуклидом, а также корректировочным коэффициентам, учитывающим начальное заглубление для "мокрых” выпадений, микрорельеф почвы и последующее заглубление радионуклидов в течение года [14].
Сводные результаты оценок распределений ожидаемых, фактических и предотвращенных доз внешнего излучения даны в таблицах 5, 6 и на рисунке 6. Коллективная доза за последующие годы (1987-1995) за счет внешнего облучения с учетом позднего отселения по нашим оценкам равна 3750 чел..Зв. Следовательно, вклад в коллективную дозу за прошедшее десятилетие (7440 чел..Зв) облучения за первый год составляет около 50%. При отсутствии эвакуационных мероприятий в первый год этот вклад был бы еще выше -62%.
96
Таблица 5
Распределение населения по уровням индивидуальных доз внешнего облучения за 1986 год
Загрязненность К-во Число Вариант Диапазон доз, сЗв
Се, кБк/м2 НП жителей оценки 0-1 | 1-2 2-3 | 3-4 4-5 5-6 6-7 | 7-8 8-9 II 9-10 | 10-15 15-20 20-25 25-30 30-35 35-40 > 40
185-555 1091 292307 I 268482 19773 3121 693 172 47 14 4 1
II 265681 20958 4124 1088 312 96 32 11 4 1
555-1480 310 87083 I 47622 26510 7092 3050 1465 703 335 159 76 37 34
II 45705 26779 7782 3532 1722 824 389 183 87 42 38
> 1480 71 9770 I 390 3622 2967 1464 675 318 157 81 43 24 28 1
II 284 3315 3027 1585 762 374 191 101 56 32 41 2
Зона 108 24725 I 7357 7652 3480 1764 1094 761 556 416 314 239 605 195 109 67 42 26 28
отчуждения II 1956 4710 3726 2552 1795 1226 961 726 565 453 1513 1015 814 646 494 371 1204
Всего 1580 413885 I 323851 57557 16660 6971 3406 1829 1062 660 434 300 667 196 109 67 42 26 28
II 313626 55759 18659 8757 4591 2520 1573 1021 712 528 1592 1017 814 646 494 371 1204
I - распределение по фактическим дозам, т.е. по дозам оцененным с учетом эвакуации и временного организованного вывоза детей и беременных женщин;
II - распределение по ожидаемым дозам, т.е. без учета защитных мероприятий.
Таблица 6
Распределение коллективных доз от внешнего излучения, чел.'Зв
Вариант Загрязненность Се территорий Белоруссии с постоянно проживающим населением, кБк/м2 Зона Всего
оценки 185-555 555-1480 > 1480 эвакуации
I 1453 1194 276 767 3690
II 1510 1250 292 3028 6080
I - распределение по фактическим дозам, т.е. по дозам оцененным с учетом эвакуации и временного организованного вывоза детей и беременных женщин;
II - распределение по ожидаемым дозам, т.е. без учета защитных мероприятий.
"Радиация и риск", 1996, вып.7 Научные статьи
N¡/N¡1
Индивидуальная доза внешнего облучения, мЗв
Рис. 6. Изменение численности населения в различных интервалах доз внешнего облучения вследствие проведения защитных мероприятий.
N1, N¡1 - число жителей, которые могли получить дозу внешнего облучения в различных дозовых интервалах с учетом и без учета защитных мероприятий, соответственно.
Эвакуация явилась наиболее эффективным мероприятием, как по предотвращению больших значений индивидуальных поглощенных доз внешнего облучения (табл. 5, рис. 6) на наиболее загрязненных территориях, так и по снижению коллективной дозы для эвакуированных жителей в 4 раза и на 37% в целом, по загрязненным территориям. Предотвращенная коллективная доза за счет организованного вывоза детей и беременных женщин оценивается равной 129 чел.Зв, что составляет около 6% от предотвращенной в результате эвакуации дозы.
Различная роль отдельных радионуклидов в формировании дозы внешнего облучения демонстрируется на рисунке 7 на примере четырех сельских НП: одного эвакуированного - Пирки Брагинского района и трех неэвакуированных - Бурки Брагинского района, В.Ковыжев Лельчицкого района и Ушаки Чериковского района.
Из данных рисунка 7 можно видеть, как меняется вклад короткоживущих радионуклидов и изотопов цезия в зависимости от удаления и направления от ЧАЭС и проведения эвакуации (для Пир-ков). В целом же, вклад от излучения отдельных радионуклидов в коллективную дозу внешнего облучения на территориях, ограниченных изолинией загрязненности 1 7Сэ - 185 кБк/м2, составил: 952г+9!^Ь - 18.0%, 103Ри+106Яи - 8.6%, 1311 - 6.7%,
132Те+1321 - 21.1%, 134Сэ - 16.8%, 137Сэ - 13.3%, 140Ва+1401_а - 14.1%, а остальные - 1.4%.
5. Внутреннее облучение от радионуклидов цезия
Если в отношении внешнего облучения принципиальных расхождений между первоначальными и современными оценками доз нет, и приведенные в предыдущем разделе результаты следует рассматривать в качестве коррекции и дополнения к полученным ранее, то в задаче реконструкции внутреннего облучения до сих пор имеется много неопределенностей. Основной проблемой при этом является восстановление функции рациона, которая учитывала бы, во-первых, содержание радионуклидов в местных продуктах питания, во-вторых, особенности формирования пищевой корзины, включая местные и привозные продукты и, в-третьих, фактическое влияние разнообразных защитных мер и самоограничений на деформацию невозмущенной функции рациона. Информация по этим аспектам отрывочна и неполна, особенно, по первым месяцам после аварии.
А.
