1.6. Экономический и экологический ущерб

Чернобыльская катастрофа, затронувшая прямо или косвенно все регионы и отрасли народного хозяйства Украины, нанесла ей значительный экономический и экологический ущерб. Несмотря на научную и практическую важность фиксированного его определения, в Украине масштабы ущерба своевременно и должным образом не были оценены. Следует отметить, что и в Беларуси эти задачи стали решаться только после 1986 г. Тем не менее в период с 1989 по 1992 г. Беларусь провела шесть фиксированных оценок этого ущерба, касающегося ее территории. В Украине только в 1991г. была начата разработка общей концпции оценки экономического и экологического ущерба, причиненного Чернобыльской катастрофой. Необходимость фиксированной оценки величины экономического и экологического ущерба предопределяется главным образом концепцией безопасного проживания населения на загрязненных территориях и программно-целевым регулированием процесса смягчения последствий Чернобыльской катастрофы. Такое регулирование требует: расчета общей величины затрат, в том числе на мероприятия по преодолению последствий катастрофы, что возможно через установление величины ущерба и его структуры;оценки эффективности проведения таких мероприятий. Эта оценка, в свою очередь, возможна на основе оценки полученного результата, а также оценки величины причиненного ущерба.В целом экономический, в том числе и социально-демографический, а также экологический ущерб представляет сложную взаимозависимую систему (рис. 1.1.4 и 1.1.5).Рассматривая ущерб и факторы, его обусловившие, следует отметить, что они приводятся лишь в общем (укрупненном) виде. На самом же деле каждый из них предполагает значительную детализацию. Кроме того, ущерб необходимо рассматривать на микроуровне (ущерб для отдельных лиц, хозяйств, предприятий, населенных пунктов) и макроуровне (ущерб на государственном и регионально-областном уровне). Сумма ущербов на микро- и региональном уровне дает итоговую сумму ущербов на государственном (национальном) уровне.Наряду с этим нужно учитывать, что не все виды ущерба могут сейчас иметь строго фиксированные оценки. Это касается общественно-политических, эколого-культурных и нравственных аспектов последствий катастрофы. По состоянию на начало 1993 г. одной из основных составляющих ущерба являлись фактически произведенные расходы на ликвидацию последствий катастрофы.

Приведенные данные по затратам на ликвидацию последствий Чернобыльской катастрофы в условиях инфляционных скачков и выхода Украины из рублевой зоны сопоставимы по годам, особенно с 1990 по 1993 г. В настоящее время определение величины совокупного экономического и экологического ущерба, нанесенного катастрофой, остается сложной научно-практической проблемой, что обусловлено следующими причинами: с 1986 г. систематически не проводилась статистика всех затрат на ограничение последствий катастрофы; материалы, отражающие объемы всех материальных и финансовых затрат согласно решениям, принимаемым различными оперативными группами центральных органов бывшего СССР, оказались в архивах России, доступ к которым для Украины до настоящего времени все еще закрыт, а архивы министерств и ведомств Украины, относящиеся к чернобыльской проблематике, тоже пока разрозненны в связи с их постоянной реорганизацией и не сосредоточены в Минчернобыле Украины; определение косвенного ущерба, особенно будущих лет, как и не установленной по вышеназванным причинам величины нанесенного ущерба, требует глубоких взаимосогласованных научных исследований Украины, России и Беларуси. Рис. 1.1.4. Факторы, обусловившие ущерб от Чернобыльской катастрофы, и их структурная взаимосвязь Состоявшийся эколого-экономический ущерб от загрязнения кружающей среды в результате Чернобыльской катастрофы может пределяться суммой отдельных затрат по формуле: Уээ = Ун + Усх + Ужк + Улх + Увх + Уоф + Уву, где Ун - ущерб населению; Усх - ущерб сельскому хозяйству; Ужк - ущерб объектам жилищно-коммунального хозяйства, Улх - ущерб лесному хозяйству; Увх - ущерб водному хозяйству; Уоф - ущерб основным фондам промышленных предприятий, сельского хозяйства и транспорта; Уву - другие виды ущерба. Рис. 1.1.5. Структурирование ущерба от Чернобыльской катастрофы По масштабу отрицательного воздействия на народное хозяйство Чернобыльская катастрофа привела к огромным потерям и затратам, связанным с выводом из нроднохозяйственного пользования огромных территорий земельных угодий; расходами по ограничению последствий Чернобыльской катастрофы; капиталовложениями, вызванными выводом из эксплуатации и прекращением строительства атомных энергоблоков; прекращением поставок электроэнергии, ее невыработкой и изменением экономических показателей ее производства на действующих АЭС; расходами на увеличение безопасности строительных конструкций и оборудования действующих энергоблоков и т.д. Для определения перспектив развития Украины, ее отдельных регионов, дальнейшего развития и размещения производительных сил расчеты ущерба и затрат, связанных с Чернобыльской катастрофой, имеют важнейшее значение. Особое значение при этом приобретает: определение влияния катастрофы на объемы валового общественного продукта, произведенного национального дохода и материальных затрат; определение зависимости макроструктуры современной экономики и динамики ее развития в долгосрочной перспективе; расчет баланса производства и распределение валового общественного продукта; планирование направлений научно-исследовательских и проектно-конструкторских работ, обеспечение их новейшей вычислительной техникой, развитие лабораторной базы, создание стендово-экспериментальной базы и т.д. Таблица І.1.20 Расходы, направленные на ликвидацию последствий аварии на ЧАЭС (в млн руб. (крб.), в ценах соответствующих годов)*

Всего	В том числе по годам
	1986	1987	1988	1989 на 1.09.1989	1990 план	1991	1992	1993 план
343651,5	1685,5	1646,4	735,1	551,2	1771,1	6206,8	126588,4	2047678
в том числе за счет бюджета Украины
337781,9	-	70,8	76,4	95,4	1771,1	6206,8	126588,4	2045678

*Расщитано по данным: Чернобыльская авария: События. Факты. Цифры. Апрель 1986 - май 1990 г. / Министерство статистики Украины; Министерство экономики Украины; Минчернобыль Украины (письмо исх.№-15/2 от 16.05.93 г.) Расчет общего эколого-экономического ущерба в масштабе Украины, области, района, предприятия должен осуществляться в определенных временных границах. На первом этапе определяется ориентировочно величина ущерба через некоторое время после катастрофы. На следующем этапе разрабатывается прогнозная (на отдаленную перспективу) оценка последствий загрязнения окружающей среды. По мнению специалистов, наиболее достаточным и оптимальным периодом с точки зрения прогнозной оценки является 25-летний период. Наибольший удельный вес в расчетах эколого-экономического ущерба от радиоактивного загрязнения занимает ущерб населению, проживающему на загрязненных территориях. Это прежде всего ущерб, связанный с его заболеваемостью, преждевременным старением и смертностью, и как результат - потери от недоиспользования трудовых ресурсов. Высокая смертность в работоспособном возрасте приводит к большим потерям для общества. По подсчетам видного демографа С.Б.Урланиса, человек "расплачивается" с обществом за понесенные на него затраты только в 28 лет. В случае смертности до этого возраста обществу наносится прямой экономический ущерб [37]. Определение эколого-экономического ущерба населению сопряжено с большими трудностями, так как отсутствует комплексная экономическая оценка последствий, связанных с заболеваемостью населения. Реально имеется только следующая статистика: оплата бюллетеней; затраты на охрану труда; лечение человека; средства на медоборудование и медикаменты; дополнительные капитальные вложения в медицинские учреждения. Однако основной показатель - снижение национального дохода в связи с недовыпуском продукции - практически пока невозможно определить. Для расчета эколого-экономического ущерба в результате радиоактивного загрязнения окружающей среды используются показатели затрат: на пособия в связи с вредными условиями окружающей среды, в том числе и производства; на оздоровление и медицинское обслуживание населения, а также на мероприятия по снижению дозы внешнего и внутреннего облучения, обусловленного радиоактивными выбросами. В сельском хозяйстве наибольшие потери возникли в результате отчуждения загрязненных сельскохозяйственных угодий, признанных непригодными либо частично непригодными для ведения сельского хозяйства, а также повышения содержания радионуклидов в сельскохозяйственной продукции, производимой на загрязненных территориях. Поэтому количественная оценка эколого-экономического ущерба должна включать оценку ущерба, связанного с загрязнением сельскохозяйственных угодий, влиянием загрязнения на качество продукции сельского хозяйства, выходом чистой продукции с 1 га загрязненных сельскохозяйственных угодий, себестоимостью единицы этой продукции и др. Ущерб, причиненный сельскому хозяйству вследствие радиоактивного загрязнения, рассчитывается следующим образом: Усх = Уи + Уп + Урек + Ур + Уж + Удез + Удоп, где Уи - ущерб от изъятия сельскохозяйственных земель; Уп - ущерб в результате перепрофилирования хозяйств; Урек - ущерб в результате рекультивации загрязненных земель; Ур - ущерб от недобора продукции растениеводства; Уж - ущерб от недобора продукции животноводства; Удез - ущерб в результате работ по дезактивации загрязненных сельскохозяйственных угодий; Удоп - ущерб за счет неучитываемых затрат. В определении эколого-экономического ущерба вследствие Чернобыльской катастрофы наиболее приемлемыми к настоящему времени являются показатели удельного эколого-экономического ущерба, причиняемого народному хозяйству в целом, хозяйству отдельного региона, отрасли и т.д. для каждого объекта (реципиента) в отдельности. Расчет удельного эколого-экономического ущерба основан на построении всех расчетов от частного к общему, причем количественная зависимость, например, между уровнем загрязнения и заболеваемостью населения, урожайностью сельскохозяйственных культур и износом и выбытием основных фондов промышленного производства и сельского хозяйства выражалась через дополнительные затраты на содержание медицинских учреждений, объектов социально-экономической сферы, в том числе в сельском и лесном хозяйствах, и т. п. Расчеты эколого-экономического ущерба, выполненные на примере отдельно взятого района (Овручский р-н Житомирской обл.) Украины, загрязненного в результате Чернобыльской катастрофы, позволили определить его удельную величину, а также отработать механизм пересчета этого ущерба для любого района, подвергшегося радиоактивному загрязнению. Результаты расчетов свидетельствуют о серьезности негативных социально-экономических последствий, связанных с радиоактивным загрязнением территорий вследствие Чернобыльской катастрофы В частности, произошло увеличение затрат на медицинское обслуживание населения; снижение урожайности сельскохозяйственных культур и продукции животноводства; увеличение затрат на бытовое и жилищ-но-коммунальное обслуживание населения; снижение до минимума потенциальной продуктивности лесных ресурсов; ускоренный износ и выбытие основных фондов в отраслях народного хозяйства. Сравнительная оценка эколого-экономического ущерба, причиненного населенным пунктам, которые были эвакуированы после катастрофы, и населенным пунктам, на территории которых продолжают проживать люди, дает основание сделать вывод о целесообразности отселения жителей из загрязненных районов, так как удельный ущерб для неэвакуированных населенных пунктов в 2,2 раза больше, чем для эвакуированных (табл. 1.1.21). Дальнейшее проведение работ по подготовке исходных данных для расчетов потерь и затрат привело к необходимости учета фактора долговременности  в решении проблемы преодоления последствий Чернобыльской катастрофы, что обнаружило резкое отличие первоначальной стоимостной оценки в 15,3 млрд руб. от последующих, в которых уже учитывалась необходимость строительства капитальных могильников для собранных и собираемых радиоактивных отходов (земель, оборудования, строительных конструкций и т. п.), а также внесения некоторых дополнительных статей потерь и затрат. При средних затратах 3209,7 руб. на одного человека (в ценах на 1986 г.) стоимость эвакуации оказалась весьма большой. Так, затраты на срочную эвакуацию Припяти составили 199,26 млн руб. а Чернобыля - 142,04 млн.руб. В этой связи серьезной проблемой остается отселение людей с территорий с плотностью радионуклидного загрязнения свыше 15 Ки/км²(около 10,5 тыс. км²) и плотностью загрязнения 10 - 15 Ки/км²(около 6,5 тыс. км²). Эти территории потеряли ценность на 75 %. Оценка в стоимостном выражении отчужденных земель составила 94,0 млрд руб. (в ценах 1990 г.). Несмотря на объективные трудности, связанные с исчислением совокупного ущерба для Украины в результате Чернобыльской катастрофы, проведенные в последние годы исследования этой проблемы позволяют предварительно оценивать его не менее чем в 200 млрд руб (в ценах на 1 января 1990 г.). Однако исследования социально-демографических, в том числе медицинских и социально-психологических, последствий переселения пострадавшего населения показали неоднозначность этого вывода и подтвердили необходимость строго дифференцированного подхода к переселению. В первые дни катастрофы осуществлена в сжатые сроки беспрецедентная эвакуация населения из многих населенных пунктов зоны отчуждения, в том числе из Припяти и Чернобыля. Такая эвакуация потребовала значительных материальных и финансовых затрат. Таблица І.1.21 Сравнительная оценка удельного эколого-экономического ущерба от радиоактивного загрязнения в Овручском р-ие Житомирской обл.

Показатели	Населенные пункты
	эвакуированные	неэвакуированные
Сумма ущерба, млн руб. Удельный ущерб, тыс.руб.	8,0 17,77	880,6 39,66

В этой связи серьезной проблемой остается отселение людей с территорий с плотностью радионуклидного загрязнения свыше 15 Ки/км²(около 10,5 тыс. км²) и плотностью загрязнения 10 - 15 Ки/км²(около 6,5 тыс. км²). Эти территории потеряли ценность на 75 %. Оценка в стоимостном выражении отчужденных земель составила 94,0 млрд руб. (в ценах 1990 г.). Дальнейшее проведение работ по подготовке исходных данных для расчетов потерь и затрат привело к необходимости учета фактора долговременности в решении проблемы преодоления последствий Чернобыльской катастрофы, что обнаружило резкое отличие первоначальной стоимостной оценки в 15,3 млрд руб. от последующих, в которых уже учитывалась необходимость строительства капитальных могильников для собранных и собираемых радиоактивных отходов (земель, оборудования, строительных конструкций и т. п.), а также внесения некоторых дополнительных статей потерь и затрат. Несмотря на объективные трудности, связанные с исчислением совокупного ущерба для Украины в результате Чернобыльской катастрофы, проведенные в последние годы исследования этой проблемы позволяют предварительно оценивать его не менее чем в 200 млрд руб. (в ценах на 1 января 1990 г.). В отношении групп показателей, используемых для расчета совокупного ущерба для Украины, необходимо констатировать, что в настоящее время практически не разработаны показатели социологических, эколого-культурных, нравственных и общественно-политических аспектов последствий Чернобыльской катастрофы. Это обусловлено объективными причинами. Так, хотя и принято характеризовать чернобыльские события как катастрофу, но в этой катастрофичности выделяются преимущественно агропроизводственные подходы к потерям и затратам, основанные на зонировании территории по уровням радиоактивного загрязнения. Не получено еще достаточно обоснованное подтверждение связей между медицинскими диагнозами и данными контроля за дозой облучения, с одной стороны, размером и характером причитающихся населению льгот и компенсаций - с другой. Социально-психологические последствия вообще не учитываются. Несомненно одно, что в конечном итоге общество придет к оценке народнохозяйственного ущерба, к оценке социальных и нравственных потерь, к оценке необходимых затрат для обеспечения спокойного, устойчивого и здорового образа жизни на основе все расширяющихся знаний о глубинных, длительных процессах радиоактивного воздействия на социальные, хозяйственные и экологические аспекты жизнедеятельности населения, вовлеченного в Чернобыльскую катастрофу.

