Облучение населения Российской Федерации вследствие аварии на Чернобыльской АЭС

НАУЧНЫЕ СТАТЬИ

Облучение населения Российской Федерации вследствие аварии на Чернобыльской АЭС

Балонов М.И., Брук Г.Я., Голиков В.Ю., Еркин В.Г.,

Звонова И.А., Пархоменко В.И., Шутов В.Н.

Институт радиационной гигиены ГКСЭН РФ, С.-Петербург

В работе представлены материалы девятилетнего натурного исследования уровней и закономерностей формирования дозы внешнего и внутреннего облучения населения Брянской, Тульской и Орловской областей России, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС. Описаны радиоэкологические процессы миграции радионуклидов 1311, 34Сэ, 137Сэ, 89Бг и 90Бг в биосфере, структура их поступления и динамика содержания в организме жителей загрязненных районов с различными почвенными условиями и разным объемом радиационной защиты населения. Построена модель внешнего облучения жителей у-излучением радионуклидов, содержащихся в окружающей среде. Модель верифицирована по результатам массовых измерений индивидуальных поглощенных доз термолюминесцентным методом. Разработаны модели поступления радионуклидов йода, цезия и стронция в организм жителей и проведена их верификация по результатам массовых измерений на "счетчике излучений человека” (СИЧ) и 9 Бг в секционном материале. Приведен ряд примеров, характеризующих облучение жителей населенных пунктов России в 1986-1994 гг. и в последующие годы. Дана оценка коллективной дозы облучения щитовидной железы инкорпорированным 1311 жителей России и ожидаемой заболеваемости раком этого органа.

Exposure of the population in Russian Federation as a result of the Chernobyl accident

Balonov M.I., Bruk G.Ya., Golikov V.Yu., Erkin V.G., Zvonova I.A., Parkhomenko V.I., Shutov V.N.

Institute of Radiation Hygiene of State Sanitary Inspection, S-Petersburg

The paper presents results of ten-years field studies of levels and features of external and internal exposure doses for the population of Bryansk, Tula and Oryol regions of Russia affected by the radioactive contamination after the Chernobyl accident. Consideration is given to radioecological processes of migration of 131I, 134Cs, 137Cs, 89Sr and 90Sr in the biosphere, their intake and changes in human body for the residents of the contaminated areas with different soil conditions and extent of radiation protection. A model has been developed to account for external exposure of the public to y-radiation of radionuclides occurring in the environment. The model has been verified against mass-scale measurements of individual absorbed doses by the thermoluminescence method. The paper also dwells on the models for intake of iodine, cesium and strontium radionuclides in human body which have been verified against mass-scale measurements with "whole body counter" and Sr in the section material. Examples are given showing exposure of residents of Russia in 1986 - 1994 and later. The collective dose from thy-

roid exposure to incorporated assessed.

1 in Russia and expected cancer thyroid morbidity has been

Введение

Главной особенностью чернобыльской катастрофы, определяющей комплексный характер радиационного воздействия на человека, было взрывное разрушение и последующее горение реактора, которые привели не только к выбросу в окружающую среду инертных радиоактивных газов и радиоизотопов летучих элементов (йода, цезия, теллура и др.), но и к испарению малолетучих продуктов ядерного деления (бария, стронция и др.), а также к диспергированию топливных частиц. Другой важной особенностью радиоактивного загрязнения местности по сравнению с глобальными выпадениями продуктов ядерных взрывов в атмосфере является сравнительно быстрое осаждение на поверхность почвы долгоживущих радионуклидов, ведущее к длительному облучению человека. Третьей особенностью является комбинированное и сильное влияние на уровень облучения человека как природных почвенно-

климатических, так и антропогенных факторов, главным образом, широкомасштабных мероприятий по радиационной защите населения.

Чернобыльская АЭС расположена примерно в 150 км от западной части Брянской области. Именно этот регион России подвергся наиболее интенсивному радиоактивному загрязнению после аварии, близкому по уровню к загрязнению территории Украины и Белоруссии. Здесь в полной мере осуществляются дозиметрический мониторинг и радиационная защита населения. Несколько меньше загрязнены районы Тульской, Калужской и Орловской областей. Существенное загрязнение 137Сэ обнаружено еще в 13 регионах России. Общая территория, где плотность загрязнения почвы 137Сэ в 1993 г. превышала 1 Ки/км2, составляла по данным Роскомгидромета 57 тыс. км2.

В данной работе рассмотрено влияние основных природных и социальных факторов на закономерности формирования дозы внешнего и внутреннего облучения населения загрязненной территории России на примере трех областей -Брянской, Тульской и Орловской, значительно различающихся почвенными условиями. Описаны процессы миграции радионуклидов йода, цезия и стронция в биосфере, модель их поступления и динамика содержания в организме жителей. Построена модель внешнего облучения жителей у-излучением и проведены массовые измерения индивидуальной дозы термолюминесцентным методом. Приведены обобщенные дозиметрические параметры и ряд примеров, характеризующих облучение жителей населенных пунктов Брянской, Тульской и Орловской областей в 1986-1994 гг. и в последующие годы. Реконструирована доза облу-

чения 1311 щитовидной железы жителей России и дан прогноз заболеваемости раком этого органа.

1. Радиоактивное загрязнение территории России

Исходной информацией для анализа действия радиационных факторов чернобыльской аварии на население являются сведения об уровне, изотопном составе и динамике радиоактивных выпадений на местности. Эти данные с первого дня аварии собирались службами и институтами Госком-гидромета СССР и России и опубликованы в работах [1 -3].

1.1. География радиоактивного загрязнения

На карте загрязнения Европейской части бывшего СССР 137Сэ можно выделить три основных радиоактивных "пятна”: Центральное, Брянско-Белорусское и Калужско-Тульско-Орловское.

Центральное "пятно” с преимущественным направлением на запад и северо-запад расположено на территории Украины и Белоруссии.

Брянско-Белорусское "пятно” с центром на расстоянии примерно 200 км к северо-северо-востоку от ЧАЭС образовалось 28-30 апреля 1986 г. в результате прохождения радиоактивного облака, которое сопровождалось осадками разной интенсивности, на стыке Брянской области России, а также Гомельской и Могилевской областей Белоруссии. Средняя поверхностная плотность загрязнения 137Сэ в наиболее загрязненных населенных пунктах Могилевской области достигала 3-5 МБк/м2 (1 МБк/м2 = 27 Ки/км2) и 4 МБк/м2 - в селе Заборье Брянской области в 1986 г. Мощность экспозиционной дозы в начальный период загрязнения на открытой местности изменялась от 3 мкГр/ч (1 мкГр/ч = 115 мкР/ч) до 300 мкГр/ч; в 1994 г. - от 0.04 до 4 мкГр/ч. Брянско-Белорусское пятно относится к т.н. "цезиевым пятнам" дальней зоны загрязнения, где радионуклидный состав выпадений резко отличается от состава выброса и выпадений в ближней зоне (см. раздел 1.2). На этом "пятне” преобладают дерново-подзолистые почвы разного механического состава.

Калужско-Тульско-Орловское "пятно” в России с центром на расстоянии около 500 км к северо-востоку от ЧАЭС также "цезиевое" и образовалось 29-30 апреля из того же радиоактивного облака, что и Брянско-Белорусское "пятно”. Здесь плотность загрязнения 137Сэ не превышает 0.6 МБк/м2. Мощность экспозиционной дозы в начальный период загрязнения на открытой местности изменялась от 3 до 30 мкГр/ч; в 1994 г. - от 0.04 до 0.4 мкГр/ч. В загрязненных районах Калужской области преобладают дерново-подзолистые, пес-

чаные и супесчаные почвы, а в Тульской и Орловской - черноземные.

За пределами основных "пятен” на территории России имеются многочисленные участки радиоактивного загрязнения 137Сэ с плотностью загрязнения преимущественно в интервале 0.04-0.2 МБк/м2. Они расположены к востоку от ЧАЭС - на территории Белгородской, Воронежской, Курской, Липецкой, Нижегородской, Пензенской, Рязанской, Саратовской, Тамбовской, Ульяновской областей и в Республике Мордовии; к северу от ЧАЭС - на территории Ленинградской и Смоленской областей.

1.2. Радионуклидный состав выпадений

Радионуклидный состав выброса в атмосферу после чернобыльской аварии не только значительно отличается от состава содержимого ядерного реактора из-за различной летучести элементов и их соединений, но и существенно изменялся со временем, поскольку менялись температура и условия выброса [4, 6]. В этот же период многократно менялись метеорологические условия, вследствие чего потоки в разных направлениях различались уже по первичному нуклидно-му составу. Основной причиной дальнейшей сепа-

рации радионуклидов послужила различная скорость осаждения аэрозольных частиц разной дисперсности и плотности. На элементный состав радиоактивных выпадений влиял и механизм осаждения: влажное с осадками или сухое под действием атмосферного перемешивания и диффузии.

Наиболее корректные оценки лучевых нагрузок на жителей каждого загрязненного района должны базироваться на данных об изотопном составе выпадений в этом районе. Однако в случае недостатка данных о составе выпадений в каком-либо районе специалисты широко используют обобщенные данные о выпадениях на большей территории. В таблице 1 представлены такие данные для Брянской, Калужской и Тульской областей в форме отношения поверхностной плотности загрязнения почвы каким-либо радионуклидом к плотности загрязнения 137Сэ [1-3]. Список радионуклидов разделен на 3 группы: летучие (изотопы и соединения I, Те, Сэ и др.), тугоплавкие нелетучие (2г, Се и др.) и промежуточные по свойству летучести (Яи, Ва, Бг). В значительной степени эта классификация согласуется с таблицей температур кипения соответствующих элементов и (или) их оксидов [7].

Таблица 1

Обобщенные характеристики радионуклидного состава выброса и выпадений на почву в северо-восточном направлении от Чернобыльской АЭС

В таблице даны отношения активностей радионуклидов к активности 137Св, приведенные к 26 апреля 1986 г.

Группа элементов Летучие Промежуточные Тугоплавкие нелетучие

Радионуклид 1311 132Те 134Сз 103Яи 106Яи 140Ва 9°вг 952г е О 144Се

Ті/2 8.0 сут 3.3 сут 2.1 лет 39 сут 386 сут 12.7 сут 28.5 лет 64 сут 33 сут 284 сут

Весь выброс [1, 6] 20 5 0.5 2.0 0.4 2.0 0.10 2.0 2.3 1.6

Цезиевые “пятна“ в Белоруссии [1] 10 13 0.5 1.9 0.7 0.7 0.014 0.06 0.11 0.07

Брянская область [1-3] 10 (17) 0.5 1.7 0.5 0.7 0.02 0.07 - -

Тульская область [1-3] 9 (17) 0.5 2.3 0.5 0.6 0.03 0.05 - 0.07

Калужская область [1-3] 10 (17) 0.5 1.5 - 0.7 0.04 0.04 - -

Как видно из таблицы 1, в группе летучих радионуклидов нет значительной сепарации по отношению к 137Сэ. Обращает на себя внимание большое различие относительного содержания тугоплавких радионуклидов в выпадениях в дальней зоне по сравнению с составом выброса. Тем самым количественно характеризуется процесс

обеднения радиоактивного облака и выпадения из него, по мере удаления от источника выброса, малолетучих "горячих" частиц преимущественно топливного состава (тугоплавкие продукты деления и активации). В определенной мере это относится и к изотопам бария и стронция.

Нуклидный состав в разных частях Брянско-Белорусского "пятна” и в Калужско-Тульско-Орловском "пятне” довольно однороден. Важное от-

1311

ношение плотности загрязнения I к плотности загрязнения 137Сэ изменяется незначительно; малолетучих радионуклидов выпало немного по

сравнению с 137Сэ; среднее значение отношение

90о

плотности загрязнения Бг к плотности загрязнения 137Сэ находится в интервале 0.01-0.06. Приведенный в таблице 1 изотопный состав выпадений в России хорошо согласуется с данными работы [8] в отношении у-излучающих радионуклидов (кроме 132Те).

В отношении загрязнения местности изотопами плутония информация ограничена из-за трудностей измерений их активности. В районе Брянско-Белорусского "пятна” плотность загрязнения почвы 239Ри+240Ри изменяется в пределах 0.07-0.7 кБк/м2, а в Калужско-Тульско-Орловском - 0.07-0.3 кБк/м2. Корреляция между плотностью загрязнения 239Ри+240Ри и 137Сэ, а также 90Бг в дальней зоне отсутствует.