Остальные 13 7Сз 8.5%
1.1%
эгг +
и% /
1 32п
Пирки |
140 Ва + 14 0 Ьа
26%
1й4Сз
1.6%
8.8%
43%
В.
140 Ва + 140 Ьа
7.1%
13%
Ковыжев
Б.
13 4 Се 137
Сэ
Бурки |
140т. , 140
Ва + Ьа^
11.5%
8.3% 6.6%
19.1%
Ушаки
Остальные 1311 8-7% 5.8%
24%
13 2 т і 1 3 2 т
31%
Рис. 7. Вклад различных радионуклидов в дозу внешнего облучения.
A. - расстояние от ЧАЭС - 27 км; направление - СВ;
Б. - расстояние от ЧАЭС - 49 км; направление - С;
B. - расстояние от ЧАЭС - 124 км; направление - СЗЗ;
Г. - расстояние от ЧАЭС - 241 км; направление - ССВ.
Самые первые прогнозы доз внутреннего облучения основывались на модели разового аэрального загрязнения пастбищ с последующим переходом на модель корневого поступления цезия по цепочкам "почва-трава-молоко" и "почва-трава-мясо" с коэффициентами перехода, характерными для Полесья в период глобальных выпадений [1]. Эти консервативные прогнозы приводили к значениям доз внутреннего облучения в 20-30 раз выше доз внешнего облучения. Однако последующие прямые измерения содержания цезия в организме у населения, проведенные в 1986 году, не подтвердили такого существенного различия в составляющих дозы. Тогда было сделано предположение, что различие между ожидаемыми и фактическими содержаниями в теле радиоцезия может быть связано с высокой эффективностью защитных мероприятий [15].
Изменение фактического рациона со временем для населения Украины представлялось в виде
двухступенчатой функции [16]. Первая ступенька с большой амплитудой и длительностью около месяца описывала поступление цезия до введения строгого ограничения потребления местных продуктов. Вторая ступень отражала хроническое инкорпорирование малых количеств в последующий период. Для Украины, в целом, было принято отношение высот ступенек 2:1. Ясно, что эта модель весьма приближенно отражает реальные процессы очищения рациона в первый год.
В загрязненных районах России надежные и представительные измерения концентрации 134Св+137Св в молоке были получены лишь в августе, когда действие аэрального механизма загрязнения пастбищ практически закончились. Простой перенос закономерностей динамики очищения молока в первые 45 суток, полученных в Ленинградской области [17], на интенсивно загрязненные территории с отличными условиями выпаса, представляется не вполне обоснованным. По-
этому верификация функции рациона в начальной фазе аварии на основе исключительно российских материалов вряд ли является доказательной.
В связи с вышеизложенным важно понять, насколько полезными для прогресса в задаче реконструкции доз внутреннего облучения могут быть данные радиационных обследований в Белоруссии.
Допущения и исходные положения, принятые в настоящей работе заключались в следующем:
1. Основным путем поступления радионуклидов цезия в организм жителей сельских НП являлось потребление местного молока. Результаты спектрометрических измерений удельной активности листовой зелени и ягод в мае, фруктов, картофеля и других корнеплодов в августе 1986 г. привели к заключению о том, что около 90% поступления радионуклидов цезия в организм было обусловлено молоком.
2. Статистические распределения радиационных характеристик радионуклидов цезия по цепочке “молоко-рацион-содержание в организме-доза внутреннего облучения" являются логарифмически нормальными. Поэтому анализируются медианные значения этих распределений и связи между ними.
3. Для сельских НП функция суточного рациона (по медиане - значок Л над символом) может быть представлена в виде:
Я^(т) = Я“<1>9в(т). (1)
где Чм(т) - медиана распределения объемной
активности молока в момент времени т после аварии;
ГПМ - медиана распределения суточного потребления молока - 0.5 л/сут;
в(т) - обобщенный параметр деформации рациона.
Численно параметр в(т) равен отношению медианы фактического рациона к медиане обычного (привычного до аварии) рациона (без учета защитных мероприятий и самоограничений) в момент времени т.
Тогда медиана содержания радионуклида цезия в организме на момент времени f после аварии будет определяться по формуле:
(
А(г) = 0.56 • |$м(т) • Р(т)- е~л*"('-т) • (2)
о
где Лев - эффективная скорость выведения радионуклида цезия из организма, сут-1.
Таким образом, задачу реконструкции доз внутреннего облучения можно разделить на два последовательных этапа:
- восстановление функции загрязненности молока,
- нахождение вида функции Р(т) для различных НП.
5.1. Функция загрязненности молока из личных подсобных хозяйств
В анализ были включены результаты спектрометрии проб молока, выполненных в мае, июле-сентябре 1986 г. по 84 НП и радиометрических измерений за июнь-декабрь 1986 г. - 5516 проб по 409 НП. Методами статистического анализа исследовалась зависимость содержания 137Сэ в молоке от времени с момента аварии, от плотности загрязнения территории НП и от географического удаления НП от ЧАЭС.
