Плотность радиоактивного загрязнения почвы

федеральное бюджетное учреждение здравоохранения «Центр гигиены и эпидемиологии в Республике Марий Эл»

В почве присутствуют почти все известные в природе химические элементы, в том числе и радионуклиды. Радионуклиды – химические элементы, способные к самопроизвольному распаду с образованием новых элементов, а также образованные изотопы любых химических элементов. Следствием ядерного распада является ионизирующая радиация в виде потока альфа-частиц (поток ядер гелия, протонов) и бета-частиц (поток электронов), нейтронов, гамма-излучение и рентгеновское излучение. Это явление получило название радиоактивность. Химические элементы, способные к самопроизвольному распаду называются радиоактивными. Наиболее употребляемый синоним ионизирующей радиации радиоактивное излучение.

Радиоактивность почв обусловлена содержанием в них радионуклидов. Различают естественную и искусственную радиоактивность. Естественная радиоактивность почв вызывается естественными радиоактивными изотопами, которые всегда в тех или иных количествах присутствуют в почвах и почвообразующих породах. Естественные радионуклиды подразделяют на 3 группы. Первая группа включает радиоактивные элементы – элементы, все изотопы которых радиоактивны: уран (238U, 235U), торий (232Th), радий (226Ra) и радон (222Rn, 220Rn). Во вторую группу входят изотопы «обычных» элементов, обладающие радиоактивными свойствами: калий (40К), рубидий (87Rb), кальций (48Са), цирконий (96Zr) и др. Третью группу составляют радиоактивные изотопы, образующиеся в атмосфере под действием космических лучей: тритий (3Н), бериллий (7Ве, 10Ве) и углерод (14С).

По способу и времени образования радионуклиды подразделяют на: первичные – образовавшиеся одновременно с образованием планеты (40К, 48Сa, 238U); вторичные продукты распада первичных радионуклидов (всего 45 – 232Th, 235U, 220Rn, 222Rn, 226Ra и др.); индуцированные – образовавшиеся поддействием космических лучей и вторичных нейтронов (14С, 3Н, 24Na). Всего насчитывают более 300 природных радионуклидов. Валовое содержание естественных радиоактивных изотопов в основном зависит от почвообразующих пород. Почвы, сформировавшиеся на продуктах выветривания кислых пород, содержат радиоактивных изотопов больше, чем образовавшиеся на основных и ультраосновных породах; тяжелые почвы содержат их больше, чем легкие. Естественные радиоактивные элементы распределяются по профилю почв обычно относительно равномерно, но в некоторых случаях они аккумулируются в иллювиальных и глеевых горизонтах. В почвах и породах присутствуют преимущественно в прочно связанной форме.

Искусственная радиоактивность почв обусловлена поступлением в почву радиоактивных изотопов, образующихся в результате атомных и термоядерных взрывов, в виде отходов атомной промышленности или в результате аварий на атомных предприятиях. Образование изотопов в почвах может происходить вследствие наведенной радиации. Наиболее часто искусственное радиоактивное загрязнение почв вызывают изотопы 235U, 238U, 239Pu, 129I,131 I , 140 Ba , 106 Ru , 90 Sr , 137 Cs и др.

Экологические последствия радиоактивного загрязнения почв заключаются в следующем. Включаясь в биологический круговорот, радионуклиды через растительную и животную пищу попадают в организм человека и, накапливаясь в нем, вызывают радиоактивное облучение. Радионуклиды, подобно многим другим загрязняющим веществам, постепенно концентрируются в пищевых цепях. В экологическом отношении наибольшую опасность представляют 90Sr и 137Cs. Это обусловлено длительным периодом полураспада (29,1 лет – 90Sr и 30,0 лет – 137Cs), высокой энергией излучения и способностью легко включаться в биологический круговорот, в цепи питания. Стронций по химическим свойствам близок к кальцию и входит в состав костных тканей, а цезий близок к калию и включается во многие реакции живых организмов. Искусственные радионуклиды закрепляются в основном (до 80-90%) в верхнем слое почвы: на целине – слое 0-10 см, на пашне – в пахотном горизонте. Наибольшей сорбцией обладают почвы с высоким содержанием гумуса, тяжелым гранулометрическим составом, богатые монтмориллонитом и гидрослюдами, с непромывным типом водного режима. В таких почвах радионуклиды способны к миграции в незначительной степени.

