Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

300

випромінювання великих популяцій населення (при невеликих індивідуальних дозах —0,01 Зв, або 1 бер і менше) дає змогу оцінювати ситуацію в цілому, порівнювати її з іншими регіонами, стежити за зміною загальної радіоекологічної ситуації в регіоні, а також визначати ефективність тих чи інших пропонованих чи вживаних контрзаходів будь-якого масштабу і відбирати серед них оптимальні. Зокрема, метод оцінки колективних еквівалентних доз випромінювання широко використовують для оцінки якості та ефективності робіт на атомних станціях. Чим нижчі «зіверто (беро) втрати» на ремонтні операції та інші роботи на атомній станції, тим вища якість роботи самої станції та її персоналу. Розраховані колективні еквівалентні дози, отримані внаслідок аварії, можна порівнювати з колективними дозами від інших штучних і природних джерел випромінювання. Таку порівняльну характеристику, за даними Комісії з радіоактивних джерел (НКАДАР ООН) за 1945 — 1992 pp., наведено в табл. 1.6.

Таблиця 10.6. Колективні еквівалентні дози випромінювання для

301

Із даних таблиці 10.6 випливає, що основну колективну еквівалентну дозу випромінювання для всього людства становлять природні джерела випромінювання, потім медичні процедури, глобальні випадання після ядерних випробувань і на останньому місці — аварії на ядерних підприємствах. Випромінювання від усіх разом узятих штучних джерел за 50 років становило близько 3О % колективної еквівалентної дози, зумовленої природними джерелами. Середні індивідуальні еквівалентні дози випромінювання від штучних джерел (медичні процедури, радіаційні аварії, ядерна енергетика та ін.) для окремих груп населення і професіоналів можуть помітно перевищувати середні еквівалентні дози від природного фону (близько 0,13 Зв/рік, або 1,3 бер/рік). Частка випромінювання внаслідок ядерних аварій становить при цьому близько 0,5 % природного фону в середньому на планеті. Для регіонів України, Білорусі і Росії, що постраждали внаслідок Чорнобильської аварії, ці показники зрозуміло, вищі. Наведені результати свідчать про двозначність застосування поняття «колективна доза». З одного боку, надзвичайно високі показники колективної еквівалентної дози від природних джерел випромінювання, з другого — відносно малі значення цих доз при радіаційних аваріях. Тут визначальну роль відіграють рівні індивідуальних, а не колективних доз. Так, унаслідок Чорнобильської аварії жителі забруднених радіонуклідами територій України, як мінімум, додатково зазнають впливу випромінювання дозою приблизно 0,01 Зв/рік (1 бер/рік) і більше, що означає подвоєння середньої індивідуальної еквівалентної дози порівняно з природним фоновим рівнем. При еквівалентних дозах 0,01—0,02 Зв/рік (1 — 2 бер/рік) впливу на здоров'я окремих людей і популяцій не виявлено. Виняток становлять окремі контингенти населення: ліквідатори, евакуйовані з 30-кілометрової зони ЧАЕС (особливо діти) та інші критичні групи населення, що дістали дозу 0,05 — 0,1 Зв/рік (5 — 10 бер/рік) і більше. Можна зробити загальний висновок, що медичні терапевтичні та профілактичні зусилля слід спрямовувати на критичні групи населення, грунтуючись на показниках індивідуальної, а не колективної дози і стану здоров'я.

302

Критерій оцінки колективної еквівалентної дози випромінювання —інструмент для загальної характеристики ситуації в регіоні, для вибору і порівняння ефективності контрзаходів тощо. Ці оцінки і розрахунки колективної дози мають експертний характер і використовуються при розрахунках співвідношення користь — шкода. Аналіз співвідношення користь — шкода використовують для оцінки якості та ефективності роботи ядерного підприємства, вибору та оптимізації контрзаходів. Розрахунки співвідношення користь — шкода грунтуються на оцінці індивідуального і колективного ризику.

10.7. Концепція прийнятного ризику та аналіз співвідношення користь-шкода при впливах йонізуйчого опромінення.

Будь-яке виробництво і будь-яка технологія формують свій ступінь ризику смерті зайнятих у них людей, який оцінюють за рік роботи.Середні показники ризику смерті для працівників промисловості США

і Великої Британії наведено в табл. 10.7.