1.7. Проблема сохранения этнической культуры Полесья Беспрецедентная по своему характеру и масштабам Чернобыльская катастрофа нанесла значительный ущерб традиционной народной культуре Украинского Полесья - одного из уникальнейших этнокультурных регионов славянского мира. Именно здесь, вдоль течения р.Припять, около 3,5 тыс. лет тому назад проходила северная граница так называемой восточнотшинецкой археологической культуры, с которой большинство современных археологов и лингвистов связывает появление на исторической арене праславянского этноса, откуда впоследствии шло расселение славянских племен на просторах от Черного до Балтийского морей. Остатки поселений и могильников тех времен обнаружены, в частности, около населенных пунктов Народичи, Новоселки, а также Оташево, Плютовище, находящихся в пределах 30-километровой зоны ЧАЭС. В VI - III гг. до н.э. Полесский край населяли загадочные Геродотовы "невры", а в эпоху "летописных времен" здесь обитали племена древлян, соседствуя в бассейне р.Тетерев с полянами, а на севере - ниже Припяти - с дреговичами, чьи племенные границы и ныне просматриваются в контурах современных диалектов украинского и белорусского языков. Свидетелями становления Киевской Руси были древнейшие полесские города: Коростень - столица древлян, Овруч (977 г.), Малин (XI в.), Чернобыль, которому в 1993 г. исполнилось 800 лет. Но прежде всего уникальность Припятского Полесья состоит в том, что благодаря естественным географическим условиям (малодоступные леса, болота) в материальной и духовной культуре этого края - в народной архитектуре, традиционном обиходе, фольклоре, диалектах, народном прикладном искусстве - сохранились многие реликтовые черты, восходящие к глубокой древности, что было подтверждено научными исследованиями последних десятилетий [10,18,22,29,30,31]. Кроме того, по мнению современных ученых, фольклорная традиция Полесья, практически свободная от неславянских влияний, может послужить своеобразным эталоном воссоздания общеславянского фольклорного фонда [35]. Именно в полесском регионе и сегодня бытуют дохристианские обряды "вождения куста", "проводов русалок" и другие, а в диалекте полещуков звучат архаические дифтонги. Впрочем, не меньший интерес представляет и современная народная культура Полесья, которая, являясь логическим продолжением предыдущих традиций, обрела бы свою неповторимую перспективу в будущем, если бы естественное развитие этого региона не было нарушено чернобыльским взрывом в апреле 1986 г. Чернобыльская катастрофа стала причиной деструкции всего комплекса материальной и духовной культуры значительной части полесского этнографического континуума. Вследствие вынужденного массового переселения и рассредоточения коренных жителей, пострадавших от радионуклидного поражения, разрываются сложившиеся веками производственные, экологические, социально-бытовые и родственные связи, разрушается весь культурный микрокосмос некогда компактной этнографической группы, что неизбежно ведет к ее ассимиляции в новой нетрадиционной среде, к утрате специфических полесских обрядов, фолклера, языка. В то же время в необитаемой зоне отчуждения остался целый мир материальных этнографических ценностей: предметы народного искусства, местных ремесел, домашнего обихода, традиционные жилые и хозяйственные строения (подлежащие захоронению из-за их радиационного загрязнения и пожароопасти), а также беспризорные памятники истории, археологии, архитектуры. Постепенно исчезают с лица земли антропогенные следы тысячелетней истории, отразившиеся как в планировке сел и отдельных усадеб, так и в расположении старинных кладбищ, дорог, хозяйственных угодий и общественных сооружений. Аналогичные проблемы возникают и по отношению к тем населенным пунктам, которые принадлежат к зоне безусловного (обязательного) отселения, а также частично и к зоне гарантированного добровольного отселения, что связано с высокими уровнями загрязнения памятников культуры и предстоящими мероприятиями по дезактивации местности. Таким образом, в результате Чернобыльской катастрофы над уникальным историко-этнографическим регионом Украины нависла угроза образования сплошных мертвых зон, в которых обрывается нить этнокультурной преемственности поколений. Сложившаяся катастрофическая ситуация требует осуществления целого комплекса мероприятий, направленных на выявление, сохранение и восстановление историко-культурных и этнографических ценностей пострадавших районов. Решение этих вопросов имеет не только общекультурный исторический смысл, но и социально-практическое значение, поскольку фактор сохранения и поддержки этнической культуры пострадавших полещуков способствует их социально-психологической реабилитации и адаптации в новых постчернобыльских условиях. Первые шаги по спасению культурного наследия Полесского края были предприняты лишь на третьем году после аварии на ЧАЭС, когда для широких кругов общественности открылась более или менее полная информация о реальных масштабах случившейся трагедии. На этом этапе действовали отдельные группы энтузиастов в меру своих возможностей и понимания проблемы. В частности, более года (до начала 1989 г.) по инициативе руководства ПО "Комбинат" в 30-километровой зоне работал реставратор Г. Безсонов, занимаясь дезактивацией собранных там икон и предметов декоративно-прикладного искусства. Во время учебной фольклорной практики группой студентов Киевского университета проводились записи народных песен от переселенцев из зоны отчуждения, проживающих в сЛиповка Макаровского р-на Киевской обл. В августе 1989 г. вышла в свет публикация Г. Гончаренко и Р. Омеляшко "Дзвони Чорнобиля не змовкають" (газета "Сільські вісті" от 10 августа 1989 г.), где впервые была поставлена проблема комплексного историко-этнографического исследования и сохранения материальной и духовной культуры пострадавшего региона, а также намечены пути решения этой проблемы как составной части государственной программы ЛПА на ЧАЭС. С тех пор авторы публикации работали над технико-экономическим обоснованием целевой комплексной программы, выходили с предложениями на научные конференции, обращались в государственные органы, к народным депутатам УССР и СССР. Параллельно с этим редакция журнала "Пам'ятки України" организовала "Чернобыльскую экспедицию", которая в составе А-Неживого (ответственного секретаря экспедиции), Л.Орел, С.Верговского, М.Загребы, Г.Безсонова, Л.Вороного и работников газеты "Вестник Чернобыля" в декабре 1989 г. и феврале 1990 г. провела обследование покинутых сел 10-километровой зоны с целью выявления этнографических ценностей и фотофиксации памятников народной архитектуры. В итоге экспедицией были разработаны рекомендации по сохранению объектов материальной культуры на отселенной территории [19]. Накануне четвертой годовщины Чернобыльской катастрофы инициативные группы объединились при подготовке коллективного обращения к Минатомэнергопрому СССР, в котором излагалась программа действий по спасению народной культуры Припятского Полесья, обосновывалась необходимость создания специализированного фольклорно-этнографического центра с его финансированием за счет бюджетных средств, выделяемых на ликвидацию последствий аварии [14,32]. К сожалению, всесоюзное атомное ведомство проигнорировало запрос группы киевских специалистов. Но инициативы энтузиастов получили поддержку на Всесоюзной научно-практической конференции (23 - 24 апреля 1990 г., Институт ядерных исследований АН УССР), Международной научной конференции "Гуманитарные аспекты Чернобыльской катастрофы" (Киев, 25 - 26 апреля 1990 г.), на Европейском симпозиуме "Фольклор и современный мир" (Киев, 24 - 26 мая 1990 г.), что нашло отражение в соответствующих резолюциях. Необходимое содействие в решении этой проблемы оказали также ведущие украинские ученые - вице-президент АН Украины, академик АНУ В.Г.Барьяхтар, академик АНУ П.П.Толочко, члены-корреспонденты АНУ А-Г.Костюк и И.Н.Вишневский. Разработанная группой специалистов целевая программа "Комплексное историко-этнографическое исследование Украинского Полесья в 30-километровой зоне и на сопредельных территориях, пострадавших от аварии на ЧАЭС" [24] прошла апробацию в Украинском обществе охраны памятников истории и культуры, а также в Академии наук, откуда была направлена в Совет Министров УССР для включения в Государственную программу неотложных мер по ЛПА на ЧАЭС на 1991 - 1992 гг. С другой стороны, благодаря активной позиции народных депутатов Украины, поднятая проблема получила решение в организационном плане. Постановлением Верховного Совета УССР от 1 августа 1990 г. предусматривалось создание при Госкомчернобыле (Мин-чернобыле) Украины специализированной историко-культурной экспедиции с целью выявления и сохранения культурного наследия пострадавших территорий. Однако, в связи с тем, что финансирование культурологических мероприятий не было учтено Государственной союзно-республиканской программой неотложных мер по ЛПА на ЧАЭС, реализация разработанной ранее целевой программы по сохранению этнокультурного наследия пострадавших районов Полесья стала возможной лишь в начале 1992 г. К этому времени сформировался творческий потенциал Специализированной историко-культурной экспедиции, работа которой была организована на договорных началах путем создания территориально разветвленного временного коллектива, объединившего 95 разнопрофильных специалистов (в том числе 6 докторов наук. 31 кандидат наук. 33 научных работника) из институтов Академии наук, вузов, музеев, культурно-просветительских и общественных организаций Украины. На протяжении 1992 г. этим коллективом был выполнен первый этап программы, заключающейся в проведении ретроспективного поиска информации и создании реестра историко-культурных материалов, собранных до аварии на ЧАЭС на территории сегодняшних зон отчуждения, безусловного (обязательного) отселения и гарантированного добровольного отселения, с целью определения современного состояния изученности пострадавшего этнокультурного региона и прогнозирования направлений дальнейших экспедиционно-полевых исследований. В процессе работы были изучены собрания 23 музеев, рукописные фонды 15 научных учреждений и библиотек (находящихся в Киеве, Москве, Львове, Луцке, Ривном, Житомире, Чернигове и соответствующих райцентрах - Маневичах, Сарнах, Коростене, Овруче, Народичах, Семеновке, Репке, Переяслав-Хмельницком), около 500 специальных научных изданий, частные коллекции фольклористов и этнографов. Наряду с этим проводились пилотажные исследования бывших населенных пунктов 30-километровой зоны отчуждения: Толстый Лес, Старые и Новые Шепеличи, Бычки, Замошня, Глинка, Ладыжичи и др. [13]. В итоге впервые создана сводная информационная картотека зафиксированных объектов материальной и духовной культуры Полесья, включающая также данные по антропологии, этнолингвистике и диалектологии, историческому краеведению. Полученные аналитические таблицы и картосхемы обнаружили проблемы и неравномерности в изучении этнокультуры региона как в территориальном, так и видовом (жанровом) аспектах, преобладающее отсутствие комплексного подхода и надлежащего уровня фиксации этнокультурных явлений. Из этого следует, что большинство пострадавших районов требуют сплошного систематического исследования с применением единых современных методик. В настоящее время Минчернобыль Украины приступило к организации практических мероприятий по сохранению историко-культурных ценностей Полесья. В частности, начались широкомасштабные работы по инвентаризации недвижимых памятников истории, археологии, архитектуры, монументального искусства и природы, находящихся в 1 - 3-Р№ зонах радиоактивного загрязнения, с целью определения их нынешнего состояния и выработки необходимых охранных мер в условиях зоны влияния Чернобыльской катастрофы. В комплекс этих работ входят также выявление неизвестных ранее памятников истории и культуры, фиксация и опись местных кладбищ и отдельных захоронений, связанных с близкими и далекими событиями нашей истории. На сегодня в указанных зонах насчитывается свыше 3700 историко-культурных объектов, 50 % из которых нуждаются в реставрации, упорядочении, установке охранных знаков. Многие из них требуют паспортизации и постановки на государственный учет. Кроме того, в настоящее время осуществляется реставрация дезактивированных памятников иконописи, собранных в зоне отчуждения. В результате полевых исследований отснят материал для создания научно-популярного фильма, фиксирующего архаические обряды "русальной недели , сохранившиеся в среде переселенцев из 10-километровой зоны ЧАЭС, проживающих ныне в Макаровском р-не Киевской обл. Подготовлен к изданию 1-й том Лексического атласа правобережного Полесья, где представлены народные говоры отселенных территорий. Ближайшей задачей историко-культурной экспедиции является организация комплекса полевых работ по изучению и фиксации материальной и духовной культуры загрязненных зон Полесья, охваченных миграционными процессами. В первую очередь необходимо осуществить сплошную фотовидеофиксацию бывших населенных пунктов зоны отчуждения, подлежащих захоронению; собрать оставшиеся там предметы традиционного народного быта, искусства, документальные материалы, которые будут помещены в специально оборудованных хранилищах в Чернобыле; провести картографирование и обеспечить сохранность исторических и археологических объектов, а также особо ценных памятников монументальной и бытовой архитектуры. Наряду с этим предстоят систематические полевые выезды для сбора фольклорно-этнографических, лингвистических и антропологических материалов в зонах безусловного (обязательного) и гарантированного добровольного отселения, а также местах компактного проживания переселенцев. На последующих этапах предусматривается проведение дезактивации и реставрации уникальных этнографических экспонатов и произведений искусства; консервация и реставрация недвижимых памятников истории и культуры, находящихся в загрязненных районах; создание информационно-справочной системы и базы данных по всему этнокультурному комплексу пострадавшего региона; подготовка ряда научно-популярных и энциклопедических изданий. Главным итогом всей работы должен стать музей-архив полесской культуры, который сконцентрирует в себе весь собранный культурологический материал и сохранит для потомков неповторимый духовный облик утраченного Полесского края.