По степени подвижности в почвах радионуклиды образуют ряд 90 106 137 129 239 Sr > Ru > Ce > J > Pu . Скорость естественного самоочищения почв от радиоизотопов зависит от скоростей их радиоактивного распада, вертикальной и горизонтальной миграции. Период полураспада радиоактивного изотопа – время, необходимое для распада половины количества его атомов.

Особенность радиоактивного загрязнения почвенного покрова заключается в том, что количество радиоактивных примесей чрезвычайно мало, иони не вызывают изменений основных свойств почвы – рН, соотношения элементов минерального питания, уровня плодородия. Поэтому, в первую очередь, следует лимитировать (нормировать) концентрации радиоактивных веществ, поступающих из почвы в продукцию растениеводства. Поскольку в основном радионуклиды являются тяжелыми металлами, то основные проблемы и пути нормирования, санации и охраны почв от загрязнения радионуклидами и тяжелыми металлами в большей степени сходны и зачастую могут рассматриваться вместе.

Республика Марий Эл радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС не подверглась. Загрязнение территории обусловлено лишь глобальными атмосферными выпадениями. Фоновые значения радиоактивного загрязнения почвы, обусловленные глобальными выпадениями, представлены в табл. 1.

Источник

Плотность радиоактивного загрязнения почвы

ОРГАНИЗАЦИЯ РАБОТ. МЕТОДИКА СОСТАВЛЕНИЯ КАРТ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ

До 1995 г. радиоактивное загрязнение не было отражено на единой системной картографической основе. Имелись лишь отдельные карты, составленные, как правило, для населённых пунктов на основе использования разных методик определения радионуклидов. Несмотря на значительный объём проведённых работ (см., например, Приложение 3), можно считать, что до 1996 г. на площади влияния ПО «Маяк» работы носили рекогносцировочный характер (Баженов, 1994; Исаева, 1994). Полученные результаты съёмок не могли удовлетворять требованиям расчёта дозовых нагрузок радиоактивного воздействия на население с момента аварий до настоящего времени. Особенностью сложившейся радиационной обстановки на загрязнённых территориях является долговременность воздействия на население нескольких радионуклидов ( 90 Sr, 137 Cs, 238 Pu, 239 Pu, 240 Pu и др.).

Необходимость создания комплекса карт современных и ретроспективных уровней радиоактивного загрязнения Уральского региона возникла в начале 90-х гг. в связи с «Государственной программой РФ по реабилитации загрязнённых территорий Уральского региона и мерах оказания помощи пострадавшему населению на 1992–1995 гг.».

На совещаниях в МЧС России 28 июня и 26 ноября 1994 г. рассматривался вопрос создания карт радиоактивного загрязнения Уральского региона по единой методике и на единой аналитической базе. Росгидромету было поручено создание таких карт.

В 1995 г. ИГКЭ Росгидромета и РАН была проведена экспертиза имевшихся на тот момент материалов по радиоактивному загрязнению на площади влияния ПО «Маяк», начиная с материалов первых самолётных и наземных съёмок, проведённых сразу после аварии 1957 г. Основная задача экспертизы состояла в оценке качества имеющихся материалов и их пригодности к использованию для построения новых уточнённых карт (Экспертное заключение…, 1995).

Работы по созданию карт радиоактивного загрязнения почв с 1995 по 2012 гг. проводились по следующим федеральным целевым программам:

«Социальная и радиационная реабилитация населения и территорий Уральского региона, пострадавших вследствие деятельности производственного объединения «Маяк», на 1996–1997 годы и на период до 2000 года»;
«Социальная и радиационная реабилитация населения и территорий Уральского региона, пострадавших вследствие деятельности производственного объединения «Маяк», на 1996–1997 годы и на период до 2000 года», продлённая на 2001 г. постановлением Правительства Российской Федерации от 30 декабря 2000 г.;
«Преодоление последствий радиационных аварий на период до 2010 года»;
«Преодоление последствий радиационных аварий на период до 2015 года».