2. Основные радиационные факторы, действующие на население

Население подвергалось внешнему и внутреннему облучению смесью радионуклидов с момента радиоактивного загрязнения местности. В таблице 2 систематизированы основные радиационные факторы, действующие на жителей "дальней зоны” в разные периоды после чернобыльской аварии, за исключением кратковременного прямого

Ведущим фактором внутреннего облучения населения в мае 1986 г. был 1311, поступавший в организм преимущественно с местным молоком и зеленью. Радиоактивный йод концентрировался в щитовидной железе человека и избирательно ее облучал (см. раздел 4). С лета 1986 г. основными факторами внутреннего облучения становятся

воздействия радиоактивного облака. В клетках таблицы указаны основные нуклиды, ответственные за действие данного фактора.

В связи с большой длительностью процесса накопления поглощенной дозы внешнего облучения вклад в нее излучения радиоактивного облака относительно невелик по сравнению с излучением радионуклидов, выпавших на почву. По нашей оценке этот вклад составляет менее 10% дозы внешнего облучения в 1986 г., а согласно [12] - от

1-3%. Также незначителен вклад ингаляции из первичного облака и ресуспендированных радионуклидов при "мокром” осаждении по сравнению с пищевым поступлением изотопов I, Сэ, Бг. В первые месяцы после аварии необходимо учитывать также внешнее облучение поверхности кожи высокоэнергетическим в-излучением. В дальнейшем по мере распада и заглубления радионуклидов в почву роль этого фактора снижается. Следует признать, что вклад в лучевые нагрузки указанных выше радиационных факторов раннего периода еще предстоит уточнить.

Из радиационных факторов чернобыльской аварии хорошо изучены основные дозообразующие: внешнее у-излучение и внутреннее облучение экологически подвижными радионуклидами йода, цезия и стронция, поступающими в организм человека с пищей (см. выделенные клетки табл. 2). В первые недели и месяцы значительный вклад в дозу внешнего у-излучения давали короткоживущие радионуклиды йода, но уже с июля 1986 г. определяющую роль играли изотопы

134~ ,, 137~„

Сэ и Сэ.

изотопы цезия, поступающие с молоком и мясом, а также с растительными и природными продуктами. Вклад изотопов стронция (89Бг, 90Бг) в дозу внутреннего облучения населения России составляет всего лишь 1 -5% и представляет, в основном, научный интерес. Еще на порядок величины меньше доза внутреннего облучения от ингаляции

Таблица 2

Основные радиационные факторы чернобыльской аварии, действующие на население

Интервал времени после аварии, сут Внешнее облучение Внутреннее облучение

в-излучение у-излучение Ингаляционное поступление Пищевое поступление

меньше 100 больше 100 106Ри+106ЯИ, 132Те+132| 132Те+1321, 1311, 134Сэ, 137Сэ 134Сэ, 137Сэ, 106Ри+106ЯИ 1311, ТУЭ * ТУЭ, 106Ри+106ЯИ, 144Се+144Рг 131|, 134Сз, 137Сэ, 89Бґ 134Сэ, 137Сэ, 90Бг+90У

* - тугоплавкие элементы ядерного топлива и осколков деления.

"горячих частиц" и диффузных форм изотопов плутония (238Ри, 239Ри, 240Ри) и 241Ат, постепенно об-

241

разующегося из Ри.

Доза внешнего облучения от у-излучения выпадений и внутреннего облучения от в-, у-из-лучений инкорпорированных радионуклидов цезия распределена в организме человека приблизительно равномерно. С другой стороны в-излучение 89Бг и 90Бг+90У действует избирательно на костную ткань и костный мозг, а а-излучение

241

изотопов плутония и Ат - на легкие, печень и костные ткань. Мерой радиационного воздействия, позволяющей суммировать дозу в разных органах, является эффективная доза Е [9]. Поскольку у части населения, в первую очередь у детей, облучение щитовидной железы инкорпорированным радиоактивным йодом в 1986 г. значительно превышает дозу в других органах, целесообразно выделить дозу в щитовидной железе йщЖ, как важный дозиметрический показатель наряду с эффективной дозой Е.

3. Внешнее облучение населения у-излучением

Оценка дозы у-излучения от радиоактивных выпадений основывается на результатах проводимого нами девятилетнего радиационного мониторинга населения и объектов внешней среды в наиболее загрязненных районах России (Брянская, Тульская и Орловская области). Натурные исследования проводились в двух направлениях:

1 - определение количественных характеристик радиоактивного загрязнения объектов внешней среды и характеристик поля у-излучения;

2 - индивидуальный дозиметрический контроль (ИДК) различных категорий населения методом термолюминесцентной дозиметрии. Кроме определения текущих ежегодных значений лучевых нагрузок обоими методами, была разработана собственная расчетная модель оценки дозы внешнего облучения населения, проживающего на загрязненной территории, позволяющая давать как ретроспективные, так и прогнозные оценки этой величины [10].

3.1. Радиационный мониторинг объектов внешней среды

Расчетная оценка дозы внешнего облучения

Построение модели внешнего облучения населения включало следующие основные этапы:

анализ динамики мощности экспозиционной дозы у-излучения в первые месяцы после аварии, обусловленной распадом короткоживущих радионуклидов;

исследование закономерностей естественного уменьшения мощности экспозиционной дозы

(МЭД) у-излучения долгоживущих радионуклидов с учетом процесса их миграции в почве;

включение в расчетную модель оценки дозы модифицирующих антропогенных факторов: факторов места (экранирования поля у-излучения зданиями, хозяйственными постройками и др., влияния хозяйственной деятельности человека) и факторов поведения (режимов проживания различных возрастных, социальных и профессиональных групп населения в городской и сельской среде);

экспериментальное определение коэффициентов перехода от измеряемых на практике величин (экспозиционные доза, поглощенная доза на поверхности тела) к эффективной дозе в теле человека.

Радионуклидный состав выпадений, представленный в таблице 1, характерен для всего исследуемого региона России, относящегося к дальней зоне радиоактивного загрязнения. Общим является также тот факт, что основные радиоактивные "пятна” сформировались в результате "влажных” выпадений. Для реконструкции поглощенной дозы внешнего облучения населения в ранний период аварии мы рассчитали ожидаемую динамику снижения мощности экспозиционной дозы, исходя из радионуклидного состава выпадений (табл.1) и сравнили расчетную кривую со значениями, измеренными в первый месяц после аварии в Брянской, Тульской и Орловской областях.

На рисунке 1 представлены средние результаты измерений МЭД в 20 населенных пунктах Брянской области, нормированные на МЭД через 15 дней после аварии, и расчетная кривая. Видно, что использованный нами радионуклидный состав выпадений хорошо описывает результаты измерений МЭД в начальный период после аварии.

На рисунке 2 представлены вклады в МЭД у-из-лучения отдельных радионуклидов, рассчитанные в соответствии с радионуклидным составом выпадений, в течение первых 4-х месяцев после аварии в Брянской области. Видно, что в первые дни после аварии доминирующим был вклад Те+ I и 1311. Так, на 1 мая 1986 г. он составлял около 70%. Однако, по прошествии трех месяцев МЭД

134

практически полностью определялась Сэ и

137Сэ. К 1 января 1987 г. около 8% вклада в МЭД

106^ 103 г-» у-

вносили Ни и Ни, а остальная ее часть была обусловлена у-излучением 134Сэ и 137Сэ.

В долгосрочном плане в качестве основной количественной характеристики поля у-излучения "чернобыльской" смеси радионуклидов цезия принимается МЭД на высоте 1 метр над открытым участком целинной почвы, нормированная на поверхностную активность 137Сэ. Ее величина зависит от двух факторов: физического распада радионуклидов и их распределения в верхнем почвенном слое.

5

О г........ ......... ......... .........І і і і і і і і і і

О 5 10 15 20 25

Интервал времени t после аварии, сут

Рис. 1. Средняя мощность экспозиционной дозы P(t), измеренная в 20 населенных пунктах Брянской области (точки), в зависимости от времени t, прошедшего после аварии. МЭД нормирована на мощность экспозиционной дозы на 15 сутки после аварии. Сплошная кривая - данные расчета по радионуклидному составу выпадений.

Интервал времени t после аварии, сут

Рис. 2. Вклад у-излучения различных радионуклидов (ось ординат) в МЭД в зависимости от времени I прошедшего после аварии.

1 - 132Те+1321; 2 - 134Сэ; 3 - 137Сэ; 4 - 1311; 5 - 103Ни; 6 - 140Ва+1401.а; 7 - другие.

За 8 сезонов полевых исследований в загрязненных районах России было отобрано и проанализировано более 300 проб целинной почвы. В каждой точке измерения определяли поверхностную активность 137Сэ, глубинное распределение активности в почве, а также МЭД. Анализ динамики МЭД, обусловленной у-излучением 137Сэ и 134Сэ, в исследуемом регионе за период 1986-1994 гг. показал, что МЭД уменьшилась в среднем в 5 раз, причем приблизительно одинаково за счет радиоактивного распада и заглубления радионуклидов в почву. При этом не было отмечено существенного различия в динамике МЭД над дерново-подзолистыми почвами Брянской области и черноземами Тульской и Орловской областей.

В качестве исходных данных для построения модели динамики МЭД нами были использованы данные по распределению активности радионуклидов цезия в верхнем почвенном слое, полученные в ходе натурных исследований 19871994 гг. в Брянской, Тульской и Орловской областях России. Дополнительно в анализ были включены результаты исследований по распределению 137Сэ в близких по характеристикам почвах северовосточного района США, загрязнение которых было обусловлено проведением ядерных испытаний на Невадском полигоне [11]. "Возраст" этого загрязнения составляет 24 года, что значительно расширяет временные рамки периода наблюдения и дает возможность получить более корректные оценки прогнозируемой дозы.

Используя метод нелинейной регрессии, зависимость удельной (на единицу плотности загрязнения почвы 137Сэ) мощности поглощенной дозы внешнего облучения от времени, обусловленную только миграцией радионуклидов цезия, мы аппроксимировали зависимостью вида:

_0.693 г

С

г = 0.71,

где С0 = 22.7 (мкГр/год)/(кБк/м2) - мощность поглощенной дозы от плоского изотропного источника 137Сэ с поверхностной активностью 1 кБк/м2, расположенного на границе раздела воздух-почва;

Т = 4.4 года;

г - коэффициент корреляции.

С учетом радиоактивного распада и миграции в почве выражение для величины удельной мощности поглощенной дозы в воздухе на высоте 1 метр над поверхностью почвы, обусловленной гамма-излучением "чернобыльской" смеси радионуклидов 134Сэ и 137Сэ с отношением активности на момент выпадения соответственно, равным 0.54, может быть записано следующим образом:

d

• [0.42 • e_0'16 ’ + 0.26], (мкГр/год)/(кБк/м2).

Формула (2) позволяет реконструировать мощность дозы у-излучения радионуклидов цезия над целинным участком почвы в прошлом, оценить ее в настоящее время и сделать прогноз на будущее. При реконструкции дозы в 1986 г. необходимо учитывать вклад короткоживущих радионуклидов (см. выше).

Дополнительными факторами, в значительной мере влияющими на дозу внешнего облучения жителей, являются условия проживания и жизнедеятельности населения в городской и сельской среде. Для количественной оценки этого фактора мы опросили около 1000 сельских и городских жителей Брянской области о режиме их проживания в различные сезоны. Одновременно с опросом жителей измеряли МЭД в различных точках внутри населенного пункта и его ареала. Результаты опроса и измерений обработаны и представлены в таблице 3 в виде обобщенных факторов уменьшения дозы Rk (для k-той категории населения) по отношению к ее величине над открытым целинным участком почвы.

Разделение значений факторов уменьшения дозы по времени после аварии связано с наличием в 1986 г. дополнительных (кроме почвы и ее покрытий) источников излучения: крыши домов, стены, деревья и др. В качестве различающихся по дозе групп населения выделены взрослые, работающие преимущественно вне помещений (группа 1) и внутри помещений (группа 2), отдельно пастухи и дети разного возраста. Из таблицы 3 следует, что в пределах одного населенного пункта средняя доза внешнего облучения жителей, принадлежащих к различным группам, может различаться в 1.5-2.5 раза. Наибольшие дозы получают взрослые, работающие на открытом воздухе (пастухи, полеводы и др.) и проживающие в деревянных домах, а наименьшие - дети дошкольного возраста и взрослые, работающие в помещениях (служащие и др.) и проживающие в кирпичных домах.

На следующем этапе в ходе экспериментальных исследований были определены коэффициенты перехода от измеряемых величин (поглощенная доза в воздухе или доза на поверхности тела, зарегистрированная индивидуальным дозиметром) к величине эффективной дозы. В экспериментах, выполненных в натурных условиях в Брянской области, использовали антропоморфные гетерогенные фантомы взрослого человека, а также детей 5 лет и 1 года, внутри и на поверхности которых размещали термолюминесцентные детекторы из фтористого лития. По результатам измерений вычисляли коэффициенты перехода от поглощенной дозы в воздухе к эффективной дозе у человека разного возраста.

