CC BY
39
УДК 614.73:346.36.02.1371-07
И. Я. Василенко
ЦЕЗИЙ-137 В БИОСФЕРЕ
Цезий — химический элемент первой группы Периодической системы элементов Д. И. Менделеева, относится к редким элементам. В незначительных количествах он содержится практически во всех объектах внешней среды. Среднее содержание цезия в организме человека равно приблизительно 0,0015 г. С пищей растительного и животного происхождения (примерно в равных количествах) ежедневно поступает около 10 мкг и с вдыхаемым воздухом — 0,025 мкг цезия [22]. Выводится цадий из организма преимущественно с мочой (около 9 мкг/сут) и калом (около 1 мкг/сут).
Известно 23 изотопа цезия с массовыми числами от 123 до 144, из них 133Сэ стабильный, остальные 22 изотопа радиоактивные. Наибольший интерес с радиацконно-гигиенической точки зрения представляет 137Сз с периодом полураспада 30±0,2 года. 137Сб является р-излучателем со вредней энергией р-частиц 170,8 кэВ. Его дочерний радионуклид 137тВа имеет период полураспада 2,55 мин и испускает у-кванты с энергией 661,6 кэВ [10].
Источником радиоактивного загрязнения внешней среды 137Сэ стали выпадения при испытаниях ядерного оружия и выбросы предприятий ядерной энергетики. Среди продуктов деления большое значение имеют радиоактивные изотопы цезия, особенно 137Сз. Выход 137Сз в зависимости от делящегося материала и энергии нейтронов, вызывающих деление, составляет 5,1—6,3 % [8]. С увеличением возраста продуктов деления относительное содержание 137Сз в них повышается. ^ результате фракционирования относительное количество нуклида в радиоактивных выпадениях может быть существенно изменено по сравнению с теоретическим содержанием его в продуктах деления.
Радиоактивные выпадения в результате испытаний ядерного оружия стали наиболее значимым источником загрязнения биосферы 137Сз. Общее поступление 137Сз в стратосферу составило 960 ПБк. Плотность выпадений в северном полушарии достигла 3,42-103 Бк/м2 и в южном — 0,86-103 Бк/м2, в среднем на земном шаре -— 3,14-103 Бк/м2 [10]. Отмечено два заметных пика выпадений цезия — в 1957—1958 и 1961— 1962 гг., когда проводились особенно интенсивные испытания ядерного оружия. Для большинства районов, начиная с 1970 г., концентрация 137Сз последовательно снижалась.
Во время работы ядерного реактора образуются продукты деления и активации. Подавляющая часть радионуклидов остается в топливе, и в условиях нормального режима работы ядерных реакторов и заводов по переработке отра-
ботанного топлива выбросы радионуклидов незначительны.
Вопросы миграции 137Сз во внешней среде, метаболизма и биологического действия достаточно полно освещены в литературе [3, 5, 6, 12, 13, 15—17]. Выпавший на поверхность почвы 137Сз под воздействием природных факторов мигрирует в горизонтальном и вертикальном направлениях. Горизонтальная миграция обусловлена ветровой эрозией почвы, смыванием радионуклида с растений атмосферными осадками и последующим стоком в низменные участки. Существенное влияние на горизонтальную миграцию нуклида оказывает фактор местности. В районах с изрезанным рельефом колебания содержания 137Сэ в почве могут достигать двух порядков величин. Наибольшая скорость миграции цезия наблюдается в первые месяцы после его выпадения.
Вертикальная миграция |37Сз обусловлена процессами ионного обмена, диффузией, перемешиванием, переносом нуклида токами воды, выносом нуклида растениями из корнеобитае-мого слоя почвы в наземные части растений, деятельностью микроорганизмов и почвенных животных. Подвижность нуклида зависит от времени, прошедшего после его выпадения, типа почвы, вида растительного покрова, проводимых агротехнических мероприятий и других факторов. На вертикальную и горизонтальную миграцию 137Сэ большое влияние оказывает прочность связи радионуклида с почвой. С течением времени прочность сорбции 137Сэ возрастает, что связано с переходом его в необменное состояние и увеличением количества обмен-но-сорбированного нуклида. Наибольшей сорб-ционной способностью обладают коллоидные минеральные частицы и органические коллоиды почвенного. гумуса, накапливающиеся в мелкодисперсной фракции почвы. По степени поглотительной способности почвы можно расположить в следующий ряд: чернозем Жаштано-вая>дерново-подзолистая [16]. Как правило, независимо от типа почвы большая часть 137Сэ сосредоточена в 10-сантиметровом слое, в основном в верхнем 3-сантиметровом [2]. На обрабатываемых почвах |37Сз сравнительно равномерно распределяется в пределах пахотного слоя.