На первом этапе указанных работ собраны доступные ретроспективные (1957–1994 гг.) материалы по радиоактивному загрязнению территорий Уральского региона, подвергшихся воздействию в результате аварий на ПО «Маяк» и его деятельности. Далее ретроспективные материалы (отчёты, картографические работы) подверглись экспертизе на предмет возможного использования их при создании карт радиоактивного загрязнения Уральского региона в масштабе 1:200 000. К основным методическим требованиям для картографирования относились:

лабораторные радиохимические и гамма-спекторметрические определения радионуклидов в почвах;
отбор проб на всю глубину распространения радионуклидов в почвах;
методы определения содержания радионуклидов в пробах почв;
точности определения радионуклидов в пробах почв;
плотность сети отбора проб;
инструментальный способ привязки точек отбора проб посредством GPS-навигатора.

По результатам экспертизы для создания карт радиоактивного загрязнения Уральского региона частично использовались архивные материалы.

Основу настоящего атласа составили картографические материалы полевых исследований 1995–2012 гг., полученные путём отбора проб почвы с последующим их радиохимическим анализом (на стронций-90, изотопы плутония-238, -239, -240) и гамма-спектрометрическим анализом на цезий-137. Объектами исследования являются: ВУРС – на всём своём протяжении (250 км от промзоны ПО «Маяк»), Карачаевский след на всей площади его проявления (4 650 км 2 ), поймы рек Теча и Исеть.

Картографирование радиоактивного загрязнения почв стронцием-90 и цезием-137 реализуется на трёх масштабных уровнях:

мелкомасштабный – обзорные карты на всю территорию влияния ПО «Маяк» в масштабах 1:1 000 000 и 1:500 000;
среднемасштабный – карты 1:200 000 и 1:100 000 на зону ВУРСа и Карачаевского следа;
крупномасштабный – карты масштабов 1:50 000 и 1:25 000 населённых пунктов и пойм рек (по информативности они соответствуют масштабам 1:25 000 и 1:10 000).

В «Атласе Восточно-Уральского и Карачаевского радиоактивных следов, включая прогноз до 2047 года» картографический материал по временному признаку расположен в следующем порядке:

карты современного состояния (на 2007 г.);
ретроспективные карты (1957, 1967 гг.), построенные на основе карт современного состояния;
построенные на основе карт современного состояния прогнозные карты на 2047 г., когда пройдёт примерно три периода полураспада основных дозообразующих радионуклидов ( 90 Sr и 137 Cs) и степень радиоактивного загрязнения снизится примерно на порядок.

Создание подобного атласа практически невозможно без использования современных геоинформационных систем (ГИС-технологий). Картоосновы, ретроспективные карты были унифицированы, а современные и прогнозные карты построены на базе ГИС-программ (ArcGis). Новые результаты по радиоактивному загрязнению территории, пространственно привязанные с помощью цифровых навигаторов, были включены в соответствующую базу данных для последующего моделирования. При создании атласа использовалась база данных, по которой ранее построены карты радиоактивного загрязнения, рекомендованные Межведомственной комиссией по радиационному мониторингу окружающей среды для принятия решений по безопасному использованию земель сельскохозяйственного назначения и лесного фонда, при строительстве газопроводов, водопроводов и канализационных сетей, разработке комплексных мер в сфере защиты здоровья населения, подвергшегося радиационному воздействию.

Целью создания атласа является информационное обеспечение МЧС России, Росгидромета и Правительств Челябинской, Свердловской и Курганской областей данными о радиационной обстановке, возникшей после аварий на ПО «Маяк», для исполнения законов Российской Федерации о социальной защите населения и получения исходных данных для определения дозовых нагрузок радиоактивного воздействия на население с момента аварии до настоящего времени, принятия решений по разработке и осуществлению мер обеспечения радиационной безопасности населения, реабилитации или отчуждения земель, по перепрофилированию хозяйственной деятельности на загрязнённых территориях.

Методика составления карт радиоактивного загрязнения включает три процесса: получение первичных данных радиоактивного загрязнения территорий; подготовку базы данных; работу с базой данных при составлении карт радиоактивного загрязнения.

Система отбора проб. Для создания карт радиоактивного загрязнения ВУРСа и Карачаевского следа, а также пойм рек Теча и Исеть на большей части площади этих объектов применялась система отбора проб (опробования) по профилям, заложенным перпендикулярно простиранию ветвей каждого следа. Отбор проб производился в отдельных расположенных на профилях точках.

Такая система пробоотбора являлась эффективной для построения на картах изолиний равных плотностей загрязнения.