I

45

Таблица 3

Средние годовые факторы уменьшения поглощенной дозы внешнего облучения от у-излучения выпадений Як для сельского и городского населения

Группы населения

Население аварии, год Г руппа 1 Группа 2 Пастухи Школьники Дошколь- ники Предста- вительная группа**

Сельское 1-ый 0.41/0.34* 0.32/0.24 0.56/0.50 0.39/0.31 0.32/0.25 0.38

Последую- щие 0.36/0.31 0.26/0.22 0.52/0.48 0.34/0.29 0.27/0.22 0.31

Городское 1-ый 0.29/0.23 0.23/0.15 - - - 0.22

Последую- щие 0.25/0.20 0.20/0.13 - - - 0.20

* - первое число соответствует деревянным жилым строениям; второе (после знака дроби) - кирпичным жилым строениям в селах и многоквартирным зданиям в городах;

** - сельское население: 50% - группа 1, проживающая в деревянных домах; 20% - группа 1, проживающая в кирпичных домах; 15% - группа 2, проживающая в деревянных домах; 15% - группа 2, проживающая в кирпичных домах.

Вертикальные профили активности 137Cs на экспериментальных площадках, аппроксимируемые экспоненциальным распределением, имели длину релаксации 0.6-2 см. Экспериментально полученные отношения эффективной дозы к поглощенной дозе в воздухе и к дозе, зарегистрированной индивидуальным дозиметром, в зависимости от глубинного распределения источника и типа фантома изменялись в интервале 0.7-1.1 Зв/Гр и

0.9-1.2 Зв/Гр соответственно. Меньшие значения соответствуют фантому взрослого человека, большие фантому ребенка 1 -го года жизни.

Суммируя результаты, приведенные выше, оценим величину эффективной дозы облучения от у-излучения радиоактивных выпадений для различных групп населения. Удобно разделить величину эффективной дозы E на два компонента, соответствующие вкладам у-излучения короткожи-вущих радионуклидов (EK) и смеси изотопов 137Cs, 134Cs (£°s). С учетом этого мощность эффективной дозы для представителей k-той группы населения, обусловленную у-излучением этих компонентов, запишем следующим образом:

EK(t) = 0-137 с1 R-XГо,-е^,

i 0137

мкЗв/год,

ECs(t) = 0137 -с1,2 -Rf -Sc d(t),

мкЗв/год,

где индекс 1 - соответствует первому году после аварии;

индекс 2 - всем последующим годам;

а137 - поверхностная плотность загрязнения почвы 137Сэ, приведенная к моменту аварии, в ареале населенного пункта, кБк/м2;

С1,2 - коэффициент перехода от поглощенной дозы в воздухе к величине эффективной дозы, Зв/Гр:

взрослые, дети школьного возраста -дети в возрасте 3-7 лет -дети в возрасте 0-3 лет -

Як1,2 - фактор уменьшения дозы (табл. 3);

о/о137 - отношение плотностей загрязнения почвы /-м радионуклидом и 137Сэ, приведенное к моменту аварии;

Го/ - коэффициент перехода от поверхностной плотности загрязнения почвы /-м радионуклидом к мощности поглощенной дозы в воздухе для начального заглубления радионуклида,

(мкГр/год)/(кБк/м2) [10];

с (г) - вычисляется по формуле (1);

ЭС = 0.9 - коэффициент, учитывающий влияние экранирования у-излучения снежным покровом;

Я,/ - постоянная распада /-го радионуклида, 1/год.

Тогда полная мощность эффективной дозы для к-ой группы населения равна:

Ек

а величина эффективной дозы Ек для к-ой группы за т лет после аварии:

С1 = 0.8; С2 = 0.7;

С1 = 1.0; С2 = 0.9;

С1 = 1.1; С2 = 1.0;

Ек

т

В таблице 4 представлены оценки эффективной дозы для представительных групп сельского и городского населения исследуемого региона после чернобыльской аварии. Доза обусловлена у-излучением всех выпавших радионуклидов и нормирована на поверхностную плотность загрязнения почвы 137Сэ, приведенную к моменту аварии. При равном уровне радиоактивного загрязнения жители сел и деревень получают в среднем дозу в

1.7 раза выше, чем городские жители, которые проводят больше времени в помещениях, в част-

ности, в кирпичных и панельных домах и, следовательно, больше защищены от внешнего облучения. Обращает на себя внимание относительно быстрый темп накопления дозы. Так, ее средняя величина за 1-й год после аварии составляет 20% от значения дозы за 70 лет, а через 9 лет после аварии реализуется уже более 50% ожидаемой дозы за жизнь.

Авторы [12] независимо реконструировали дозу внешнего облучения населения Брянской области. Отклонение результатов от наших данных в среднем не превышает 15%, что свидетельствует об их хорошем согласии.

Таблица 4

Величина средней эффективной дозы облучения сельского и городского населения, нормированная на поверхностную плотность загрязнения почвы 1370э

Г руппа Е/о1з7, мкЗв/

населения 1 -й год 1986-1994 гг. II 1986-2056 гг. 1995-2056 гг.

Городское 8 21 40 19

Сельское 13 34 64 30

3.2. Индивидуальный контроль дозы внешнего гамма-излучения

Метод оценки дозы, описанный в предыдущем разделе, основывался на информации о характеристиках радиоактивного загрязнения окружающей среды. Детализация дозиметрических данных, а также использование социальнодемографических данных позволили оценить облучение отдельных когорт населения. Логика метода индивидуального дозиметрического контроля (ИДК) при решении данной задачи противоположна и строится на переходе от дозы, измеренной у отдельных людей, к характеристике облучения группы жителей населенного пункта (НП) [13, 14].

Измерения индивидуальных доз проводились термолюминесцентными детекторами из фтористого лития. Для считывания показаний использовали прибор Харшоу-20000. Детекторы и измерительная аппаратура аттестованы в Центре стандартизации и метрологии (С.-Петербург). Нижний предел детектирования составлял 80 мкГр, среднеквадратичная погрешность измерения дозы выше 100 мкГр - около 10%, для меньших значений дозы она возрастает до 20%.

Измерения индивидуальных доз проводили выборочным методом. Выборка населения (около 50 человек в НП) содержала основные социальные и профессиональные группы жителей. Дозиметры, как правило, выдавали населению сроком на 1 месяц. При вычислении эффективной дозы за месяц экспонирования детектора учитывали коэф-

фициенты перехода от показаний дозиметра к эффективной дозе, а для оценки годовой эффективной дозы сезонные вариации внешнего облучения жителей. Всего за период с 1987 по 1994 гг. было обследовано около 100 населенных пунктов и получено более 5 тысяч значений индивидуальной дозы.

Индивидуальный дозиметрический контроль внешнего облучения жителей в НП проводился с целью:

ежегодного текущего контроля облучения жителей с разным уровнем радиоактивного загрязнения ареала населенного пункта;

проведения статистического анализа данных измерений с целью оценки влияния на дозу внешнего облучения таких факторов, как: тип НП (город, поселок городского типа, село), тип жилого дома (деревянный или кирпичный), профессия, дезактивационные мероприятия и др.;

верификации расчетной модели оценки дозы внешнего облучения.

Совокупность ежегодных результатов измерений в НП обрабатывали методом линейного регрессионного анализа, где в качестве независимой переменной использовали поверхностную плотность загрязнения почвы 137Сэ. При этом свободный член уравнения регрессии соответствует дозе от естественного радиационного фона, а коэффициент наклона линии регрессии -удельной эффективной дозе внешнего облучения. На рисунке 3 в качестве примера представлены

результаты такого анализа на основе данных ИДК 1991 г. [13, 14].

На рисунке 4 представлены результаты ИДК, отражающие динамику средней эффективной дозы внешнего облучения части сельской жителей

населения Брянской области с 1987 по 1992 гг. Там же показана расчетная кривая уменьшения дозы за первые 10 лет после аварии, полученная по формулам (3) и (4). Видно, что расчетные оценки дозы хорошо согласуются с данными ИДК.

0.0 0.4 0.8 1.2 1.6

а137, МБк/м2

Рис. 3. Зависимость средней эффективной дозы Е внешнего облучения сельских жителей Брянской области в 1991 г. от поверхностной плотности загрязнения почвы о137. Уравнение регрессии: Е = (0.8 ± 0.2) + (2.2 ± 0.2)о137, мЗв.

Интервал времени после аварии, лет

Рис. 4. Динамика средней годовой эффективной дозы внешнего облучения сельских жителей Брянской области, нормированная на поверхностную плотность загрязнения почвы 0137.

Кривая - расчет по модели; точки - результаты индивидуального дозиметрического контроля.

Дозы внешнего облучения жителей поселков городского типа и городов в 1.4-1.7 раза меньше, чем сельских жителей при одинаковом уровне загрязнения почвы 137Сэ. Степень снижения дозы внешнего облучения населения под влиянием де-зактивационных мероприятий, проведенных в ряде НП Брянской области летом 1989 г., по данным ИДК оценивается коэффициентом 1.2-1.5.

Воздействие других антропогенных факторов на величину дозы можно проследить на примере обобщенных данных таблицы 5, полученных на основании результатов ИДК сельского населения Брянской области в 1992 г. Статистически достоверным оказалось влияние типа жилого дома (деревянный или кирпичный) и условий работы (вне или внутри помещений). Отношение доз облучения групп населения, различающихся по этим признакам, составило 1.2 и 1.4 соответственно.

Для экстремальных с точки зрения облучае-мости групп населения (механизаторы и домохозяйки) отношение средних нормированных доз достигает 1.9. Результаты ИДК согласуются с разбросом численных значений факторов уменьше-

ния дозы для различных групп жителей НП (табл. 3).

Проведенные в 1991-1992 гг. в рамках научного сотрудничества со специалистами Швеции и Норвегии, а также в 1992 г. в рамках совместной Российско-Германской измерительной программы сличения результатов ИДК населения Брянской области показали их удовлетворительное согласие (в пределах относительной погрешности ±20%) [15, 16].

Важным итогом описанного исследования является хорошее согласие результатов оценки дозы внешнего облучения населения, выполненной двумя независимыми методами. Этот факт, а также хорошее совпадение с данными зарубежных специалистов дают основание утверждать, что оценки доз внешнего облучения за истекшее после аварии время достаточно корректны. За этот период времени реализовалось уже около 50% дозы, ожидаемой за 70 лет жизни. С учетом изложенного выше мы надеемся, что оценки прогнозируемой дозы внешнего облучения за 70 лет жизни являются также реалистичными.

Таблица 5

Средняя доза внешнего облучения различных групп сельского населения Брянской области в 1992 г. за месяц ношения индивидуального дозиметра, нормированная на среднюю поверхностную плотность загрязнения почвы 1370э в ареале населенного пункта

Критерий классификации Средняя доза за месяц, мкЗв/

Пол:

Женщины 140 ± 6

Мужчины 165 ± 6

Жилой дом:

кирпичный 130 ± 7

деревянный 160 ± 5

Работа:

вне помещений 175 ± 9

в помещениях 125 ± 7

Профессия:

Механизаторы 185 ± 13

Пенсионеры 183 ± 9

Разнорабочие 165 ± 9

Животноводы 155 ± 15

Водители 155 ± 16

Полеводы 153 ± 30

Служащие 130 ± 7

Школьники 110± 10

Домохозяйки 100 ± 10

131

4. Внутреннее облучение I

Дозу облучения щитовидной железы инкорпорированным 1311 для жителей России определяли по результатам измерений содержания радионуклида в этом органе, учитывая в процедуре вычислений закономерности формирования радиационной обстановки в данной местности и

проведение защитных мероприятий. В разделе 1 показано, что "пятна" наибольшего загрязнения на территориях Брянской, Тульской, Калужской, Орловской областей сформировались, главным образом, за счет влажного вымывания радионуклидов из одного радиоактивного облака, происходящего от выбросов из реактора 27 апреля 1986 года [1, 3, 17]. Этот вывод, подтвержденный радио-

нуклидными соотношениями в пробах почвы, отобранных и измеренных в третьей декаде мая 1986 г. [3], позволяет считать сходными закономерности формирования дозы от радиоизотопов йода в этих областях [18].

4.1. Измерения содержания 1311 в щитовидной железе жителей России

Радиометрия щитовидной железы (ЩЖ) жителей загрязненных территорий России проводилась в мае-июне 1986 года в радиодиаг-ностических лабораториях центральных областных больниц на аппаратуре, предназначенной для исследования функции ЩЖ с помощью 1311, а также с помощью неспецифических переносных радиометров (СРП-68-01, ДРГ-03 и др.), откалиброванных для этой цели. Всего в мае-июне 1986 года (до 15 июня) на загрязненных территориях России качественные измерения ЩЖ на диагностических установках были выполнены у 960 жителей Брянской области, 677 жителей Тульской области, 1620 жителей Орловской области. Кроме того, с помощью прибора СРП-68-01 было выполнено в Брянской области около 13 тысяч аналогичных измерений (дозиметрические оценки по этой когорте в данной работе не представлены, так как обработка данных еще не завершена), в Калужской области - около 30 тысяч измерений [18, 19]. От 50 до 80% общего числа измерений приходилось на долю детей.