Зазначимо деякі інші важливі оцінки ризику. Так, ризик смерті людини, зумовлений ендогенними чинниками (захворювання, старіння),оцінюють у 10-2(це означає ризик смерті одніїї людини зі ста у середньому) ,чинниками середовища проживання (катастрофи та інші екстремальні ситуації — 10-5, паління — 5 • 10-4 на рік тощо).Виходячи з цих уявлень та оцінок, показник соціально прийнятного ризику для високорозвинених країн становить 5 •10-4 на рік. Це ціна,яку людство готове платити за технології, енергію та комфорт. На основі численних радіобіологічних досліджень, проведених серед рентгенологів та осіб, що зазнали впливу значних доз випромінювання внаслідок радіаційних аварій і бомбардування Хіросіми, було зроблено оцінки ризику розвитку пухлин в окремих органах і тканинах у розрахунку на еквівалентну дозу 0,01 Зв (1 бер) на рік (табл. 1.8). Отже, ризик утворення пухлин, чи соматичний ризик, для населення із розрахунку на 0,01 Зв (1 бер) оцінюють у 5 • 10-4. Аналогічно оцінюють і ризик виникнення різних генетичних аномалій у нашадків опромінених батьків. Як свідчать дослідження, цей показник у розрахунку на еквівалентну дозу 0,01 Зв (1 бер) становить не більш ніж 10-4 і не перевищує 0,1 — 0,2 % від природного спонтанного рівня генетичних аномалій. Очевидно, що цей ризик практично не підвищує спонтанний рівень генетичних

303

захворювань. Тоді загальний ризик кожної опроміненої людини унаслідок впливу

Таблиця 10.7. Середні річні показники ризику смерті для працівників різних нидів виробництва (промисловості) США і Великої Британії

Таблиця 10.8. Ризик імовірності утворення пухлин із розрахунку на еквівалентну дозу випромінювання 0,01 Зв/рік (1 бер/рік)* (за 60тою публікацією МКРЗ)

випромінювання дозою 0,01 Зв (1 бер) становить 6 • 10-4 і відповідає соціально прийнятному ризику для всього населення.

За нашими розрахунками, колективна еквівалентна доза випромінювання для території України, забрудненої радіонуклідами внаслідок аварії на ЧАЕС, становить біля 2 • 104 люд.-Зв (2* 10 6 люд.-

304

бер) на рік. Такий загальний прогноз ситуації свідчить, що для популяції населення України в зоні впливу аварії (ЗО млн чол.) річні втрати від опромінення можуть збільшити природну смертність на 1200 чол. Природна смертність для цієї популяції становить 300 тис. чол. на рік. Таким чином, чорнобильське «збільшення» становить 0,03 % природної смертності, протее оцінити цей показник зі статистичною вірогідністю неможливо. У доповіді НКАДАР ООН (1988 р.) за даними обстеження населення Японії підкреслюється, що оцінка збитку, яку отримують множенням коефіцієнта ризику 6 • 10-4 із розрахунку на 0,01 Зв/рік (1 бер/рік) на відповідну еквівалентну колективну дозу дає очікувану кількість випадків смерті від раку в опроміненій популяції чисельністю 1000 чол., наприклад, якщо колективна еквівалентна доза становить не менш ніж 102 люд.-Зв, або 104люд-бер (близько 0,1 Зв/рік,або 10 бер/рік на людину). Якщо колективна еквівалентна доза становить лише кілька десятків людино-зівертів, або сотень людино-берів (індивідуальна доза 0,01 Зв, або 1 бер на рік, і менше), то, найімовірніше, додаткових летальних випадків не буде. Для основної маси населення України, коли індивідуальна еквівалентна доза випромінювання не перевищує 0,001 Зв/рік, або 0,1 бер/рік (крім критичних групп населення), не слід очікувати збільшення кількості летальних випадків унаслідок опромінення.

Таким чином, формальний розрахунок колективної еквівалентної дози випромінювання недостатній, і потрібні оцінки індивідуальних доз. Подібні випадки можливі тільки для критичних груп — населення забруднених районів, населення евакуйованого із 30-кілометрової зони ЧАЕС, і ліквідаторів наслідків аварії. Важко, майже неможливо визначити, для кого з конкретних людей ця доза випромінювання може мати значення. З наведених прикладів чітко простежуються принципові відмінності у призначенні та застосуванні для оцінки радіоекологічних ситуацій таких показників, як індивідуальна і колективна еквівалентні дози випромінювання. Критерій оцінки індивідуальної дози особливо важливо застосовувати для малих популяцій населення чи для професіоналів, що зазнають за рік впливу випромінювання дозою 0,05 —0,1 Зв (5 —10 бер). Щодо цих осіб доцільно вживати профілактичних і терапевтичних контрзаходів. Якщо популяція досягає 1000 чол. і більше, а середня доза становить 0,01 Зв (1 бер) за рік і менше, критерій колективної еквівалентної дози доцільно використовувати для оцінки загальної радіоекологічної ситуації. Критерій колективної еквівалентної дози особливо прийнятний для вибору оптимальних загальнорегіональних