Выбор расстояний между точками отбора проб. Расстояние между точками пробоотбора на профилях определялось исходя из опыта проведения геохимических (в т.ч. металлометрических) съёмок и опыта, полученного при изучении радиоактивного загрязнения территорий в результате аварий на Чернобыльской АЭС. Среднее количество точек отбора проб на 1 км 2 площади съёмки (в зависимости от сложности рельефа) представлено в табл. 1 (Сборник укрупнённых. 1956).

Среднее количество точек наблюдения или опробования на 1 км 2 площади съёмки

Определение характеристик изменчивости плотностей загрязнения. В основу определения положен анализ степени равномерности распределения радионуклидов на площади. Этим методом по известным формулам вариационной статистики определялись коэффициент вариации (%), погрешность определения среднего арифметического (в единицах плотности загрязнения в Ки/км 2 и по отношению к среднему в %), количество точек опробования, обеспечивающее определение среднего арифметического с заданной точностью.

Следует отметить, что использование единицы измерения Ки/км 2 правомерно при предположении, что в рамках одного квадратного километра величина плотности загрязнения изменяется несущественно.

Приводимая в табл. 2 классификация распределения плотностей загрязнения почв радионуклидами широко используется в практике геохимических методов поисков и разведок рудных и россыпных месторождений.

Классификация распределения плотностей загрязнения почв радионуклидами

Изложенным способом были получены значения коэффициентов вариации и оценены точности определения средних плотностей загрязнения по 90 Sr, 137 Cs и по сумме изотопов плутония на наиболее сложных по структуре загрязнения объектах (табл. 3).

Коэффициенты вариации и оценки точности определения средних плотностей загрязнения по 90 Sr, 137 Cs и сумме изотопов плутония

Техника отбора проб. Для получения репрезентативных результатов опробования для построения карт соблюдались следующие условия:

объектом опробования являлись участки поверхности с ненарушенной структурой почвенного покрова без признаков обработки почв, следов строительства, складирования материалов, отстоя скота, лесопосадок, следов автотранспорта и пешеходных троп. Не допускался также отбор проб на сенокосных угодьях;
в намеченной точке пробоотбора и в радиусе 10–15 м от нее выполнялся предварительный контроль однородности гамма-поля на высоте 1 м от поверхности почвы с помощью портативного дозиметра гамма-излучения. При обнаружении значительного разброса мощности эквивалентной дозы точка пробоотбора смещалась; при этом процедура контроля однородности повторялась в новой точке;
в точке пробоотбора проводилось инструментальное определение координат и составлялось подробное описание ландшафта местности;
пробы отбирались на полную глубину распространения радионуклидов в вертикальном разрезе почв. В зонах загрязнения ВУРСа и Карачаевского следа максимальное заглубление 90 Sr и 137 Cs в 1997 г. не превышало 40 см (рис. 1). В то же время в загрязнённой пойме р. Теча глубина распространения этих радионуклидов изменялась от 20 до 40 см в местах непосредственной близости к надпойменной террасе и от 40 до 80 см в средней зоне поймы. Максимальное заглубление фиксировалось в прибрежной зоне реки, где оно достигало 1,0–1,5 м (иногда до 2 м.) Работами ГЕОХИ РАН было установлено, что основное количество плутония (до 90 %) по состоянию на 1980–83 гг. (т.е. через 23–26 лет после выпадений) в типичных почвах ВУРСа продолжает оставаться в верхнем 10-сантиметровом слое (Павлоцкая, 1997).

Рис. 1. Содержание 90 Sr и 137 Cs в верхнем (0–20 см) слое почвы на ВУРСе

В качестве калиброванного пробоотборника использовались инструменты двух типов:

цилиндрический – для небольшой глубины опробования; представляет собой отрезок буровой трубы диаметром 75–80 мм, высотой до 1 м;
бензобур «Oleo-Mac» производства компании «Emak Group» (Италия).

Предварительная обработка проб. Весь отобранный материал пробы поступал в предварительную обработку. Этот процесс включал следующие операции:
а) воздушная сушка;
б) растирка с просеиванием на сите 1 мм;
в) перемешивание и сокращение (выделение навесок для анализов) рассчитывалось по эмпирической формуле:

Q = kd 2 ,
где: Q – вес навески после сокращения (кг); d – наибольший размер перемешиваемых частиц (мм), равный диаметру ячейки сита; k – эмпирический коэффициент, характеризующий распределение определяемого радионуклида в пробе (Смирнов и др., 1960).