1.8. Неотложные социально-экономические мероприятия по смягчению последствий катастрофы в 1986 - 1993 гг. 1.8.1. Компенсации пострадавшим (участникам ЛПА и населению) В ЛПА на ЧАЭС принимали участие рабочие и служащие всех отраслей народного хозяйства. Учитывая особые условия труда работников, привлекаемых для ЛПА и предотвращению загрязнения окружающей среды, правительствами СССР и УССР было принято в мае - июне 1986 г. ряд решений об установлении повышенной оплаты труда и предоставлению отдельных льгот и компенсаций (постановление ЦК КПСС, Президиума Верховного Совета СССР, Совета Министров СССР и ВЦСПС "Об условиях оплаты труда и материального обеспечения работников предприятий и организаций зоны Чернобыльской атомной электростанции" №-524-156 от 7 мая 1986 г., постановление Совета Министров УССР №-168-5 от 8 мая 1986 г., постановление Совета Ми-нистоов СССР и ВЦСПС "Об условиях оплаты труда и материального обеспечения работников предприятий, организаций и учреждений, занятых на работах, связанных с ликвидацией последствий аварии на ЧАЭС и предотвращением загрязнения окружающей среды" и постановление Совета Министров УССР и Укрсовпрофа №-207-7 от 10 июня 1986 г.). Ликвидаторы последствий аварии на ЧАЭС работали преимущественно вахтовым методом при суммированном учете рабочего времени. Им был установлен рабочий день продолжительностью 6 часов (36-часовая рабочая неделя). Они обеспечивались трехразовым бесплатным питанием (из расчета 2 руб. 85 коп. в сутки) и бесплатным жильем в вахтовом поселке Зеленый Мыс и других населенных пунктах, в которых были предусмотрены все необходимые бытовые условия. Кроме того, им выплачивались суточные в увеличенном размере (3 руб. 50 коп.). Средний заработок исчислялся с учетом повышенной заработной платы. Время работы в зоне ЧАЭС с определенным коэффициентом засчитывалось согласно указанным постановлениям в стаж, дающий право на льготную пенсию. Пенсионерам, привлекаемым для выполнения работ, связанных с ЛПА и предотвращением загрязнения окружающей среды, пенсии по старости выплачивались в полном размере, независимо от получаемой ими заработной платы. Для работников, пострадавших при ЛПА, предусматривался ряд мер по улучшению материально-бытовых условий, обеспечению жилой площадью, оказанию медицинской помощи и торгового обслуживания. В целях улучшения положения с трудоустройством, обеспечением жильем и социально-бытовым обслуживанием эвакуированного населения было принято постановление ЦК КПСС и Совета Министров СССР "О дополнительных мерах по трудоустройству, обеспечению жильем и социально-бытовым обслуживанием населения, эвакуированного из населенных пунктов в связи с аварией на Чернобыльской АЭС, и возмещению ему материального ущерба" №-1005-285 от 22 августа 1986 г. Этим постановлением предполагалось завершить в октябре 1986 г. трудоустройство работников предприятий, организаций и учреждений, эвакуированных в связи с аварией на ЧАЭС. При необходимости проводилась переквалификация этих работников. На данный период за ними сохранялся средний заработок по прежнему месту работы. Были приняты меры по обеспечению в 1986 г. семей указанных работников жилой площадью. При этом было разрешено Советами Министров союзных республик использовать для этих целей жилую площадь в домах независимо от ведомственной принадлежности. При переходе в связи с эвакуацией с одного предприятия на другое за этими работниками сохранялся непрерывный стаж работы. Был установлен порядок сохранения 75 % средней заработной платы (взамен суточных) по месту основной работы, предусмотренный пунктом 8 постановления ЦК КПСС и Совета Министров СССР №-664 от 5 июня 1986 г., работникам, командированным для выполнения работ, связанных со строительством и ремонтом жилых домов и Других объектов для эвакуированного населения, а также работникам, Командированным для обслуживания строителей, работающих на этих объектах Эвакуированным гражданам была установлена и выплачивалась компенсация за утраченное имущество (жилые дома, садовые домики, хозяйственные постройки, сельскохозяйственных животных, плодово-ягодные насаждения и т.п.). Эвакуированным работникам выплачивалось единовременное пособие и оплачивалась стоимость проезда к новому месту жительства. Распоряжением Совета Министров УССР №- 530-рс от 10 сентября 1986 г. (на основании распоряжения Совета Министров СССР №- 1767 от 3 сентября 1986 г.) был утвержден перечень населенных пунктов с повышенной радиоактивностью, в которых оплата производилась по повышенным до 25 % тарифным ставкам (должностным окладам). В июне 1989 г. правительством УССР во исполнение распоряжения Совета Министров СССР №- 912 от 24 мая 1989 г. было принято решение о переселении жителей двух населенных пунктов Полесского р-на Киевской обл. и 12 населенных пунктов Народичского р-на Житомирской обл., подвергшихся повышенному радиоактивному загрязнению в результате аварии на ЧАЭС (распоряжение Совета Министров УССР №-224-СЂ от 28 июня 1989 г.). Жителям этих населенных пунктов предоставлялись льготы и компенсации, аналогичные эвакуированному населению. Кроме того, семьям, переселяемым в соответствии с этим распоряжением, Укрбанк Сберегательного банка СССР выдавал беспроцентные ссуды на хозяйственное обзаведение в размере до 5 тыс. руб. сроком погашения до 15 лет с момента выдачи ссуды. С целью осуществления мероприятий, связанных с отселением граждан из некоторых населенных пунктов по медицинским показаниям и с учетом социальных факторов, дальнейшим усилением охраны здоровья и улучшением материального положения населения, проживающего на территории радиоактивного загрязнения в результате аварии на ЧАЭС, было принято постановление Совета Министров УССР и Укрсовпрофа №- 315 от 14 декабря 1989 г. (на основании постановления Совета Министров СССР и ВЦСПС №- 886 от 20 октября 1989 г.). Этим постановлением предусматривалось ежегодное выделение на летний период для детей, родителей с детьми и беременных женщин, которые проживают на. территориях радиоактивного загрязнения, не менее 5 % путевок в санаторно-курортные заведения и дома отдыха. С 1 ноября 1989 г. для граждан, проживающих в населенных пунктах, которые подверглись радиоактивному загрязнению, согласно постановлению Совета Министров СССР №-1006-286 от 22 августа 1986 г. (постановление Совета Министров УССР №-316-12 от 3 сентября 1986 г.) и последующим распоряжениям Совета Министров СССР и соответствующим распоряжениям Совета Министров УССР введено ограничение потребления продуктов питания местного производства и личных подсобных хозяйств, увеличение отпуска, увеличенную помощь на детей малообеспеченным семьям, выплату пенсии работающим пенсионерам в полном размере, независимо от получаемой ими заработной платы. Работы, выполняемые в населенных пунктах, которые подверглись радиоактивному загрязнению в результате аварии на ЧАЭС, внесены в раздел "Б" списка №-2 производств, цехов, профессий, должностей с тяжелыми условиями труда, работа в которых дает право на государственную пенсию на льготных условиях и в льготных размерах. Установлены перечни населенных пунктов, в которых введено ограничение потребления продуктов питания местного производства и личных подсобных хозяйств и гражданам которых выплачивали в разное время разную денежную помощь. В начальный период она составляла 15 руб. в месяц на человека. С целью улучшения медицинского обслуживания и социального обеспечения лиц, принимавших участие в работах по ЛПА на ЧАЭС было принято постановление Совета Министров СССР и ВЦСПС №-325 от 31 марта 1990 г. (постановление Совета Министров УССР и Укрсовпрофа №-148 от 2 июля 1990 г.). Данным постановлением предполагалось организовать в 1990 г. дополнительное медицинское обследование всех лиц, принимавших участие в работах по ЛПА на ЧАЭС, и обеспечить в последующие годы постоянное диспансерное наблюдение за состоянием здоровья этих лиц и в необходимых случаях госпитализацию выявленных больных. В целях обеспечения систематического медицинского обследования этих лиц организован единый государственный учет. Указанным постановлением установлены льготы лицам (в том числе временно направленным и командированным), включая военнослужащих воинских частей и военнообязанных запаса, призванных на специальные сборы, принимавшим в 1986 - 1988 гг. участие в работах по ЛПА на ЧАЭС в пределах 30-километровой зоны, а также занятым в тот же период на эксплуатационных и других работах на этой станции независимо от продолжительности выполнения работ. Эти льготы введены в действие с 1 июля 1990 г. Этим лицам выдавалось удостоверение участника ЛПА на ЧАЭС, являющееся документом, подтверждающим право на установленные льготы, и нагрудный знак. С 1 апреля 1991 г. отношения, связанные с социальной защитой граждан, пострадавших вследствие Чернобыльской катастрофы, регулируются Законом Украины "О статусе и социальной защите граждан, пострадавших вследствие Чернобыльской катастрофы" (в редакции Закона Украины от 25 февраля 1991 г.). Затем 19 декабря 1991 г. Верховный Совет Украины принял новую редакцию Закона Украины, а 1 июля 1992 г. были приняты изменения и дополнения к нему. Действие Закона распространяется на территории Украины, в том числе на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению, которые подразделяются на следующие зоны: зона отчуждения; зона безусловного (обязательного) отселения; зона гарантированного добровольного отселения; зона усиленного радиоэкологического контроля. В соответствии с этим Законом граждане Украины имеют право на возмещение ущерба, причиненного их здоровью и имуществу вследствие Чернобыльской катастрофы, льготное медицинское обслуживание, получение компенсаций и льгот за проживание и работу на загрязненной радиоактивными веществами территории в условиях действия неблагоприятных факторов, вызванных этой катастрофой. Указанным Законом также определены категории граждан, пострадавших вследствие Чернобыльской катастрофы. Создание системы надежной защиты населения от последствий Чернобыльской катастрофы - основная цель Закона. Перечень основных льгот и компенсаций для лиц, отнесенных к категориям I, II, III, IV, пострадавших вследствие Чернобыльской катастрофы, а также пострадавших детей приведен в разделе IV этого Закона. Так как количество различных видов компенсаций и льгот отдельным категориям пострадавших граждан составляет свыше 40, то для их реализации требуется привлечение значительных финансовых средств. В 1993 г. 611,3 млрд руб. (6,7 % всех бюджетных средств) было предусмотрено вложить в решение чернобыльских проблем, причем 323,5 млрд (53 % этой суммы) - на выплату компенсаций и предоставление льгот пострадавшим гражданам. Основные приоритеты в расходовании этих средств - это улучшение состояния здоровья пострадавшего населения: внеочередное медицинское обслуживание, внеочередное бесплатное зубопротезирование, бесплатное приобретение лекарств по рецептам врачей, диспансеризация с привлечением необходимых специалистов, лечение в специализированных стационарах. Значительные денежные средства направляются на оздоровление и отдых чернобыльцев. При этом лицам, отнесенным к I категории, предоставляется право на внеочередное бесплатное ежегодное получение санаторно-курортных путевок или компенсацию за них (по желанию) средней стоимости путевки в Украине для самостоятельного санаторно-курортного лечения, а лицам, отнесенным к другим категориям пострадавших, - ежегодное бесплатное или льготное обеспечение санаторно-курортными путевками или путевками на отдых. Эти лица могут также по желанию получать полную или частичную компенсацию (в зависимости от категории) средней стоимости путевки в Украине для самостоятельного санаторно-курортного лечения или отдыха, Граждане всех категорий обеспечиваются путевками: работающие - по месту основной работы (службы, учебы) администрациями предприятий, учреждений и организаций, неработающие - по месту жительства государственными администрациями. Путевки предоставляются в течение года. Полная или частичная компенсация средней стоимости путевки для самостоятельного санаторно-курортного лечения или отдыха оплачивается: работающим - по месту работы при предоставлении основного отпуска или в других случаях до конца года; неработающим - государственными администрациями по месту жительства в течение года в части, установленной Законом Украины от максимального размера средней стоимости путевки, определенной распоряжением Кабинета министров Украины №-444-р от 7 июля 1992 г. и последующими распоряжениями правительства. Обеспечение продуктами питания - одна из приоритетных задач, касающаяся здоровья всех чернобыльцев. Поэтому в приложении №-4 к постановлению Кабинета министров Украины №-258 от 21 мая 1992 г. приведены физиологические (медицинские) нормы обеспечения продуктами питания граждан, пострадавших вследствие Чернобыльской катастрофы. В этот рацион питания для населения, которое проживает на загрязненных территориях, максимально включены продукты, имеющие радиопротекторные свойства (тыква, морковь, продукты с пектиновыми добавками, джемы, повидло, мармелад, пюре и соки: вишневый, тыквенный, гранатовый, абрикосовый, морковный). В приложении №-5 к этому же постановлению Кабинета министров Украины рекомендован такой дополнительный набор продуктов питания, сверх физиологических норм, для лиц, отнесенных к 1 категории (на месяц): 1кг гречневой крупы, 2кг цитрусовых, 1кг пчелиного меда, 2 кг говядины, 2 кг колбасных изделий, 0,5 кг сельди, 1 банка сгущенного молока, 0,5 кг твердого сыра, 1,5 кг сливочного масла, 60 г натурального кофе, 1 банка лососевой икры, 2 банки печени трески, банка шпрот или сардин, банка консервированных крабов, две банки мясных консервов, 100 г какао и 60 г чая. Приложение №-6 к указанному выше документу предлагает дополнительный набор продуктов питания, сверх физиологических норм, для беременных женщин и кормящих матерей (на месяц): 360 г крупы, макаронных изделий или бобовых, 4,2 л соков, 130 г растительного масла, 8шт. яиц, 2,15 л молока и кисломолочных продуктов, 420 г сметаны и сливок, 2,35 кг творога. Необходимо отметить, что чернобыльским законодательством предусмотрено для лиц I категории компенсацию в размере 50 % стоимости продуктов питания по медицинским нормам, а для лиц II категории компенсацию в размере 25 % стоимости продуктов питания по физиологическим нормам. Дети, пострадавшие в результате Чернобыльской катастрофы, получили удостоверение серии "Д". Льготы и компенсации зависят от зоны, в которой они проживают. Средства расходуются на полное государственное обеспечение детей до достижения ими школьного возраста (7 лет), бесплатное воспитание их в дошкольных учреждениях, ежемесячное денежное пособие, и бесплатное питание учащихся. Значительные льготы и компенсации предоставляются лицам, которые стали жертвами других ядерных аварий. Согласно постановлению Кабинета министров Украины эти лица приравнены к соответствующим категориям, пострадавшим от Чернобыльской катастрофы. Льготы и компенсации лицам, занятым на эксплуатации ЧАЭС и на работах в зоне отчуждения, с 1 января 1991 г. по настоящее время устанавливаются Кабинетом министров Украины в соответствии со статусом объектов, на которых производятся работы. В каждом конкретном случае установлен порядок выплаты компенсаций. Расходы, связанные с выплатой льгот и компенсаций, производятся предприятиями, учреждениями за счет собственных средств с последующим их возмещением за счет средств Фонда по осуществлению мероприятий по ликвидации последствий Чернобыльской катастрофы и социальной защите населения. 1.8.2. Обеспечение чистыми продуктами питания Одна из основных проблем, связанных с ликвидацией последствий Чернобыльской катастрофы, заключается в необходимости разработки мер по обеспечению пострадавшего населения чистой продовольственной продукцией. Производителями такой продукции являются отрасли агропромышленного комплекса и прежде всего сельское хозяйство и пищевая промышленность, осуществляющая промышленное производство продуктов питания. От уровня их развития в значительной мере зависит степень обеспечения населения пищевой продукцией. В зоне радиоактивного загрязнения (территория - 74 административных района, 11 областей-регионов - общей площадью 4,6 млн га) функционирует свыше 70 предприятий пищевой промышленности, в том числе 26 сахарных заводов и молокоперерабатывающих.   Пищевыми предприятиями зоны в 1992г. было произведено товарной продукции этой отрасли региона и 6 % от общего объема по Украине. Специализированными отраслями пищевой промышленности региона являются молочная, сахарная, мукомольно-крупяная, т.е. отрасли с высоким удельным расходом сырья на единицу продукции. За период с 1985 по 1992 г. объем продукции пищевой промышленности региона возрос на 13 % при аналогичном показателе в среднем по Украине 8 %. За этот период производство плодоовощной продукции возросло на 21 %, цельномолочной - на 17, масла животного - на 16, сахара - на 6,5, мяса - на 2,5 %. Реализация в предыдущие годы на радиационно загрязненных территориях системы специальных агромелиоративных мероприятий, активизация деятельности перерабатывающих предприятий обеспечили непрерывный процесс рентабельного производства продуктов питания, хотя и не всегда пригодных по нормам для прямого продовольственного использования или дальнейшей технологической переработки. Продукция, выпускаемая предприятиями пищевой промышленности, работающими частично на привозном экологически чистом сырье, большей частью потребляется местным населением, остальная вывозится за пределы областей зоны влияния аварии на ЧАЭС. Однако анализ показал, что существующие производственные мощности предприятий пищевой промышленности, расположенные в этих областях, явно недостаточны, особенно по выработке мясопродуктов. С целью обеспечения нормальной жизнедеятельности населения областей зоны влияния аварии на ЧАЭС были приняты меры по улучшению их обеспечения экологически чистой продукцией, которая централизовано поступала с других районов республики. Так, например, только в I квартале 1991 г. в Винницкую, Житомирскую, Киевскую, Ривненскую и Черниговскую области для реализации пострадавшему населению было направлено чистых продуктов питания: мяса и мясопродуктов - 12 тыс. т, молока и молокопродуктов - 80, сахара - 6,7, растительного масла - 1,3, овощей - 1,6, фруктов - 0,4 тыс. т. Расчет потребностей проживающего на загрязненной территории населения показал, что с учетом рекомендуемых норм потребления ежегодно необходимо 173 тыс. т мяса и мясопродуктов, 890 молока и молокопродуктов, 34 растительного масла, 35 рыбы и рыбопродуктов, 375 овощей и бахчевых, 208 - фруктов и ягод и 265 тыс. т хлеба и хлебопродуктов. Такое количество продуктов питания в районах, подвергшихся загрязнению, промышленные предприятия, расположенные на территории этих районов, выработать не могут. Поэтому необходим поиск наиболее приемлемых решений для получения необходимого количества продуктов питания в этих районах за счет как местных ресурсов, так и поступлений извне. Продукция предприятий, которой удовлетворяются потребности населения радиоактивно загрязненных районов, и особенно продукция предприятий, которые здесь функционируют, не всегда соответствует экологическим требованиям. Недостаточная обеспеченность спецлабораторий средствами контроля и химическими реактивами затрудняет повсеместное и быстрое определение вида и степени загрязнения сырья и готовой продукции. На предприятиях пищевой промышленности, расположенных на загрязненной территории, организовано 195 радиологических лабораторий и постов, осуществляющих контроль сырья и готовой продукции; укомплектовано 3 передвижные радиологические лаборатории, которые обеспечены 700 приборами радиационного контроля. Однако этого количества для успешной и результативной работы недостаточно, что обуславливает необходимость его увеличения с учетом потребностей к 1995 г. в 1,5 раза. Целесообразность контроля за загрязненным сырьем и готовой продукцией не вызывает сомнения, хотя он только фиксирует сложившееся положение на определенный отрезок времени. Снижение же уровня загрязнения как сырья, так и продуктов питания, получение чистой продукции сопряжено с разработкой и внедрением системы разноплановых мер, в том числе совершенствования технологий производства. Перерабатывающие пищевые производства располагают потенциальными возможностями снижения содержания радионуклидов в сельскохозяйственном сырье. Так, консервирование овощей ведет к удалению радиоактивного стронция из сырьевых продуктов за счет мытья, чистки (из моркови - 19 %, томатов - 21 %, бобов - 62 %). В процессе переработки молока в масло переходит лишь около 1 % -⁹⁰Sr, 1,5 %¹³⁷Сs. Это дает возможность не исключать масло (особенно топленое) из числа продуктов, потребляемых населением. Уровень радиоактивности такого молочного продукта, как сливки, зависит от его жирности - в 1 л 20-процентных сливок содержится в 1,5 раза больше⁹⁰Sr, чем в 1 л 40-процентных. Удельная активность сливок в 2 - 3 раза ниже удельной активности молока. Процесс тушения такого продукта, как мясо, снижает содержание ¹³⁷Cs на 45 %. Кроме того, эффективным методом уменьшения его загрязненности считают мокрый посол. Вымоченное предварительно в пресной воде, затем выдержанное 3 месяца в 25-процентном рассоле, мясо после последующей варки теряет около 90 % ¹³⁷Cs, хотя одновременно снижается его пищевая активность. Это особенно актуально потому, что в отдельные годы производство загрязненной говядины и свинины составляло: в Житомирской обл. соответственно 27 и 43 %, Киевской 11 и 14 %. Важным условием сохранения пищевой продукции является сокращение до минимума сроков ее реализации или переработки. Дополнительная обработка (вымачивание, вываривание, механическая очистка и пр.) - ключ к снижению в ее составе радиоактивных веществ. Поэтому целесообразно и экономически оправдано создание цехов по первичной переработке продуктов растениеводства и животноводства вблизи мест их получения. В загрязненных районах большая часть продукции должна пройти такую обработку. В условиях повышенной дозовой нагрузки важна роль продуктов питания с добавками радиозащитного действия, к которым относятся следующие основные группы радиозащитных веществ: антиоксиденты, сорбенты, иммуномодуляторы. На предприятиях пищевой промышленности Украины используют 12 наименований радиозащитных добавок, а к 1995 г. их количество предполагается увеличить вдвое и значительно расширить ассортимент выпускаемой продукции с их применением. Учитывая потребность организма пострадавшего населения в пектиновых веществах и пищевых волокнах, целесообразно увеличить Производство пищевых продуктов, которые их содержат: фруктовой пасты, зефира на пектине, фруктовоягодного мармелада, вафлей с фруктовыми начинками и других, а также тех, которые содержат клетчатку и соединительную ткань: специальных сортов хлеба, круп и пр. Незаменимы также витамины, особенно Е, С, В, В2, В6, А, Р, аминокислота метионин и другие, что требует увеличения их производства. Уже созданы экспериментальные пектиновые производства на Гай-синском спиртовом заводе и Летическом заводе продтоваров. Планируется расширение производства пектинопродуктов на Яреськовском сахарном заводе, Хорольском консервном заводе, Кодымском заводе продтоваров. Задача состоит в том, чтобы определить общую потребность в пектине и пектинопродуктах, в том числе необходимые их объемы для пострадавшего населения, согласовать их с наличием сырьевых ресурсов, производственных мощностей, материально-техническим обеспечением. Как свидетельствуют расчеты, экономически целесообразно дальнейшее расширение производства на Украине продуктов питания со специальными добавками, количество которых к 1995 г. нужно увеличить: колбасных изделий - до 550 т, хлебных изделий - до 19 тыс. т, мармелада - до 5,5 тыс. т, зефира и пастилы - до 1,1 тыс. т. В связи с трудностью получения экологически чистой продукции назрела необходимость в профилактическом применении де-токсирующих веществ, способных в короткое время вывести из организма радиоактивные вещества, тяжелые металлы, патогенные микроорганизмы и продукты их жизнедеятельности. Обеспечение нормальной жизнедеятельности населения, проживающего на загрязненных территориях, необходимость получения доброкачественного продовольствия, снижение дозовых нагрузок на людей путем дальнейшего уменьшения радиоактивного загрязнения продукции требуют осуществления комплекса неотложных мер разно-планового характера. Решение этих задач сопряжено с необходимостью прекращения продолжающейся практики строительства во 2-й зоне перерабатывающих предприятий; установлением жесткого контроля за качеством поступающего на промышленную переработку сырья с использованием всех известных методов и приемов, способствующих снижению в нем радионуклидов; передислокацией части промышленных предприятий со 2-й зоны и других районов, оборудование которых не отвечает стандартам и уровню чистоты; перепрофилированием пищевых предприятий при оценке возможного их дальнейшего функционирования на выпуск чистой продукции; разработкой новых технологий, снижающих содержание радионуклидов в готовой продукции; рационализацией сырьевых зон, обеспечивающих перерабатывающие предприятия сырьем, исключив из их состава хозяйства, находящиеся на территориях, где степень загрязнения превышает ВДУ; завозом чистой продукции для населения пострадавших районов за счет централизованных поставок. 1.8.3. Система оздоровления населения, пострадавшего вследствие Чернобыльской катастрофы На территориях, загрязненных радионуклидами, наблюдается повышение уровня заболеваемости. По данным Минздрава Украины, у ликвидаторов, а также лиц, проживающих на этих территориях, значительно ухудшилось здоровье. Если в 1988 г. среди ликвидаторов здоровыми считали 74,0 %, то в 1991 г. - 33,8, среди эвакуированных - соответственно 51,5 и 28,8 %, среди населения, проживающего на радиационно загрязненной территории, - 35,4 и 31,7 %. Все чаще участники ЛПА обращаются к врачам с жалобами на состояние здоровья (данные в %): головная боль - 82, нарушение сна - 63,8, понижение работоспособности - 53,4, ухудшение памяти - 71,0, общая слабость - 95,6. Наблюдается также увеличение числа больных с хроническими заболеваниями различных органов и систем. Как отмечают специалисты, у ликвидаторов основу симптокомплекса патологических изменений составляют функциональные нарушения центральной нервной системы, понижение иммунного статуса и тканевого периферического кровотока, незначительные гематологические и биохимические сдвиги, которые свидетельствуют об угнетении антиокислительной системы организма. Ежегодно проводимая диспансеризация жителей Полесского р-на, например, свидетельствует, что здоровыми оказываются всего лишь 15,8 % от общего числа осмотренных (1992 г.). Негативные тенденции в здоровье особенно характерны для детского населения, среди которого наиболее увеличилась (многократно) распространенность заболеваний кроветворных органов, эндокринной системы. В 1,5-2 раза, по сравнению со среднереспубликанским, повысились показатели заболеваемости и распространенности врожденных аномалий детей, свойственных детскому населению, проживающему на загрязненных территориях; в 2 - 4 раза по сравнению со среднереспубликанским показателями выросла частота патологий при беременности и родах, связанных с изменениями кроветворной системы. Одним из серьезных последствий Чернобыльской катастрофы является то, что она вызвала и продолжает вызывать широкомасштабные нарушения процессов жизнедеятельности больших контингентов населения. 73 % опрошенного населения считают нынешнюю ситуацию опасной для здоровья, 14,4 % испытывают чувство тревоги. В Житомирской обл., где радиоактивным загрязнением охвачена значительная территория (загрязнению подверглись 722 населенных пункта 9 административных районов), на фоне снижения смертности от ряда причин происходит значительное повышение смертности мужчин и женщин от новообразований и эндокринной системы. Установлено достоверно значимое повышение смертности от новообразований в младших (0-1 год) и старших (70 - 74 года) возрастных группах. В Киевской обл. (загрязнено 535 населенных пунктов 17 административных районов) при снижении общего уровня смертности отмечается рост СТО от новообразований. Все это подтверждает необходимость разработки и совершенствования системы оздоровления населения, подвергшегося воздействию катастрофы на ЧАЭС. Она должна, по-видимому, включать: медицинское обслуживание; медицинскую и психологическую реабилитацию; рекреационное обслуживание населения. Для создания надежной системы оздоровления населения необходима соответствующая материально-техническая база. Отсутствие такой ведет к тому, что нередки случаи, когда при диспансеризации лиц, пострадавших в результате катастрофы на ЧАЭС, ограничиваются констатацией фактов выявления заболеваний. Не всех выявленных "больных ставят на диспансерное наблюдение и не всем проводится профилактическое лечение, не говоря уже об оздоровлении. Многие медицинские учреждения зоны влияния аварии на ЧАЭС работают в недоукомплектованном режиме. Так, медицинские учреждения Полесского р-на в 1993 г. были укомплектованы врачами всего лишь на45,6 %. Более выражен этот процесс в поликлинических учреждениях, начиная с первых уровней оказания медицинской помощи. В 1991 г., к примеру, почти в 60 фельдшерско-акушерских пунктах (ФАЛ) исследуемой зоны отсутствовали медицинские работники (табл.1.1.22). Таблица 1.1.22 Обеспеченность населения зоны влияния аварии на ЧАЭС основными показателями здравоохранения*

