Файл: Марей, А. Н. Глобальные выпадения цезия-137 и человек.pdf

Cs137 характерно для населения средних шпрот Северного полу­ шария. Подобные же уровни наблюдались, например, в Дании в-, 1970 г. — 3,2 нкюри/организм, во Франции — 3,6 нкюри/организм:

[215], в Москве — 2,8 нкюри/организм. Средневзвешенное по> численности сельского населения содержание Cs137 в организме; более чем в 4 раза выше этих значений и составляет 12,7 нкюрін.

Т а б л и ц а 6.5

Содержание цезия-137 в организме сельских жителей Белоруссии

Если принять, что городское население Белоруссии потребляет продукты питания одного с «остальными областями» уровня за­ грязненности, то среднее для республики содержание Cs137 в организме составит 8,5 нкюри/организм. Можно предположить, что это значение несколько занижено, так как городское насе­ ление Брестской и Гомельской областей потребляет молоко с не­ сомненно большими концентрациями Cs137, нежели население других районов республики.

Содержание Cs137 в организме сельских жителей ряда обла­ стей Украинской ССР, включающих в себя полесские районы, представлено в табл. 6.6.

Надо отметить, что содержание Cs137 в молоке и соответст­ венно в организме населения в пределах указанных в таблице областей Украинской ССР сильно варьирует. Например, в Во­ лынской области максимальная концентрация составляет 1180, минимальная 20 пкюри/л, в Ровеиской области соответственно 1230 и 10 пкюри/л. Это обусловлено тем, что области характери­ зуются большим разнообразием почв — от торфяно-болотистых песчаных в полесских районах до черноземов на юге областей. При определении среднего для сельского населения Украины содержания Cs137 в организме принималось, что половина насе­ ления указанных в табл. 6.6 областей проживает вне полесских районов и содержание изотопа в них находится на уровне жи­

114

телей «остальных областей». Таким образом, средневзвешенное по населению содержание Cs137 в организме сельских жителей Украины составляет 4,5 нкюри/организм, а средневзвешенное содержание с учетом и городских жителей — 3,1 нкюри/орга-

низм.

Эти значения заметно меньше аналогичных значений по Бе­ лоруссии, хотя у жителей полесских районов Украины содержа-

Т а б л и ц а 6.6

Содержание цезия-137 в организме сельских жителей полесских районов на территории Украинской ССР

ние Cs137 в организме практически такое же, как у подобных контингентов в Белоруссии. Такое соотношение является ре­ зультатом того, что в пределах Украинской ССР меньший про­ цент населения проживает на территории с повышенными уров­ нями содержания Cs137 в местных пищевых продуктах: в Бело­

а на Украине — соответственно 5 и 8%.

Таким образом, значимость полесских районов в оценке по­ пуляционной концентрации Cs137 в организме для БССР суще­ ственно выше, чем для Украинской ССР. Об этом же свидетель­ ствует отношение средневзвешенного содержания Cs137 в орга­ низме населения Белоруссии к его содержанию в «остальных областях», равное 2,8, в то время как на Украине оно состав­ ляет 1,6.

ПРОГНОЗИРОВАНИЕ БУДУЩИХ УРОВНЕЙ СОДЕРЖАНИЯ ЦЕЗИЯ-137 В ОРГАНИЗМЕ ЖИТЕЛЕЙ ПОЛЕСЬЯ

Прогнозирование будущих уровней содержания Cs137 в ор­ ганизме людей, проживающих в Полесье и в других аналогич­ ных районах, фактически означает прогнозирование загрязнен­ ности молока, поскольку этот продукт и определяет главным образом поступление Cs137 в организм.

Прогнозирование загрязненности молока основано на модель­ ном представлении процесса поступления изотопа в продукт.

8* 115

Широкое распространение получила модель, устанавливающая линейную зависимость между концентрацией Cs137 в молоке и содержанием его в почве и в выпадениях (почвенный и воздуш­ ный факторы) [7, 139]:

c(f) = PuFAt) +

мкюри/км2

Рассматривая эту модель, Рассел и НКДАР ООН обращают внимание на то обстоятельство, что лучшее соответствие между расчетными и экспериментальными данными наблюдается в том случае, если в качестве почвенного фактора в формуле использо­ вать не все кумулятивное содержание Cs137 в почве, а только часть его, накопленную за последние два года, как это сделали впервые Бартлет и Мерцер [245]. Они считают, что в течение первых 2—3 лет поступление Cs137 из почвы уменьшается за счет прочной фиксации. Тогда предыдущая формула приобре­ тает вид:

С (0 = Рп [Рп ( t - 1 ) -Г FB( ( - 2)] + PaFa(/).

В этом случае загрязненность молока определяется уровнями выпадений трех последних лет.