Наибольшие уровни содержания 1311 в ЩЖ до 200-300 кБк у отдельных лиц зарегистрированы 16-17 мая в селах Барсуки и Николаевка Красногорского района Брянской области, где загрязнение почвы 137Сэ составляло около 3 ТБк/км2 [2]. В других населенных пунктах контролируемой территории Брянской области содержание 1311 в ЩЖ жителей было примерно на порядок ниже. Это объясняется не только меньшими уровнями радиоактивного загрязнения, но и более ранним проведением защитных мероприятий.

4.2. Дозиметрическая модель

Для расчета поглощенной дозы в ЩЖ жителей загрязненных районов России использовалась модель поступления 1311 в организм, согласно которой в течение 15 дней суточное поступление было постоянным, а затем соответственно изменению концентрации этого нуклида в молоке уменьшалось с периодом 5 суток - рисунок 5. Предложенная модель поступления основывалась на наблюдавшейся динамике концентрации 1311 в молоке на загрязненных территориях России. В первые дни, когда концентрация радионуклидов в молоке нарастала, ингаляционная составляющая и потребление листовой зелени дополняли посту-

пление с молоком. Модель не конкретизирует роль отдельных путей поступления радионуклида в организм, так как при наличии многих неопределенностей в исходных данных (в том числе, о характере и временной функции выпадений радионуклидов, резкой неравномерности радиоактивного загрязнения пастбищных угодий и др.) излишняя конкретизация деталей внесет больше ошибок, чем уточнений. При получении дополнительной информации параметры модели поступления могут быть уточнены и конкретизированы для отдельных населенных пунктов и территорий.

Для вычисления поглощенной дозы в щитовидной железе йщж по результатам измерения

1311

активности I с помощью описанной модели поступления использовали дозиметрические параметры лиц разного возраста из Публикации 56 МКРЗ [20]. Результаты оценок дозы в ЩЖ по этой модели хорошо согласуются с расчетами других авторов [21].

Защитные меры деформировали естественное поступление и существенно снизили полученную населением дозу. Специальные усилия были предприняты для выяснения сроков и характера проведенных защитных мероприятий в отдельных районах и населенных пунктах для учета их влияния на поглощенную дозу. Например, в ряде районов Брянской области через 7-10 дней после начала аварии запретили потребление местного загрязненного молока, а затем провели йодную профилактику, что привело к снижению дозы в ЩЖ в 2-3 раза по сравнению с максимально возможной. Эти факты также учтены в схеме расчета дозы [18].

4.3. Оценка дозы по результатам измерений

В таблице 6 представлены оценки средней поглощенной дозы в ЩЖ жителей некоторых населенных пунктов Тульской и Орловской областей, рассчитанные по результатам измерений содержания 1311 в ЩЖ в мае-июне 1986 года. В этих областях защитные мероприятия по ограничению поступления 1311 в организм человека, как правило, проводили слишком поздно. Это позволило счи-

131

тать, что ограничения поступления I в организм человека практически не было, и в ЩЖ сформировалась доза, максимально возможная для данного уровня загрязнения окружающей среды.

В Тульской области наибольшее радиоактивное загрязнение почвы обнаружено в Плавске (о137 = 0.47 ТБк/км2) и в Плавском районе. Средние поглощенные дозы в ЩЖ детей в возрасте до трех лет в населенных пунктах этого района достигают 50-70 сГр. В Орловской области наибольшему облучению подверглись жители некоторых сел Болховского района, где средняя поглощенная доза в ЩЖ детей дошкольного возраста составила около 30 сГр.

Рис. 5. Схема (а) и модель (б) поступления 1311 - ¡@) в организм жителей загрязненных территорий России.

Таблица 6

Средняя поглощенная доза в щитовидной железе от инкорпорированного 1311 для жителей некоторых населенных пунктов Тульской и Орловской областей России

Населенный 0137 в Возраст на 1 мая 1986 г., лет

пункт ТБк/км2 меньше 1 1 - 2 | 3 - 6 II 7 - 11 | 12 - 17 больше 18

Тульская область

Плавск 0.47 65 ± 13

Щекино 0.05 - - 6.0 ± 0.8

Арсеньево 0.15 - - - 2.8 ± 0.5

Крекшино 0.11 - 18 ± 8

Липово 0.30 21 ± 4

Октябрьское 0.15 33 ± 17

Стрелецкое 0.10 - - 7.2 ± 0.9

Орловская область

Орел 0.05 14.5 ± 3 (10 8.5 ± 1 (81) 7.0 ± 0.3 5.0 ± 0.5 (61) 3.7 ± 0.3 (29) 1.4 ± 0.3

Болхов 0.18 - - 14 ± 2

Дмитровск 0.10 - - 10 ± 1

* - в скобках указано число обследованных лиц.

В Брянской области с первых дней мая сотрудники санитарно-эпидемиологической службы разъясняли населению опасность потребления молока из личных хозяйств. В Новозыбкове и селах Новозыбковского района с 4 мая была прекращена поставка местного молока в детские учреждения, а с 7 мая в торговую сеть поступало молоко из незагрязненных районов области. В соседних загрязненных районах аналогичные мероприятия были проведены несколько позднее. В таблице 7 показаны результаты оценки средней пглощенной дозы в ЩЖ жителей Брянской области в двух вариантах: й1 - аналогично расчетам в Тульской и Орловской областях, где предполага-

1311

ется отсутствие ограничений в поступлении I с цельным молоком; й2 - учитывается средняя дата прекращения потребления молока в данном населенном пункте согласно данным опроса жителей. Для городов и поселков городского типа, где централизованно заменили молоко на "чистое" и большая часть населения потребляла молоко из торговой сети, оценка й2 более реалистична. Для сел, где люди питались, в основном, молоком из личного хозяйства, прекращение потребления молока во многом зависело от информированности жителей и восприятия ими радиационной опасности.

Таблица 7

Средние поглощенные дозы в щитовидной железе жителей ряда населенных пунктов

Брянской области, сГр

Населенный 0137, в Возраст на 1 мая 1986 г., лет

пункт ТБк/км2 сут < 1 1 - 2 II 3 - 6 II 7 - 11 || 12 - 17 > 18

17±6(1) 13±2 12±2 6.8±0.7 8.6±3.8 1.8±0.2

Новозыбков 0.7 10 64±29(2) 39±9 33±8 15±2 20±9 3.9±0.4

- 7.1±2.8 8.0±3.4 5.7±1.1 - 1.4±0.3

Злынка 1.1 10 - 20±8 21±7 15±3.5 - 3.3±0.6

-

- 45±21 33.5±7 12±2 14±4 5.8±1.1

Мирный 1.3 15 - 85±37 67±1 19±4 22±7 8.9±1.7

-

110±36 93±30 40±11 12±3 3.8±1.2 6.3±2.1

Красная Гора 0.25 15 127±43 136±36 52±13 16±4 4.6±1.1 8.3±2.4

- 52±14 65±22 51 ±17 - 14±5

Заборье 4.4 14 - 99±34 130±64 74±24 - 26±10

-

180±68 180±24 100±16 66±18 100±78 61 ±20

Николаевка 3.3 13 250±93 230±31 130±20 91±29 155±120 82±31

- - 15±8 11 ±2 9.2±6.5 5.3±1.1

Селец 0.6 17 - - 26±17 16±3 11±8 7.5±1.9

- -

180±50 140±25 100±20 62±12 150±40 25±7

Барсуки 2.7 13 250±60 210±50 120±20 75±15 210±50 30±8

100±0 78±26 32±8 - 3.1±1.3 2.3±0.6

Увелье 1.8 13 390±0 260±92 94±23 - 8.0±3.3 5.4±1.4

- 17±9 12±2 20±6 - 4.2±0.7

Верещаки 0.7 10 - 28±15 19±3 29±8 - 6.2±1.0

-

- 11±3 9.3±3.0 2.8±0 3.1±1.2

Ст. Вышков 1.4 8 - - 18±5 15±5 4.3±0 4.5±1.7

- -

- - 15±2 8.1±1.8 - 3.9±1.5

Святск 1.6 10 - - 24±3 13±2.9 - 5.7±2.2

- -

(1) - индивидуальные дозы оценены в предположении отсутствия ограничений поступления 1311;

(2) - индивидуальные дозы оценены в предположении введения ограничений поступления 1311, которое началось в сред-

нем через в суток (3-я колонка таблицы) после радиоактивного загрязнения территории;

(3) - в скобках указано число обследованных.

Наибольшие поглощенные дозы в ЩЖ получили жители Красногорского района Брянской области, где активная разъяснительная работа началась только 10 мая. В этом районе находятся два "пятна” наиболее сильного радиоактивного загрязнения: около сел Николаевка (о137 = 3 ТБк/км2) и Заборье (0137 = 4 ТБк/км2). Средние поглощенные дозы в ЩЖ детей до трех лет в селах, попавших в эти "пятна", достигают 250-270 сГр, у взрослых - 30-90 сГр.

Средние поглощенные дозы в ЩЖ для каждого населенного пункта оценивались для шести возрастных интервалов: менее 1 года, 1-2 года, 3-6, 7-11, 12-17 лет и взрослые. Внутри возрастной группы частотное распределение по дозе обычно имеет асимметричную форму, близкую к логарифмически нормальной. Максимальное значение индивидуальной поглощенной дозы нередко превосходит среднее значение в 3-5 раз. Примеры распределения индивидуальных доз в ЩЖ жителей разного возраста в некоторых населенных пунктах загрязненных территорий показаны на рисунках 6, 7.

При анализе возрастных соотношений поглощенных доз в ЩЖ для жителей населенного пункта выяснилось, что они различаются для городского и сельского населения. В таблице 8 представлены результаты этого анализа.

Приведенные в таблице 8 отношения средних поглощенных доз в щитовидной железе обусловлены не только возрастными различиями метаболизма йода, но также социальными факторами и различным рационом питания жителей села и города: большим потреблением молока сельскими жителями, меньшей добавкой искусственного питания младенцам в селах по сравнению с городом. Все это привело к тому, что при одинаковом

1311

загрязнении почвы I средняя поглощенная доза в ЩЖ взрослых жителей села была в 1.5-2.5 раза выше, чем у горожан. Возрастные соотношения дозы из таблицы 8 мы в дальнейшем использовали для оценки средней поглощенной дозы в тех возрастных группах, в которых не было измерений активности 1311 в ЩЖ.

Рис. 6. Примеры частотного распределения индивидуальных доз облучения щитовидной железы жителей различных возрастных групп в населенных пунктах Тульской области России.

Таблица 8

Отношение средней поглощенной дозы в ЩЖ детей и подростков к средней дозе у взрослых

Тип населенного Возраст на 1 мая 1986 г., лет

пункта > 1 1 1 - 2 II 3 - 6 II 7 - 11 || Г4» 2 > 18

Город 13 ± 3 9 ± 4 6 ± 2 2.5 ± 0.8 1.5 ± 1.0 1

Село 5 ± 3 5 ± 2 3 ± 1 2.2 ± 1.0 3 ± 2 1

Рис. 7. Примеры частотного распределения индивидуальных доз облучения щитовидной железы жителей различных возрастных групп в населенных пунктах Брянской области России.

4.4. Методика реконструкции средней дозы в щитовидной железе жителей населенного пункта

Так как в мае-июне 1986 г. во многих селах на загрязненных территориях не были проведены измерения 1311 в ЩЖ жителей, встала задача реконструкции поглощенной дозы по косвенным данным. Решали ее в два этапа: вначале определяли средние значения дозы в населенном пункте, а затем оценивали индивидуальные дозы [18, 22].

Методом линейной регрессии анализировали связь средней поглощенной дозы в ЩЖ детей в возрасте 3-6 лет, определенной по измерениям ЩЖ в мае-июне 1986 г., с различными показателями радиоактивного загрязнения окружающей среды: плотностью загрязнения почвы 137Сэ, мощностью экспозиционной дозы в воздухе 10-12 мая 1986 г., средней концентрацией 1311 в молоке 5-12 мая 1986 г., содержанием радиоцезия в организме взрослых жителей в том же населенном пункте в августе-сентябре 1986 г. Для единства рассмотрения использованы значения максимально возможных доз й„ которые получили или могли получить жители без проведения защитных мероприятий.