Лабораторные определения содержаний радионуклидов в почвах. Построение всех созданных карт базировалось на результатах лабораторных определений в наземных пробах 90 Sr, 137 Cs, 238 Pu, 239+240 Pu.

Аналитические определения стронция-90 производились радиохимическим методом в соответствии с «Инструкцией по определению 90 Sr в пробах почв» утверждённой Председателем межведомственной комиссии по радиационному контролю природной среды МВК в 1989 г. Точность определения 90 Sr во многом зависит от его содержания в пробе. Ошибка анализа увеличивается по мере уменьшения содержания 90 Sr в пробе (табл. 4).

Зависимость точности анализа от содержания радионуклида

Аналитические определения 137 Сs проводились путём гамма-спектрометрических измерений проб почвы согласно методике МВК 1.5.2(32)-09. Для градуировки спектра использовался «Имитант природной среды», изготовленный и аттестованный ФГПУ ВНИИФТРИ.

Аналитические определения трансурановых радионуклидов также проводились по методике МВК 1-5/9, аттестованной ФГПУ «ВНИИФТРИ». Определение изотопов плутония основано на полном кислотном растворении навески пробы почвы смесью плавиковой и азотной кислот в соотношении 2:1 с последующим упариванием с концентрированной азотной кислотой для удаления следов фторидов. Изотопы плутония стабилизировали в 4-валентном состоянии с помощью нитрита натрия. Для очистки и концентрирования изотопов используется анионообменная колоночная хроматография (анионит типа «Дауэкс»). Конечное выделение изотопов плутония производится электролизом в специально сконструированной ячейке в течение 5,5 часов при токе 40 мА. В качестве радиоактивной метки для определения химического выхода определяемых изотопов использовали плутоний-242.

Окончательный результат получают посредством измерений альфа-излучения от выделенных изотопов на спектрометре типа 570А-450RH фирмы «ORTEC» с полупроводниковым детектором.

Ошибки определения плутония-239 и 240 составляют 15–30 %, плутония-238 – 20–40 %.

Контроль аналитических определений 90 Sr и 137 Cs. До 15 % общего количества проб, проанализированных на 90 Sr и 137 Cs в лаборатории Уралгидромета, были подвергнуты повторным (контрольным) анализам в лаборатории НПО «Тайфун ». Для контроля определений стронция-90 было выделено три группы проб, в которых были получены следующие содержания: 1) до 100 Бк/кг; 2) от 100 до 1000 Бк/кг; 3) от 1000 до 10 000 Бк/кг.

Для анализа сходимости определений цезия-137 было выделено две группы проб с содержаниями: до 100 Бк/кг; от 100 до 500 Бк/кг.

Для контролируемых групп анализов на 90Sr были получены значения коэффициентов корреляции от 0,8 до 0,96. Вместе с тем в ряде партий проб были зафиксированы систематические ошибки, средние значения которых не превышали 13 % (в сторону завышения результатов).

Для цезия-137 коэффициенты корреляции выделенных групп изменялись от 0,89 до 0,99 при отсутствии систематической ошибки. Таким образом, можно заключить, что определения 90 Sr и 137 Cs в основной лаборатории Уралгидромета выполнены квалифицированно и не содержат существенных систематических ошибок.

Составление базы данных. База данных представляет собой совокупность первичных материалов в форме таблицы, содержащей координаты точек отбора проб почвы, значения уровней загрязнения, характеристики пробоотборного участка, время отбора. Все заносимые в базу значения уровней загрязнения приводились к единой дате (пересчитывались на 2007 г.) База данных являлась основным исходным материалом для построения карт современного загрязнения, ретроспективных и прогнозных карт.

Определение коэффициента перехода от современных уровней загрязнения почв к ретроспективным и прогнозным. Для обеспечения возможности построения карт плотностей загрязнения по 90 Sr и 137 Cs на время происшествия аварий 1957 и 1967 гг. необходимо было определить коэффициенты перехода от современных значений уровней загрязнений к ретроспективным. Эта задача решалась путём сравнения уровней плотностей загрязнения на 1958 и 1967 гг. (получены по материалам съёмок, проведённых Институтом прикладной геофизики Росгидромета) и на 1997 г. (по материалам съёмок ИГКЭ). Определённые таким образом значения коэффициентов перехода от современных уровней плотностей загрязнения почв к уровням 1957 и 1967 ггю существенно не отличаются от значений, характеризующих изменения плотностей загрязнения, обусловленные радиоактивным распадом стронция-90 и цезия-137. Всвязи с этим для построения на основе современных данных ретроспективных и прогнозных карт всех масштабов в качестве коэффициентов перехода были приняты коэффициенты, основанные на скорости радиоактивного распада . Для получения численных значений коэффициентов перехода (К) правомерно использовать формулу радиоактивного распада:

где t – время, прошедшее от аварии (лет); &#964 – время полураспада радионуклида (лет).