Если принять такую модель процесса перехода, то содержа­ ние Cs137 в молоке должно постоянно снижаться пропорциональ­ но уменьшению выпадений его из атмосферы. Подобная картина наблюдалась повсеместно в первые несколько лет после прекра­ щения массированных ядерных испытаний, т. е. в 1963—1967 гг., но она была обусловлена резким изменением роли поверхност­ ного загрязнения растений. В последующие годы темпы снижения загрязненности молока все заметнее стали отставать от тем­ пов уменьшения уровней выпадений, причем это относится как к среднесоюзным показателям [40, 233], так и (в большой сте­ пени) к данным, полученным по отдельным районам, в частно­ сти, в Полесье. В 1969—1971 гг. содержание Cs137 в молоке по стране в среднем практически не менялось, хотя уровни выпа­ дения Cs137 продолжали снижаться. Это явление вряд ли объ­ яснимо, если считать, что почвенный фактор ограничивается только двумя годами.

По-видимому, если с годами и происходит уменьшение дос­ тупности почвенного Cs137, то не в такой степени, чтобы прене­ брегать в расчетах выпадениями более чем двухлетней давности. Так, в частности, и рассматривается модель в работе [40], в ко­ торой коэффициенты пропорциональности получены с учетом участия в миграционных процессах всего накопленного в почве изотопа.

116

Из рис. 6.3 видно, что к 1969 г. содержание Cs137 в молоке снизилось в 10 раз, в то время как уровни выпадений — более чем в 50 раз.

По модели Бартлета и Мерцера с полученными ими значения­ ми коэффициентов воздушного и почвенного факторов, темпы снижения загрязненности молока должны практически быть рав­ ными темпам уменьшения уровней выпадений (с некоторым сдвигом во времени). Другими словами, загрязненность молока к 1969 г. должна была бы снизиться по крайней мере в 30— 40 раз. Такое расхождение между фактическими и расчетными данными, по-видимому, связано с определенным принижением

роли почвы как источника поступления Cs137 в траву и в после­ дующие звенья пищевой цепи. Устоявшаяся точка зрения на прочную фиксацию Cs137 почвами, сложившаяся в основном в результате лабораторных экспериментов, в натурных условиях оказывается зачастую неверной. Тем более для районов, анало­ гичных Полесью. Данные о содержании Cs137 в молоке в одних и тех же населенных пунктах Полесья в 1968—1970 гг. свиде­ тельствуют о том, что практического уменьшения его не наблю­ дается, хотя уровни выпадений в эти годы заметно снизились. Такое явление вполне объяснимо, если принять за основной ре­ зервуар, питающий растительность Cs137, почву, в которой со­ держание изотопа практически не изменялось за последние го­ ды. Таким образом, для последующих (за 1970 г.) лет прогноз загрязненности молока можно делать, используя только почвен­ ный резервуар, т. е. по формуле:

C(t)=--PaFB(t).

117

Значение коэффициента Ра получено на основе материалов гл. 4 и представлено в табл. 6.7. В этой же таблице приведены результаты прогноза содержания Cs137 в молоке в пяти районах, отличающихся друг от друга характеристиками почв. Представ­ ленные в таблице коэффициенты Р„ существенно выше указан­ ных в литературе. Особенно это относится к первым трем типам почв. Так, в работах [246, 247] приведены коэффициенты, полу­

высокое значение коэффициента, равное 2,8, приведено в работе [78]. Но получен он также для полесских районов, характери­ зующихся высоким содержанием Cs137 в молоке.

К сожалению, имеется очень мало работ по изучению ско­ рости очистки почвы от Cs137, особенно в природных условиях, что усложняет прогнозирование. Переход изотопа в растения — один из факторов, ведущих к обеднению почвы изотопом. Дру­ гим фактором является убыль изотопа в результате его радио­ активного распада и естественных процессов (миграции вглубь, смывов и т. п.). Отсутствие подобных данных вынуждает часто для характеристики скорости очистки почвы пользоваться толь­ ко радиоактивным распадом изотопа, что дает верхнюю грани­ цу оценки скорости очистки.

V

118

По-видимому, такой подход, хотя и завышающий результа­ ты, но четко ограничивающий верхний предел, является более ■оправданным, чем использование недостаточно представительных и разрозненных данных о скорости очистки почвы за счет дру­ гих процессов. Тем не менее в табл. 6.7 приведены результаты, основанные как на очистке почвы только за счет распада изо­ топа, т. е. период полуочищения почвы равен 30 годам, так и с учетом других процессов с эффективным периодом полуочище­ ния поверхностных слоев почвы, равным 7 годам [28]. За на­ чальное содержание Cs137 принято содержание его в почве в

1970 г., т. е.:

^ п (0 = Ли9-ое~ Ѵ .

где Х„ — постоянная очищения почвы, год-1; t — время после

1970 г., год.

П р и м е ч а и и е. Данные о содержании Cs’3’ в организме взяты в конце каждого года.

119