Как уже отмечалось, радионуклидный состав и метеоусловия (дожди) во время радиоактивных выпадений в Брянской и Тульской областях был практически одинаков. Это послужило основанием для проведения регрессионного анализа совместного набора данных по двум областям. Из табли-

цы 9 видно, что связь параметров во всех случаях оказалась статистически значимой с достаточно большими коэффициентами корреляции - от 0.86 до 0.95.

На рисунке 8 в качестве примера показаны результаты регрессионного анализа связи средней для населенного пункта поглощенной дозы в ЩЖ детей в возрасте 3-6 лет с поверхностной плотностью загрязнения почвы о137. Связь имеет достоверно линейный характер. По данным работы [21] на юге Белоруссии эта связь нелинейна: доза относительно выше в области малой плотности загрязнения почвы о137, чем при большей о137. Это различие предположительно связано с разной дисперсностью и химической формой радионуклидов, выпавших в "ближней зоне", на юге Гомельской области, и в "дальней зоне" - на территории России, а также с разными метеорологическими условиями осаждения радионуклидов ("мокрое" или "сухое"). Этот вопрос, однако, требует дальнейшего исследования. (Эти проблемы обсуждаются в статье Степаненко В.Ф. и др. в данном выпуске Бюллетеня - прим. ред.).

Полученные закономерности в сочетании с возрастными соотношениями поглощенных доз в ЩЖ в городе и селе (табл. 8) использовались для оценки средней поглощенной дозы в ЩЖ жителей разного возраста в тех населенных пунктах, где не проводилась радиометрия ЩЖ в мае-июне 1986 г.

Таблица 9

Параметры, использованные для реконструкции средней поглощенной дозы в щитовидной железе детей в возрасте 3-6 лет

Параметр Число населенных пунктов Коэффициент корреляции

Средняя плотность загрязнения ареала НП 137Св МЭД 10-12 мая 1986 г. в НП Средняя загрязненность молока 5-15 мая 1986 г. Средняя инкорпорированная в теле взрослых жителей активность радионуклидов цезия в августе-сентябре 1986 г. 22 0.95 25 0.92 11 0.86 17 0.90

Уравнения регрессии дают оценки максимальной дозы йх в ЩЖ при условии отсутствия защитных мероприятий. Для каждого населенного пункта мы анализировали комплекс проведенных там защитных мероприятий. Окончательно дозу оценивали путем сравнения значений, полученных по разным уравнениям регрессии, с учетом достоверности исходных параметров и введением поправки на проведенные защитные мероприятия. Преимущество отдавали значениям поглощенной дозы в ЩЖ, полученным по количеству инкорпорированных в теле 134Сз+137Сз и концентрации 1311 в молоке. Мы полагаем, что погрешность полученных таким образом оценок средней поглощенной дозы в ЩЖ не хуже 50%. Следует подчерк-

нуть, что эмпирические соотношения, связывающие среднюю поглощенную дозу в щитовидной железе с уровнем загрязнения почвы 137Сэ и МЭД в воздухе относится только к территориям с радионуклидным составом и метеоусловиям выпадений, характерными для указанных выше территорий России.

Индивидуальные значения поглощенной дозы в ЩЖ реконструировались на основе данных индивидуального опроса жителей о потреблении молока в мае 1986 года или использования корреляции поглощенной дозы в ЩЖ с индивидуальным содержанием радиоцезия в организме, измеренным в августе-сентябре 1986 г. Таким способом была сделана ретроспективная оценка индивиду-

альной поглощенной дозы в ЩЖ около 60 тысяч жителей контролируемой территории Брянской области и 2300 детей из наиболее загрязненных населенных пунктов Тульской области. Для этого в январе-марте 1987 г. в Брянской и Тульской областях по специально разработанной анкете были тщательно опрошены жители о режиме поведения и питания в послеаварийный период. Опрос сопровождали измерением содержания радиоизотопов цезия в организме человека. Дозовые оценки для детей и беременных женщин вместе с заполненными анкетами были в 1987 г. переданы во Всесоюзный распределенный регистр и в местные органы здравоохранения.

4.5. Коллективная доза облучения щитовидной железы населения России и прогноз дополнительной заболеваемости раком щитовидной железы

Коллективную дозу облучения щитовидной железы жителей выбранных регионов инкорпориро-

131 I

ванным I вычисляли суммированием коллектив-

ной дозы в каждом населенном пункте. Последняя рассчитывалась как сумма произведений средней поглощенной дозы на численность жителей по трем возрастным группам на момент аварии: дети до 7 лет, 7-17 лет, 18 лет и старше. Средняя доза оценена для 47 населенных пунктов по результатам радиометрии 1311 в ЩЖ жителей, а для остальных - методом реконструкции. Для большинства населенных пунктов с низким уровнем радиоактивного загрязнения исходными данными являлась поверхностная плотность загрязнения почвы 137Сэ [2].

Результаты оценки коллективной поглощенной дозы в ЩЖ представлены в таблице 10. Наибольшие в России коллективные дозы облучения ЩЖ получило население Брянской и Тульской областей - около 60 тысяч чел.-Гр. Эти оценки увеличены на 10-20 % по сравнению с ранее опубликованными значениями [13] в связи с получением дополнительных данных Роскомгидромета о загрязнении почвы 137Сэ [2].

Таблица 10

Коллективная доза облучения щитовидной железы жителей наиболее загрязненных областей России инкорпорированным 1311 вследствие аварии на Чернобыльской АЭС и прогноз дополнительной заболеваемости раком щитовидной железы

Численность Коллективная поглощенная Прогноз дополнительной заболеваемости раком ЩЖ

млн. чел. доза в ЩЖ, 103 чел.-Гр Число случаев Доля от спонтанного уровня,%

Брянская обл. 1.5 60 175 5 - 10

Брянская обл. (контролируемые территории) 0.11 22 67 20 - 40

Тульская обл. 1.9 60 175 5 - 10

Орловская обл. 0.9 15 44 2 - 5

Калужская обл. 1.0 10 30 2 - 5

Все указанные выше территории 5.3 145 424 3 - 6

Значительно меньшие коллективные дозы получили жители Орловской (15 тыс. чел.-Гр) и Калужской (10 тыс. чел.-Гр) областей. Поскольку величина коллективной дозы в равной степени зависит от средней поглощенной дозы и численности жителей в населенном пункте, то оказывается, что большую часть коллективной дозы в регионе вносят территории с малым уровнем загрязнения, но с большей плотностью населения. Так, коллективные дозы в Брянской и Тульской областях оказались равными по величине, хотя уровни загрязнения почвы в Тульской области значительно меньше чем , в Брянской области . В то же время в Брянской области облучение 7.5% жителей наиболее загрязненной, "контролируемой" территории

вносит около 40% в коллективную дозу всего региона.

В таблице 10 также представлены результаты прогноза возможной дополнительной заболеваемости раком ЩЖ населения загрязненных областей, выполненного по методике, описанной в наших работах [18, 23]. До 10% заболеваний раком ЩЖ может иметь летальный исход. Сравнение прогноза с уровнем доаварийной заболеваемости раком ЩЖ в центральных районах России примерно 20 случаев в год на 1 млн. жителей всех возрастов, показывает, что на территории Брянской и Тульской областей следует ожидать заметное повышение заболеваемости раком ЩЖ.

Зависимость коллективной дозы от возраста такова, что около половины ее сформировалось у детей и подростков в возрасте до 18 лет, составляющих около 25% численности населения. И именно эта часть населения является группой повышенного риска появления радиогенных раков ЩЖ. Следует отметить, что спонтанный уровень заболеваемости раком ЩЖ у детей примерно на порядок ниже, чем для населения в целом. Поэтому индуцированная радиойодом заболеваемость у детей и подростков может превышать спонтанный уровень в несколько раз. К сожалению, этот прогноз оправдывается. К маю 1995 г. в Брянской области выявлено 48 случаев рака ЩЖ у детей и подростков на момент аварии, появились первые случаи рака ЩЖ у детей Калужской области [19].

5. Внутреннее облучение радионуклидами цезия и стронция

Доза внутреннего облучения всего тела радионуклидами цезия и стронция для населения, проживающего на загрязненной территории, в данной работе также оценивалась двумя методами: расчетом поступления радионуклидов в организм по результатам анализа их содержания в пищевых продуктах, а также по результатам измерения содержания радионуклидов в организме. Всего было использовано около 300 тысяч измерений на СИЧ и около 100 измерений 90Бг и Ри в аутопсийных пробах.

5.1. Динамика содержания радионуклидов цезия и стронция в пищевых продуктах

На загрязненной вследствие аварии на Чернобыльской АЭС территории России не прекращено производство сельскохозяйственной продукции. В связи с этим большое внимание было уделено определению и долговременному прогнозу параметров перехода радионуклидов цезия и стронция из загрязненных почв в сельскохозяйственную растительность, продукты животноводства и далее в организм человека. На эти параметры влияют многие факторы: время, прошедшее после загрязнения местности, физико-химические свойства радиоактивных частиц, выпавших на почву, агрохимические свойства почвы, видовые особенности растений и животных и другие условия.

В качестве основного параметра, характеризующего миграцию радионуклида в экосистеме, использован коэффициент перехода Кп (м2/кг), равный отношению удельной активности радионуклида в воздушно-сухой пробе растительности или в натуральных пищевых продуктах к его поверхностной плотности загрязнения почвы а

В начальный период после аварии в мае 1986 г. натурными наблюдениями было установлено,

134 ^ 137~ 90 о

что максимальная концентрация Сэ, Сэ и Бг,

89 /-Ч

Бг в молоке достигалась не позднее, чем через 2 недели после аварийного загрязнения местности. Максимальные значения Кп из почвы в молоко составили по радиоизотопам цезия 0.04 м2/кг, а стронция - 0.006 м2/кг. В дальнейшем значения Кп уменьшались с периодами 17 и 14 суток соответственно, отражающими главным образом темп естественной дезактивации луговых трав после поверхностного загрязнения.

Начиная с осени 1986 г., когда стал преобладать почвенно-корневой путь миграции радионуклидов в экосистеме, основное внимание было уделено анализу закономерностей и динамики радиоактивного загрязнения критических звеньев пищевой цепочки, ответственных за формирование дозы внутреннего облучения населения.

Система "почва-растение" является наиболее изменчивым звеном пищевой цепочки, определяющим длительное поступление радионуклидов Сэ и Бг в организм человека с растительными и животными продуктами, так как коэффициенты перехода существенно зависят от свойств почвы. Параметры перехода цезия и стронция в последующих звеньях пищевой цепочки изменяются незначительно. Так, среднее отношение удельной активности 137Сэ в пастбищной траве, молоке и мясе крупного рогатого скота равно 1:0.04:0.16. Среднее отношение удельной ак-

90

тивности Бг в сухой траве и в молоке равно 1:0.009.

Поскольку с мясомолочными продуктами в организм жителей загрязненных территорий России

137 90

поступает основная доля Сэ и Бг, оценка и прогноз дозы внутреннего облучения населения сводится во многом к прогнозу содержания радионуклидов в естественной травяной растительности.

Типы доминирующих почв в разных регионах радиоактивного загрязнения в России существенно различаются: черноземы и серые лесные почвы в Тульской и Орловской областях, дерновоподзолистые почвы в Брянской и Калужской областях. В зависимости от типа почвы среднее значение коэффициента перехода радионуклидов цезия в траву изменяется почти на 3 порядка величины. Коэффициент перехода 90Бг из почвы в естественные травы изменяется при этом несколько меньше, чем Кп 137Сэ, а именно до 60 раз.

Установлена количественная связь между Кп 137Сэ и 90Бг и наиболее тесно связанными с ними агрохимическими свойствами почвы: для 137Сэ -это содержание в почве калия, фосфора, органи-

90

ческого вещества и др., а для Бг - концентрация обменных оснований и др. Соответствующие уравнения регрессии могут быть использованы для прогноза загрязненности продуктов питания и,

следовательно, дозы внутреннего облучения [24, 25].

Помимо свойств почвы существенное влияние на содержание радионуклидов цезия в сельскохозяйственной продукции оказывает процесс естественной фиксации их в почвенных структурах с течением времени, прошедшего после радиоактивного загрязнения местности. Таблицы 11, 12 и рисунки 9, 10 иллюстрируют динамику коэффициента перехода 137Сэ из почвы в естественные травы и молоко коров, выпасаемых на естественных пастбищах. Удельная активность 137Сэ в траве, молоке и мясе крупного рогатого скота уменьшилась с 1987 г. к 1991-92 гг. на 1-2 порядка величины. Аналогично снижается со временем содержание 137Сэ в сельскохозяйственных культурах, выращиваемых на пахотной почве: зерновых, картофеле и др. (рис. 11). Период Т уменьшения содержания 137Сэ во всех этих продуктах в районах с

различными типами почв изменялся в интервале 7-25 мес. (в среднем - 14 мес.). Наряду с ежегодным убыванием, содержание радионуклидов в молоке и мясе значительно колеблется в течение года по сезонам в зависимости от рациона - повышается в пастбищный период и убывает при кормлении корнеплодами и комбикормами в стойловый период (рис. 12). В 1991-94 гг. наблюдалась тенденция к замедлению процесса естественной дезактивации сельскохозяйственной продукции, в первую очередь, в черноземной зоне (табл.