В большинстве случаев начальным звеном миграции 137Сз по пищевым цепочкам является загрязнение растительности. В растения 137Сз может поступать в результате непосредственного загрязнения листьев, стеблей, соцветий, плодов и усваиваться из почвы через корневую систему вместе с питательными веществами. Уровни поверхностного загрязнения растений зависят от плотности радиоактивных выпаде-
ний, физико-химических параметров выпадающих аэрозолей и их морфологических особенностей. Воздушный путь загрязнения растений важен в течение вегетационного периода. Особую значимость для злаковых он приобретает перед снятием урожая.
Считается, что растения способны селективно задерживать радиоактивные аэрозоли размером менее 45—50 мкм. Коэффициент задержки |37Сэ растительным покровом (разнотравьем), по данным исследований в период наибо-ле интенсивных выпадений (1962—1963 гг.), колебался от 0,1 до 0,36; в среднем 0,21 [18]. По степени задержки аэрозольных радионуклидов растения могут быть расположены в следующий ряд: капуста >>свекла>картофель>пшеница ^естественная травяная растительность. С течением времени уровни загрязнения растений снижаются в результате прямых потерь радионуклида и естественного прироста биомассы. Уменьшение загрязненности пастбищной растительности под действием механических факторов (дождя, ветра) происходит с периодом, равным примерно 14 сут [17]. В зависимости от климатических условий и вида растительности быстровыводящая компонента колеблется от 5,7 до 9,7 сут и медленно-выводящая — от 36 до 100 сут. Более 90 % осевшей активности удаляется в течение первых 2 мес. Растворимый 137Св поглощается поверхностью листьев. Процесс всасывания протекает сравнительно медленно, коэффициент резорбции зависит от многих факторов и варьирует в широких пределах, в среднем он составляет 10 % [17].
После прекращения радиоактивных выпадений (спустя достаточно большой период времени) все большее значение приобретает поступление 137Сэ из почвы через корневую систему. Корневое поступление нуклида в растение зависит от его биологической подвижности, типа и физико-химических свойств почвы, климатических условий, вида растительности, агротехнических приемов ведения сельского хозяйства и др. Растения могут поглощать из почвы растворимый в воде цезий. Усвоение ,37Сэ растениями, выращенными на различных почвах, колеблется в широких пределах. Коэффициент перехода нуклида уменьшается с увеличением количества глинистых минералов во фракциях почвы. По степени перехода 137Сз в растения почвы можно расположить в следующий ряд: дерново-подзолистые > красноземы >лугово-кар-бонатные>черноземы>сероземы [7]. Коэффициенты накопления 137Сз в урожае пшеницы в зависимости от типа почвы колеблются от 1,42 до 0,02 [7]. Особенно высокий переход цезия наблюдается в регионах с торфянисто-болотистыми почвами (Украинско-Белорусское Полесье). Уровни загрязнения пищевых продуктов (молоко, злаковые, говядина), произведенных на этой местности, примерно на порядок выше
по сравнению с таковыми на других территориях [12, 13]. По степени накопления нуклида в зернах и клубнях в абсолютных величинах сельскохозяйственные продукты располагаются в следующем восходящем порядке: ячменьСпро-со<пшеница <гречиха <фасоль<овес <чу-миза<;картофель<;бобы [7, 14]. Многолетние растения накапливают 137Сз лучше, чем однолетние. Характер проводимых агротехнически^ мероприятий и ведение сельского хозяйства могут изменить накопление 137Сз в растениях. Увеличение содержания органического вещества в верхнем слое почвы повышает усвоение нуклида растениями. Внесение углекислых солей д^я нейтрализации кислотности почв понижает накопление 137Сэ в урожае [7]. При этом коэффициент перехода цезия из почвы в первые годы после выпадения значительно выше, чем в последующее время. Биологическая доступность и миграционная способность цезия за 8 лет снижаются примерно в 10 раз [7].
