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

Расчет коэффициента А представляет собой достаточно сложную задачу, аналитически решаемую не для всех изото­ пов. Эго связано с необходимостью функционального задания и с возможностью последующего интегрирования таких парамет­ ров, как зависимость периода биологического выведения изо­ топа из организма от возраста [m(uiu') J, изменение веса тела с возрастом [влияющим на g(a)] и изменение функции выжи­ вания [/(ц)]. Два последних параметра можно на практике принимать постоянными без существенного'’влияния на резуль­ таты расчетов. Вычисление коэффициента А, выполненное ме­

ческой точки зрения популяций, таких, как население СССР, БССР или УССР, коэффициент А можно принимать равным.

Следовательно, чтобы оценить предполагаемую попу­ ляционную дозу для населения БССР и УССР, необходимо рассчитать интегральное поступление Cs137 с рационом. За ос­ нову рациона можно принять молоко с последующей поправкой на вклад его в общий рацион. Целесообразно рассмотреть две группы населения: сельские жители Полесья (условно замкну­ тая популяция) и население каждой из республик (УССР и БССР) в целом.

Средневзвешенное по численности населения содержание Cs137 в молоке Белорусско-Украинского полесья в 1969— 1970 гг. составляло 480 пкюри/л. Изучение структуры рациона

с рационом. В дальнейшем с уменьшением уровней выпадения Cs137 из атмосферы значимость молока, загрязняющегося глав­ ным образом почвенным путем, возрастает, однако для дальней­ ших расчетов этим обстоятельством можно пренебречь. Необхо­ димо указать еще на одно вынужденное допущение. Динамика убыли содержания Cs137 в молоке после 1968 г. в районах По­ лесья повторяет динамику убыли изотопа в почве. Следователь­ но, функционально содержание Cs137 в молоке можно предста­ вить экспонентой с периодом полуочищения почвы. Динамика загрязненности остальных продуктов, входящих в рацион, стро­ го говоря, будет отличаться в результате определенной роли по­ верхностного загрязнения. Однако роль этого пути резко умень­ шается, начиная с 1968 г., и в дальнейшем потеряет практиче­ ское значение. Поэтому примем, что с 1969 г. содержание Cs137 в рационе убывает по следующему закону:

С(/) = С0е ~ Ч

где Со— содержание Cs137 в рационе в 1969 г.

С0 = 1,43-СМ0Л= 0,69 нкюри/сутки,

где СМол — содержание Cs137 в молоке в 1969 г. Отсюда инте­ гральное поступление будет равно:

оэ

C (« ) = £ c ee - V t f = - ^ .

о п

Если предположить, что очищение почвы идет только за счет радиоактивного распада изотопа с 7Ѵ2п= 30 лет

(11 000 дней), то

Cl(оо) = 1,72- Ю4-С0 = 1,19-104 нкюри.

Это — верхний предел интегрального поступления Cs137 с рацио­ ном, поскольку не учитывались факторы очищения почвы в ре­ зультате иных процессов (выноса изотопа с растениями, смы­ ва и т. п.).

Если принять за период полуочищения почвы 7 лет [28], то интегральное поступление Cs137 с рационом после 1969 г. со­ ставит:

С'(со) —■3,65 • ІО3 • С0 = 3,65 • ІО3 • 0,69 = 2,52 • 103 нкюри.

При определении интегрального поступления Cs137 в рацион за период с 1963 по 1968 г. принимали, что поступление изотопа со всеми продуктами (исключая молоко) находилось на уровне средних по стране показателей [71]. Что касается содержания Cs137 в молоке, то оно рассчитано по модели, утвержденной НКДАР ООН [139], с коэффициентами воздушного загрязне-

мкюри/км-

составляет 1,97-ІО3 нкюри. Следовательно, поступление до пол­ ного распада изотопа составит:

С2(оо) = 11,9- ІО3 + 1,97 • 103 = 13,87 • ІО3 нкюри,

Т Чгп = 30 лет,

С'2(оо) = 2,52 ■ІО3 + 1,97 • ІО3 = 4,47 ■ІО3 нкюри,

7\/,п = 7 лет.

Отсюда предполагаемая популяционная доза для сельских жителей Полесья равна:

Оп(оо) = 0,043 ■13,87 ■ІО3 = 590 мрад,

D'n(со) = 0,043 • 4,47 • ІО3 = 190 мрад.

По-видимому, обе оценки предполагаемой дозы являются экстремальными, так что истинное значение дозы будет лежать в диапазоне приведенных значений.

136

Предполагаемая популяционная доза для всего населения Белоруссии рассчитывается по такой же схеме, но с учетом того обстоятельства, что удельный вклад молока в общее по­ ступление изотопа в этом случае ниже, чем в Полесье, в резуль­ тате меньшего потребления, меньшей загрязненности молока.

Интегральное поступление за период с 1963 по 1968 г. со­ ставило 0,62-ІО3 нкюри, а с 1969 г. для Т'і/2п= 30 годам — 3,44-ІО3 нкюри и для Г1/2п= 7 лет — 0,71-ІО3 нкюри. Отсюда экстремальные значения предполагаемых доз будут равны:

D., (со) = 0,043 ■4,06 • 103 = 180 мрад,

D'n (оо) = 0,043 - 1,33 - 10* = 57 мрад.

Аналогичные расчеты, приведенные для сельских жителей Украинского полесья и населения УССР в целом, дали следую­ щие результаты.

Сельские жители Полесья

Dn(оо) = 0,043 • 8,49 • ІО3 = 370 мрад,

Dn(co) == 0,043 ■2,79 • 103 = 120 мрад.