11, 12).

В результате наших исследований также обнаружено статистически достоверное снижение Кп

90 о

Бг из почвы в растительность и молоко в течение первых 8 лет после аварии с периодом полу-уменьшения 4-6 лет. Иллюстрация обнаруженной закономерности приведена на рисунке 13.

Таблица 11

Коэффициенты перехода, 10-3 м2/кг, 1370э из почвы в естественные травы

Календарный год Брянская область Тульская область

Интервал изменения Среднее значение Интервал измерения Среднее значение

1986 10.0 - 840 188

1987 6.2 - 492 126 0.11 - 16.0 2.21

1988 1.2 - 404 41 0.07 - 1.10 0.47

1989 0.3 - 138 22 0.08 - 1.05 0.43

1990 0.2 - 27 6.1 0.03 - 0.75 0.22

1991 0.1 - 15 2.9 0.01 - 0.25 0.10

1992 1.1 - 8 3.5 0.005 - 0.47 0.11

1993 0.1 - 16 2.1 0.03 - 0.47 0.26

1994 0.4 - 6 2.5 0.05 - 0.55 0.19

Таблица 12

Коэффициенты перехода, 10-3 м2/кг, 1370э из почвы в молоко коров, выпасаемых на естественных пастбищах

Календарный год Брянская область Тульская область

Интервал изменения Среднее значение Интервал измерения Среднее значение

1986 1.8 - 58 10.1

1987 0.6 - 45 5.2 0.033 - 0.271 0.127

1988 0.2 - 13.2 2.3 0.037 - 0.217 0.104

1989 0.2 - 10.7 1.5 0.002 - 0.190 0.074

1990 Г"- со 1 о 1.0 0.001 - 0.120 0.027

1991 0.05 - 2.1 0.6 0.001 - 0.011 0.004

1992 0.06 - 1.3 0.3 0.002 - 0.014 0.006

1993 0.01 - 0.6 0.13 0.002 - 0.041 0.016

1994 0.01 - 0.4 0.1 0.003 - 0.050 0.020

И ниервал времени Ь после аларнн, нес

Рис. 9. Зависимость коэффициента перехода Кп 137Сб из почвы в естественные травы от интервала времени £ прошедшего после аварии на Чернобыльской АЭС. а - Брянская область; б - Тульская область. Каждая точка на графике соответствует смешанной пробе с одного пастбища. Внутри прямоугольника указан эффективный период полууменьшения Кп в месяцах.

Интервал времени f после аварии, мес.

Рис. 10. Зависимость коэффициента перехода Кп 137Сэ из почвы в молоко в период выпаса скота от интервала времени £ прошедшего после аварии. а - Брянская область (дерново-подзолистые почвы); б - Тульская область; в - Орловская область (черноземные почвы). Каждая точка на графике - среднее значение по 4-30 пробам для одной молочно-товарной фермы.

Интервал времени f после аварии, месяцы

Рис. 11. Зависимость коэффициента перехода Кп 137Сэ из почвы в картофель от интервала времени £ прошедшего после аварии, в Брянской (а) и Тульской (б) областях. Каждая точка на графике - среднее значение по одному хозяйству.

99.9

99

95

50

20

М

0.1

/  / шУ

/ гЛ

а

б

/ у п

л  і і і і і і і і

-10

І11 Кп , м " /кг

Рис. 12. Частотное распределение проб молока, производимого в 1992 г. в общественных хозяйствах Брянской области в стойловый (а) и пастбищный (б) периоды содержания крупного рогатого скота, по величине коэффициента перехода 13 Сэ - Кп.

Т, месяцы

Сч

£

(И

в

Рис. 13. Динамика коэффициента перехода Кп 90Бг из почвы в естественные травы Брянской области (а) и молоко, производимое в общественных хозяйствах Тульской области (б). Каждая точка на графиках соответствует смешанной пробе с одного пастбища (хозяйства).

5.2. Модель пищевого поступления в организм и оценка дозы

По нашим данным об удельной активности радионуклидов цезия и стронция в пищевых продуктах в 1987 г., нормированной на их поверхностную плотность загрязнения почвы (аналог коэффициентов перехода Кп), оценено их среднее содержание в компонентах рациона питания взрослых сельских жителей загрязненных регионов Российской Федерации, равное суточному поступлению 137Сэ, 13 Сэ и °Бг в организм - таблица 13. Аналогичные расчетные оценки поступления производили ежегодно. Отметим, что среднее за год суточное поступление ¡г может быть в 1.5-2 раза ниже приведенного в таблице 13 для пастбищного периода из-за сезонных колебаний концентрации радионуклидов в молоке (см. рис. 12). Это обстоятельство нами не учитывается в связи с заданной изначально консервативностью дозовых оценок.

Исходя из данных опросов населения, собственных результатов и данных таблицы 13, оценим суммарное (поверхностное + корневое) годовое поступление с пищей радионуклидов цезия и стронция в организм взрослых жителей районов с недеформированным рационом питания в течение /-го года после аварии Чернобыльской АЭС у. Величина у/ нормирована на единичную поверхностную плотность загрязнения 134Сэ, 13 Сэ, или 89Бг, 90Бг почвы, приведенную к 1 мая 1986 г.:

у1 = Уз + Уг,1,'

_ 0.693

У,1 • е Тз ,1 = 2,...,6,'

_ 0.693

Уг,6 е Т > 6,

Уі = і

где у5, м2/год - поступление радионуклида поверхностным путем в течение первого года после аварии;

уг,/, м2/год - поступление радионуклида почвенно-корневым путем в течение /-ого года после аварии;

Тз, лет - эффективный период полуочищения рациона питания с 1987 по 1991 гг. после аварии;

Т4, лет - то же в последующие годы.

Параметры формул (7) для почв, доминирующих в Брянской и Тульской областях, приведены в таблице 14. Численные значения величины у5 получены расчетным путем по данным о динамике концентрации радионуклидов в молоке в начальный период после аварии. Величина уг,1 для радионуклидов цезия определена из данных таблицы 13 путем экстраполяции от лета 1987 г. к лету 1986 г. с учетом экспоненциального спада со временем. Поскольку дерново-подзолистые песчаные и черноземные почвы представляют собой почти крайние случаи по содержанию глины и других компонентов, радикально влияющих на миграцию радионуклидов цезия и стронция, можно полагать, что большинство значений уГ,1 для других типов почв изменяются в пределах, указанных в таблице

14. Учитывая, что у 8^г малый (53.6 сут) период полураспада, мы положили его поступление с ра-

ционом в обеих областях в первый год после аварии равным уэ, а в дальнейшем - нулевым. Далее мы используем допущение (консервативное с точки зрения последующих оценок поглощенных доз внутреннего облучения) о том, что, начиная с

1993 г. (/ > 6), уменьшение содержания в рационе питания 137^ и 9<^г будет происходить более медленно - с периодом Т4 = 10 лет. Период очистки биосферы такого порядка наблюдался в 70-80-х гг. после глобальных выпадений продуктов ядерных взрывов из стратосферы [26, 27].

Из сравнения значений уг,1 и у5 в таблице 14 следует, что в течение первого года после аварии поступление радионуклидов цезия и стронция в организм жителей Тульской черноземной зоны произошло главным образом в течение мая-июня 1986 г. вследствие поверхностного загрязнения растительности, а в дальнейшем было незначительным. Дополнительное поступление радионуклидов с молоком в 1986-1987 гг. связано с кормлением скота в период стойлового содержания сеном, заготовленным летом 1986 г. Этот процесс в модели не рассмотрен. Напротив, на дерновоподзолистых почвах Брянской области корневой путь поступления доминировал в течение 1-го года в целом, кроме мая-июня, когда роль поверхностного загрязнения была ведущей.

Таблица 13

Среднесуточное поступление 137Cs и 90Sr в 1987 г. в пастбищный период с местными пищевыми продуктами в организм взрослых сельских жителей регионов, где преобладают дерново-подзолистые песчаные (I) или черноземные (II) почвы

Тип почвы Продукт К, 10 3 м2/кг Потребление, кг/сут K, отн. ед. Нормированное суточное поступление ir, 10"3 м2/сут

137Cs 90Sr 137Cs 90Sr

Молоко 5 0.16 0.7 1.0 3.5 0.11

Свинина 5 - 0.16 1.0 0.8 -

I Зерно 0.18 1.6 0.4 0.2 0.02 0.14

Картофель 0.16 0.14 0.3 0.8 0.04 0.03

Сумма 4.36 0.28

Молоко 0.07 0.07 0.7 1.0 0.05 0.05

Свинина 0.07 - 0.16 1.0 0.01 -

II Зерно 0.02 0.13 0.4 0.2 0.002 0.01

Картофель 0.03 0.05 0.3 0.5 0.007 0.01

Сумма 0.07 0.07

К - коэффициент кулинарного снижения.

Таблица 14

Численные значения параметров формул (7) для взрослого населения

Тип Уэ, М2/Г0Д Уг,1, м 12/год Тз, лет Т4, лет

почвы 13/Св, 134Сз 9°вг 89вг 137Св, 134Сз 90вг 137Сз | 134Сз 90Бг 137Св 134Св 90Бг

I* 1.2 0.22 0.17 3 0.1 1.2 0.8 5 10 1.7 10

II 1.2 0.22 0.17 0.05 0.03 1.2 0.8 5 10 1.7 10

- обозначение типов почв такое же, как и для таблицы 13.

Рассчитанная средняя стандартизованная скорость поступления радионуклидов цезия и стронция с пищей в организм сельских жителей России, проживающих на неконтролируемых территориях с дерново-подзолистыми или черноземными почвами, позволяет реконструировать и дать прогноз дозы внутреннего облучения лиц разного возраста на 70 лет жизни. Такой расчет проведен с использованием возрастных дозиметрических моделей, предложенных в Публикации 56 МКРЗ [20]. При этом потребление молока детьми и подростками до 12 лет было оценено в 1.5 раза, а остальных продуктов в 2 раза меньше, чем взрослыми [25]. Это допущение обосновано данными наших опросов сельских жителей загрязненных районов Брянской области, а также литературными сведениями. При оценке дозы внутреннего облучения были

134

учтены в составе радиоактивных выпадений Сэ в соотношении 0134/0137 = 0.54 и 89Бг - в соотношении овд/ояо = 10 на момент аварии. Под дозой за определенный интервал времени от j1 до j2 лет после аварии понимается ожидаемая к 70летнему возрасту доза, обусловленная поступлением радионуклидов за указанный интервал времени (}1, j2). Общая формула для расчета нормированной на поверхностную загрязнения эффективной дозы имеет следующий вид:

E(І1 }) = £ У(\,\ + }) • dk(A + }), 8

}=¡1

где А0 - возраст на момент аварии, лет;

} - номер календарного года с момента аварии; у},А0+}) - нормированная на поверхностную плотность загрязнения о средняя годовая скорость поступления радионуклида в организм человека в возрасте (Ао+}), м2/год;

dk, нЗв/Бк - эффективная доза, ожидаемая к возрасту 70 лет от поступления 1 Бк радионуклида в возрасте А0+} [20].

В обобщенном виде результаты расчета для взрослых представлены в таблице 15, а для лиц разного возраста - в работе [25]. Возраст взрослого человека для получения консервативной оценки дозы принят равным 18 лет, а продолжительность облучения после аварии - соответственно 52 года. Как видно из таблицы 15, доза внутреннего облучения радионуклидами цезия жителей районов с недеформированным рационом питания в основном определяется их поступлением в организм за первые 6 лет после аварии. Существенное влияние на дозу оказывает также тип доминирующих в регионе почв: уровни длительного облучения в 6 раз ниже в черноземной полосе, чем на бедных дерново-подзолистых почвах.

С учетом реального изотопного состава выпадений на территории РФ, а именно среднего отношения 090/0137, равного 2-6%, вклад радионуклидов стронция в эффективную дозу внутреннего облучения за 70 лет жизни критической по этому фактору группы населения - детей 1986 года рождения может составить в районах с недеформиро-ванным рационом питания около 2-3% на дерновоподзолистых и от 3 до 10-15% на черноземных почвах.

Для оценки роли ингаляции радионуклидов цезия измерялась их концентрация в воздухе при проведении сельскохозяйственных работ в 19871988 гг. в растениеводстве и производстве торфа, которые сопровождались значительным пылеоб-разованием. Годовое ингаляционное поступление, оцененное по результатам этих измерений, не превышает 5% от пищевого поступления 134Сэ, 137Сэ в организм жителей Брянской области.