Показатель	1986 г.		1990 г.		1992 г.		1992 г. к 1986г.
	Украина	зона влияния аварии на ЧАЭС	Украина.	зона влияния аварии на ЧАЭС	Украина	зона влияния аварии на ЧАЭС	Украина	зона влияния аварии на ЧАЭС
Врачей на 10 тыс. человек населения	41,9	34,8	44,0	36,6	43,8	37,1	104,5	106,6
Коек на 10 тыс. человек	132,4	132,4	135,5	135,8	132,6	132,4	100,2	100,0
Медицинских учреждений на 100 населенных пунктов	34,8	29,8	36,5	31,4	36,6	33,3	105,2	111,7
в том числе больничных	12,7	11,1	12,8	11,1	13,0	12,2	102,4	109,9
АПУ (включая ФАЛ)	22,1	18,7	23,7	20,3	23,6	21,1	106,8	112,8
Мощность АПУ, тыс. посещений в смену на 10 тыс. жителей	148,2	129,7	173,1	156,7	180,5	165,6	121,8	127,7

* Рассчитано на основе данных: Народне господарство Украiни в 1993. - С. 216 - 220. Следовательно, для улучшения оздоровления населения необходимы радикальные меры по укреплению инфраструктурного потенциала здравоохранения в указанных регионах. Задачи по преодолению последствий Чернобыльской катастрофы одновременно предполагают необходимость улучшения рекреационного обслуживания населения. Украина в целом и области зоны влияния аварии на ЧАЭС в частности располагают значительными для этого ресурсами (табл. 1.1.23). Нередко ее называют курортно-санаторным регионом благодаря благоприятному климату и наличию бальнеологических ресурсов, лесным массивам и омывающим Украину Черному и Азовскому морям, широкой сети внутренних водоемов и рек. Вместимость природно-рекреационного потенциала Украины составляет около 450 млн человеко-доз, из них по минеральным водам - 63 - 64 млн. человеко-доз, лечебным грязям - 25, лесным ресурсам - 110 млн. человеко-доз. Таблица І.1.23 Обеспеченность областей зоны влияния аварии на ЧАЭС природно-рекреационными ресурсами, в % к среднеукраинскому показателю

Территория	Обеспеченность населения природно-рекреационными ресурсами, в расчете на 1 жителя
	Всего	из них
		минеральными	водными	лесными
Украина	100	100	100	100
Области зоны влияния аварии на ЧАЭС	88,3	4,7	16,3	9,7
в том числе
Сумская	94,7	3,4	15,9	7,6
Винницкая	94,0	2,1	9,7	3,5
Волынская	84,0	1,0	18,0	16,2
Житомирская	96,0	5,5	15,9	12,6
Ивано- Франтовская	84,0	7,5	33,3	17,6
Киевская	46,0	3,8	12,3	5,5
Ривненская	77,0	5,0	16,4	16,1
Тернопольская	93,0	1,2	13,6	4,7
Черкасская	100,0	5,8	12,7	4,6
Черниговская	131,0	10,8	12,9	5,7
Черновицкая	71,0	5,2	18,3	13,6

На территории Украины имеется свыше 80 источников минеральных вод, на основе которых работают больше 50 курортов, 20 бальнеобольниц, 40 заводов по разливу лечебно-столовых вод. Наиболее распространены минеральные воды: углекислые, сероводородные, железистые, йодобромные, бромные, радоновые (радиоактивные). В санаторно-курортном лечении широко используются лечебные грязи - илово-сульфидные и торфяные. Особое место в курортно-рекреационном обслуживании населения занимают теплые моря - Черное и Азовское и их побережья. Как свидетельствуют статистические материалы, здесь отдыхает значительная часть рекреантов. Общая протяженность берегов вдоль мелководных заливов по побережью - 1000 км, десятую часть из которых составляют пляжи, пригодные для отдыха детей (это Скадовск, Геническ, северная часть Бердянского залива, Евпатория). Инфраструктурный потенциал курортно-рекреационного комплекса Украины насчитывает 3,8 тыс. санаториев и учреждений отдыха (без одно-, двухдневных) на 730 тыс. мест. В их числе санатории и пансионаты с лечением составляют свыше полтысячи на 150 тыс. коек, около 350 - дома и пансионаты отдыха на около 120 тыс. мест. Основную Насть среди рекреационных учреждений составляют базы отдыха, которых в республике насчитывается 2,2 тыс. более чем на 300 тыс. мест. Рекреационному обслуживанию, физическому и социальному оздоровлению служат также туристские базы, которых на территории Украины действует свыше 160 на 90 тыс. мест, а также учреждения отдыха одно-, двухдневного пребывания в них на 18 тыс. мест. Безусловно, что перечисленная инфраструктура санаторно-курортного комплекса еще не позволяет удовлетворить потребность населения в рекреационных услугах, да и рассредоточена она по территории Украины неравномерно (табл. 1.1.24). Это касается преждевсего зоны влияния аварии на ЧАЭС (как свидетельствует практика, одним из весьма эффективных форм является отдых по месту жительства). Многие области, загрязненные радионуклидами, располагают Достаточными природными рекреационными ресурсами (лес, реки, озера, минеральные воды и др.), однако не имеют необходимой инфраструктуры. В целом по всей зоне обеспеченность населения местами в санаториях и пансионатах с лечением ныне в 3 раза ниже, чем по Украине. Особенно слабой инфраструктура этой подотрасли рекреационного обслуживания остается в Сумской, Житомирской, Ривненской, Черниговской областях. Еще ниже, по сравнению со среднеукраинским показателем, обеспеченность жителей областей зоны влияния аварии на ЧАЭС домами и пансионатами отдыха. Если в целом по Украине на 10 тыс. жителей обеспеченность местами в этих учреждениях принять за 100 % , то по зоне она составит 20 %, а в Тернопольской и Черкасской областях - около 10 %.Таблица І.1.23 Территориальные различия в уровне развития инфраструктуры рекреационной сферы

Территория	Количество мест в санаториях к и пансионатах с лечением по годам
	1991	1985	1990	1992
Украина	100	100	100	100
Области зоны влиянияаварии на ЧАЭС
Сумская	1,2	0,5	0,5	0,4
Винницкая	3,5	2,5	3,5	3,7
Волынская	1,0	0,7	0,8	0,8
Житомирская	1,4	1,0	0,7	0,8
Ивано-Франковская	2,3	1,6	1,5	1,5
Киевская	3,3	2,8	2,5	2,5
Ривненская	1,2	0,4	0,4	0,4
Тернопольская	1,4	0,7	0,8	0,8
Черкасская	2,1	2,0	1,6	1,7
Черновицкая	1,0	0,7	0,6	0,6
Черниговская	1,8	0,6	0,6	0,8
Территория	Количество м ест в домах и пансионатах отдыха по годам (%)
	1991	1985	1990	1992
Украина	100	100	100	100
Области зоны влияния аварии на ЧАЭС
Сумская	0,6	1,3	0,9	0,9
Винницкая	1,8	2,1	1,3	1,3
Волынская	0,3	0,04	0,03	0,03
Житомирская	0,6	1,3	0,7	0,7
Ивано- Франковская	1,2	0,5	0,4	0,4
Киевская	1,8	2,0	1,3	1,1
Ривненская	-	-	-	-
Тернопольская	0,3	0,3	0,2	0,2
Черкасская	0,6	1,3	0,5	0,2
Черновицкая	0,2	0,4	0,2	0,2
Черниговская	1,2	0,9	0,9	0,9
Территория	Количество мест на 10 тыс. населения в санаториях и пансионатах с лечением по годам
	1991	1985	1990	1992
Украина	100	29,9	29,7	29,7
Области зоны влияния аварии на ЧАЭС
Сумская	1,0	5,7	5,0	4,5
Винницкая	0,9	19,9	28,2	29,8
Волынская	0,04	10,2	11,9	12,1
Житомирская	0,4	9,6	6,7	67,7
Ивано- Франковская	0,5	18,1	15,7	15,7
Киевская	0,7	22,0	19,6	19,6
Ривненская	-	5,6	5,6	5,5
Тернопольская	0,1	8,9	10,6	10,6
Черкасская	0,2	19,5	15,8	17,5
Черновицкая	0,2	11,7	9,7	9,4
Черниговская	0,8	6,7	6,4	9,1
Территория	Количество мест на 10 тыс. населения в домах и пансионатах отдыха по годам
	1991	1985	1990	1992
Украина	19,9	22,1	22,3	20,4
Области зоны влияния аварии на ЧАЭС
Сумская	9,0	7,4	7,4	7,4
Винницкая	10,8	7,6	9,0	4,9
Волынская	0,4	0,4	0,4	0,4
Житомирская	8,4	5,4	5,4	2,8
Ивано-Франковская	3,6	3,6	3,6	3,8
Киевская	10,7	7,5	6,3	4,1
Ривненская
Тернопольская	2,7	1,8	1,8	1,3
Черкасская	3,7	3,5	1,8	1,3
Черновицкая	4,5	2,8	2,8	2,8
Черниговская	6,7	7,3	7,3	6,4

Следует отметить, что вместимость домов и пансионатов отдыха во многих областях, загрязненных радионуклидами, в последнее времязначительно сократилась (табл.1.1.25). Особенно это характерно для Винницкой, Житомирской, Киевской и Черкасской областей. В последней, например, данный показатель сократился в 2,7 раза. В Ривненской обл. до 1992 г., к сожалению, дома и пансионаты отдыха вообще отсутствовали. В 2 раза сократилась вместимость таких рекреационных учреждений в Житомирской обл. Таблица 1.1.25 Изменение сети санаторно-курортных учреждений

Территория	Срсднегодовыетемпы роста и снижения количества санаторно-курортных учреждений (%)
	Санатории и пансионаты с лечением			Дома и пансионаты отдыха
	1990 к 1985	1991 к 1990	1990 к 1985		1991 к 1990
Украина	0,25	-0,1	2,5		1,0
Области зоны влияния аварии на ЧАЭС
Сумская	-2,55	- 10,0	-3,85		-
Винницкая	6,80	5,5	-7,05		5,1
Волынская	3,9	2,4	-		-
Житомирская	-7,35	15,8	-8,8		-
Ивано- Франтовская	- 1.9	1,0	1,04		-
Киевская	-2,25	-0,4	-6,7		-16,5
Ривненская	0,1	-	-		-
Тернопольская	4,05	-	-7,45		-
Черкасская	- 4,10	10,7	-16,5		-48,2
Черновицкая	-3,2	- 3,3	- 8,7		-
Черниговская	- 1,3	42,0	1,2		-