Загрязненная территория была условно разделена на две части: юг (южные районы Гомельской области) и северо-восток (районы Гомельской и Могилевской областей с “цезиевыми пятнами”). Как показали данные опроса, проведенного Ю.И.Гаврилиным с сотрудниками (ГНЦ “Институт биофизики”), эти территории различаются датами начала выпаса коров на пастбищах. Наиболее адекватной моделью, описывающей относительную динамику содержания 137Сэ в молоке в течение мая для условий Белоруссии, оказалась модель Гарнера [14, 18]:
5
Р(т ) = е -0-05 • • £ ак• е ~Лк-(т-и), (3)
к=1
Л-0.05 • ^
где множитель е 1 учитывает задержку пастбищного выпаса коров относительно даты аварии; для юга Ь = 2 суток, для северо-востока - 7-10 суток;
к 1 2 3 4 5
ак 2.9 -5.6 -12.5 13.5 1.5
Лк, 1/сут 1.84 0.69 0.17 0.05 0.023
В ходе анализа данных по радиоактивности молока в более поздние сроки (с июня по декабрь) было установлено, что значимого различия между южными и северо-восточными НП при одинаковых плотностях загрязнения территории, как по форме
функции Ям(т), так и по её амплитуде не наблюдается. Учет этих данных и соответствующая эмпирическая экстраполяция модели Гарнера на весь 1986 г. привела к следующему соотношению:
Ям(т) = ао ^т)+1.34 • е-00072т). (4)
I
99
Во всех предыдущих работах предполагалось, что множитель ао прямо пропорционален плотности загрязнения почвы на пастбищах или, другими словами, что коэффициент задержки 137Сэ на траве не зависит от плотности загрязнения почвы. Однако это допущение не подтвердилось результатами фактических измерений. Рисунок 8 показывает, что величина объемной активности 137Сэ в молоке, нормированная на плотность загрязнения территории о монотонно падает с ростом ов диапазоне плотностей от 100 до 4000 кБк/м2. Этот эффект достоверно отмечается, в равной степени, как для ранних сроков после аварии (10-50 суток), так и в течение всего пастбищного периода; как для юга, так и для северо-востока. Вряд ли он может быть объяснен влиянием защитных мероприятий (временный перевод коров на стойловое содержание или смена пастбищ) в личном сельс-
кохозяйственном секторе в столь ранние сроки. Консультации со специалистами в области сельскохозяйственной радиологии свидетельствуют о том, что в течение пастбищного выпаса 1986 г. масштабных мер по снижению загрязненности молока, производимого в личных подсобных хозяйствах, не предпринималось. Следовательно, обнаруженный эффект связан с естественными причинами, - либо отличием в задержке цезия на траве вследствие различных условий аэрального загрязнения пастбищ (от “сухого” до “мокрого” типов осаждения), либо различной доступностью цезия на территориях с высокой и низкой плотностью загрязнения. Ранее аналогичная нелинейность функции загрязненности молока 1311 от плотности выпадений этого радионуклида была показана в работе [19].
Молоко, Бк/л Почва, Бк/м2
Плотность загрязнения территории 137Сэ, МБк/м2
0137
Рис. 8. Зависимость отношения объемной активности молока к плотности загрязнения почвы 137Сэ от плотности загрязнения 137Сэ.
Полученный результат имеет достаточно серьезные последствия, в аспекте переоценки доз внутреннего облучения и эффективности мероприятий, поэтому не следует исключать возможности систематических ошибок при измерениях молока, производимого на территориях с низкой плотностью загрязнения. Однако, в этой связи, во-первых, необходимо подчеркнуть, что для раннего этапа (май-июнь) в анализ были включены исключительно у-спектрометрические измерения молока и появление таких системати-
ческих ошибок маловероятно. Во-вторых, радиометрические данные за июль-август 1986 г. сравнивались со спектрометрическими за этот же период по 137Сэ. Выявленное отличие в 1.5 раза объясняется вкладом 134Сэ в ^-радиометрические измерения. Т.е. расхождений в результатах между двумя методами, начиная с июля нет. И, наконец, в-третьих, уровни загрязнения молока при низких плотностях загрязнения почвы (100-200 кБк/м2) находились в диапазоне 700-1500 Бк/л, что существенно выше порога детектирования по исполь-
зуемой стандартной ^-радиометрической методике (250 Бк/л). Таким образом нет объективных оснований считать эффект снижения значения коэффициента перехода “почва-молоко” по 137Сэ с возрастанием плотности загрязнения почвы артефактом.
Удовлетворительной аппроксимацией этого эффекта в диапазоне плотностей загрязнений 137Сэ от 100 до 4000 кБк/м2 для загрязненных территорий Белоруссии, а следовательно, и множителя ао в формуле (4) является зависимость
вида ао = к *
37
Окончательно функцию объемной активности 137Сэ в молоке можно записать следующим образом:
Ям(т) = 007‘ л/^
■{Г(т) +1.34- е-00072т}
137 -0.0
кБк/л
(5)
где о137 - загрязненность почвы 137Сэ, кБк/м2.
Вид восстановленной функции и сравнение с фактическими данными приведено на рисунках 9-
11. Как видно из рисунка 11 разброс фактических данных относительно расчетной функции описывается логарифмически нормальным распределением с рд равным 2.8 для юга и 3.1 для северо-востока.
4м(°137 )/-\[С
137
Время после аварии,сутки
10.00001
б) северо-восток
1.00001 0.10001 0.0100 1 0.0010 1
. * .
: зч. • л., г * •
• У./ЙеЛ...г ; ..
¿ннгасния -г.,- -• • •
0.0001
40 80 120 160 200
Время после аварии, сутки
Рис. 9. Динамика изменения объемной активности Сэ в молоке, нормированной на ^0137 .
0
Ін(і),кБк/л
250 Ч.н(*)т кБк/л
і, сут
10
^137, МБк/ кма
250
Рис. 10. Зависимость медианы распределения объемной активности Сэ в молоке от плотности загрязнения местности 137Сэ и интервала времени, прошедшего после аварии.
Число измерений
Ям(т) / Ям(&Л37 ,т)
Число измерений 180
150 -120 -90 -
60 -
30 -
0 -
0.01
0.1 1 10 Ям(т ) / Ям(&137 ,т)
100
1000
Рис. 11. Частотное распределение отношений измеренной объемной активности Сэ в молоке дм(Т к медиане распределения объемной активности.