Таблица 15

Расчетная средняя эффективная доза внутреннего облучения радионуклидами цезия и стронция взрослых сельских жителей России в разные периоды после аварии ЧАЭС, нормированная на 0137 в 1986 г.

Тип Интервалы времени после аварии на Чернобыльской АЭС

почвы 2 мес. 1 год 8 лет 1995-2056 гг. 70 лет

I* 40 90 168 16 184

II 27 28 30 1 31

- обозначение типов почв такое же, как и для таблицы 13.

5.3. Содержание радионуклидов в организме жителей

Для проверки корректности модельных дозо-вых оценок было проведено сравнение реально измеренных уровней содержания радионуклидов цезия у взрослых жителей загрязненных районов России с расчетными значениями, полученными с использованием формул (7). Расчетное содержание (кривые с пометкой "б” на рис. 14) получено с помощью свертки функции поступления радионуклидов цезия в организм взрослых жителей и функции длительного удержания в нем. Поскольку выборки состоят примерно поровну из взрослых мужчин и женщин, принято, что 90% инкорпорированных радионуклидов цезия выводится из организма человека с периодом 90 суток [28]. Учтено, что в западных районах Брянской области в отличие от Тульской потребление молока жителями даже за пределами контролируемой территории с июня 1986 г. по субъективным причинам снизилось в 2 раза по сравнению с доаварийной ситуацией [29]. Сезонные колебания загрязненности молока (рис. 12) и мяса в расчете не учтены, так как они нивелируются длительным удержанием в теле.

Начальный быстрый подъем на расчетных кривых отражает поступление в организм человека радионуклидов цезия вследствие поверхностного загрязнения растительности. Этот процесс не зависит от свойств почвы, и поэтому различие стандартизованного содержания 137Сэ у населения указанных двух областей не велико. Позднее же, с осени 1986 г., сказывается разница в сорбционных свойствах дерново-подзолистых и черноземных почв, что приводит к различию содержания в теле жителей и дозе внутреннего облучения более, чем на порядок величины.

На рисунке 14 также приведено измеренное содержание 137Сэ в организме взрослых жителей

Брянской и Тульской областей в районах с неде-формированным рационом питания за период 1986-1992 гг. Измерения выполнены транспортабельными одноканальными сцинтиляционными спектрометрами Роботрон-20046 по методике [30]. Точка на рисунке (кривые с пометкой "а”) представляет собой нормированное на ат среднее значение по населенному пункту с объемом выборки как правило 50-150 человек. Снижение содержания радионуклидов цезия в теле жителей происходит в Брянской и Тульской областях с периодами 15 и 13 месяцев соответственно. В Брянской области, где корневой переход радионуклидов в растительность высок, период уменьшения содержания 137Сэ, 134Сэ в теле жителей совпадает с периодом снижения концентрации в молоке. В Тульской черноземной зоне, где переход цезия из почвы в траву низок, накопленная в мае-июне 1986 г. активность 137Сэ, 134Сэ в теле жителей убывает быстрее, чем у населения Брянской области, но намного медленнее периода биологического выведения у взрослого человека, равного 90 сут. Объяснением может служить употребление в пищу скотом в стойловый период 1986 1987 гг. загрязненного сена, заготовленного летом 1986 г.

Удовлетворительное совпадение результатов натурных измерений и расчетных кривых подтверждает и справедливость выполненных выше дозо-вых оценок. Однако, это совпадение характерно только в районах, где радиационная обстановка в 1986-87 гг. не потребовала проведения широкомасштабных мер защиты и в частности регулярного снабжения населения незагрязненными пищевыми продуктами взамен местных. Эти меры с лета 1986 г. осуществляются в населенных пунктах контролируемой территории Брянской области, где поверхностная плотность загрязнения почвы 1 Сэ превышает 15 Ки/км2 (0.6 мБк/м2).

месяцы I, месяцы

Рис. 14. Среднее содержание 137Сэ д (м2), нормированное на поверхностную плотность выпадения на почву 1 7Сэ, в организме взрослых жителей Брянской (Б) и Тульской (Т) областей с недеформированным рационом питания.

Каждая тоска на графике - данные измерений на СИЧ в одном населенном пункте; кривые (а) - линии регрессии; (б) - рассчитаны по функции поступления.

Естественно, что такая деформация рациона существенно уменьшает поступление радионуклидов цезия в организм жителей. Эти изменения сильно зависят от местных особенностей снабжения и питания, в связи с чем реальное содержание радионуклидов цезия в организме жителей трудно моделировать и предсказывать [29]. Для корректной оценки дозы внутреннего облучения населения контролируемой территории используются результаты более 200 тыс. прямых измерений содержания 137Сэ, 134Сэ в организме жителей, выполненных в 1986-92 гг. В таблице 16 в качестве примера представлены средние результаты ежегодного контроля внутреннего облучения жителей некоторых населенных пунктов контролируемой территории Брянской области, полученные с помощью СИЧ. меры защиты, предпринятые в 1986-1987 гг., быстро, как правило в

2-7 раз за год, снизили содержание радионуклидов в теле, которое у жителей контролируемой территории оказывается в 5-10 раз меньше возможного (при отсутствии мер защиты). В дальнейшем сни-

жение замедляется и протекает в 1988-1992 гг. с характерным периодом около 2 лет. В 1993-

1994 гг. среднее содержание 137Сэ в организме взрослых жителей различных населенных пунктов контролируемой территории находилось в пределах 0.1-1 мкКи (4-40 кБк), что соответствует годовой дозе внутреннего облучения 0.1-1 мЗв.

Содержание 137Сэ в организме детей школьного возраста как правило в 1.5-2 раза, а у детей дошкольного возраста - в 2-5 раз меньше, чем у взрослых в том же населенном пункте. Годовая доза внутреннего облучения детей также обычно несколько меньше, чем взрослых.

Содержание 90Бг в костной ткани и изотопов плутония (238Ри, 239Ри, 240Ри) в легких, легочных лимфоузлах, печени и костной ткани жителей контролируемой территории Брянской области начали измерять с 1990 г. в аутопсийных пробах. Результаты подтверждают консервативность расчет-

90

ных оценок дозы от Бг, приведенных в разделе

4.2, и незначительный вклад в дозу а-излучения трансурановых элементов.

Среднее содержание 137Сз+134Св (мкКи) в организме взрослых жителей ряда населенных пунктов западных районов Брянской области в различные периоды времени после чернобыльской аварии

Таблица 16

Населенный пункт Интервалы времени после аварии на Чернобыльской АЭС

08. - 09. 86 г. 12. 86 г. лето - осень

87 г. 88 г. 89 г. 90 г. 91 г. 92 г. 93 г.

Новозыбковский район

Новозыбков 1.5 1.0 0.7 0.4 0.4 0.2 0.09 0.11 0.15

Кр. Камень 9 5.3 2.2 1.1 0.4 0.5 0.3 - -

Святск 4.7 4.0 1.3 0.6 0.5 0.3 0.2 0.16 0.14

Клинцовский район

Клинцы - - 0.8 0.5 0.2 0.2 0.1 - -

Ущерпье 5.0 - 5.8 1.8 1.6 0.6 0.5 0.3 0.3

Унеча 10 - 8.7 3.1 2.0 1.5 1.3 1.3 1.0

Красногорский район

Красная Гора 2.3 1.0 0.7 0.3 0.3 0.1 30.14 0.12 -

Заборье 8.5 4.2 2.5 1.2 0.7 0.7 0.6 0.6 0.4

Буковец 14 - 1.8 0.6 0.4 0.3 - - -

6. Суммарная эффективная доза

Доза облучения, которую получают жители местности, загрязненной радионуклидами, складывается из дозы внешнего и внутреннего облучения. В большинстве из 10 тысяч населенных пунктов России, обследованных специалистами Росгидромета в 1986-1993 гг., ни измерения индивидуальной поглощенной дозы внешнего у-излучения, ни измерения содержания радионуклидов в организме жителей регулярно не проводились, главным образом, из-за ограниченности ресурсов. Число пунктов, где такие измерения проводятся регулярно, не превышает 300 в Брянской области и еще 100 - в Тульской, Калужской и Орловской областях вместе взятых, т.е. около 4% от общего числа. Однако именно в этих наиболее загрязненных населенных пунктах России осуществляются меры защиты, которые радикально снижают дозу по сравнению с расчетными моделями, разработанными в данной статье. Результаты ежегодных измерений методами ИДК и СИЧ позволяют достаточно корректно оценить дозу у жителей наиболее загрязненных селений России. В таблице 17 представлены в качестве примера некоторые результаты оценок средних доз облучения жителей населенных пунктов Брянской и

Тульской областей. Доза за 1986-1994 гг. вычислена преимущественно по данным ИДК и СИЧ, а за 1995-2056 гг. по моделям, описанным в данной работе в консервативном предположении о прекращении с 1995 г. поставок населению Брянской области радиационно-чистых продуктов и переходе на потребление исключительно местных пищевых продуктов.

Анализ таблицы 17 показывает, что зависимость эффективной дозы от поверхностной плотности загрязнения почвы 137Сб неоднозначна. Связь, близкая к линейной, существует между 0137 и дозой внешнего облучения от выпадений. Напротив, доза внутреннего облучения сильно зависит от экологических и социальных факторов. Наибольшее влияние свойств почвы очевидно из сравнения дозы внутреннего облучения радионуклидами цезия жителей Брянской области, где преобладают дерново-подзолистые почвы, и Тульской черноземной области. Однако и в пределах Брянской области соотношение дозы внешнего и внутреннего облучения изменяется весьма существенно. Если в Новозыбкове, Заборье и Святске, как и в большинстве пунктов контролируемой территории, доза внутреннего облучения в 1986-1992 гг. составила 15-25% эффективной дозы, то в Ущерпье и Унеча Клинцовского района - 50 и 70%,

соответственно. Повышенный переход радионуклидов цезия в организм коровы и с молоком - к человеку на этих территориях связан с использованием заливных лугов в пойме рек Ипуть и Унеча для выпаса скота и сенокосов. Кроме того, оба села отнесены к контролируемой территории только в 1987 г., и в них сохранен скот в личных хозяйствах. Отметим, что жители уже получили

более 50% пожизненной дозы внешнего облучения. Ожидаемая в будущем доза внутреннего облучения зависит от контрмер и может быть снижена в Брянской области в 5-10 раз по сравнению с приведенной в таблице 17 при сохранении поставок радиационно-чистых пищевых продуктов населению.

Таблица 17

Средние лучевые нагрузки на жителей различных возрастов, проживающих в некоторых населенных пунктах Брянской и Тульской областей

а - поверхностная плотность загрязнения почвы; йщж - поглощенная доза в щитовидной железе;

у- эффективная доза внешнего облучения взрослых от у-излучения выпадений;

Се (Бг) - эффективная доза внутреннего облучения взрослых от инкорпорированных 134Сз, 137Сз (89Бг, 90Бг); £ - суммарная эффективная доза внешнего и внутреннего облучения всего тела.

- первые 5 населенных пунктов (до горизонтальной черты) относятся к Брянской области с преимущественно дерново-подзолистыми почвами; остальные (ниже черты) - к Тульской области с преимущественно черноземными почвами.

Для большинства загрязненных населенных пунктов основным путем реконструкции и прогноза дозы у жителей является использование разработанных моделей внешнего облучения (раздел 3) и внутреннего облучения (раздел 5.2). Применительно к чернобыльской аварии основными входными параметрами для расчета являются поверхностная плотность загрязнения почвы 137Сэ и тип или агрохимическая характеристика сельскохозяйственных угодий (лугов и пашни). Коэффициенты перехода радионуклидов из почвы в сельскохозяйственные продукты получены в данной работе для основных типов почв, характерных для средней полосы Европейской территории России.

Для оценки вклада внешнего и внутреннего облучения в суммарную эффективную дозу в разных природных условиях следует сопоставить данные таблиц 4 и 15. Согласно нашим данным, динамика внешнего облучения практически не зависит от типа почвы. Видно, что в отсутствие защитных

мероприятий вклад внутреннего облучения в суммарную дозу за 1-й год больше на обоих типах почвы. Уже за 1-й год на величине дозы сказывается более высокий коэффициент перехода цезия в растительность на бедных почвах. В дальнейшем доза внутреннего облучения превалирует только на дерново-подзолистой почве, а в черноземе 137Сэ прочно фиксируется и по пищевой цепи к человеку мигрирует слабо.