В каждой из областей зоны влияния аварии на ЧАЭС имеются санатории и пансионаты. Причем в половине из них даже в 90-е годы наблюдается тенденция роста вместимости, что, естественно, положительно скажется на возможности оздоровления населения. Все это говорит о необходимости дальнейшего укрепления инфраструктурного потенциала рекреационной сферы этих областей. Следует отметить, что многие из числа пострадавших предпочитают отдыхать и лечиться не только в своем регионе, но и в курортных местностях ближнего и дальнего зарубежья. Этим пользуются прежде всего дети. Примечательно, что на протяжении 1992 г. 2522 ребенка Полесского р-на (из 2538) оздоравливалось в Крыму, Прикарпатье, других местностях. Но, как отмечалось выше, Украина располагает весьма благоприятными условиями для оздоровления населения. Важно лишь умело и эффективно использовать эти ресурсы, обеспечивая тесную координацию сферы здравоохранения и рекреационного обслуживания населения, пострадавшего в результате катастрофы на ЧАЭС. Одними из причин малоэффективного использования природных рекреационных ресурсов являются, по-видимому, ведомственная разобщенность, бедность материальной базы, сезонность в работе многих рекреационных учреждений. Если взять такой ресурс, как морские пляжи, то многие из них особенно перегружены в сезон "пик". Так, при нормативе загрузки на пляж 5 м²/человека, в летнее время в Алуште, например, приходится 1,4 - 1,6 м², В Ялте - 1,2 м². В таких словиях пляжный ресурс не выполняет своей функции и пользование пляжами нередко становится вредным для рекреации из-за высокой степени бактериального загрязнения прибрежной акватории. Важнейшим направлением оздоровления населения является активное развитие физической культуры и спорта, способствующие совершенствованию и обеспечению нормальной жизнедеятельности человека. Практика свидетельствует, что регулярные занятия физкультурой и спортом развивают и укрепляют внутренние ресурсы человека, благотворно влияют на его физические, умственные, моральные и психологические качества. К сожалению, среди жителей областей зоны влияния аварии на ЧАЭС лишь незначительная часть занимается физкультурой и спортом. Выборочные опрос показал, что ежедневно занимается спортом около 2 %, 6 % занимается несколько раз в месяц, 9 % - несколько раз в год. Уровень охвата населения физкультурой и спортом в значительной степени зависит от наличия соответствующей инфраструктуры. Так, среди тех, кто занимается водными видами спорта, 85 % составляют те, которые проживают в микрорайонах, где расположен спорт-комплекс или плавательный бассейн. Но, к сожалению, обеспеченность спортивными сооружениями в целом по территории, загрязненной радионуклидами, составляет не более 30 % реальной потребности. Если у нас 1 бассейн приходится на 125 тыс. человек, то в Японии - на 4 тыс., а в США - на 500 человек. s Важным направлением физкультурно-оздоровительной и спортивной работы являются культурно-спортивные комплексы, которые действуют на крупных предприятиях. Во многих из них функционируют многочисленные оздоровительные группы. К сожалению, их сеть пока недостаточна. Таким образом, для улучшения оздоровления населения, пострадавшего в результате катастрофы на ЧАЭС, необходимо, по-видимому, идти по пути: укрепления инфраструктурного потенциала лечебно-профилактических учреждений, создания при них хорошо оснащенных современной техникой профилактических кабинетов; формирования в каждом районе культурно-бытовых, природных зон отдыха, парков культуры и отдыха; полноценного использования рекреационных ресурсов и всего потенциала санаторных учреждений, домов отдыха и пансионатов, целенаправленной активизации их лечебно-профилактических и физкультурно-оздоровительных функций; полного обеспечения медицинских учреждений врачебным персоналом. С этой целью следует повсеместно ввести в лечебно-оздоровительных учреждениях контрактную систему оплаты труда работников. Наряду с указанными мерами важно активизировать научно-исследовательскую работу по "чернобыльской" тематике в научных учреждениях Украины и других стран, интенсифицировать внедрение их рекомендаций в практику. Проблемы оздоровления жителей, пострадавших в результате катастрофы на ЧАЭС, продолжают сохранять неослабную остроту и актуальность, пробуждая научные коллективы, высококвалифицированных медицинских специалистов к творческому поиску наиболее эффективных, порой неординарных решений в борьбе за сохранение жизни нынешнего и будущего поколений. В создавшейся весьма сложной ситуации государственные органы и соответствующие ведомства призваны систематически анализировать состояние и тенденции изменений показателей загрязненности зоны влияния аварии на ЧАЭС, активно препятствовать ее пагубному влиянию на здоровье человека, всеми мерами материально-технического, финансового, организационного характера воздействовать на процессы восстановления и оздоровления окружающей среды, добиваясь создания объективно необходимого минимума условий для безопасной жизнедеятельности населения. Разумеется, решение комплекса назревших социальных проблем на загрязненных территориях потребует значительных инвестиций. 1.9. Концепция Национальной программы смягчения последствий катастрофы и социальной защиты населения на 1993 - 1995 гг. и на период до 2000 г. Огромные масштабы, глобальные последствия Чернобыльской катастрофы, сложность решаемых неотложных научных, производственных и других задач, направленных на минимизацию последствий и ограничение ущерба, острый дефицит необходимых ресурсов потребовали быстрого государственного воздействия на сложившуюся обстановку. Одним из главных рычагов такого воздействия явилось программно-целевое управление, которое должно было, исходя из сложности и масштабности последствий, включать: на первом этапе острого развития катастрофы (первые ее дни) планы проведения неотложных мероприятий экстренного характера (немедленная разведка очага катастрофы, его локализация и ликвидация, наиболее важные меры по защите персонала ЧАЭС и населения близлежащих населенных пунктов); на последующих этапах (по мере завершения экстренных мероприятий) - планомерно-последовательное проведение комплекса приоритетных мероприятий по минимизации последствий. Отдавая должную дань мужеству и героизму ликвидаторов очага катастрофы, следует признать в качестве горького урока на будущее, что первые же часы Чернобыльской катастрофы внесли существенные коррективы в ранее разработанные планы Гражданской обороны в случае бедствия на ЧАЭС. Более того, сложившаяся обстановка потребовала от руководящего состава и специалистов ЧАЭС, Киевской обл., Украины и бывшего СССР принятия разнообразных срочных мер. К сожалению некоторые важные меры, адекватные сложившейся обстановке, как показал последующий анализ, принимались с роковьм опозданием и не в полном объеме. Суровые реальности первых дней катастрофы потребовали ежесуточного планирования аварийных работ, которые нередко в течение суток уточнялись. Отрицательную роль играла неоправданная многоканальность принятия решений различными оперативными группами Центра бывшего СССР, Украины, их министерств и ведомств. Однако, несмотря на имевшиеся упущения в системе государственного воздействия на события, связанные с первыми часами и днями катастрофы, в основном удалось сравнительно быстро ликвидировать главный очаг катастрофы, локализовать его, отселить большое количество людей из прилегающей территории и начать его всестороннее жизнеобеспечение. Однако в дальнейшем, уже с конца 1986 г. и особенно в 1987 г. на комплексность и объем необходимых мероприятий начали отрицательно влиять отсутствие четкой концепции ЛПА, недостатки в ресурсном обеспечении работ, в их управлении непосредственно со стороны государственных органов Украины, на территории которой произошла Чернобыльская катастрофа. Требовалось срочное введение ; программно-целевого управления мероприятиями по минимизации , последствий катастрофы, которое включало в себя программу не только неотложных, но и долговременных мер. Для этого требовалось создание специального органа управления мероприятиями и программой, которая могла бы их целенаправленно объединить. Однако проект такой программы союзного масштаба был создан лишь в 1990 г., а Госкомитет Украины по вопросам защиты населения, пострадавшего от аварии на ЧАЭС (Госкомчернобыль Украины), - в 1991 г. В связи с тем, что заблаговременно не были спрогнозированы возможные последствия Чернобыльской катастрофы, не были спланированы и мероприятия по их смягчению и необходимому ресурсному обеспечению. Это явилось одной из основных причин неудовлетворительного выполнения оперативно принимаемых решений в первые и после катастрофы и в последующее время. Уже в 1986 г. в бывшем СССР и в Украине ощущался дефицит необходимых экономических ресурсов для смягчения последствий катастрофы, хотя чрезмерно оптимистическое представление о ходе развития обстановки основывалось на возможностях ликвидации последствий, что, как показали реальности последних лет, в обозримой перспективе невозможно. До 1990 г. привлечение необходимых экономических ресурсов осуществлялись: в 1986 г. путем принятия оперативными группами центральных органов бывшего СССР и Украины неотложных мер по ресурсному обеспечению в основном за счет государственного бюджета и резервов бывшего СССР; в 1987 - 1990 гг. на основе планируемых затрат в ежегодных государственных планах развития народного хозяйства и бюджета бывшего СССР Это позволило в основном локализовать последствия катастрофы, обеспечить страховые возмещения гражданам, сельскохозяйственным и другим предприятиям, эвакуировать из опасной зоны тысячи человек, для которых были построены новые населенные пункты в сельской местности, выделены квартиры в городах. Была проведена большая работа по защите водоемов от радиоактивного загрязнения при смыве радионуклидов с окружающей суши; сооружен комплекс специальных гидротехнических сооружений, ловушки, затрудняющие передвижку радиоактивных илов, и другие важные крупномасштабные работы не только непосредственно в районе ЧАЭС и на ней, но и в других регионах Украины и в Киеве. Осуществление комплекса защитных мер позволило в 1986 - 1989 гг. более чем в 2 раза снизить суммарные дозы облучения населения с установленными на этот период временными нормативами. Однако действия, предпринятые в первый послеаварийный период, не в полной мере обеспечили защиту населения от радиоактивного облучения, особенно от воздействия радиоактивного йода. Тем не менее уже в 1987 - 1989 гг. во многих районах увеличилась активная выявляемость заболеваний и расстройств здоровья населения, многие из которых являются косвенными последствиями катастрофы: ухудшение условий жизни в связи с наличием радиоактивного фактора, ограничение свободного природопользования и потребления некоторых продуктов местного производства. Общая сумма затрат на 1986 - 1989 гг. на ликвидацию последствий Чернобыльской катастрофы составила в целом по бывшему СССР вместе с понесенными потерями 9,2 млрд руб. (в ценах на конец 1989 г.). К сожалению, из-за отсутствия в Украине в тот период четко налаженного учета всех совокупных затрат, касающихся ее, точного определения затрат, понесенного и прогнозируемого ущерба в данное время пока не представляется возможным. В условиях независимой Украины комплексные исследования этой проблемы удалось начать только в последние два года. Несмотря на проведение крупных, не имеющих аналогов в мировой практике мероприятий по смягчению последствий катастрофы и затраченные на эти цели значительные финансовые и материально-технические ресурсы, уже в 1989 г. стало ясно, что в предстоящий период необходимо будет продолжать данную работу. Для этого потребовалось оценить проведение исследований и прогнозные оценки, в первую очередь связанных с обеспечением безопасности населения, подвергшегося воздействию радиации, обеспечить комплексное долгосрочное планирование требуемых мероприятий и улучшить их координацию. Исходя из этой необходимости, с учетом приобретенного опыта и полученных новых научных данных, Советом Министров Украинской ССР по поручению правительства СССР была разработана республиканская комплексная долгосрочная программа ликвидации последствий Чернобыльской катастрофы и в конце 1989 г. представлена в союзные органы для рассмотрения и согласования. Верховный Совет СССР своим постановлением №- 829 от 27 ноября 1989 г. "О неотложных мерах экологического оздоровления страны" одобрил разработку Государственной комплексной программы УССР, РСФСР и БССР по ликвидации последствий катастрофы на ЧАЭС. Совету Министров СССР было поручено в I квартале 1990 г. рассмотреть указанную программу в пределах своей компетенции и принять необходимые решения. На весеннюю сессию Верховного Совета СССР намечалось представить единую союзно-республиканскую программу по этому вопросу, а также информацию о ситуации, связанной с этой катастрофой. Одновременно с этим было поручение Совету Министров СССР предусмотреть в планах социально-экономического развития СССР и союзных республик на тринадцатую пятилетку целевое выделение (отдельной строкой) необходимых финансовых и материально-технических ресурсов. Указанной программой по УССР предусматривалось 2 081,9 млн руб. капитальных вложений (около 21,0 % от всех затрат на эти цели по бывшему СССР), в том числе 31 млн валютных ассигнований (соответственно около 37,0 % ). Кроме этого предусматривались бюджетные ассигнования в объеме 3 604,6 млн руб. (около 39,0 % от всех затрат на эти цели по бывшему СССР), в том числе 67,9 млн руб. валютных ассигнований (также около 39,0 %). Государственная экспертная комиссия Госплана СССР по проведенной экспертизе программы УССР дала в целом положительное заключение, сделала замечания и внесла рекомендации по выделению в программе этапа первоочередных работ на 1990 - 1992 гг. В процессе формирования этой программы выявились пробелы в научных знаниях в области радиобиологии, недостаточность научных данных и другой информации в отечественном и мировом сообществе, так необходимых для принятия правильных, научно обоснованных решений на длительную перспективу, в том числе об эффектах продолжительного воздействия малых доз радиации на организм человека, особенно детей и подростков (в совокупности с другими отрицательными экологическими факторами). Из-за существенных особенностей (большой пятнистости загрязнения) потребовалось провести в ряде районов Украины детальные измерения уровней загрязнения местностей, в том числе стронцием и плутонием. Эту работу на наиболее загрязненных территориях было намечено закончить в основном в 1990 г. Следует также отметить, что формирование этой программы проходило при незавершенности разработки концепции безопасного проживания населения в районах, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате Чернобыльской катастрофы, что вызвало различные подходы Украины, России и Беларуси к формированию своих программ. Требовалось провести дополнительные радиологические, медицинские и другие исследования. Особо необходимо отметить, что значительным упущением в научном обеспечении формирования программы в то время было то, что в 1991 г. в Украине, как и в бывшем СССР, комплексного исследования социально-экономических аспектов последствий катастрофы и путей их смягчения не проводилось. Все это не позволило четко и правильно сформулировать цели и приоритеты, обосновать их ранжирование и степень экономического обеспечения. Учитывая, что для разработки комплексной долгосрочной программы необходимо было провести дополнительные научные исследования, а также большую значимость ускорения решения проблем, связанных с защитой населения от воздействия последствий катастрофы на ЧАЭС, было принято решение о разработке двух взаимосвязанных программ: программы неотложных мер и программы долгосрочного характера. При этом было определено, что Союзно-республиканская программа неотложных мер на 1990 - 1992 гг. по ликвидации последствий катастрофы на ЧАЭС является первоочередной стадией долгосрочной Государственной программы СССР. В указанной программе была выделена Общесоюзная часть, в которой сосредоточивались 1фупные мероприятия, связанные с охраной здоровья людей, подвергшихся радиационному воздействию в результате катастрофы, в частности был определен комплекс мер по переселению жителей в незагрязненные радионуклидами районы. Наряду с этим в Общесоюзной части программы предусматривалось, что в 1990 - 1992 гг. по годовым планам должны также финансироваться из государственного бюджета и осуществляться другие Неотложные мероприятия и работы по ликвидации последствий катастрофы на ЧАЭС, предусмотренные в республиканской программе на stot период. Основными неотложными мерами, предусмотренными в программе, являлись: отселение жителей из населенных пунктов районов, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате катастрофы на ЧАЭС, в которых по расчетам не обеспечивается радиационная безопасность длительного проживания. Кроме того, началось отселение жителей, изъявивших желание выехать из тех районов, где установлены ограничения по потреблению продуктов питания местного производства, в первую очередь семей с детьми и беременными женщинами, их размещение на новом месте жительства; повышение уровня медицинского обслуживания и оздоровления населения, особенно детей и подростков, пострадавших от Чернобыльской катастрофы; проведение мероприятий по стабилизации радиационной обстановки в загрязненных районах; реализация мер по приведению агропромышленного производства в соответствии с требованиями, диктуемыми условиями радиоактивного загрязнения; обеспечение населения, проживающего в радиационно загрязненных районах, чистыми продуктами питания; организация систематической информации населения о проводимой работе по ликвидации последствий катастрофы; научное обеспечение проблем, связанных с ликвидацией последствий катастрофы, обеспечение нормальной жизнедеятельности в загрязненных районах; проведение в зоне отчуждения ЧАЭС комплекса работ, связанных с обеспечением ядерной и радиационной безопасности находящихся в ней объектов, переработкой и захоронением (в необходимых случаях) радиоактивных отходов, а также предотвращением распространения радиоактивности за пределы этой зоны. Учитывая необходимость уточнения числа отселяемых жителей из зоны радиоактивного загрязнения по конкретным населенным пунктам и хозяйствам, необходимые для реализации неотложных мер и связанные с охраной здоровья, поддержанием необходимого уровня социального и культурно-бытового обслуживания остающегося в этой зоне населения, должны были быть предусмотрены оценочные показатели. Объемы   работ и необходимые капитальные вложения для достижения этих целей должны были уточняться при составлении годовых планов социального и экономического развития СССР и Украины. Финансовые выплаты и льготы населению, проживающему на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению, осуществлялись из государственного бюджета в соответствии с постановлением Совета Министров СССР и ВЦСПС №-886 от 20 октября 1989 г. Государственная союзно-республиканская программа неотложных мер на 1990 - 1992 гг. по ликвидации последствий катастрофы на ЧАЭС была утверждена постановлением Верховного Совета СССР №-1452-1 от 25 апреля 1990 г. "О единой программе по ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС и ситуации, связанной с этой аварией". Самостоятельным разделом единой долгосрочной программы являлась Государственная союзно-республиканская программа по охране здоровья детей от воздействия последствий Чернобыльской катастрофы на 1991 - 1992 гг., утвержденная постановлением Совета Министров СССР №-1312 от 19 декабря 1990 г. Несмотря на значительные усилия по введению программно-целевого регулирования процесса преодоления последствий Чернобыльской катастрофы, структура и методология формирования рассматриваемой программы (помимо вышесказанных недостатков содержала ряд серьезных упущений, которые весьма негативно повлияли на ход ее выполнения. Основными из них были: отсутствие в программе разделов, посвященных материально-техническому, финансовому, инвестиционно-строительному обеспечению программных мероприятий; отсутствие системы научно обоснованных нормативных затрат и определения ее эффективности; отсутствие региональных (областных и районных) программ как первичной основы формирования программы верхнего уровня; слабость базы исходных данных, в том числе статистической отчетности, для формирования программы и контроля за ее выполнением; отсутствие адекватной сложившейся ситуации и принятой программе системы управления процессом выполнения программных мероприятий. Серьезной попыткой улучшения программно-целевого регулирования процесса преодоления последствий чернобыльской аварии явилась разработка Госкомчернобылем СССР к марту 1991 г. макета единой долгосрочной союзно-республиканской программы по защите населения СССР от воздействия последствий катастрофы на ЧАЭС. Достоинствами этого макета были впервые сформулированные основные концептуальные положения по решению проблем, связанных с преодолением последствий катастрофы. Основой их была введенная "Концепция проживания населения в районах, пострадавших от аварии на Чернобыльской АЭС". Основными целями программы провозглашались: создание и поддержание высокого уровня защиты населения, проживающего в районах, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие Чернобыльской катастрофы, а также среды его обитания от воздействия вредных факторов радиационной и нерадиационной природы; определение и возмещение ущерба лицам, наиболее пострадавшим в связи с Чернобыльской катастрофой; обеспечение эффективного функционирования предприятий народно-хозяйственного комплекса в регионах, подвергшихся радиоактивному загрязнению вследствие этой катастрофы. Достижение поставленной цели намечалось осуществить поэтапно и характеризовалось следующими ожидаемыми результатами: 1. Снижение на загрязненных территориях дополнительного облучения населения до установленного Концепцией уровня средней эффективности эквивалентной дозы - 1 мЗв (0,1 бэр) в год на человека. 2. Социально-психологическая реабилитация населения. Повышение качества жизни населения (в том числе уровня здравоохранения) в пострадавших районах до уровня, превышающего достигнутый уровень в соответствующих областях. 3. Формирование хозяйственных структур, обеспечивающих эффективное функционирование экономики в загрязненных районах и производство сельскохозяйственной продукции, отвечающей установленным нормативам. Макетом программы предусматривались : реализация неотложных мер по ликвидации последствий катастрофы на ЧАЭС (1990 - 1992 гг.), завершение в основном переселения жителей из населенных пунктов, находящихся на загрязненных территориях; осуществление долгосрочных мер по преодолению последствий катастрофы на ЧАЭС (1992 - 1995 гг. и до 2000 г.), включающих: дальнейшее совершенствование всей системы оказания медицинской помощи населению, направленной на профилактику и лечение заболевших и функциональных расстройств; создание необходимых условий для медицинской и социально-психологической реабилитации и оздоровления лиц, подвергшихся радиационному воздействию вследствие катастрофы; перераспределение материальных и трудовых ресурсов в связи с выездом населения из загрязненных территорий и восстановление народного хозяйства; подготовка долгосрочных прогнозов и разработка на их основе планов работ на период с 1996 по 2000 г. по преодолению последствий Чернобыльской катастрофы. Меры по защите от последствий Чернобыльской катастрофы в отношении следующих групп населения: лица, заболевшие лучевой болезнью и ставшие инвалидами вследствие катастрофы на ЧАЭС или при выполнении работ по ликвидации ее последствий; лица, принимавшие в 1986 - 1988 гг. участие в работах по ЛПА на ЧАЭС в пределах зоны безусловного (обязательного) отселения или занятые в этот период на эксплуатации или других работах на ЧАЭС (в том числе временно направленные или командированные); лица, занятые на эксплуатации ЧАЭС и на работах в зонах отчуждения и безусловного (обязательного) отселения; лица, эвакуированные в 1986 г. из зоны безусловного (обязательного) отселения или переселенные из зоны гарантированного добровольного отселения по критерию радиационной безопасности; лица, проживающие (работающие) в зоне усиленного радиоэкологического контроля; лица, выехавшие в добровольном порядке из зоны усиленного радиоэкологического контроля; лица, проходящие (проходившие) службу (военную службу) в зонах безусловного (обязательного) отселения, гарантированного добровольного отселения и усиленного радиоэкологического контроля. К началу 1991 г., т.е. к моменту появления указанной программы и его макета, в Украине уже начал свою деятельность Госкомчернобыль Украины, в котором была сформирована группа специалистов Госкомитета во главе с первым заместителем председателя комитета доктором биологических наук, профессором (ныне академиком Украинской академии аграрных наук) Б.С. Пристером. Этой группой на основе вышеназванного макета в сжатые сроки к маю 1991 г. был разработан проект программы, который был одобрен Советом Министров Украинской ССР и направлен в Совет Министров СССР и Госкомчернобыль СССР. Сформированная в соответствии с макетом на основе проектов программы УССР, БССР и РСФСР Союзно-республиканская программа прошла государственную экспертизу и была направлена для утверждения в Верховный Совет СССР. Однако в связи с известными событиями в бывшем СССР после августа 1991 г. обсуждение и принятие ее состоялось. В целом за период с 1986 по 1991 г. затраты на преодоление последствий катастрофы составили около 15 млрд руб. (в ценах соответствующих лет). Учитывая особую важность программно-целевого регулирования процесса преодоления последствий Чернобыльской катастрофы, в СОПСе АН Украины были начаты инициативные исследования по методологии формирования специальных программ в этой области. Послеавгустовские события 1991 г. в бывшем СССР привели к тому что с сентября 1991 г. фактические основные затраты на преодоление последствий Чернобыльской катастрофы на территории Украины стали осуществляться из ее бюджета и за счет имеющихся экономических ресурсов. Это обусловило ускоренную разработку Госкомчернобылем Украины с привлечением ее министерств и ведомств отечественного проекта Государственной программы, мероприятия которой полностью базировались на экономических ресурсах Украины. Проведенная СОПСом АН Украины в конце 1992 г. экспертиза этого проекта с учетом некоторых результатов начатых исследований по методологии программно-целевого регулирования одобрила основные положения проекта программы и определила направления дальнейшего его совершенствования и внедрения программно-целевого регулирования в этой области. Начавшийся в 1992 г. и усиливавшийся в 1993 г. глубокий эколого-экономический кризис в Украине подтвердил необходимость совершенствования программно-целевого регулирования процесса преодоления последствий Чернобыльской катастрофы как одного из основных способов рационального использования все более ограниченных экономических возможностей государства, выделяемых на эти цели. Резко осложнившиеся экономические и политические условия в 1992 г. и первой половине 1993 г. потребовали от Минчернобыля Украины во втором полугодии 1993 г. существенно доработать имевшийся проект Государственной программы, создав на основе его проект Национальной программы ликвидации последствий Чернобыльской катастрофы и социальной защиты граждан на 1993 - 1995 гг. и период До 2000 г., что было осуществлено в начале 1992 г. в соответствии с решением Верховного Совета Украины. По решению комиссии Верховного Совета Украины указанный Проект Национальной программы осенью 1992 г. был подвергнут также экспертизе ведущими специалистами СОПСа АН Украины и других научных организаций, а также министерств и ведомств Украины. Наряду с достоинствами в первом проекте Национальной программы были и недостатки. Одним из существенных его недостатков Являлось несоответствие законодательных основ по решению чернобыльских проблем изменившейся радиоэкологической ситуации, экономическим и научно-техническим возможностям Украины. Все это потребовало от научных сил Академии наук Украины и специалистов Минчернобыля Украины глубокого анализа сложившейся ситуации, сравнительного анализа взглядов и путей решения проблем, выдвигаемых ведущими учеными и специалистами России и Беларуси. Разработанный специалистами Минчернобыля Украины под руководством Г.А. Готовчица и Б.С. Пристера с участием сотрудников АН Украины, министерств и ведомств Украины проект "Концепции Украинской Национальной программы ликвидации последствий Чернобыльской катастрофы и социальной защиты граждан на 1993 - 1995 гг. и период до 2000 " в конце октября был в основе одобрен межотраслевым научно-техническим советом Минчернобыля Украины и в январе 1993 г. доработан группой экспертов под руководством президента Академии технологических наук Украины А.А. Морозова. Указанная концепция программы в июне 1993 г. была одобрена Верховным Советом Украины. Концепция определяет следующие главные цели программы: 1. Сокращение (с учетом коллективной дозы) общего риска потерь здоровья населения, которое пострадало вследствие Чернобыльской катастрофы, и тех его групп, которые проживают на территориях радиационного влияния; 2. Сокращение экологических, экономических и социально-психологических последствий Чернобыльской катастрофы. В концепции отмечается, что достижение вышеуказанных целей требует решения следующих задач: 1. Внедрение эффективных организационных и лечебных мероприятий, включая мероприятия по обеспечению населения загрязненных территорий экологически чистыми продуктами и лечебными средствами. 2. Ограничение дозы облучения до установленных нормативов и дальнейшее ее возможное уменьшение, исходя из понятия коллективной дозы как основного критерия влияния радиации на здоровье населения. 3. Достижение экономически оптимального уровня безопасности технологических объектов зоны отчуждения ("Укрытие", ЧАЭС, могильник радиационных отходов и т.д.) и минимизация риска радиационного влияния зоны на дальнейшее радиационное загрязнение окружающих территорий. 4. Реализация систем льгот и компенсаций лицам, которые пострадали вследствие Чернобыльской катастрофы, с учетом целевой направленности этих мероприятий на улучшение состояния здоровья населения. 5. Проведение фундаментальных и прикладных исследований по всему комплексу проблем ликвидации последствий Чернобыльской катастрофы, придавая приоритетное значение вопросам распространения радионуклидов в окружающей среде, их миграции по пищевым цепочкам, анализ последствий постоянного действия малых доз ионизирующего облучения совместно с другими негативными факторами на биологические объекты и здоровье людей с целью долгосрочного прогнозирования динамики здоровья населения, усовершенствования гигиенических нормативов и разработки профилактично-лечебных мероприятий, поиска и обоснования эффективного экономического обеспечения программы. 6. Продолжение и развитие работ по радиационному мониторингу территории Украины, включая компьютерную систематизацию широкого спектра радиоэкологических, медико-санитарных и демографических параметров как необходимую основу для принятия решений о мероприятиях по снижению риска потери здоровья населения. В начале 1993 г. для придания завершенности процессу становления программно-целевого регулирования мероприятий по смягчению Чернобыльской катастрофы первыми были разработаны региональные программы 11 областей Украины: Киевской, Житомирской, Винницкой, Волынской, Ивано-Франковской, Ривненской, Черкасской, Сумской, Черниговской, Черновицкой и Хмельницкой. Несмотря на значительное распространение программно-целевого регулирования процесса смягчения последствий Чернобыльской катастрофы, оно, как показали экспертизы соответствующих программ, нуждается в дальнейшем методологическом совершенствовании. Одновременно с этим требуются меры по улучшению управления и контроля за выполнением этих программ и прежде всего статистической отчетности, обеспечивающей четкое отслеживание хода их выполнения.