306

індивідуальна доза менша ніж 0,01 3в/рік (1 бер/рік), то для населення України, приймають вартість у 4000 (40)дол. за людино-Зв, а при індивідуальних дозах у 0,03 — 0,05 Зв/рік (3 — 5 бер/рік) ціна 1 люд.-Зв (1 люд.-бер) в оцінках співвідношення користь — шкода може досягати 8000 (80) дол. Ефективність засобів захисту і контрзаходів та їхня вартість залежать від середньої еквівалентної дози випромінювання. На рис 1.3 показано, як експоненціально зростають ефективність засобів захисту і контрзаходів зі збільшенням цієї дози й вартість їх зі зменшенням середньої індивідуальної дози випромінювання. Місце перетину цих кривих відповідає оптимальній дозі -Неф. Звідти при середніх індивідуальних еквівалентних дозах випромінювання понад - Неф доцільно використовувати засоби захисту і контрзаходи, а при дозах менших за –Неф аналіз співвідношення користь — шкода свідчить про безперспективність застосування засобів захисту і контрзаходів.

10.8. Проблеми дозиметрії на забруднених радіонуклідами територіях.

Приладову дозиметрію і моделі розрахунку доз для людини розроблено досить повно. Методи оцінки доз для біоти в зоні радіонуклідних забруднень ще мають бути розроблені.Поглинену дозу від зовнішніх джерел гамма-випромінювання можна оцінювати за допомогою дозиметрів, розміщених на полігонах, де проводять дослідження. Особливо зручно для цього використовувати таблетки ТЛД (термолюмінесцентні дозиметри) - детектори, їх легко розмістити в лісі, безпосередньо на ґрунті, помістити в нору тварини тощо. Витримавши дозиметри певний час на полігоні, можна провести аналіз па спеціальному пульті (пульт Харшоу) і розрахувати поглинену дозу. Поглинену дозу випромінювання можна також розрахувати за спеціальними формулами для джерел різної форми, що містять різні радіонукліди. Під час цих розрахунків ураховують масу, розмір і форму рослин і тіла тварин, а також час перебування на ґрунті, на дереві та інші ситуації. Дозиметричні формули дають змогу отримати наближені до реальних оцінки поглинених доз випромінювання від точкових, плоских та об'ємних джерел. Слід зазначити, що простої і водночас універсальної форми для розрахунків бути не може. Зрозуміло, що особливо складною є проблема оцінки поглинених доз випромінювання для рослин і тварин, які живуть у зонах радіонуклідних аномалій. Для розрахунку і оцінки поглинених доз випромінювання внаслідок потрапляння

307

радіонуклідів на поверхню рослин і тіла тварин, а також накопичення їх в організмах потрібно враховувати такі параметри:

1.Спектр і активність різних радіонуклідів у компонентах екосистем у зоні проживання рослин і тварин. На одній і тій самій території навіть з однорідним рівнем радіонуклідного забруднення вони будуть різні для рослин, ссавців, птахів, риб та ін.

2.Середній розклад часу перебування, пересування і місця проживання різних представників біоти екосистеми у різних компонентах і ділянках екосистеми, на різних стадіях життя окремих видів живих організмів та популяцій. Навіть для рослин на стадіях насіння,

паростків, молодої і зрілої рослини дози можуть відрізнятися в сотні разів.

3.Коефіцієнти накопичення (Кн) і середні концентрації в організмах радіонуклідів для різних представників біоти, розподіл радіонуклідів у тканинах та органах (особливо критичних) рослин і тварин в онтогенезі. Якщо коефіцієнти накопичення набагато перевищують одиницю (для водяної біоти Кн можуть досягати 1 — 3 • 103), слід урахувати взаємний вплив гамма-випромінювання особин у разі високої густоти проживання, а не тільки поглинені внаслідок внутрішнього опромінення дози. Це стосується насамперед фіто- і зоопланктону у водних екосистемах.

4.Розмір (об'єм) критичних органів і тіла рослин та тварин. Якщо розмір особини, її критичних органів дуже малий (мікроорганізми, меристеми рослин та ін.), то формула розрахунку поглиненої дози має враховувати пробіг гамма-, бета- й альфа-випромінювання. Мабуть, для малих об'ємів тільки частина дози випромінювання інкорпорованих радіонуклідів поглинається безпосередньо в межах критичного органа чи всього тіла, інша частина дози може поглинатися абіотичними

компонентами середовища (повітря, вода, ґрунт тощо) чи в організмі інших представників біоти за високої густоти і чисельності різних видів у певному об'ємі ґрунту, води, донних відкладень. Більш детально

методи та проблему оцінки дозових навантажень на біоту екосистем буде розглянуто у розділі 4 даного підручника.