Источником поступления 137Сз в организм человека часто могут быть продукты питания животного происхождения. Сельскохозяйственные животные, находящиеся в естественных услову^ ях обитания, получают нуклид через желудочно-кишечный тракт (с кормом и водой), органы дыхания и кожу. На пищевой путь поступления приходится основная часть нуклида. 137Сз в растворимой форме характеризуется практически 100 % резорбцией из желудочно-кишечного тракта и органов дыхания. У жвачных животных резорбция цезия из желудочно-кишечного тракта несколько ниже — 50—80 % [9, 21], что связывают с высокими сорбционными свойствами грубых кормов и увеличенным количеством непереваренного корма. Из крови цезий сравнительно равномерно распределяется по организму. Выводится нуклид из организма м основном через почки. Отношение выведенном нуклида с мочой и калом у животных с однокамерным желудком равно примерно 10, а у жвачных — 1. Высокие уровни калия в корме ускоряют выведение 137Сз из организма животных. Недостаточное количество калия в корме, напротив, увеличивает накопление нуклида в тканях и уменьшает выведение его с мочой и калом.
В случае длительного поступления 137Сз равновесная концентрация нуклида у коров устанавливается примерно к концу месяца, у коз — за 10 дней [17]. По данным [3], кратность накопления нуклида у коров и свиней равна 10— 20, у кроликов — 20. Этот показатель зависил от возраста животных. У телят первых дней жизни, 2, 5- и 10-месячного возраста кратность накопления 173Сз составляет 21, 26 и 9, у ягнят в возрасте 2, 4, и 10 мес — 14, 15 и 8, у козлят того же возраста — 18, 15 и 10 соответственно [4]. Содержание )37Сэ в 1 кг мышц при длительном поступлении нуклида у коров, овец,
коз, свиней и кур составляет соответственно 4, 8, 20, 26 и 450 % от суточного поступления. В печени у овец, коз, свиней и кур 137Cs содержится в этот период в количестве 6, 19, 10 и 150% соответственно [17].
У лактирующих животных I37Cs в значительных количествах выводится с молоком [5]. Цезий в молоке обнаруживался уже в течение первых 10 мин после поступления нуклида в Организм животных. Пиковые концентрации у коров, равные 0,2—0,3 % от введенного количества нуклида в 1 л молока, регистрировали через 24—48 ч [9], у коз, равное 5—10 % на 1 л, — через 9—48 ч [20]. Уменьшение концентрации 137Cs в молоке коров вначале происходит с периодом полувыведения, равным около 1 сут, затем с периодом, равным примерно 4 сут [17]. При длительном поступлении 137Cs коровам содержание нуклида в 1 л молока достигало около 1,1 % ежесуточного поступления [17]. По данным [4], выведение l37Cs с молоком коров составляет 0,8—1,2 %, с молоком овец — от 5 до 15 % и с молоком коз — от 10 до 20 % от суточного поступления нуклида с кормом на 1 л. Отмеченные различия концентрации
tCs в молоке связаны с физиологическими осо-
нностями животных и условиями их жизни.
Цезий в значительных количествах переходит в яйцо. При однократном поступлении 137Cs в яйцо кур, отложенное на 2-й день, переходит около 1 % активности. В дальнейшем снижение активности яйца в 2 раза происходит в первые 3 дня и в последующий период в течение 20— 30 сут. При длительном поступлении 137Cs равновесное состояние у кур наступает за 6—7 сут и равновесное содержание нуклида в яйце составляет 2,3—3,3 % от ежедневного поступления. Концентрация цезия в белке яйца в 2— 3 раза выше, чем в желтке. В скорлупе содержится 1—2 % общего количества нуклида в Яйце [20].