1.10. Мировое сообщество и ограничение последствий Чернобыльской катастрофы Важной составляющей работы по ограничению последствий Чернобыльской катастрофы явилось участие в этом процессе мирового сообщества. Оценивая мотивацию такого участия, Генеральный секретарь ООН Перес де Куэльяр в своем послании телемарафону "Чернобыль" (1990 г.) подчеркнул, что катастрофа на ЧАЭС, как крупномасштабный инцидент, связанный с ядерной энергией, не признает национальных границ, поднимается над политическими и общественными различиями и убеждает в необходимости использования всех каналов международного сотрудничества для решения множества проблем, возникших в связи с чернобыльской трагедией. Однако потребовалось более двух с половиной лет, прежде чем советские официальные круги обратились за помощью к профессиональной части мирового сообщества (декабрь 1989 г.), вынужденно, под напором общественного мнения, отказавшись от политических амбиций и замалчивания тяжести случившегося. Именно поэтому со значительным опозданием было поставлено на практическую основу привлечение международного опыта и знаний Для изучения последствий Чернобыльской катастрофы и оказания технической, медицинской, социальной помощи и экономической реабилитации пострадавшего населения и территорий, а также открыто возможности использования зарубежными странами опыта Чернобыля для повышения собственной готовности на случай возникновения чрезвычайных радиационных ситуаций. Провозглашение независимости Украинского государства внесло определенные позитивные изменения в схему участия мирового сообщества в деле ограничения последствий Чернобыльской катастрофы. Значительно повысилась активность ООН, спецучреждений ООН, Других правительственных и неправительственных организаций, в том числе Комиссии Европейских сообществ (КЕС). Если в 1991 г. Украина на обеспечение ядерной безопасности и преодоление последствий Чернобыльской катастрофы получила 2,6 млн долларов США за счет сумм, выделенных для СССР КЕС, то в 1992 г. после установления непосредственных контактов с КЕС Украина получила на эти цели на порядок больше - 27,7 млн. долларов США. Анализируя общее состояние международного сотрудничества по чернобыльской проблематике, представляется необходимым обобщить сложившуюся в этой сфере практику в следующих основных направлениях: 1. Взаимодействие с ведущими международными организациями и фондами (ООН, КЕС, МАГАТЭ, ЮНЕСКО, Фонд Сасакавы и др.); 2. Сотрудничество с зарубежными институтами в рамках двустороннего научного соглашения; 3. Участие в международных проектах по конкретным программам и сличениям (интеркалибровкам); 4. Привлечение финансовых средств международных и национальных финансовых институтов зарубежных стран, таких, как Мировой банк реконструкции и развития, Европейский банк реконструкции и развития, фонд "Know - How" правительства Великобритании, а также ведущих фирм и организаций, располагающих опытом и технологиями для оказания Украине помощи в деле ограничения последствий Чернобыльской катастрофы. Следует подчеркнуть, что международное сотрудничество по чернобыльской проблематике особого размаха достигло после того, как 10 апреля 1990 г. было принято Обращение Совета Министров УССР к правительствам, общественности зарубежных стран, международным организациям. Тексты Обращения были широко распространены в мире через постоянные представительства УССР при международных организациях, посольствах СССР в разных странах, а также средствами массовой информации. 1.10.1. Сотрудничество с ООН В апреле 1990 г. Постоянное Представительство Украины при ООН в Нью-Йорке по поручению своего правительства вместе с Полпредствами бывшего СССР и Беларуси обратилось к ООН с просьбой включить в повестку дня Первой очередной (весенней) сессии 1990 г. Экономического и Социального Совета ООН (ЭКОСОС) - одного из главных органов ООН - дополнительный пункт: "Международное сотрудничество в ликвидации последствий аварии на Чернобыльской атомной электростанции". Для рассмотрения на сессии был подготовлен проект резолюции. В его основе лежал призыв к Генеральному секретарю ООН направить в районы, пострадавшие от аварии, межучрежденскую миссию для оценки первоочередных потребностей этих районов и разработать в этой связи предложения по международному сотрудничеству. Отношение государств - членов ЭКОСОСа к этому предложению было неоднозначным. Развитые страны (США, страны - члены ЕЭС, Япония, Северные страны) опасались, что принятие резолюции по Чернобылю послужит основанием для переориентации в деятельности ООН, повлечет за собой значительные финансовые расходы, а также приведет к своего рода иждивенческому подходу со стороны Советского Союза, когда расчет будет сделан на международную помощь при отсутствии надлежащих мер на национальном уровне. Западные страны опасались также, что международное сотрудничество по Чернобылю станет "улицей с односторонним движением", полагая, что они не получат от такого сотрудничества соответствующей отдачи. Наиболее жесткую линию занимала делегация США. Развивающиеся страны в неофициальных беседах выражали опасения, что принятие проекта резолюции отвлечет внимание мирового сообщества от их проблем, и также занимали в общем сдержанную позицию. Несмотря на такое отношение, уже в ходе Первой (весенней) сессии ЭКОСОСа удалось заручиться поддержкой 23 стран - членов ООН. Однако, принимая во внимание, что только при достижении консенсуса принятие резолюции может дать практические результаты, инициаторы проекта согласились перенести рассмотрение вопроса по Чернобылю вместе с проектом резолюции на Вторую (летнюю) сессию ЭКОСОСа. Эта сессия состоялась в Женеве 4-27 июля 1990 г. 13 июля на Пленарном заседании состоялось обсуждение вопроса "Международное сотрудничество в деле ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС". В дискуссии приняли участие Исполнительный директор Европейской Экономической комиссии ООН, заместитель Генерального секретаря ООН по вопросам оказания помощи в случае стихийных бедствий, представители Всемирной организации здравоохранения, МАГАТЭ, ЮНЕСКО, а также делегаты ряда стран, в том числе Болгарии, Беларуси, Италии (от стран - членов ЕЭС), Канады, Мексики, Новой Зеландии, СССР, США, Украины, Швеции (от группы Северных стран), Швейцарии и Японии. В выступлениях отмечалась серьезность ситуации в районах, пострадавших от аварии, выражалось глубокое сочувствие всем, кто пострадал от ее последствий. Было подчеркнуто, что чернобыльская трагедия не первый, но наиболее тяжелый случай ядерной аварии, и, если эта беда уже произошла, весь мир должен извлечь необходимые уроки и использовать этот горький опыт для оптимизации совместных усилий в деле смягчения ее последствий. Примечательно, что соавторами принятой на Второй сессии ЭКОСОСа резолюции (Е/1990/64) стали 63 государства, принадлежащие к различным системам и группировкам, в том числе развитые западные страны, восточноевропейские страны, Китай и наиболее влиятельные развивающиеся страны. Основное содержание резолюции, заложенные в ней задачи были направлены на мобилизацию усилий мирового сообщества как в рамках системы ООН, так и вне ее. Генеральному секретарю ООН было поручено оказать содействие различным международным специализированным учреждениям в оценке последствий катастрофы, координировать уже осуществляемые меры помощи и представить 45-й сессии Генеральной Ассамблеи ООН (1990 г.) доклад с рекомендациями о Дальнейших шагах в этой области. Решение ЭКОСОСа по Чернобылю явилось началом большой и многоплановой работы по реализации политической воли государств - членов ООН, соавторов проекта, объединенных одним желанием - принять меры для облегчения участи людей, пострадавших в результате катастрофы. Новый этап развития сотрудничества под эгидой ООН открылся в связи с принятием 21 декабря 1990 г. на 45-й сессии Генеральной Ассамблеи ООН резолюции 45/190 "Международное сотрудничество в деле смягчения и преодоления последствий аварии на Чернобыльской АЭС". Как беспрецедентный следует отметить тот факт, что соавторами резолюции 45/190/ГА ООН стали 120 стран - членов ООН. В соответствии с конкретными предложениями и пожеланиями, отмеченными в указанных выше резолюциях, были сделаны важные шаги по формированию системы международного сотрудничества по Чернобылю; созданы Межучрежденческий комитет по ликвидации последствий атомных аварий (IAC/RNA), рабочая группа ООН по Чернобылю, назначен координатор ООН по Чернобылю - заместитель Генерального секретаря ООН, Генеральный директор Отделения ООН в Вене госпожа М. Энсти (Великобритания). Непосредственно при ее участии был подготовлен "Сводный план международного сотрудничества по преодолению последствий Чернобыльской катастрофы" специализированных учреждений системы ООН. "Сводный план" был составлен с учетом приоритетности следующих направлений: здоровье; переселение; экономическая реабилитация территорий, пострадавших от Чернобыльской катастрофы; социально-психологическая реабилитация населения, затронутого Чернобыльской катастрофой; продовольственное обеспечение и сельское хозяйство; экологическое оздоровление среды; опыт Чернобыля. 20 сентября 1991 г. в Нью-Йорке в штаб-квартире ООН состоялась Конференция по объявлению взносов в Целевой фонд ООН по Чернобылю для оказания помощи трем пострадавшим от Чернобыльской катастрофы регионам бывшего СССР. В ее работе приняли участие представители почти всех государств - членов ООН, часть которых была представлена на высоком уровне, а также представители ряда международных организаций. Наиболее весомые взносы в ходе Конференции объявили Чехословакия (500 тыс. дол. США); Финляндия (200 тыс.); Саудовская Аравия (100 тыс.); Оман; Объединенные Арабские Эмираты (по 50 тыс. дол.). Всего в ходе Конференции в Целевой фонд помощи жертвам Чернобыля поступило 1,5 млн дол. США, причем отдельные доноры связывали их с конкретными проектами, которые осуществляются в Украине, Беларуси, России на двусторонней основе. К сожалению, несмотря на то, что ряд стран обещали предоставить финансовые средства на ликвидацию последствий катастрофы, Конференция по объявлению взносов не достигла своей цели (планировалось собрать 650 млн дол. для финансирования всех проектов, включенных в "Сводный план"). Это, вероятно, произошло по ряду причин: первая - распад Советского Союза (сразу после августовских событий 1991 г. в Москве); вторая - подготовленные при участии трех пострадавших государств проекты не имели общего концептуального направления, а представляли собой набор разнонаправленных проектов; третья - мировая общественная мысль уже не так остро воспринимала чернобыльскую трагедию. Вина тому - доклад МАГАТЭ о международной экспертизе, проведенной по приглашению правительства бывшего СССР, с результатами которой правительство Украины было в корне несогласно, а также справедливые нарекания на неумение рационально использовать уже полученную гуманитарную помощь. Что касается Украины, то, как и было заявлено, в дополнение к 200 млн крб., выделенных целевым назначением для осуществления "Сводного плана", она объявила о своем взносе в Целевой фонд ООН для Чернобыля в сумме 2 млн. крб. 17-18 октября 1991 г. Вторым комитетом 46-й сессии Генеральной Ассамблеи ООН были подведены итоги работы, проделанной после принятия резолюции 45/190 о Чернобыле. В качестве основы для обсуждения послужили: доклад Генерального секретаря ООН "Международное сотрудничество в деле изучения, смягчения и минимизации последствий катастрофы в Чернобыле"; письмо на имя Генерального секретаря ООН представителей Украины, Беларуси, СССР; доклад и резолюции ЭКОСОСа; документы конференции ООН по объявлению взносов в Целевой фонд ООН для Чернобыля; обращение правительства Украины в связи с проведением международного конкурса по преобразованию объекта "Укрытие" 4-го разрушенного энергоблока ЧАЭС в экологически безопасную систему. В своем выступлении координатор ООН по Чернобылю госпожа М.Энсти, подчеркнув важность конференции ООН по объявлению взносов, создания "Сводного плана международного сотрудничества по преодолению последствий аварии на ЧАЭС", остановилась на задачах, стоящих перед международным сообществом в реализации проектов "Сводного плана". Госпожа М. Энсти, кроме того, отметила несовершенство проекта по оценке радиологических последствий аварии на ЧАЭС, осуществленного группой экспертов МАГАТЭ. В заключение М. Энсти обратилась с просьбой о продлении мандата группы Секретариата. ООН по вопросам Чернобыля. В обсуждении этих вопросов также приняли участие делегации Украины, Нидерландов (от Европейского сообщества), Австрии, СССР, Турции, Бразилии, Болгарии, Польши, а также выступили представители ВОЗ, ЮНЕСКО, МАГАТЭ. В ходе неофициальных консультаций делегациями Украины, Беларуси и СССР был подготовлен проект резолюции "Об укреплении международного сотрудничества и координации в деле изучения, смягчения и минимизации последствий Чернобыльской катастрофы", который был представлен 46-ой сессии Генеральной Ассамблеи ООН. Главная цель резолюции - развить деятельность ООН и спецучреждений ее системы по чернобыльской проблематике на основе мандата, закрепленного в резолюции 45/190, включая совместную с Секретариатом ООН подготовку "Сводного плана международного сотрудничества по Чернобылю". В результате интенсивных консультаций удалось доработать текст резолюции таким образом, что его соавторами стали США, страны - члены ЕЭС, Япония, влиятельные развивающиеся страны - всего 61 государство - член ООН. Резолюция (46/150) была принята консенсусом. После войны в Персидском заливе внимание координатора ООН по Чернобылю было сконцентрировано на оздоровлении экологии вокруг Кувейта, и работа в направлении оказания содействия трем пострадавшим от аварии государствам не проводилась. Существенным вкладом в дело укрепления координации международных усилий на чернобыльском направлении стало проведение в Киеве 3-4 ноября 1992 г. Совещания правительственных и неправительственных организаций и учреждений системы ООН. В нем приняли участие представители Секретариата ООН, ПРООН, ФАО, ЮНЕСКО, ВОЗ, ЮНИДО и МАГАТЭ, а также представители Красного Креста, Комиссии Европейских сообществ, руководители Госкомчернобыля Российской Федерации, Беларуси, Минчернобыля Украины. На Совещании была сделана попытка возобновить деятельность ООН по Чернобылю. С учетом того, что сбор средств в размере 650 млн. дол. на реализацию "Сводного плана" был признан нереальным, Совещание подготовило список приоритетных проектов, в осуществлении которых трем пострадавшим государствам была необходима помощь со стороны ООН. Проекты были распределены по следующим разделам: Здравоохранение: создание медицинских центров для лечения детей и взрослых; оборудование медицинских учреждений на пострадавших территориях; Экономическая реабилитация: разработка документов, определяющих специальные экономические условия для зарубежных инвесторов; Социально-психологическая реабилитация: создание центров по психологической реабилитации детей и подростков; Продукты питания и сельское хозяйство: производство экологически чистых продуктов питания, а также продуктов, содержащих специальные добавки. Дальнейшие шаги в этом направлении были уточнены на 47-ой сессии Генеральной Ассамблеи ООН. 19 ноября 1992 г. во Втором комитете 47-ой сессии Генеральной Ассамблеи ООН был рассмотрен вопрос "Укрепление международного сотрудничества и координационных усилий в деле изучения, смягчения и минимизации последствий Чернобыльской аварии". Делегации Украины, Беларуси, Российской Федерации, с признательностью отмечая вклад государств - членов и организаций системы ООН в развитие сотрудничества по чернобыльской проблематике, подвергли резкой критике Секретариат ООН и координатора ООН по Чернобылю за пассивность в работе. В частности, было отмечено, что на протяжении нескольких месяцев после ухода в отставку госпожи М. Энсти не был назначен новый координатор по Чернобылю; подразделение ООН по Чернобылю долго не могло обрести постоянного места своей работы, а также определить свой состав, хотя на это были выделены соответствующие ассигнования. Мало внимания уделяется перспективам дальнейшего развития международного сотрудничества на чернобыльском направлении, возможности участия в этом сотрудничестве ряда органов и спецучреждений ООН, например таких, как Европейская экономическая комиссия. Вместе с тем 47-я сессия Генеральной Ассамблеи ООН представляла собой важное событие в развитии процесса международного сотрудничества. Резолюция 47-й сессии Генеральной Ассамблеи ООН подтвердила ранее согласованный мандат на работу ООН по решению постчернобыльских проблем, утвердила приоритетные области многостороннего взаимодействия по смягчению последствий аварии, отметила конкретные проекты. Кроме того, в представительстве ООН в Украине для организации работы с пострадавшими государствами под эгидой ООН был назначен представитель координатора ООН по Чернобылю - господин Д-Лисович. В связи с избранием нового Генерального секретаря ООН также произошли кадровые изменения: был назначен новый координатор ООН по Чернобылю - господин Ж-Эллиассон. В мае 1993 г. господин Ж.Эллиассон посетил пострадавшие территории пострадавших государств и принял участие в переговорах с делегациями Беларуси, Российской Федерации и Украины, которые состоялись 25 - 27 мая 1993 г. г. в Минске. Представители трех государств, в наибольшей степени пострадавших от жестоких последствий Чернобыльской катастрофы, обсудили с координатором ООН по Чернобылю состояние международного сотрудничества, пути реализации приоритетных проектов, возможности финансирования проектов на двусторонней, региональной и многосторонней основе, а также отметили существенный вклад Всемирной организации здравоохранения в решение медико-биологических проблем Чернобыля. По результатам переговоров было принято Обращение координационного Совещания к Генеральному директору ВОЗ доктору Хироши Накадзима с просьбой разработать специальную программу реабилитации участников ликвидации последствий чернобыльской аварии, а также опубликовано Коммюнике, в котором определены основные направления деятельности пострадавших государств и ООН: предпринятое дополнительных усилий по реализации проектов в рамках согласованных ранее приоритетных направлений и определение возможных источников их финансирования; создание под эгидой ООН четырехстороннего Координационного комитета по проблемам Чернобыльской катастрофы; закрепление чернобыльской проблемы в программной деятельности специализированных организаций системы ООН. Следует отметить, что после завершения визита г-на Ж. Эллиассона появилась вероятность более активного участия ООН, ее органов и спецучреждений в оказании помощи в минимизации последствий аварии на ЧАЭС.