2348234853485323232353235323482353234823
5.2. Обобщенный параметр деформации рациона
В общем случае выражение для Р(т) можно записать в виде:
вТ)=
йв,(т)
і=1
1/Ы
(6)
где Р(т) - индивидуальный параметр деформации рациона для /-го жителя НП;
N - число жителей в НП.
Очевидно, что определение Р;(т) для каждого жителя является практически невыполнимой задачей. Поэтому основное внимание было уделено исследованию Р(т) для взрослых жителей, постоянно проживающих в НП, путем совместного анализа функции Ярац (т) и медианы
распределения содержания 137Сэ+134С8 в организме людей, оцененной по данным измерений на
установках СИЧ в 1986 г., А(1). Основное допущение заключалось в следующем: до некоторого момента времени Ь после аварии рацион питания сельских жителей был обычным, как и до аварии. Затем потребление местных продуктов (в первую очередь, молока) снизилось и уровень снижения оставался постоянным в течение года. Таким образом, мы использовали приближение:
в(т) =
\1,т< I
2’
\р,т > І2
Эта простая "социологическая" модель качественно подтверждается личными наблюдениями ряда ученых: В.А.Книжникова, В.А.Логачева,
С.В.Панченко, а также авторами настоящей работы, участвовавшими в радиационно-гигиенических обследованиях на территории Белоруссии в тот период. Причиной введения самоограничений в рационе питания могла служить информация о запрете продажи личного молока на рынке, временный вывоз детей из данного загрязненного района, негативные результаты радиометрического контроля по пригодности молока к употреблению.
При этом уровень самоограничения не обязательно зависел от степени радиоактивного загрязнения НП. Например, организованный вывоз детей из южных районов проводился повсеместно с 6 мая, запрет на продажу молока с 6 мая также распространялся на все личные хозяйства. Эта гипотеза согласуется и с результатами опроса населения, проведенного Ю.И.Гаврилиным с сотрудниками.
Для верификации характерных численных значений в были проанализированы данные из-
мерений на СИЧ в 110 сельских НП Брагинского, Ветковского, Кормянского районов Гомельской области, Чериковского, Славгородского, Краснопольского и Костюковичского районов Могилевской области, где число обследованных взрослых было не меньше 20 человек. Медиана распределения содержания 134Сэ+137С8 по обследованным в отобранных НП находилась в интервале (7.8144) кБк, а стандартное среднегеометрическое отклонение распределения индивидуальной активности составило 2.6±0.4.
С учетом сделанного выше допущения о виде
в(т) формула (2) приобретает вид:
А(1) = 0.56-^¡дм(т)-
е
бт +
(7)
+
е
СІТІ
где и - интервал времени между началом выпаса скота и “моментом" аварии, сут;
Ь - интервал времени между началом введения ограничений рациона питания и “моментом" аварии, сут;
Методом последовательных приближений были подобраны соответствующие значения ^ и Р для отдельных НП, районов и зон радиоактивного загрязнения (табл. 7).
Отметим, что достоверного различия по величине в между НП с уровнями загрязнения 185555, 555-1480 и свыше 1480 кБк/м2 не было выявлено. Это подтверждает рабочую гипотезу о том, что предотвращение больших значений доз внутреннего облучения в 1986 г. было, главным образом, следствием самоограничений населения по потреблению местных продуктов, которые произошли уже в первой половине мая и характеризовались, в среднем, достаточно резким снижением (на 70-80%) радиоактивности фактического рациона.
Здесь мы подошли к понятию базовых нормализованных функций: рациона - Ярац (Т) ; интеграла поступления П (Т) за время Т -Т
пн (Т) = | Ярнац (Т) ^Т и содержания в ор-0
ганизме радионуклидов цезия в любой момент времени t - Ан@) для сельских НП Белоруссии. Эти функции выражаются через функцию объемной
активности молока (5), нормированную на -\[о , и учитывают районные особенности деформации рациона, а также сроки этой деформации. Все они обладают общим свойством - несмещенностью значений функций относительно соответствующих медиан распределения для взрослого постоянно
2
проживавшего населения. На рисунках 12, 13 показаны базовые нормализованные функции интеграла поступления и содержания радионуклидов цезия в организме для некоторых типичных условий. Разброс медиан распределения инкорпорированной активности по отдельным НП, нормиро-
ванным на , относительно нормализованной функции содержания оказался сравнительно небольшим - для 90% случаев он находился в интервале 1 ±0.6 (рис. 14).
Таблица 7
Характерные интервалы времени с “момента” аварии: начала выпаса скота - 1 введения ограничений на потребление местных продуктов - 2 организованного
вывоза детей - tзи беременных - 14. /3 - уровень деформации натурального рациона
Район 1 сут І2, сут Гз, сут Г4, сут в
ГОМЕЛЬСКАЯ ОБЛАСТЬ
Брагинский 2 10 9 128 0.21
Буда-Кошелевский 7 15 0.22
Ветковский 7 10 40 128 0.19
Гомельский 7 10 0.22
Добрушский 5 10 0.22
Ельский 2 10 0.22
Житковичский 7 1
Жлобинский 7 1
Калинковичский 2 15 9 128 0.5
Кормянский 7 10 40 128 0.33
Лельчицкий 5 15 0.5
Лоевский 5 1
Мозырский 2 15 9 128 0.5
Наровлянский 2 10 9 128 0.22
Речицкий 5 1
Рогачевский 7 1
Светлогорский 7 1
Хойникский 2 10 9 128 0.22
Чечерский 7 10 40 128 0.22
МОГИЛЕВСКАЯ ОБЛАСТЬ
Белыничский 15 1
Быховский 15 25 0.7
Климовичский 15 25 50 128 0.22
Кличевский 15 1
Костюковичский 15 25 50 128 0.22
Краснопольский 15 25 45 128 0.22
Кричевский 15 1
Могилевский 15 1
Славгородский 15 25 50 128 0.22
Чаусский 15 1
Чериковский 15 25 45 128 0.22
- заштрихованные строки указывают районы, в которых производился организованный вывоз детей и беременных с территорий с уровнем загрязнения 37Св > 15 Ки/км2.