Загрязнение водоемов I37Cs может произойти в результате непосредственного осаждения нуклида из атмосферы на его зеркало или смыва дождевыми и талыми водами радионуклида, осевшего на поверхность земли и растительность в зоне питания водоема. Поступивший в водоем нуклид в результате естественных факторов разбавляется, рассеивается, кумулирует-ся и откладывается на дно. Эти процессы определяются многими факторами (физико-химическими свойствами воды и ее составом, химическими свойствами естественных примесей и др.) в весьма сложном их взаимодействии. По дан-
Sim экспериментальных исследований, относи-
льное распределение цезия между водой, грунтом и биомассой составляло 6, 90 и 4 % [19]. В Можайском водохранилище 96,9% глобального I37Cs отмечено в донных отложениях и только 3,1 % — в воде [13]. Донные отложения могут быть причиной вторичного загрязне-
ния воды. Гидробионты в больших количествах накапливают цезий. Коэффициент накопления 137Сэ в мышечной ткани рыб достигает 1000 [1].
О метаболизме 137Сз в организме человека имеется достаточное представление. Резорбция растворимых соединений нуклида независимо от пути поступления в организм достигает практически 100%- Около 80% цезия депонируется в мышцах и 8 % — в костях. Для расчетов рекомендуется считать, что 10 % нуклида выводится с периодом полувыведения 2 сут и 90%—с периодом 110 сут [10].
Скорость обмена 137Сз в организме человека существенно зависит от возраста, пола, температуры внешней среды, условий трудовой деятельности, водного и минерального обмена и других факторов.
В эксперименте показано, что цезий в значительных количествах переходит из организма матери в плод через плаценту и с молоком в период вскармливания новорожденных. Концентрация '37Св во всем теле плода в среднем в 5 раз ниже его концентрации во всем теле матери [11]. Различия связаны с барьерной функцией плаценты и большой скоростью обмена у плода.
В странах Европы и США основным источником поступления глобального 137Сэ в организм человека являются молочные, мясные и в меньшей мере зерновые продукты и овощи. В странах, где вклад мясных и молочных продуктов меньше, — зерновые и овощи. Значение морских организмов относительно небольшое. Ингаляционный путь поступления нуклида имеет в 100 раз меньше значение, чем пищевой. Ожидаемые дозы облучения населения за счет поступления нуклида через органы пищеварения в северном полушарии — 190 мкГр, в южном — 47 мкГр и всего земного шара — 170 мкГр. Ожидаемая коллективная доза составит соответственно 6,7-105, 0,2-105 и 6,9-105 чел-Гр [10]. В отдельных регионах, как было отмечено (субарктические районы, Украинско-Бело-русское Полесье), глобальный цезий недостаточно хорошо абсорбируется в почве и имеет место усиленное усвоение нуклида растениями. Уровни поступления 137Сз с пищей растительного и животного происхождения в организм человека в этих регионах выше, чем в других, что приводит к облучению местного населения в дозах больше приведенных средних величин.
Облучение населения за счет выбросов предприятий ядерно-топливного цикла, как известно, в условиях нормальной эксплуатации незначительно и составляет небольшую величину по сравнению с фоновым облучением и антропогенным (медицинское и др.) облучением. Нормализованная ожидаемая коллективная эффективная эквивалентная доза за счет всего ядерно-топливного цикла может составить 5,7 чел-Зв на 1 ГВт электроэнергии в год. Из этих вели-
чин на долю 134Сз и 137Сз приходится 0,4 чел-Зв. Годовая эффективная эквивалентная доза на душу населения составила в 1980 г. около 0,1 мкЗв, к 2000 г. она повысится до 1 мкЗв, что составляет соответственно лишь 0,005 и 0,05 % от средней величины облучения природными источниками. Годовая коллективная эффективная эквивалентная доза в 1980 г. составила 500 чел-Зв [10].
Литература
1. Аникеев В. В.. Христианова А. А. Коэффициенты распределения радиоизотопов между твердой и жидкой фазами в водоемах. — М., 1973.
2. Белова Е. И., Антропова 3. Г. // Ядерная метеорология. — М„ 1971, —Вып. 21, —С. 77.
3. Булдаков Л. А., Москалев 10. И. Проблемы распределения и экспериментальной оценки допустимых уровней цезия-137, стронция-90, рутення-106. — М., 1968.