.10.2. Сотрудничество с МАГАТЭ. Международный. Чернобыльский проект Сотрудничество Украины с МАГАТЭ в области мирного использования атомной энергии началось еще задолго до Чернобыльской катастрофы. К сожалению, вопросы безопасности эксплуатации АЭС не И заняли в этом сотрудничестве надлежащего места и лишь после аварии выдвинулись на первый план. В мае 1986 г. нашу страну посетили Генеральный директор МАГАТЭ Ханс Блике и другие представители этой организации. Они ознакомились с положением дел на ЧАЭС и признали тот факт, что . этот трагический и жестокий урок будет служить напоминанием о том,6какой осторожностью должна использоваться атомная энергия. В августе 1986 г. на совещании экспертов МАГАТЭ с информацией об аварии и ее последствиях выступили советские специалисты. В декабре 1989 г. правительство бывшего СССР официально обратилось к МАГАТЭ с просьбой провести международную экспертизу разработанной специалистами СССР концепции безопасного проживания населения в районах, подвергшихся радиоактивному загрязнению после чернобыльской аварии, а также дать оценку защитных мероприятий, предпринятых в этой связи правительствами трех пострадавших республик. Секретариат МАГАТЭ дал положительный ответ. С этой целью был разработан Международный Чернобыльский проект, Предусматривающий изучение и оценку силами международных экспертов радиологических последствий Чернобыльской катастрофы для окружающей среды и здоровья человека. В качестве исходной информации для Международного Чернобыльского проекта были использованы: доклад СССР на послеаварийном совещании в Вене, 1986 г.; доклад СССР "Один год после Чернобыля", 1987 г.; труды Всесоюзной конференции по теме: "Медицинские аспекты Чернобыльской аварии", Киев, 11 - 13 мая 1988 г.; доклад, представленный Общему собранию Академии медицинских наук СССР "Экологические модели и медико-биологические последствия аварии на Чернобыльской атомной станции", Москва, 21-23 марта 1989 г.; отчеты технических специалистов ВОЗ и Лиги Международного Красного Креста, посетивших пострадавшие районы в июне 1989 г. и феврале 1990 г.; документ "Система по обоснованию временных годовых пределов доз облучения населения вследствие чернобыльской аварии", представленный делегацией НКРЗ СССР на 31-й сессии Научного комитета ООН по действию атомной радиации (НКДАР/ООН); доклад в Центральных учреждениях МАГАТЭ министра здравоохранения БССР, декабрь 1989 г.; резолюция Верховного Совета СССР от 25 апреля 1990 г. по программе преодоления последствий аварии, а также призывы правительств Украины и Беларуси о международном сотрудничестве по преодолению последствий Чернобыльской катастрофы. Секретариат МАГАТЭ провел большую подготовительную работу: собрал имеющуюся официальную информацию, организовал посещение пострадавших районов СССР: Полесское, Овруч (Украина); Брагин, Веприн и Корма (Беларусь); Новозыбков и Злынка (Россия), где специалисты - эксперты во многих областях (радиационная безопасность, медицина, эпидемиология, радиоэкология, психология) изучали ситуацию на месте. Были подготовлены технические совещания в Киеве, Гомеле и Москве. Для управления проектом по инициативе участвующих в нем организаций системы ООН и КЕС был создан Международный Консультативный комитет (МКК). В него вошли видные эксперты Австрии, Канады, Великобритании, США, Финляндии, Франции, Японии, СССР, Беларуси, Украины, а также представители Продовольственной и сельскохозяйственной организации ООН (ФАО), НКДАР/ООН, ВОЗ, Секретариата МАГАТЭ и Академий наук Украины и Беларуси. Техническое описание проекта и план действий по его реализации были согласованы с официальными представителями правительств СССР, Украины и Беларуси в Москве 7-9 февраля 1990 г., а затем уточнены в ходе посещения загрязненных радионуклидами районов в период с 25 по 30 марта 1990 г. МКК под председательством доктора Ицузо Шигемацу - директора Фонда исследований радиационных эффектов в Хиросиме, одобрив подготовленный Секретариатом Международный Чернобыльский проект, контролировал ход его выполнения по пяти основным направлениям: 1. Воссоздание истории отображения событий, приведших к нынешнему положению, и описание современного состояния; 2. Подтверждение оценок загрязнения окружающей среды; 3. Подтверждение оценок индивидуальных и коллективных доз; 4. Клинико-медицинские последствия радиационного облучения и оценка общей медицинской ситуации; 5. Экспертиза защитных мер: критериев вмешательств, уровней действия и принятых мер. В рамках проекта был осуществлен комплекс работ по международному сличению клинических данных, а также ряд наблюдений в области исследования радиоэкологических характеристик объектов природной среды, продуктов питания, методов и средств измерений (гамма-спектрометрические, радиохимические, жидкостносцинтиляционные). Кроме того, выполнены работы по интерсличению данных счетчиков излучения человека. Результаты сличения, выполненные в Японии, Швеции, Австрии, Германии, показали высокую идентичность, а результаты, полученные советскими специалистами, были признаны международными экспертами весьма удовлетворительными. Следует отметить, что проект носил научный характер и имел цель, используя коллективный опыт и знания, отделив факты от ошибочных суждений, оценить эффективность принятых мер по охране здоровья населения и сделать выводы относительно дальнейших шагов для смягчения последствий Чернобыльской катастрофы. При осуществлении проекта его организаторы и участники испытывали трудности в связи с существенными ограничениями как в материально-технических ресурсах, так и во времени. Без помощи правительств, отдельных лиц, организаций, коммерческих компаний большая часть работы не могла бы быть выполненной. В марте 1991 г. на совещании в Вене были представлены основные положения проекта, отражающие "Картину исторических событий", "Загрязнение окружающей среды", "Радиационное облучение населения", "Воздействие на здоровье населения", "Защитные меры", а также выводы и рекомендации, подготовленные соответствующими рабочими группами МКК. Международный Чернобыльский проект вызвал большой интерес в нишей стране и во всем мире. Однако оценка сделанных в нем выводов была неоднозначной. Международные эксперты посчитали, что медицинские факты негативного радиационного воздействия на население Украины не подтвердились исследованиями в рамках данного проекта, и поскольку последствия воздействия малых доз радиации еще досконально не изучены, нет оснований полагать, что такие дозы являются вредными для здоровья людей. Выступая на заседании МКК (22 марта 1991 г.), вице-президент АН Украины академик АН Украины Ц В.Г.Барьяхтар представил обобщенные данные Академии наук и Министерства здравоохранения Украины относительно оценки последствий аварии на ЧАЭС для здоровья населения Украины и с абсолютной уверенностью подчеркнул, что делегация Украины с этим выводом согласиться не может. Факт влияния радиации (прямого или непрямого действия) на здоровье человека имеет место. А что касается понимания конкретных механизмов этого влияния, то научное содружество находится, очевидно, в начале пути. Поэтому очень важно общими усилиями мирового сообщества продолжить работу по изучению этих механизмов. В этой связи следует отметить, что вряд ли можно использовать научные сомнения в качестве предлога для отсрочки принятия мер по предупреждению возможного ущерба при угрозе серьезного необратимого воздействия малых радиации. Отмечая большую работу, проделанную МАГАТЭ по реализации проекта такого масштаба в столь сжатые сроки, представитель делегации Украины в своем выступлении на 47-ой сессии Генеральной Ассамблеи ООН (октябрь 1992 г.) обратил внимание на неоднозначность оценки результатов проекта, на отсутствие адекватного отражения ряда проблем, которые поставил Чернобыль, выразил надежду на дальнейшее сотрудничество с Агентством. Значительные перспективы в развитии международного сотрудничества по Чернобылю открывает международное Соглашение, подписанное представителями правительств СССР, УССР, БССР с одной стороны и МАГАТЭ с другой, в Вене 21 сентября 1990 г., которое предусматривало создание Чернобыльского центра. Указанное Соглашение создает необходимую правовую основу для осуществления международных исследовательских проектов при участии научных учреждений ведущих стран Запада и международных организаций. Интерес к проведению научных исследований в Чернобыльском центре проявили около 20 стран и 4 международные организации. Вместе с тем активность МАГАТЭ на чернобыльском направлении остается незначительной. Вне программной деятельности Агентства на 1993 - 1994 Рі. остались важные научные вопросы, касающиеся проблем долговременного радиоактивного загрязнения больших территорий, сочетанного (внутреннего и внешнего) облучения в реальных условиях зоны влияния Чернобыльской катастрофы и многие другие, относящиеся к сфере компетенции МАГАТЭ. Учитывая огромный опыт и значительный потенциал, вклад этой международной организации в решение сложных и многообразных чернобыльских проблем мог бы быть значительно большим. 1.10.3. Программа "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ" В октябре 1990 г. Исполнительный совет ЮНЕСКО на своей 135-й сессии принял решение о целесообразности включения в проект плана и бюджета на 1992 - 1993 гг. специальной программы "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ", построенной на следующих принципах: комплексный междисциплинарный подход в областях компетенции ЮНЕСКО; самофинансирование и мобилизация существующих внебюджетных источников, дополняемых средствами обычного бюджета; систематическое расширение участия государств - членов ЮНЕСКО, международных организаций, государственных и частных органов. На своей 26-й сессии (ноябрь 1991 г.) Генеральная конференция подтвердила неотложность и важность принятого решения, уточнила свои руководящие указания в отношении механизма координации программной деятельности, а также вновь обратилась с призывом к международным организациям, общественным и частным фондам, деятелям образования, науки и культуры всячески поощрять международное сотрудничество и внести вклад в дело смягчения и преодоления последствий Чернобыльской катастрофы. Основные положения программы "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ" после согласования с советской стороной в октябре 1990 г. были подписаны Генеральным диоектооом. а также послами и постоянными представителями бывшего Советского Союза и Беларуси 9 января 1991 г. Функции Секретариата программы "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ были возложены на группу по модернизации и нововведениям, которой поручалось управление этой программой в тесном сотрудничестве с секторами ЮНЕСКО (образования, науки, культуры и коммуникации), спецучреждениями системы ООН, различными неправительственными организациями и частными лицами - "спонсорами" программы. Первое совещание по координации программы состоялось в Москве 23 - 25 июня 1991 г., второе - 5 ноября 1991 г. в Париже в связи с 26-й сессией Генеральной конференции и третье - 28 - 29 апреля 1992 г. в штаб-квартире ЮНЕСКО. В 1992 - 1993 гг. из 70 проектов программы выполнялось или находилось на стадии разработки около 30. Они относились к следующим предметным областям: образование - изучение иностранных языков, заочное обучение, поставка школьных материалов и оборудования, экологическое образование, учебные материалы и пособия, учитывающие последствия Чернобыльской катастрофы; естественные науки - международная сеть экологических исследований, воздействие атомных станций на гидрологию, геохимический перенос и распад радионуклидов; культура - изучение влияния катастрофы на культурное наследие в зоне Чернобыльской катастрофы; коммуникация, информация и информатика - охрана архивов, план развития коммуникаций; социальные науки - изучение состояния здоровья лиц, участвовавших в ликвидации аварии на ЧАЭС; комплексные междисциплинарные проекты - экономическое и социальное развитие пострадавших в результате Чернобыльской катастрофы населенных пунктов, создание на Украине Международного центра психологической реабилитации жертв катастрофы; проекты конкретной помощи - поставка оборудования и подготовка специалистов для медицинских учреждений по радиационной защите населения. В ходе обсуждения конкретных проектов программы (1992 г.) делегация Украины подтвердила приоритетность для нее таких проектов, как (организация Международного центра психологической реабилитации детей на базе НИИ психологии в Киеве, а также опорного пункта психологической реабилитации в с.Вишневе. Приоритетными также признаны проекты по организации Международной сети экологических исследований; изучению геохимического переноса радионуклидов; коммуникаций и дистанционных методов обучения. Особый интерес представляют проекты, связанные с модернизацией оборудования и подготовкой специалистов для специализированного диспансера по радиационной защите населения (Пуща-Водица), а также проект "Изучение влияния катастрофы на культурное наследие в зоне Чернобыльской катастрофы". Последний из указанных проектов финансируется Канадой, которая выделила 250 тыс. канадских долларов и, возможно, КЕС, с которой Секретариат программы ведет соответствующие переговоры. Кроме того, в ходе заседания была организационно оформлена структура Распорядительного комитета программы "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ", избраны его председатель - заместитель директора ЮНЕСКО по вопросам программной деятельности, господин Е.Портелла, а также сопредседатели (на ротационной основе) - представители Украины, Беларуси и России. В целом работа в рамках программы "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ" признана положительной. Общая сумма средств, выделенных для программы "ЮНЕСКО - ЧЕРНОБЫЛЬ" благотворительными неправительственными организациями и фондами (преимущественно немецкими), ЕЭС, Канадой, а также полученных из других источников, составила в 1992 г. 2 363 200 долларов США. Однако со стороны Секретариата программы было высказано предупреждение о том, что ни одна из стран не получит средства наличными. Оплате будут подлежать только конкретные проекты, и, более того, дальнейшие добровольные взносы в значительной степени будут зависеть от того, какие средства будут вложены в реализацию проектов со стороны Украины, Беларуси и России. 1.10.4. Международное сотрудничество в области здравоохранения Основными проектами в области здравоохранения, реально осуществляемыми на территории Украины, России, Беларуси, являются: проект Всемирной организации здравоохранения "Айфика" (в его составе подпроекты: "Щитовидная железа", "Гематология", "Эпидемиология", "Психическое развитие детей, облученных внутриутробно", "Дозиметрическое сопровождение"); проект "Сасакава - Чернобыль" - в ходе его выполнения с мая 1991 г. было обследовано около 6 тыс. детей, снято значительное психо-эмоциональное напряжение среди жителей неблагоприятных районов, организованы два диагностических центра по обследованию детей (Киевская и Житомирская области Украины); а также один из первых международных проектов - проект Лиги Красного Креста и Красного Полумесяца. Особое достоинство указанных проектов состоит в том, что наряду с решением основных медицинских проблем и возникших в этой связи методических сложностей открывается реальная возможность улучшения аппаратурного оснащения лечебно-профилактических учреждений, оказывающих помощь пострадавшему населению. Не менее актуальными являются исследования по выявлению нарушений генетического аппарата у лиц, пострадавших в результате Чернобыльской катастрофы. Эти исследования реализуются совместно с Ливерморской лабораторией в рамках программы "Радиационная генотоксичность как следствие чернобыльской аварии". В результате ее выполнения стало возможным внедрение в Украине перспективных методов генетической индикации и дозиметрии радиационного воздействия, а также оценки его генетических последствий. Ряд международных программ находится на стадии разработки. Здесь ведутся совместные исследования в области дозиметрии и радиационной гигиены (Швеция, Норвегия, Финляндия): ретроспективный анализ внутреннего и внешнего облучения; прогнозируемые радиоэкологические модели для пищевых цепочек; внешнее облучение; исследования в области цитогенетики (Германия, Институт радиационной защиты). Будут развернуты совместные исследования в области экспериментальной гематологии и пересадки костного мозга (Германия, Ульмаский университет), совместные исследования в области влияния слабого радиоактивного излучения на население и окружающую среду в результате выброса радионуклидов (Япония, Национальный институт радиологических наук). Сотрудничество с научными учреждениями Японии, Германии, наиболее интенсивно проходившее в 1989 - 1991 гг., продолжает развиваться в рамках проекта ВОЗ по следующим направлениям: создание единых методик и фантомов для счетчиков излучения человека, включая взаимную интеркалибровку этих фантомов и счетчиков; создание унифицированной модели ретроспективной, текущей и прогнозной дозиметрии внешнего и внутреннего облучения населения после аварии на ЧАЭС; создание унифицированной модели восстановления доз облучения жителей 30-километровой зоны за послеэвакуационный период. Учитывая глобальность задач, которые ставит ВОЗ в области всесторонних оценок влияния аварии на ЧАЭС на здоровье населения, признано целесообразным координировать все международные медицинские программы в целом с проектом "Айфика". Такой подход позволит значительно увеличить вклад каждого медицинского международного проекта в ограничение медицинских последствий Чернобыльской катастрофы. 1.10.5. Международный конкурс по преобразованию объекта "Укрытие" в экологически безопасную систему Решение вопроса окончательного захоронения 4-го разрушенного энергоблока ЧАЭС на протяжении всего послеаварийного периода оставалось одним из наиболее актуальных в комплексе проблем, связанных с ЛПА на ЧАЭС. Учитывая то, что до настоящего времени среди ученых нет единого мнения относительно технического решения этой проблемы, правительство объявило о проведении в 1992 - 1993 гг. международного конкурса по преобразованию объекта "Укрытие" в экологически безопасную систему. Его организацию было поручено Минчернобылю и Академии наук Украины с привлечением Украинского отделения Международного центра научной культуры - Всемирной лаборатории (постановление Кабинета министров Украины №-94 от 27 февраля 1992 г.) 9 июля 1992 г. в Киеве и в декабре 1992 г. в США были проведены "Презентации конкурса с целью освещения хода подготовки международного конкурса в средствах массовой информации и привлечения ведущих западных фирм к участию в нем. В течение 1992 г. были проведены переговоры с представителями Мирового банка реконструкции и развития, Европейского банка реконструкции и развития по изучению возможностей финансирования “ода конкурса и проекта технического решения по преобразованию объекта "Укрытие". Первое предложение о содействии организации конкурса в соответствии с правилами Мирового банка реконструкции и развития, а также Европейского банка реконструкции и развития поступило от фирмы "Лос Аламос Тэкникэл Ассошиэйтид" (США). Подобное предложение поступило в апреле 1992 г. от фирмы "Керри и Браун" (Велико6оитания). Однако серьезным препятствием на пути развития конкурса явилось преждевременное подписание контракта с фирмой "БУИГ" (Франция) и позиция ряда членов оргкомитета конкурса. В марте 1993 г. оргкомитетом были пересмотрены условия конкурса. К маю 1993 г. в соответствии с "Положением о конкурсе" закончилась регистрация проектов, присланных на конкурс. В дальнейшем работа проводилась при участии Европейского банка реконструкции и развития, согласившегося рассмотреть возможность финансовой поддержки проведения конкурса. Консультантом оргкомитета для связи с Европейским банком реконструкции и развития назначен представитель фирмы "Керри и Браун" господин Д.Тернер. Достигнута также договоренность с КЕС о финансовой поддержке разработки технико-экономического обоснования (ТЭО) проекта по преобразованию объекта "Укрытие" в экологически безопасную систему. 1 июня 1993 г. были подведены итоги первого тура международного конкурса. За 14 месяцев, на протяжении которых проходил прием конкурсных предложений под девизами, обеспечивающими анонимность авторов, оргкомитет получил 394 предложения из Украины, России, Беларуси, Англии, Франции, Италии, Германии. Диапазон содержания конкурсных предложений широк: 13 предложений условно отнесено к категории "проектов", 76 - технических решений, остальные признаны техническими идеями. К экспертизе конкурсных предложений были приглашены ведущие специалисты Украины, России, Беларуси, Англии и Бельгии. Их экспертные заключения, включающие около 100 тыс. экспертных оценок, были обработаны специалистами Института кибернетики АН Украины математическими методами, позволившими определить рейтинг каждого конкурсного предложения. По совокупности оценочных критериев, учитывающих специфику объекта "Укрытие", его безопасность, обращение с радиоактивными отходами, долговечность и надежность, стоимость и сроки реализации, 19 предложений были признаны лучшими. На совместном заседании жюри и оргкомитета по итогам предварительной экспертизы были вскрыты конверты, содержащие сведения о разработчиках этих 19 предложений, рекомендованных к участию во втором туре конкурса, и их авторы были приглашены на публичную защиту. По результатам открытого обсуждения (8 - 10 июня 1993 г., Киев) определились следующие шесть проектов, в наибольшей степени отвечающие условиям и цели конкурса: "Плутон" (Украина - Россия); "395" (Великобритания - Украина); "Resolution" (Франция - Украина); "Райдуга" (Франция - Украина); "336" (Германия); "Монолит" (Россия). Из этих проектов жюри предстояло выбрать победителей, а также сформулировать свою концепцию (основные положения) видения решения проблемы преобразования объекта "Укрытие" в экологически безопасную систему. 17 июня 1993 г. конкурс был завершен. Первую премию было решено не присуждать, поскольку ни один из проектов в полной мере не отвечал условиям конкурса. По результатам тайного голосования лучшим проектом, удостоенным второй премии (10 тыс. долларов США), был признан проект "Resolution". Проекты, отмеченные поощрительными премиями (5 тыс. долларов США), разместились в следующем порядке: 1 - проект "336"; 2 - "Райдуга"; 3 - "395"; "Монолит"; "Плутон". Участие в работе жюри зарубежных специалистов ( Е.Кинтер и Н.Кол - США, П-Дежоне - Бельгия), их опыт, понимание трудностей знания способствовали не только повышению объективности в оценке конкурсных предложений, но и выработке более четкого взгляда на многогранную проблему объекта "Укрытие".| На повестке дня - проведение тендера на разработку технико-экономического обоснования и право быть генеральным подрядчиком на проведение работ по преобразованию объекта "Укрытие" в экологически безопасную систему. 1.10.6. Гуманитарная помощь В ответ на обращение правительства Украины к правительствам и общественности зарубежных стран, международным организациям относительно совместных действий по преодолению последствий аварии на ЧАЭС в Украину поступили многочисленные предложения об оказании помощи, об организации лечения и отдыха детей из пострадавших районов. В США и Канаде были созданы общественные фонды "Дети Чернобыля"; Европарламентом принята резолюция об оказании Европейским сообществом срочной медицинской и продовольственной помощи; поступили предложения о разработке соответствующих программ ЮНЕСКО, ВОЗ, ЕЭК, а также Лиги Обществ Красного Креста и Красного Полумесяца и ряда специализированных учреждений и органов ООН. Многие зарубежные страны, международные правительственные и неправительственные организации, Комиссия Европейского сообщества организовали поставки по линии иностранной гуманитарной Помощи государственным, общественным и религиозным организациям Украины. Большая половина их приходится на Германию, значительная помощь поступила из Франции, США. Отмечены неодноразовые поступления из таких отдаленных регионов мира, как Австралия, Канада, Корея, Пакистан. Данные о поступлении грузов иностранной гуманитарной помощи Украине по состоянию на 28 декабря 1992 г. по областям Украины и по странам представлены в табл. 1.1.26 и 1.1.27. Общий объем поступлений грузов по линии гуманитарной помощи на конец 1992 г. составил около 11,5 тыс. т. Их структура сформирована основном за счет продовольственных товаров - 7,7 тыс. т, или р7,4 %; медикаментов - 1,6 тыс. т, или 14,2 %; смешанных грузов - >,7 тыс. т, или примерно 6 %. Приблизительно 4 - 5 % составляли Рузы с одеждой, обувью, медицинским оборудованием. При Кабинете министров Украины был создан комитет по гуманитарной помощи. В его состав входили представители различных министерств и ведомств. Возглавил этот комитет вице-премьер-министр Украины. Этот комитет в оперативном порядке решал все вопросы, связанные с поступлением гуманитарной помощи в Украину. Прием и распределение помощи осуществляется при участии Украинского Красного Креста и под контролем Миссии Национальных Обществ Красного Креста Франции, Германии, Англии, Канады, Италии, то есть в соответствии с Указом Президента Украины №-37 "Об организации работы по приему и распределению международной гуманитарной помощи на территории Украины". При распределении поступающих грузов учитывались интересы почти всех районов Украины в зависимости от их потребностей, а также от пожелания стран, оказывающих гуманитарную помощь. Таблица 1.1.26 Поступление зарубежной гуманитарной помощи по Республике Крым и областям Украины на 28 декабря 1992 г. (в т)