Население республики в целом

Д,(оо) = 0,043 • 1,85 ■103 = 80 мрад, Dn (оо) = 0,043 • 0,67 • ІО3 = 29 мрад.

В формировании в организме дозы за счет внешнего облу­

связи с небольшими периодами полураспада вклад их в инте­ гральную дозу невелик и при оценке предполагаемой дозы ими можно пренебречь. Что касается Cs137, то сложности в расчете мощности дозы связаны с характером распределения этого изо­ топа по профилю почвы. Из-за отсутствия достаточных данных о характере распределения Cs137 в различных почвах трудно определить истинное значение связанных с этим обстоятельст­ вом поправок. Тем не менее работы, выполненные некоторыми исследователями, позволяют оценить по крайней мере степень возможного влияния глубины и характера проникновения изо­ топа в почву на мощность дозы над поверхностью почвы.

Из данных некоторых авторов [300] известно, что если «дли­ на затухания концентрации» (глубина, на которой концентра­ ция убывает в е раз) увеличивается с 1 до 3 см, то мощность дозы, обусловленной Cs137, падает с 60 до 40% по сравнению с мощностью дозы, обусловленной поверхностно распределенным источником. В работе [301] указывается, что даже в случае, когда 85% активности находится в верхнем сантиметре почвы, пренебрежение этим фактором можрт завысить мощность дозы приблизительно в 1,5 раза. Данные других авторов [302] свиде­

137

тельствуют о том, что преобладающая часть активности фикси­ руется в верхнем слое почвы, в частности, в среднем до 90% Cs137 находится в 20-миллиметровом слое, а глубже 150 мм об­ наруживаются лишь его следы. Учитывая, что основное коли­ чество Cs137 находится в 3-сантиметровом слое почвы, НКДАР ООН [28] рекомендует коэффициент экранирования почвой, равный 0,5, который вводится как поправочный множитель к мощности дозы, определенной для поверхностного источника.

Мощность дозы, обусловленной равномерно распределенным по поверхности почвы изотопом, на высоте 1 м рассчитывается по предложенной О. И. Лейпунским [303] формуле:

Если учесть коэффициент экранирования почвой, равный 1,6, и дозовый фактор накопления [301], то окончательное значе­ ние функции мощности дозы будет равно:

R = 0,114 • 0,5 • 1,6 = 0,091 мрІгод— .

мкюри/км2

Близкую к приведенному значению R получил и Бек [304] — 0079 мр/год

мкю ри/км-

Таким образом, среднегодовую мощность дозы можно опре­ делить по формуле:

D (f) — 0,091 • Fn (t) мр/год.

Предполагаемую дозу, обусловленную внешним у-облучением Cs137, поступившим во внешнюю среду после испытаний ядерного оружия, целесообразно рассчитывать раздельно по двум периодам: с 1963 по 1966 г. — по фактическому содержанию изо­ топа в почве и с 1967 г. до полного распада — по содержанию изотопа в 1967 г., задавая закон его убывания. Относительно первого периода следует предварительно заметить, что уровни содержания Cs137 в почве на территории Белорусско-Украинско­ го полесья практически не отличаются от среднего значения, характерного для данных широт. Это является следствием того, что радиоактивное загрязнение территории обусловлено только глобальными выпадениями продуктов ядерных взрывов, причем в рассматриваемом районе отсутствуют какие-либо специфиче­ ские факторы, могущие привести к локальным отклонениям от среднеширотных уровней выпадений (количество атмосферных

138

осадков, топография местности и т. п.). Например, содержание Cs137 в почве в 1967 г. на территории Белорусско-Украинского

60 мкюри/км2 [215]. Сопоставление приведенных значений по­ зволяет использовать среднеширотные данные о содержании Cs137 в почве для расчетов мощности дозы в Полесье, поскольку фактическое определение ее, кроме указанных годов, не прово­ дилось. Полученная таким образом интегральная доза в воздухе на высоте 1 м от поверхности почвы за период с 1963 по 1966 г. составляла А =25 мр. За дальнейший период предполагаемая доза определяется интегралом:

V

где F ° — содержание Cs137 в почве в 1967 г., мкюри/км2-, g — ко­ эффициент мощности дозы.

Как и в случае оценки предполагаемой дозы, обусловленной инкорпорированным Cs137, используем два значения периодов полуочищения почвы: 7'1/2п= 30 лет и Т\/2а= 7 лет.

В первом случае А = 305 мр и суммарная доза D'=Dt+D2 = = 25 + 305 = 330 мр. Во втором случае D2 = 68 и суммарная доза

D" = 93 мрад.

При переходе к поглощенным в организме человека дозам следует учитывать два обстоятельства: во-первых, режим пове­ дения населения и, во-вторых, различие в энергетических экви­ валентах рентгена и рада. Первый фактор подразумевает учет экранирования организма зданием. Значение его зависит от вре­ мени пребывания человека вне и внутри здания. Если принять, что сельские жители проводят 10 ч в строениях с коэффициен­ том защиты, равным четырем [306], то суммарный коэффициент экранирования будет равен 0,7. Для городских жителей прини­ мается время пребывания в помещениях 20 ч и средний коэф­ фициент защиты зданием, равный 10. В этом случае суммарный коэффициент защиты составляет 0,25.

В соответствии с рекомендациями МКРЕИ [307] для мы­ шечной ткани значение отношения рад/р составляет 0,95. Та­ ким образом, предполагаемая поглощенная во всем организ­ ме доза, вызванная внешним облучением Cs137, для жителей Белорусско-Украинского полесья составляет, мрад:

139