А(134Ов+'37Сз;()/^7
Время после аварии, сутки
Рис. 12. Нормализованное медианное содержание 137Сэ+134С8 в организме взрослых
сельских жителей в 1986 году.
1 - для невозмущенной функции нормализованного рациона, Брагинский район, ¡3 = 1.
2 - для невозмущенной функции нормализованного рациона, Кормянский район, ¡3 = 1.
3 - для фактического среднерайонного нормализованного рациона, Брагинский район, ¡3
4 - для фактического среднерайонного нормализованного рациона, Кормянский район, /3
-- 0.2.
= 0.33.
п(134Св+л37Св;Т)/4^7
Время после аварии, сутки
Рис. 13. Нормализованное медианное поступление 137Сз+134Сз в организм взрослых сельских жителей в 1986 году.
1 - для невозмущенной функции нормализованного рациона, Брагинский район, ¡3 = 1;
2 - для невозмущенной функции нормализованного рациона, Кормянский район, ¡3 = 1;
3 - для фактического среднерайонного нормализованного рациона, Брагинский район, /3 = 0.2;
4 - для фактического среднерайонного нормализованного рациона, Кормянский район, ¡3 = 0.33.
Частота случаев
А / У 37
4/^00
Рис. 14. Частотное распределение отношений нормализованных медиан содержания 134Сэ+137С8 в организме жителей обследованных НП (индекс I) к среднерайонным нормализованным медианам.
5.3. Расчет доз внутреннего облучения
Различают два типа оценки доз внутреннего облучения:
1. Расчеты по модели поступления радионуклидов в организм за рассматриваемый период времени с учетом воздействия от этого поступления и в последующие годы;
2. По суммарному содержанию радионуклидов в организме за рассматриваемый период времени, оцениваемому с помощью измерений.
Первый тип оценок традиционно используется в задачах радиационной безопасности и нормирования и, в частности, при составлении каталогов доз по НП [1-4]. Второй, - более уместен в клинических и эпидемиологических исследованиях при рассмотрении фактически реализованных индивидуальных доз наблюдаемых лиц и, в частности, для целей дозиметрического обеспечения медикодозиметрического регистра.
Для взрослого населения Белоруссии, в 1986 году отношение значения "дозы по поступлению” к "дозе по содержанию” равнялось 1.4-1.5, а для детей отличие в оценках двух типов несущественно. Для определенности ниже приведены результаты оценок доз первого типа.
Процедура расчета медианной функции поступления для сельских НП приведена в предыдущем разделе работы. Для оценки доз внутреннего облучения жителей районных центров были сделаны два предположения:
- основное поступление в организм радионуклидов цезия происходило с продуктами питания из торговой сети;
- относительная динамика очищения рациона совпадает с динамикой загрязненности молока (модифицированной функцией Гарнера).
В пользу первого допущения свидетельствуют уровни и характер распределения содержаний радиоцезия по данным СИЧ, - медиана распределения активности 137Сэ+134С8 по всей выборке взрослых для Брагина составляла 23 кБк (конец сентября 1986 г.), для Ветки - 16 кБк (конец августа 1986 г.), для Кормы - 10 кБк (февраль 1987 г.). Отметим, что усечение распределений со стороны минимальных значений (приезжие) и со стороны максимальных значений (жители, потреблявшие местные продукты, в том числе молоко из личных подсобных хозяйств) практически не влияет на значения медиан. Такие сравнительно малые содержания радионуклидов цезия у основной части городских жителей могут быть обусловлены потреблением продуктов, реализуемых именно через торговую сеть. Причем, начиная с мая 1986 г., молокозаводы в районных центрах загрязненных территорий перешли на выпуск масла, а поставки молока в торговую сеть производились с молокозаводов, расположенных на сравнительно "чистых” территориях. Это означает, что существенного различия в накоплении радионуклидов цезия жителями различных районных центров Гомельской и Могилевской областей ожидать не следует.
Второе допущение можно обосновать тем, что доля забракованной из-за превышения Временных допустимых норм содержания радионуклидов (ВДУ) в молочной продукции была невелика (до 13%), и, следовательно, заметного влияния на динамику естественного очищения молока не оказала. Медианные значения поступления 137Сэ за
1986 год в организм взрослых жителей райцентров приведены в таблице 8.
Таблица 8
Поступление 137Cs в организм жителей районных центров с 26 апреля по 31 декабря 1986 года
Населенный пункт Брагин Ветка Корма Краснополье
Медиана распределения поступления 13 Сэ, кБк 36 22 29 19
Стандартное геометрическое отклонение распределения поступления, в 2.6 3.0 2.9 2.8
Из таблицы видно, что различие в медианных поступлениях между райцентрами областей невелико, причем формально рацион питания в городах соответствовал невозмущенному (обычному) рациону сельского НП при плотности загрязнения 3-6 кБк/м2. Это дает основание имеющиеся результаты оценок поступлений по данным СИЧ экс-
траполировать на другие райцентры Гомельской и Могилевской областей.
Итоговые распределения индивидуальных и коллективных доз внутреннего облучения по зонам радиоактивного загрязнения даны в таблицах 9 и 10.