Таким чином, виділено чотири групи параметрів, що можуть значно вплинути на оцінку доз, поглинених представниками біоти в екосистемі внаслідок внутрішнього і зовнішнього опромінення. При цьому кожна

308

конкретна ситуація потребує спеціального розгляду, вибору та розробки моделі і формули для розрахунку поглиненої дози випромінювання на кожній стадії життя організмів і популяцій. Дозу випромінювання, поглинену біотою екосистеми, вимірюють у греях (радах). Оскільки існуючі оцінки ВБЕ різних видів випромінювання орієнтовані на організм людини, вони не можуть бути автоматично перенесені на інших представників біоти екосистем. Зрозуміло, що біологічний ефект альфа-випромінювачів, що потрапили в тіло дощового хробака, може відрізнятися від оцінок ВБЕ, прийнятих для легень людини (20 одиниць). Тому універсальних формул розрахунку еквівалентних доз випромінювання для різних видів біоти поки що немає, а оцінки їх у зівертах (берах) можуть мати лише орієнтовне значення. У цьому розділі було розглянуто основні моделі, методи і прийоми для розрахунку поглинених і еквівалентних доз від різних типів і видів джерел випромінювання, що потрапляють в екосистеми. Наведено основні орієнтовні і точні методи оцінки доз, сформованих унаслідок зовнішнього впливу радіонуклідів, а також потрапляння в організм із повітрям під час дихання і вживання їжі й води. Усі ці прийоми і методи досить прості й доступні, вони дають змогу конкретно оцінювати і прогнозувати середні значення індивідуальних еквівалентних доз випромінювання, а також розраховувати колективні еквівалентні дози. Спеціально розглянуто проблему розрахунку та аналізу колективних еквівалентних доз випромінювання для великих популяцій населення. Показано особливості та галузі застосування оцінок індивідуальних і колективних еквівалентних доз випромінювання. Зазначено необхідність оцінок колективної еквівалентної дози при розрахунку співвідношення шкода — користь для різних радіоекологічних ситуацій та оцінці ефективності контрзаходів. Основним критерієм оцінки наслідків опромінення для людей є рівень Індивідуальної еквівалентної дози, особливо для критичних груп населення. Якщо цей показник перевищує 0,05 — 0,1 Зв (5 —10 бер) на рік, то ситуація потребує втручання і вжиття оптимальних контрзаходів. Критерій оцінки колективних еквівалентних доз випромінювання придатний для загальної характеристики ситуації та порівняння ефективності планованих і/чи реалізованих контрзаходів й практично не придатний для оцінки і прогнозу захворювань у населення, якщо індивідуальні дози не перевищують 0,05 Зв (5 бер) на рік. Очевидно, що контрзаходи медичного характеру мають ґрунтуватися на оцінках індивідуальних еквівалентних доз випромінювання для критичних груп, а оцінки колективних доз можуть бути корисними для

309

прийняття рішень щодо вибору загальїюрегіональних контрзаходів, де це доцільно і для оцінки співвідношення шкода — користь.

Контрольні запитання і завдання

1.Що таке повітряний шлях надходження радіонуклідів до екосистем? Назвіть його основні закономірності.

2.Від чого залежить розподіл радіонуклідів, що надходять до екосистем повітряним шляхом?

3.Що такс коефіцієнт вторинного повітряного піднімання радіонуклідів?

4.За якою формулою обчислюють коефіцієнт вторинного повітряного піднімання радіонуклідів?

5.Від чого залежить значення коефіцієнта вторинного повітряного піднімання радіонуклідів?

6.Визначте коефіцієнт вторинного повітряного піднімання радіонуклідів, якщорівень забруднення повітря стронцієм становить

5Бк/м3, а рівень забруднення грунту - 3,7 - 10'° Бк/км2 (Кі/км2).

7.Що таке поверхневий стік радіонуклідів на поверхні ґрунту?

8.Наведіть основні значення величин поверхневого стоку радіонуклідів.

9.Визначте поверхневий стік цєзІю-137, якщо з площі 50 га із рівнем забруднення 18,5 Бк/км2 (5 Кі/кмг) до річки потрапляє 10 кБк/рік цього радіонукліда.

10.Назвіть основні шляхи надходження радіонуклідів у екосистему.

11.Як визначають коефіцієнт накопичення радіонуклідів у різних типах екосистем?

12.Що таке коефіцієнт переходу радіонуклідів?

13.Як І для чого розраховують коефіцієнт виносу радіонуклідів?

14.Які співвідношення між коефіцієнтами накопичення, переходу і виносу радіонуклідів?

15.Що таке камерні моделі в радіоекології?

16.Що таке стаціонарні камерні моделі в радіоекології?

17.Що такс динамічні камерні моделі в радіоекології?

18.Які основні параметри камерних моделей?

19.Яку розмірність мають параметри швидкості перенесення радіонуклідів між камерами?

20.Побудуйте блок-схему камерної моделі лісової екосистеми.

21.Побудуйте блок-схему камерної моделі озерної екосистеми.

22.Побудуйте блок-схему камерної моделі річкової екосистеми.

23.Побудуйте камерну модель озерної екосистеми.