4. Буров Н. И., Шилов В. П., Сироткин А. Н. и др. // Теоретические и практические аспекты действия малых доз ионизирующей радиации. — Сыктывкар, 1973. — С. 147—148.
5. Василенко И. #.//Журн. гиг. эпидемиол. микробпол. (Прага).—1977, —Т. 21, №4.-С. 342—350.
6. Василенко И. Я- // Вопр. питания.— 1986. — №2. — С. 3-8.
7. Гулякин И. В., Юдинцева Е. В. Сельскохозяйственная радиология. — М., 1973.
8. Гусев 11. Г., Беляев В. А. Радиоактивные выбросы в биосфере: Справочник. — М., 1986.
9. Ильин Д. И., Москалев 10. И. //Атомная энергия,— 1957, —Т. 2, № 2.— С. 163.
10. Ионизирующее излучение: Источники и биологические эффекты: НКДАР: Докл. за 1982 г. ООН: Пер. с англ. —М„ 1982, —Т. 1—2.
11. Корзун В. 11. Эффективность профилактических средств при одновременном хроническом поступлении в организм цезия-137 и стронцйя-90: Автореф. дис.... канд. мед. наук. — Л., 1970.
12. Марей А. Н„ Бархударов Р. М., Новикова Н. Я. Глобальные выпадения ,37Cs и человек.— М., 1974.
13. Марей А. 11., Зыкова А. С., Cay ров М. М. Радиациони ная коммунальная гигиена. — М., 1984. ^
14. Моисеев И. Т., Тихомиров Ф. А., Алексахин Р. М. и др. // Теоретические и практические аспекты дей-вия малых доз ионизирующей радиации. — Сыктывкар, 1973.— С. 122.
15. Моисеев А. А., Рамзаев П. В. Цезнй-137 в биосфере.— М„ 1975.
16. Павлоцкая Ф. И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. — М„ 1974.
17. Радиоактивность и пища человека / Под ред. Р. Рассела: Пер. с англ. — М., 1971, —С. 232—256.
18. Росиянов С. П., Виноградова В. К., Гедеонов Л. И., Густова Л. И. // Радиобиология: Информ. бюл.—1971.— Т. 13. —С. 40.
19. Тимофеева-Ресовская Е. А. //Труды Ин-та биологии УФ АН СССР,—1963.— Вып. 30.— С. 1—77.
20. Ekman ¿.//Acta vet. scand. — 1961. — Vol. 4, Suppl. 2, —P. 1.
21. McClellan R. O., McKemiy C. R. Henford Atomic Products Operation. — New York, 1961.
22. Sugari S., Ohtani S., Arkaishi J., Makino N. // Hiaf Phys. — 1964. — Vol. 10. — P. 469—472.
Поступила 08.09.87
Из практики
УДК 614.3(477)
Т. Л. Проклина, Т. 10. Мельниченко
ОЦЕНКА КАЧЕСТВА ПЛАНИРОВАНИЯ ПРОТИВОЭПИДЕМИЧЕСКИХ МЕРОПРИЯТИЙ В САНЭПИДСТАНЦИЯХ УКРАИНСКОЙ ССР
Киевский НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Марзеева; Главное санэпидуп-
равление Минздрава УССР, Киев
Для изучения на уровне областных санэпидстанций (СЭС) системы планирования противоэпидемических мероприятий с целью их оптимизации были проанализированы планы за 1985—1987 гг. основных организационных и са-нитарно-противоэпидемических мероприятий санэпидслужбы ряда областей республики (Днепропетровской, Донецкой, Херсонской, Тер-нопольской, Закарпатской, Сумской, Винницкой, Житомирской, Запорожской, Харьковской, Ивано-Франковской и др.).
Проведенный анализ показал несовершенство планирования и как результат такого планирования — несовершенство управленческой дея-
тельности областных СЭС в указанных областях.
В большинстве областных СЭС планы построены по устаревшему функционально-отраслевому принципу. Структура и содержание всех планов идентичны. Формулировки целей и задач совпадают в планах различных СЭС. В этом, несомненно, сказывается влияние республика^ ских планов. Во всех без исключения планах приорететность целей деятельности не обоснована, а сами цели полностью не увязываются с конкретной санитарно-эпидемиологической ситуацией в регионе.