При таком подходе влияние процессов миграции радионуклидов в ландшафтах считается малым по сравнению с влиянием физического распада и не учитывается при построении ретроспективных карт.

На заседании МВК по радиационному мониторингу окружающей природной среды 7 декабря 2001 г. (Протокол № 12) было принято решение о коэффициенте пересчёта уровней загрязнения для построения ретроспективных и прогнозных карт. В соответствии с решением заседания МВК, коэффициент пересчёта уровней загрязнения стронцием-90/цезием-137 считается равным коэффициенту изменения запаса за счёт их физического распада.

Построение карт. Основной массив данных по ВУРСу и Карачаевскому следу был получен в 1996–1997 гг. Уточнения и дополнения уровней загрязнения выполнялись в последующие годы. С учётом решения заседания МВК от 07.12.2001 г., все данные пересчитывались на год представления материалов.

Независимо от масштаба, построению карт предшествовал пересчёт результатов анализов, поступающих из лабораторий, в единицах содержания в Бк/кг на единицу плотности загрязнения Q в Ки/км 2 по формуле:

где: А – содержание радионуклида в пробе (Бк/кг), Р – вес пробы после обработки (кг), S – площадь поперечного сечения пробоотборника (см 2 ).

При построении карт распределения радионуклида в поверхностном слое почв одной из основных операций являлась операция по выделению внешнего контура следа. С этой целью проводился отбор проб по профилям, пересекающим радиоактивный след и далеко выходящим за его пределы. Затем, путём статистической обработки результатов опробования, устанавливалась изменчивость плотностей загрязнения на этих профилях, определялись минимальные уровни активностей, которые принимались в качестве фоновых значений. Выделение контура следа проводилось по крайним точкам принятых фоновых значений.

При этом предполагалось, что плотности загрязнения плавно меняются от одной точки к другой. Таким образом, контур строился по методу интерполяции значений плотности загрязнения между двумя точками. Точки равных уровней загрязнения, соединялись изолиниями. В соответствии с Федеральным законом от 15.05.1991 №1244-1, который определил критерии отселения из зон радиоактивного загрязнения по 90 Sr в 3 Ки/км 2 и выше, а по 137 Cs в 15 Ки/км 2 и выше, для 90 Sr были приняты интервалы сечения изолиний плотностей загрязнения на площади ВУРСа, кратные трём. Номинация изолиний на картах масштаба 1:200 000 и 1:50 000 отображала следующие уровни плотностей загрязнения по 90 Sr в Ки/км 2 : 0,3; 1,0; 3,0; 6,0; 9,0; 12,0; 15,0; 30,0; 60,0; 90; 150; 300; 600; 900; 1500; 2000.

В поле загрязнения почв 137 Cs проводились изолинии: 0,2; 0,5; 1,0; 2,0; 5,0; 15,0; 30,0 Ки/км 2 .

За пределами выделенных контуров ВУРСа и Карачаевского следа в поле фоновых уровней плотностей загрязнения, которые обусловлены глобальными выпадениями (в основном 137 Cs) в результате испытаний атомного оружия в 60-х гг., а также дальним переносом радионуклидов в результате Чернобыльской аварии был установлен неравномерный характер распределения плотностей загрязнения по 90 Sr. В основном это поле представлено в несколько раз более низкими значениями плотностей загрязнения (0,1–0,2 Ки/км 2 ), чем наблюдаются в контуре ВУРСа, ограниченном изолинией 0,3 Ки/км 2 .

Для построения ретроспективных и прогнозных карт загрязнения почв 90 Sr и 137 Cs применялись геоинформационные технологии. По исходным картам изолиний, отображающих структуру поля современных уровней загрязнения (на 2007 г.) и наблюдаемым значениям загрязнения в точках отбора проб были построены цифровые массивы данных (гриды) современного загрязнения территории радионуклидами 90 Sr и 137 Cs. Далее производился пересчёт этих массивов на заданные даты. Коэффициенты пересчёта определялись согласно приведённой выше формуле радиоактивного распада.