Таблица 9
Распределение индивидуальных доз внутреннего облучения за первый год
Загрязненность Число Вариант Диапазон доз, сЗв
Се, кБк/м2 жителеи оценки 0-0.1 0.1-0.5 | 0.5-1 II 1-2 || 2-3 II 3-4 4-5 >5
185-555, 292307 I 212516 72785 5362 1171 339 81 29 24
II 141982 121942 20853 6234 923 235 79 59
555-1480 87083 I 62196 22575 1510 369 258 74 48 53
II 40482 30664 9997 4483 939 294 115 109
> 1480 9770 I 3368 4860 708 477 221 65 34 37
II 336 4658 2578 1522 402 145 63 66
Эвакуированные 24725 I 17990 6349 328 54 4 - - -
НП II 1777 11745 5715 3511 1044 425 206 302
Всего 413885 I 296070 106569 7908 2071 822 220 111 114
II 184577 169009 39143 15750 3308 1099 463 536
I - с учетом эвакуации и/или ограничений потребления местных загрязненных продуктов;
II - без учета эвакуации и/или ограничений потребления местных загрязненных продуктов.
Таблица 10
Распределение коллективных доз внутреннего облучения, чел.'Зв
Вариант оценки Загрязненность 137Св территорий Белоруссии с постоянно проживающим населением, кБк/м2 Зона эвакуации Всего
185-555 || 555-1480 || > 1480
I II 440 131 34 933 415 117 35 640 305 1770
I - с учетом эвакуации и/или ограничений потребления местных загрязненных продуктов;
II - без учета эвакуации и/или ограничений потребления местных загрязненных продуктов.
Отметим, что доля лиц с дозой внутреннего облучения свыше 1 сЗв составила всего 0.74% от общей численности 413885 человек после проведения ограничительных мероприятий и эвакуации по сравнению с ожидаемыми 5.1%, - без проведения мероприятий. Достаточно неожиданными представляется наибольший вклад в коллективную дозу зоны с загрязненностью почвы 137Сэ в интервале 185-555 кБк/м2 - около 69%, наибольшая величина предотвращенной дозы, достигнутая по этой зоне, - 493 чел.Зв (около 44%).
В целом, по всем зонам загрязнения коллективная доза внутреннего облучения составила 640 чел.Зв, т.е. 17% от внешнего облучения. Последнее соотношение заметно отличается от соответствующего показателя для Брянской области России. Причины этого различия обсуждаются ниже.
Обсуждение результатов
В настоящее время предпринимаются попытки разработать вероятностные модели формирования доз облучения населения [20, 21]. Базовой единицей в анализе является отдельный НП, для которого устанавливаются специфические радиационные и социальные характеристики и вероятностные функции влияния. Верификация этих моделей осуществляется на основе детальных радиационно-гигиенических исследований, включая данные ИДК и СИЧ, полученные в последние годы. Некоторые установленные закономерности, не изменяющиеся со временем после аварии, использованы в представленной дозовой модели базовых распределений. Так как модель построена по данным, полученным в Гомельской и Могилевской областях, для других условий требуется скорректировать нуклидный состав выпадений, параметры функции Гарнера, невозмущенной
функции рациона и деформации рациона. Например, достаточно очевидно, что медленная составляющая очищения молока (формула 5) в интеграле годового поступления для Брестской и Ровен-ской областей будет более значима, а для черноземных почв Украины и России менее значима по сравнению с рассмотренными территориями.
По условиям выпадений, климатическим и радиоэкологическим характеристикам наиболее близким аналогом северо-восточной зоны загрязнения Белоруссии является Злынковский, Но-возыбковский и Красногорский районы Брянской области. Поэтому важно проверить возможности разработанной модели по конструированию несмещенных медианных нормализованных функций рациона, поступления и содержания в организме радиоцезия по независимым данным [17, 22-24].
Как отмечалось в разделе 5, данные спектрометрических измерений 137Сэ в молоке в период аэрального загрязнения пастбищ (май-июнь 1986 г.) по Брянской области отсутствуют. Это вынудило исследователей [17] перенести на Брянскую область результаты, полученные в удаленной от нее и от ЧАЭС Ленинградской области, и, следовательно, автоматически принять линейную зависимость загрязненности молока от плотности загрязнения территории. Начиная с августа 1986 г., очищение молока со временем описывалось экспоненциальной зависимостью с показателем экспоненты 0.0021 сут-1 и нормированной медианой распределения 6.210"3 (кБк/л)/ (кБк/м2) [17].
Сравнение доз облучения, оцененных по линейной модели, с дозами по данным СИЧ [22-24] показало их удовлетворительное совпадение для территорий с плотностью загрязнения менее 555 кБк/м2 (неконтролируемые территории) и - различие в 2.6 раза для территорий с загрязненностью свыше 555 кБк/м2 (контролируемые территории). Указанное отличие авторы [17, 23] объясняли эффективностью защитных мероприятий на контролируемых территориях. Однако существенно более высокие уровни содержания радиоцезия в организме сельских жителей Брянской области в июне-июле 1986 года по сравнению с аналогичными НП в Белоруссии свидетельствуют в пользу противоположной причины. Такие относительно большие активности радионуклидов цезия в Брянской области хорошо согласуются с недеформи-рованным рационом в течение 2 месяцев после аварии. Косвенным подтверждением более позднего начала мероприятий в Брянской области являются более высокие значения инкорпорированной активности у жителей райцентров Брянской области - Новозыбков, Злынка, Красная Гора, которые согласно нашей модели соответствуют по-
ступлению 137Сэ в 1986 г. 50-70 кБк, что существенно больше значений для некоторых райцентров Белоруссии (см. табл. 8).