Обсуждение результатов

В настоящей работе, посвященной проблеме изучения действия основных радиационных факторов чернобыльской аварии на население загрязненных регионов России в течение 9 лет, новая информация получена во всех ее основных аспектах. Подробное изложение научных основ исследования можно найти в сборнике [5]. Отметим здесь лишь два факта экологической природы,

существенно влияющих на прикладные аспекты дозиметрии.

Факт монотонного в течение 5-6 лет, относительно быстрого (с периодом около 1 года) экспоненциального снижения интенсивности процесса перехода радионуклидов цезия из почвы в растительность и его последствия наблюдаются на различных природных и сельскохозяйственных объектах, различных трофических уровнях наземной экосистемы вплоть до организма человека, в различных почвенно-геохимических зонах, разделенных расстоянием в сотни километров, что указывает на его фундаментальный характер. Полученные результаты и построенная на их основе модель поступления радионуклидов цезия с пищей в организм человека (раздел 5.2) дополняет представления об этом процессе Доклад НКДАР ООН [26] и отечественных авторов [27]. Согласно прежним представлениям, вклад свежих выпадений 137Сэ в поступление с рационом существенен в течение двух лет, а в дальнейшем наблюдается слабоинтенсивный переход нуклида в пищевые продукты, убывающий с периодом от 2.4 до 35 лет, а в среднем, около 10 лет. По нашим данным, эффект поверхностного загрязнения растительности радионуклидами, заметный в течение одного сезона, целесообразно выделить, а корневой переход цезия из почвы в растения в течение, по меньшей мере, 5-6 лет характеризовать убывающей экспонентой с периодом 1-1.5 года. В дальнейшем процесс естественной дезактивации биосферы замедляется. Можно полагать, что указанный процесс с периодом 1-1.5 года не был достоверно выявлен в период массового изучения последствий глобальных выпадений из стратосферы продуктов испытательных ядерных взрывов, поскольку после 1963 г. интенсивность выпадений из стратосферы уменьшалась также с периодом около 1 года. Такое совпадение периодов маскировало наземный процесс, а однократное загрязнение местности после чернобыльской аварии наглядно его выявило.

Второй важный результат данной работы - сильная зависимость коэффициента перехода Кп цезия от свойств почвы качественно был известен и ранее [26, 27]. Своей заслугой авторы считают установление количественной связи Кп цезия с типом почвы и с рядом ее агрохимических характеристик. Результаты многофакторного регрессионного анализа свидетельствуют о достаточно тесной связи между Кп цезия из почвы в естественную травяную растительность и совокупностью почвенных характеристик: содержанием подвижных форм цезия в почве, концентрацией калия, органического вещества и др. [24, 25]. Количественная зависимость от свойств почвы значения Кп и связанного с ним содержания радионуклидов в пищевых продуктах и теле местных жителей имеет первостепенное значение и для целей радиацион-

ной защиты населения от внутреннего облучения. Она использована в современной дозиметрической методике и расчетах дозы у населения России в 1991 г. [31].

Анализируя построенную модель поступления радионуклидов в организм человека, следует признать наиболее изменчивым и наименее изученным ее звеном ранний этап внутреннего облучения вследствие поверхностного загрязнения растительности. Этот процесс сильно зависит от ряда природных факторов: типа выпадений, физикохимической формы радионуклидов, состояния растительного покрова и др. Поэтому при реконструкции дозы за первые месяцы после выпадения весьма желательно учитывать фактические данные о раннем загрязнении растительности и пищевых продуктов в каждом рассматриваемом районе. Долгосрочные процессы формирования дозы внешнего и внутреннего облучения населения изучены более надежно.

Отметим продолжающееся монотонное снижение основных компонентов дозы облучения населения, проживающего на загрязненной территории. Так, доза внешнего облучения в 1991 г. по сравнению с 1-м годом после аварии снизилась в 5-10 раз, доза внутреннего облучения - в 10-100 раз, а суммарная доза - в 10-20 раз. Дальнейшее снижение дозы существенно замедлилось и составило с 1991 по 1994 гг. 10-20% в год. В последние годы существенный вклад в дозу внутреннего облучения населения вносит поступление радионуклидов цезия с природными пищевыми продуктами: грибами, лесными ягодами, озерной рыбой.

Из материалов статьи очевидно сильное влияние радиоэкологических особенностей региона на дозу внутреннего облучения населения и суммарную эффективную дозу. Совершенно очевидно, что без учета этих особенностей нельзя корректно оценить дозу по величине поверхностной плотности загрязнения почвы 137Сэ и 90Бг. Ошибка может достигать порядка величины.

Заключение

В данной статье в обобщенном виде и на ряде конкретных примеров показаны основные природные и социальные закономерности формирования дозы внешнего и внутреннего облучения жителей зоны чернобыльской аварии в России. Эти закономерности широко используются для реконструкции дозы за истекший период, оценки нынешнего и прогноза будущего уровня облучения населения. Построена многозвенная модель оценки дозы внешнего облучения различных групп жителей у-излучением выпадений, подкрепленная результатами регулярных измерений индивидуальной дозы термолюминесцентным методом.

Методика оценки поглощенной дозы в щито-

1311

видной железе от инкорпорированного I для лиц

разного возраста основана на результатах радиометрии железы в мае-июне 1986 г. и на статистической связи между поглощенной дозой и факторами радиационной обстановки. Модель оценки дозы внутреннего облучения по поступлению в организм радионуклидов цезия и стронция учитывает зависимость коэффициентов перехода из почвы в сельскохозяйственные продукты от типа почвы и от времени, прошедшего после радиоактивного загрязнения. Модель верифицирована результатами многочисленных измерений содержания радионуклидов в организме людей. Для условий Брянской области, где активно применяются меры защиты населения, доза внутреннего облучения оценивается по результатам измерений на СИЧ.

Изложенные закономерности с учетом местных радиоэкологических особенностей позволяют оценить дозу за произвольный период после аварии ЧАЭС в любом населенном пункте России с известной поверхностной плотностью загрязнения почвы 137Сэ. С использованием детальной информации Росгидромета можно приступить и к оценке коллективной дозы у населения России, обусловленной аварийным выбросом ЧАЭС.

В заключение кратко перечислим основные направления практического использования результатов данной работы:

а) регулярное сопоставление фактических средних лучевых нагрузок на жителей населенных пунктов с действующими нормативами и положениями Законов Российской Федерации о защите граждан;

б) прогноз медицинских последствий чернобыльской аварии и обоснование видов и объема медицинской помощи населению отдельных районов;

в) обоснование системы защитных мероприятий, адекватных сложившейся и прогнозируемой радиационной обстановке и дозам облучения населения;

г) совершенствование и верификация радиоэкологических и дозиметрических моделей.

Авторы выражают благодарность проф. Рам-заеву П.В., к.т.н. Константинову Ю.О., к.т.н. Лебедеву О.В. за ценные советы, а также к.б.н. Басалаевой Л.Н., Бекяшевой Т.А., Даниловой И.О., Павлову И.Ю., Пономареву А.В. за помощь в работе.

Литература

1. Чернобыль: радиоактивное загрязнение природных сред/Под ред. Израэля Ю.А. - Ленинград: Гидроме-теоиздат, 1990. - 296 с.

2. Данные по радиоактивному загрязнению территории

Российской Федерации 137Св, 90вг, 239+240ри //Радиация и риск. - 1993. - Вып. 3, прилож. 1.

3. Орлов М.Ю., Сныков В.П., Хваленский Ю.А. и др. Радиоактивное загрязнение территории Беларуси и России после аварии на Чернобыльской

АЭС//Атомная энергия. - 1992. - Т. 72, Вып. 4. - С. 371-376.

4. Sources, effects and risks of ionizing radiation. Annex D. Exposures from the Chernobyl accident. UNSCEAR, 1988 Report, United Nations. - New York, 1988.

5. The Chernobyl Papers. V. I: Doses to the Soviet Population and Early Health Effects Studies/Ed. by S.Merwin and M.Balonov. - Research Enterprises, 1993. - 439 p.

6. Buzulukov Yu.P. and Dobrynin Yu.L. Release of radionuclides during the Chernobyl accident. In [5], p.p. 3-

21.

7. Гороновский И.Т., Назаренко Ю.П., Некряч Е.Ф.

Краткий справочник по химии. - Киев: Наукова думка, 1974.

8. 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.

9. 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 60. Annals of the ICRP 21 (1-3).

10. Golikov V.Yu., Balonov M.I., and Ponomarev A.V.

Estimation of external gamma-radiation doses of the population after the Chernobyl accident. In [5], p.p. 247288.

11. Miller K.M., Kuiper J.L., Helfer I.K. Cs Fallout Depth Distribution in Forest Versus Field Sites: Implications for External Gamma Dose Rates //J. Environ. Radioactivity. - 1990. - V. 12. - P. 23-47.

12. Питкевич В.А., Дуба В.В., Иванов В.К. и др. Методика реконструкции поглощенных доз внешнего облучения населения, проживающего на загрязненной вследствие аварии на Чернобыльской АЭС территории России//Радиация и риск. - 1994. - Вып. 4. - С. 95-112.

13. Еркин В.Г., Балонов М.И., Лебедев О.В. и др.

Эффективная эквивалентная доза внешнего у-из-лучения вследствие аварии на ЧАЭС//Атомная энергия. - 1992. - Вып. 4. - С. 383.

14. Erkin V.G. and Lebedev O.V. Thermoluminescent Dosimeter Measurements of External Doses to the Population of the Bryansk Region after the Chernobyl Accident. In [5], p.p. 289-312.

15. Wallstram E. and Wahni T. Measurements of Individual Doses from External Radiation in the Bryansk Region of the Russian Soviet Federative Socialist Republic. Rapport Statens Institute for Stralehygiene. National Institute of Radiation Hygiene. Norway, 1991.

16. Uray I. and Hille R. Mebprogramm der Bundesrepublik Deutsch land. Exterue Strahlenbelastung der Bevolk-erung in den Bezir ken Brjansk and Gomel der Republiken Rubland und Weiibrubland im Sommer 1992. Forschungszentrum Jtlich GmBH KFA. Jtl-2729, Februar 1993.

17. Borzilov V.A. and Klepikova N.V. Role of meteorological conditions and release composition in formation of radionuclides deposition fields after the Chernobyl accident. In [5], p.p. 47-70.

18. Zvonova I.A. and Balonov M.I. Radioiodine dosimetry and prediction of thyroid effects on inhabitants of Russia following the Chernobyl accident. In [5].

19. Цыб А.Ф., Паршков Е.М., Иванов В.К. и др. Показатели заболеваемости щитовидной железы и их дозовая зависимость у детей и подростков, подвергшихся радиационному воздействию в результате чернобыльской аварии //Радиация и риск. - 1994. - Вып. 4. - С. 145-153.

20. Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides. ICRP Publication 56. Annals of the ICRP V.20. - 1989.

21. Гаврилин Ю.И., Гордеев К.И., Иванов В.К. и др.

Особенности и результаты определения доз внутреннего облучения щитовидной железы для населения загрязненных районов Республики Бела-русь//Вестник АМН. - 1992. - N 2. - С. 35-43.

22. Оценка поглощенной дозы в щитовидной железе лиц, подвергшихся радиационному воздействию в результате аварии на ЧАЭС. Методические указания. - Москва, 1987.

23. Звонова И.А., Лихтарев И.А., Филюшкин И.В. и др. Оценка онкологического риска облучения щитовидной железы человека//Вестник АМН СССР. -1991. - N 8. - С. 32-35.

24. Shutov V.N. Influence of soil properties on 137Cs and 90Sr intake to vegetation. In: "Report of the Working Group Meeting". - Madrid, Spain, 1992. - P. 11-15.

25. Shutov V.N., Bruk G.Y., Balonov, M.I. et al. Cesium and strontium radionuclides migration in the agricultural ecosystem and estimation of internal doses to population. In [5], p.p. 167-218.

26. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation: Sources and biological effects. - New York: United Nations: Publ. No.E.82.9.8; 1982.

27. Марей А.Н., Бархударов Р.М., Новикова Н.Я. Глобальный 137Cs и человек. - М.: Атомиздат, 1974. -168 с.

28. Lebedev O.V. and Yakovlev V.A. Correlation between cesium-137 half-time and age, body mass and height in individuals contaminated by the Chernobyl accident. In [5], p.p. 219-239.

29. Balonov M.I., Travnikova I.G. The role of agricultural and natural ecosystems in the internal dose formation in the inhabitants of contaminated area. In: "Proceedings of the first international workshop on past severe accidents and their consequences". - Moscow: Nauka, 1990. - P. 156-162.

30. Временные методические134указан1и37я по экспресс-определению содержания 134Cs и 137Cs в организме

человека. - М., 1987.

31. Справочник по радиационной обстановке и дозам облучения в 1991 г. населения районов Российской Федерации, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС/Под ред. М.И. Балонова. - С.-Петербург, 1993. -147 с.