На основе полученных массивов данных были построены карты изолиний загрязнения территории ВУРСа и Карачаевского следа 90 Sr на 1957 г., а также 90 Sr и 137 Cs на 1967 и 2047 гг.

Далее карты изолиний сопоставлялись со значениями содержания 137 Cs и 90 Sr в пробах почвы, также пересчитанными на соответствующие годы с учётом радиоактивного распада. В случае необходимости проводилась корректировка изолиний в соответствии со значениями содержания радионуклидов в почвенных пробах.

Аэрогаммаспектрометрический метод исследования широко используется для изучения и картографирования загрязнения местности техногенными гамма-излучателями (Коган и др., 1991, Израэль, 1996, Пегоев, 2010). Примеры применения этого метода и образцы разработанных на основе его использования картографических материалов приведены в Приложении 1. Метод был применен для создания первых (1958–1959 гг.) карт радиоактивного загрязнения на площади влияния ПО «Маяк».

Одним из вариантов аэрогаммаспектрометрии является корреляционный метод анализа. Он предусматривает проведение на одних и тех же маршрутных линиях измерений интенсивности гамма-излучения (например, с самолёта) и наземный отбор проб с последующими радиохимическими определениями радионуклидов.

Затем, посредством корреляционного анализа устанавливается коэффициент перехода от значений интенсивности гамма-излучения к содержанию бета-излучающих радионуклидов. Построенная с частичным применением этого метода (в комбинации с наземным пробоотбором) для ВУРСа карта загрязнения поверхности 90 Sr (так называемая «карта Волкова») представлена на рис. 2.

Рис. 2. Карта плотностей загрязнения почвы стронцием-90 (Кюри/км 2 ). Исходный масштаб 1:100 000. М.: ИПГ АН СССР, 1958. Под ред. А.С. Волкова

Обладая значительными достоинствами, аэрогаммаспектрометрический метод не лишён и недостатков: даже при минимально допустимой высоте полёта для него характерно значительное пространственное осреднение получаемых значений загрязнения. С учётом характера загрязнений в зоне влияния ПО «Маяк», большую часть которых составляют узкие вытянутые следы радиоактивных выпадений, характеризуемые высокими градиентами значений загрязнения в поперечном направлении, применение аэрогаммаспектральной съёмки привело бы, в масштабе выполняемых картографических работ, к достаточно высоким систематическим погрешностям построения изолиний. В еще большей степени такое соображение относится к загрязнениям в узких поймах рек Теча и Исеть. Главный недостаток метода: невозможность прямого определения стронция-90 и изотопов плутония.

Ввиду этого, при создании карт настоящего атласа использовались данные, полученные путём наземного пробоотбора и последующего лабораторного анализа проб.

Одной из важных задач картографирования являлось обеспечение исходными данными расчётов нагрузок радиационного воздействия последствий аварий на население. При этом главной определяемой характеристикой была средневзвешенная величина плотности загрязнения почв на селитебных территориях и ареалах землепользования населённых пунктов. Средневзвешенные характеристики пересчитывались в ретроспективе на время аварий 1957 и 1967 гг.

На площадях населённых пунктов опробование проводилось на расстояниях до 500 м от окраинных строений или огородов. Использовались также площади старых лесопосадок, сохранившихся на территориях посёлков.

Границы ареалов землепользования населённых пунктов устанавливались по землеустроительным планам, которые предоставляла Администрация области.

При отсутствии планов землепользования использовалась рекомендация Минздрава: определять границы ареалов землепользования окружностями пятикилометрового радиуса от центра посёлка. На площади ареала проводилось картографирование распределения радионуклидов в масштабе 1:50 000, а в особо сложных условиях в масштабе 1:25 000.

В табл. 5 приводится пример расчёта средневзвешенных значений плотностей загрязнения почв в ареале землепользования для одного из населённых пунктов Челябинской области – Красный Партизан. Средневзвешенная величина плотности загрязнения почв в ареале землепользования населённого пункта составляет 18,5 Ки/км 2 .

Пример определения средневзвешенных значений плотности загрязнения почв 90 Sr в ареале землепользования населённого пункта Красный Партизан по состоянию на 1957 г.

Источник