Для недеформированного рациона поступление радиоцезия в организм за первые два месяца составляет 57% поступления 1986 г. Следовательно, при полном прекращении потребления загрязненных продуктов с июля 1986 г. годовая эффективность, определяемая как кратность снижения дозы внутреннего облучения, не может превысить 1.8.
Известно, что в конце лета 1986 года из личных подсобных хозяйств загрязненных НП Брянской области был изъят молочный скот. Поэтому нами был принят в расчет параметр деформации рациона /5 = 0.2, начиная с 25 июня 1986 г.
На рисунке 15 приведен разброс медиан содержания радиоцезия в организме по данным измерений на установках СИЧ в 57 сельских НП [2224] и нормализованная функция содержания радиоцезия в организме для жителей Брянской области. Видно хорошее согласие результатов моделирования с результатами измерений. Различие в 2 раза для июня 1986 года, по-видимому, объясняется тем, что использованные результаты измерений СИЧ, проведенные специалистами НИИ диагностики и хирургии [24], систематически превышали данные, полученные специалистами НИИ радиационной гигиены (С.-Петербург) [22, 23].
Таким образом разработанная модель базовых распределений может быть использована не только для белорусских территорий, но и для других регионов, загрязненных после аварии на ЧАЭС.
Структура индивидуальных доз внешнего и внутреннего облучения в зонах загрязнения Белоруссии показана в таблице 11. Видно, что во всех зонах загрязнения средние дозы от внешнего излучения превышали дозы внутреннего облучения от радионуклидов цезия. Даже для зоны с плотностью загрязнения почвы 137Сэ в интервале 185-555 кБк/м2 доза внешнего облучения без учета защитных мероприятий, в среднем, была выше в 1.6 дозы внутреннего облучения. Этот результат существенно отличается от оценок [17, 23] для неконтролируемых территорий Брянской области, согласно которым в 1986 г. преобладало внутреннее облучение (72% суммарной дозы).
По-нашему мнению, разрешение этих расхождений возможно при интегрировании локальных баз данных в единую информационную систему, что позволит существенно повысить точность и надежность ретроспективных оценок доз за 1986 и последующие годы на всех загрязненных территориях СНГ.
Нормализованное содержание, кБк/организм
А,э
\1 кБк/м2
15
Время после аварии, сутки
Рис. 15. Нормализованное содержания Сэ в организме жителей сельских населенных пунктов Брянской области в 1986 г.
Средние дозы облучения населения Белоруссии в 1986 г., мЗв
Таблица 11
Загрязненность 137Св, Внешнее облучение Внутреннее облучение Суммарное
кБк/м2 I* || II* I* II II* I* II И*
185 - 555 5.0 5.2 1.5 3.2 6.5 8.4
555 - 1480 13.7 14.4 1.5 4.8 15.2 19.2
> 1480 28.2 29.9 3.5 12.0 31.7 41.9
Эвакуированные НП 31.0 122.5 1.4 12.3 32.4 134.8
В среднем 8.9 14.7 1.5 4.3 10.4 19.0
- вариант расчета: I - фактические дозы с учетом проведенных защитных мероприятий; II - ожидаемые дозы без учета защитных мероприятий.
Заключение
Изложенная статистическая модель реконструкции доз облучения населения Белоруссии позволяет восстановить структуру внешнего и внутреннего облучения в различных зонах радиоактивного загрязнения с учетом защитных мероприятий, проводимых в 1986 году.
Коллективная доза облучения населения, проживающего на территориях с плотностью загрязнения почвы 137Сэ больше 185 кБк/м2, включая зону эвакуации, составила 4330 челЗв, а предотвращенная в 1986 году доза оценивается величиной 3520 челЗв, причем основной эффект был достигнут за счет эвакуации населения - 72%.
Средняя индивидуальная доза внешнего и внутреннего облучения по различным зонам загрязнения изменялись от 6.5 до 32.4 мЗв, а в целом, по всей рассмотренной территории оценивается значением 10.4 мЗв.
Число лиц, лучевая нагрузка на которых за счет внешнего или внутреннего облучения могла превысить 50 мЗв, оценивается равным 5420 (внешнее облучение, в т.ч. 3355 эвакуированных) и около 100 человек (внутреннее облучение).
В российской "Концепции радиационной, социальной, медицинской защиты и реабилитации населения...” к категории облученных лиц относят тех, у кого доза острого облучения превышала 50 мЗв. Разработанная статистическая модель, в принципе, позволяет оценить численность российских граждан, для которых можно ожидать превышение этого критерия.
При дополнительной информационной поддержке модель базовых нормализованных распределений доз может быть развита для конкретных НП с учетом их специфики.
Авторы выражают благодарность С.М.Шин-кареву за полезное обсуждение результатов данной работы.
Литература
1. Методические принципы и рекомендации для рас-
чета доз внешнего и внутреннего облучения населения, проживающего на территории, подвергшейся воздействию в результате аварии на ЧАЭС. Сборник методических материалов /Ред.
К.И.Гордеев. - М.: Институт биофизики, 1991.
2. Barchudarow R., Buldakow L., Gordeew K. et al. Strahlenexposition der Bevölkerung, der Kontrollgebiete in der vier Jahren nach der Havarie in Kernkeraftwerk Tshernobyl. TUV Bayern 30 Jahre Strahlenschutz Simposium 5 October, 1990.
3. Справочник по радиационной обстановке и дозам облучения в 1991г. населения Российской Федерации, подвергшегося радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС/Ред. М.И. Балонов. - С.-Петербург: Институт радиационной гигиены, 1993.
4. Каталог доз облучения жителей населенных пунктов Республики Беларусь. Минздрав Республики Беларусь, НИИ радиационной медицины. - Минск, 1992.
5. Израэль Ю.А., Вакуловский С.М., Ветров В.А. и др. Чернобыль: Радиоактивное загрязнение природных сред. - Ленинград: Гидрометеоиздат, 1990.
6. Buzulukov Yu.P., Dobrynin Yu.L. Release of radionuclides during the Chernobyl accident //The Chernobyl papers/Ed M.I.Balonov. - USA: Research Enterprises Publishing Segment, 1993. - V.1. - P. 3-21.
7. Питкевич В.А., Шершаков В.М., Дуба В.В. и др. Реконструкция радионуклидного состава выпадений на территории России вследствие аварии на Чернобыльской АЭС//Радиация и Риск. - 1993. - Вып.3. -С.62-93.
8. Гордеев А.В., Лебедев А.Н., Савкин М.Н. и др.
Дозы облучения населения Беларуси на начальном этапе аварии на ЧАЭС. Рефераты докладов XV Менделеевского съезда по общей и прикладной химии. - Обнинск, 1993. - Т.1. - С. 207-208.
9. Kutkov V.A., Skryabin A.M., Pogodin R.I. et al. Internal exposure of adult persons from Gomel Region of Belarus inhalated the aerosol of nuclear fuel particles. International Sumposium of environmental impact of radioactive releases, IAEA-SM-339/56, Vienna Austria 8-
12 May 1995.
10. Гусев Н.Г., Беляев В.А. Радиоактивные выбросы в биосфере. Справочник. - М.: Энергоатомиздат, 1991.
11. Орлов М.Ю., Сныков В.П., Хваленский Ю.А. и др.
Радиоактивное загрязнение территории Белоруссии и России после аварии на Чернобыльской АЭС//Атомная энергия. - 1992. - Т. 72, Вып. 4. - С. 371-376.
12. Герменчук М.Г., Жукова О.М., Матвеенко И.И. и
др. Методические основы реконструкции 131I и закономерности распределения по территории Беларуси. Тезисы докладов 3-й республиканской конференции "Научно-практические аспекты сохранения здоровья людей, подвергшихся радиационному воздействию в результате аварии на Чернобыльской АЭС”, Гомель, 15-17 апреля 1992г. - Ч. 1. - С.68.
13. Гринев М.П., Молин А.А., Черкашина О.В. и др. Результаты индивидуального дозиметрического контроля в населенных пунктах. Отчет о НИР, фонды ИБФ, инв. № Б-5497. - Москва, 1991.
14. Ретроспективная оценка доз внешнего и внутреннего облучения населения Республики Беларусь на начальном этапе аварии на ЧАЭС. Итоговый отчет ИБФ МЗ РФ, 1993. - 67 с.
15. Аветисов Г.М., Алексахин Р.М., Антонов В.П. и др. Защитные мероприятия по снижению доз облучения населения и их эффективность. Медицинские аспекты аварии на Чернобыльской атомной электростанции. Материалы научной конференции 11-13 мая 1988 г. - Киев: Здоров’я, 1988. - С. 99-107.
16. Балонов М.И., Кеирим-Маркус И.Б., Маргулис У.Я. и др. Методы ретроспективного определения поглощенных доз в теле человека при внешнем и внутреннем облучении. Медицинские аспекты аварии на Чернобыльской атомной электростанции. Материалы научной конференции 11-13 мая 1988 г. -Киев: Здоров’я, 1988. - С. 126-133.
17. Shutov V.N., Bruk G.Y., Balonov M.I. et. al. Cesium and strontium radionuclide migration in the agricultural ecosystem and estimation of internal doses to the popu-lation//The Chernobyl papers /Ed. S.E.Verwin & M.I.Balonov. - Washington: Research Enterprises Publishing Segment, 1993. - V. 1. - P. 167-213.
18. Garner R.J. A Mathematical Analysis of the Transfer of Fission Products to Cows Milk //Health Physics. - 1967.
- V. 13. - P. 205-212.
19. Gavrilin Yu.I., Khrouch V.T., Shinkarev S.M. et. al. The reconstruction of internal thyroid doses to population of the most contaminated territories of the former USSR after the Chernobyl accident - Proc. International Workshop on Environmental Dose Reconstruction. At-
lanta, Georgia, USA, November 15-16, 1994. (to be published).
20. Skryabin A.M., Savkin M.N., Konstantinov Yu.O. et
al. The Distribution of Doses received in Rural Areas affected by the Chernobyl Accident. CEC-CIS Project JSP-2, Task 5, Summary Report, Paris, October, 1993.
21. Likhtarev I.A. Stochastic Dose Model. In “Partway Analysis and Dose Distributions”. CEC-CIS Project JSP-5, COSU-CT 93-53 February 1995.
22. Константинов Ю.О., Брук Г.Я., Еркин В.Г. и др. Содержание радионуклидов цезия в организме жителей западных районов Брянской области. Сборник материалов Всесоюзного симпозиума (25-26 июня
1987 г.): Ближайшие и отдаленные последствия радиационной аварии на Чернобыльской АЭС. - М., 1987. - С. 214-218.
23. Balonov M.I., Travnikova I.G. Importance of Diet and Protective Measures on Internal Cs Dose //The Chernobyl papers/Ed. M.I.Balonov. - Research Enterprises Publishing Segment, 1993. - V. 1. - P. 127-165.
24. Васильев В.Н., Трушин В.И., Ставицкий Р.В. Особенности формирования доз внутреннего облучения у населения контролируемых территорий после аварии на ЧАЭС//Медицинская радиология и радиационная безопасность. - 1995. - № 1. - C. 7-10.