Территория	Всего	Продтовары	Медикаменты	Мед оборудование	Одежда, обувь	Смешанные товары	Другие
УКРАИНА	11439,23	7705,38	1627,53	456,70	526,95	679,15	443,52
Республика Крым	5,36	-	-	-	1,90	2,35	1,11
Винницкая	138,85	6,76	-	44,25	-	72,20	15,64
Волынская	322,32	292,29	-	-	-	28,43	1,60
Днепропетровская	95,15	81,31	9,61	0,70	3,21	0,30	0,02
Донецкая	108,21	64,89	17,30	4,50	-	21,52	-
Житомирская	966,97	942,94	2,26	9,46	9,06	-	3,25
Закарпатская	556,75	287,40	0,29	-	58,58	171,98	38,50
Р-апороРская	187,84	168,32	12,22	3.00	4,30	-	-
Иваио-Франковская	45,89	24,54	0,15	2,79	10,73	0,42	7,26
Киевская (без г Киева)	655,95	586,80	37,92	2,26	18,00	10,97	-
Кировоградская	40,01	38,71	0,10	-	1,20	-	-
Луганская	155,67	155,67	-	-	-	-	-
Львовская	1549,20	70,00	1123,30	207,50	38,20	29,20	71,00
Николаевская	78,22	12,03	4,20	60,00	0,74	1,25	-
Одесская	167,09	90,20	4,54	23,00	7,55	39,00	2,80
Полтавская	224,96	65,86	46,55	22,10	74,35	10,10	6,00
Ривнснская	1492,86	1311,14	18,76	11,70	60,82	28,74	61,70
Сумская	10,51	10,51	-	-	-	-	-
Тернопольская	41,28	5,35	-	-	35,93	-	-
Харьковская	119,92	78,50	25,02	1,02	5,38	-	10,00
Херсонская	40,81	22,81	8,00	10,00	-	-	-
Хмельницкая	144,61	20,98	2,78	4,39	40,88	15,50	60,08
Черкасская	178,25	64,27	5,99	18,73	71,03	17,38	0,85
Черновицкая	163,85	51,55	4,18	1,40	84,89	13,51	8,32
Черниговская	916,10	874,35	28,46	13,00	0,20	-	0,09
г. Киев	3032,60	2378,20	275,90	16,90	-	216,30	145,30

Многие государства мира неоднократно оказывали разнообразную гуманитарную помощь Украине в связи с чернобыльской трагедией. Немало украинских детей выезжало на оздоровление и отдых на Кубу, в Польшу, Чехословакию, Германию, Францию, США, Канаду, Данию и другие страныоступление зарубежной гуманитарной помощи Украине по на 28 декабря 1992 г. (в т)

Страна	Всего	Продтовары	Медикаменты	Мед оборудование	Одежда, обувь	Смешанные товары	Другие
ВСЕГО	11439,23	7705,38	1627,53	456,70	526,95	679,15	443,52
в том числе
Германия	5993,84	3629,22	1094,35	327,92	273,63	280,45	388,27
Италия	1644,49	1625,91	1,28	-	0,30	17,00	-
Франция	1292,10	1283,03	7,47	-	0,50	-	1,10
США	514,86	125,95	154,59	74,41	37,13	92,78	30,00
Швеция	372,14	124,95	175,02	-	22,10	49,87	0,20
Венгрия	337,85	265,90	10,00	-	4,39	57,56	-
Нидерланды	238,82	167,51	10,40	0,90	16,81	42,50	0,70
Чехо-Словакия	199,93	49,34	11,70	-	97,42	41,47	-
Канада	194,87	0,59	121,00	44,29	10,85	18,14	-
Комитет Европейского содружества	141,41	141,41	-	-	-	-	-
Ливия	109,06	109,06	-	-	-	-	-
Великобритания	83,78	19,82	27,22	2,07	4,86	25,86	3,95
Австрия	77,35	6,60	12,09	3,00	49,15	4,01	2,50
Швейцария	52,47	5,00	0,44	4,00	0,12	32,41	10,50
Болгария	32,51	31,16	0,05	-	0,30	-	1,00
Польша	28,85	7,72	0,02	-	7,00	10,00	4,11
Греция	75,00	75,00	-	-	-	-	-
Финляндия	15,71	14,64	0,07		1,00
Израиль	11,50	11,50	-	-	-
Дания	4,55	2,80	-	-	-	1,75	-
Япония	3,69	2,86	0,72	0,11	-
Австралия	3,53	-	-	-	0,73	2,80	-
Бельгия	3,52	3,43	0,01				0,08
Испания	2,58	1,98	0,20	-	0,35	0,05	-
Турция	1,42	-			0,31		1,11
Китай	0,48		0,48
Люксембург	2,80		0,30			2,50
Таиланд	0,02		0,02
Тайвань	0,08		0,08
Корея	0,01		0,01
Пакистан	0,01	-	0,01	-	-	-	-

Только за последний период Национальным комитетом Германии по Чернобылю (без учета первоначальных взносов) было выделено 440 тыс. дол. США Российской Федерации, Беларуси и Украине, что позволило начать организацию реабилитационных и консультативных центров в районах катастрофы. Правительство Канады также недавно (1993 г.) предоставило Украине гуманитарную помощь: медикаменты, вакцины, медицинское оборудование на сумму 1 млн 795 тыс. дол. США. Перечень оказанных видов помощи разными странами, международными и неправительственными организациями, частными лицами можно было бы продолжить. Но как бы ни была разнообразна эта помощь и ее источники, всех объединяет чувство сострадания к судьбе сотен тысяч людей, пострадавших в результате аварии на ЧАЭС. В этом и заключается смысл гуманности и милосердия. Резюмируя вышеизложенное, можно с уверенностью сказать, что мировое сообщество, включившись в борьбу за нейтрализацию последствий Чернобыльской катастрофы, расценивает эту борьбу в качестве первостепенной интернациональной задачи. Нельзя отправлять в архив Чернобыль, драматическое событие, которое и впредь будет в центре не только ближайших инициатив, но и размышлений относительно вопросов, касающихся судеб человечества.

.Г ЛАВА 2 ХАРАКТЕРИСТИКА ЧЕРНОБЫЛЬСКОЙ КАТАСТРОФЫ

2.1. Развитие аварии, неотложные меры, анализ причин Введение Катастрофа на ЧАЭС стала самой крупной и страшной аварией, которая принесла много человеческих жертв и привела к тяжелым экологическим и социальным последствиям. Первоначальные последствия Чернобыльской катастрофы - это сотни умерших, тысячи облученных, сотни тысяч переселенных из родных мест, психологическая травма для многих миллионов. Отдаленные последствия еще неясны в полной мере, но они грозят увеличением числа различных заболеваний, уродств, генетических нарушений. Эта авария коренным образом изменила дальнейшее развитие атомной энергетики в мире и отношение к ней общественности, вызвала рост антиядерного движения и требований о закрытии всех АЭС. Почему такая катастрофа стала возможной и можно ли было ее предупредить? Характеризует ли она принципиальную ненадежность атомной энергетики или свидетельствует о безответственном отношении к проектированию и эксплуатации реакторов РБМК? Какова роль в этом "человеческого фактора"? В настоящее время невозможно полностью восстановить все обстоятельства, предшествовавшие аварии, но можно дать довольно полное представление об общем развитии событий, приведших к этой трагедии. 2.1.1. Некоторые основные физические принципы работы ядерного реактора Работа любого из существующих ядерных реакторов основана на процессе цепной реакции деления тяжелых ядер. Наиболее часто для этих целей используется изотоп урана (²³⁵U). Если нейтрон поглощается ядром этого изотопа, образовавшееся составное ядро оказывается нестабильным и может развалиться на осколки (в основном на два). При этом испускается несколько нейтронов. Образовавшиеся осколки обладают высокой кинетической энергией, которую они передают окружающей их матрице при торможении. Часть энергии передается за счет кинетической энергии освободившихся нейтронов, а также бета- и гамма-излучения осколков деления. Полное деление 1 г ²³⁵U дает довольно большую энергию, равную примерно 1 МВтЧсут. Вероятность захвата нейтрона ядром сильно зависит от энергии нейтрона. Для ядер²³⁵U сечение взаимодействия наибольшее с тепловыми нейтронами, т.е. с нейтронами, пришедшими в результате многократных столкновений к тепловому равновесию с атомами среды (при 20 °С это составляет 0,025 эВ). Так как нейтроны, испускаемые при делении, имеют среднюю энергию около 2 МэВ, для эффективного протекания реакции их нужно замедлить до тепловых энергий. Наиболее распространенными замедлителями являются обычная или тяжелая вода и графит. Среднее число столкновений, необходимых для замедления нейтрона до тепловой энергии, равно, примерно: 16 при замедлении в легкой воде, 28 - в тяжелой воде и 90 - в графите. Следующим важным условием протекания ядерной реакции является обеспечение необходимого баланса нейтронов. Освободившиеся после деления нейтроны (в среднем их число составляет 2,42 на акт деления) испытывают не только упругие, а и не упругие столкновения в замедлителе и на других элементах конструкции реактора. Часть их может выходить за пределы активной зоны (A3) реактора и быть безвозвратно потерянной. Для уменьшения таких потерь A3 реактора обычно окружают отражателями с целью возврата нейтронов обратно в  зону. К необратимым потерям нейтронов приводит также радиационный захват нейтронов ядрами. Очевидно, что для обеспечения стационарного протекания ядерной реакции необходимо, чтобы число вновь образованных нейтронов были равно числу нейтронов, вылетевших из реактора и поглощенных в нем. Соотношение между этими двумя возможными исходами называется коэффициентом размножения нейтронов k. При k = 1 реактор находится в критическом состоянии и может работать в стационарных условиях. Если k<1, реактор подкритичен, и цепная реакция затухает. При k>1  в каждом новом поколении образуется больше нейтронов, чем в предыдущем, и цепная реакция нарастает. Понятно, что отклонение k от единицы является очень критическим параметром реактора. Для характеристики этого отклонения вводят понятие реактивности b, определяемое как b = (k-1/k~k (приближенно). Для нормальной работы реактора необходимо уметь управлять реактивностью. Действительно, когда реактор не работает, поток нейтронов незначителен, и для вывода его на номинальный режим необходимо обеспечить условие положительной реактивности, т.е.b> 0, а при стационарной работе реактивность нужно удерживать на уровнеb =0. Это достигается следующим образом. При загрузке A3 реактора обеспечивается положительный запас реактивности, регулируемый системами стержней-поглотителей. Имеются стержни различного назначения: регулирующие, аварийные, компенсирующие, образующие в совокупности систему управления и защиты(СУЗ) реактора. Поглотителями нейтронов в стержнях являются бор, кадмий, гадолиний, индий. При опускании поглотителей в A3 увеличивается поглощение нейтронов, при их выдвижении поток нейтронов растет. При работе реактора ядерное топливо постепенно выгорает, и запас реактивности падает. Когда весь запас реактивности исчерпан, реакция прекращается (даже при полностью выдвинутых управляющих стержнях). Время работы с одной и той же загрузкой называют кампанией реактора. При выгорании топлива в нем накапливаются продукты деления, большинство которых радиоактивно. Их распределение по массам представляет собой двугорбую кривую с максимумами в районе А = 95 И А = 135. Радиоактивность накопленных продуктов деления является Источником тепловыделения в остановленном реакторе. Среди радионуклидов, образующихся в процессе работы реактора и играющих значительную роль в некоторых режимах его работы, особо выделяется ксенон¹³⁵Хе). Он отличается огромным сечением захвата тепловых нейтронов. Некоторое количество ксенона образуется непосредственно при делении ядер топлива, но основная его часть получается в результате распада йода (период полураспада 6,7 ч). Ксенон имеет период полураспада 9,2 ч. В начальной стадии работы реактора в нем отсутствуют йод и ксенон, но через некоторое время устанавливается равновесие между наработкой этих изотопов, их распадом и выгоранием. Необычная ситуация возникает при остановке реактора. В этом случае ксенон уже не выгорает за счет поглощения нейтронов, а накапливается из-за распада йода. Концентрация ксенона некоторое время интенсивно возрастает, достигая максимума через 12 ч, после чего начинает уменьшаться. Только, когда произойдет распад ксенона (или значительное снижение его концентрации), возможен нормальный выход реактора на мощность. Работа реактора в состоянии "ксеноновой ямы", или "провала" очень неустойчива и опасна. Во время ксенонового отравления для поднятия мощности реактора необходимо вводить большой положительный запас реактивности (из-за сильного поглощения нейтронов ксеноном). Это достигается, как уже упоминалось, путем выведения из зоны регулирующих поглощающих стержней, в данном случае их большого количества, иногда и это не помогает запустить реактор. Регламентом такие действия запрещены, и реактор должен находиться десятки часов в неработающем состоянии, пока ксенон не распадется до приемлемого уровня. 2.1.2. Особенности реактора РБМК Ядерный энергетический реактор РБМК (реактор большой мощности, канальный) является гетерогенным реактором на тепловых нейтронах. Его электрическая мощность составляет 1000 МВт; тепловая - 3200 МВт‚. В качестве топлива используется слабообогащенный по²³⁵U диоксид урана, в качестве замедлителя - графит, и в качестве теплоносителя - кипящая легкая вода. В A3 находятся вертикальные каналы с топливом и теплоносителем. Конструкция реактора позволяет заменять выгоревшие тепловыделяющие сборки без его остановки. СУЗ реактора основана на перемещении 211 стержней-поглотителей в специально выделенных каналах, охлаждаемых водой из автономного контура. Эта система обеспечивает: автоматическое поддержание заданного уровня мощности; быстрое снижение мощности стержнями автоматических регуляторов (АР) и стержнями ручных регуляторов (РР); аварийное прекращение цепной реакции стержнями аварийной защиты; компенсацию изменений реактивности при разогреве и выходе реактора на мощность; регулирование распределения энерговыделения по A3. Реакторы РБМК оснащены большим количеством независимых регуляторов, которые при срабатывании аварийной защиты вводятся в A3. Для регулирования высотных нейтронных полей предусмотрены укороченные стержни-поглотители, вводимые в A3 снизу. Важной физической характеристикой с точки зрения управления и безопасности реактора является величина, называемая оперативным запасом реактивности и определяемая числом погруженных в A3 стержней СУЗ реактора. Для реактора РБМК-1000 она соответствует 30 стержням. 2.1.3. Хронология развития аварии Четвертый энергоблок ЧАЭС был введен в эксплуатацию в декабре 1983 г. К моменту остановки этого энергоблока на средний ремонт, запланированный на 25 апреля 1986 г., A3 реактора содержала 1659 тепловыделяющих сборок (ТВС) со средним выгоранием 10,3 МВтЧсут/кг (примерно 45 % расчетного полного выгорания). Основная часть ТВС (75 %) представляла собой кассеты первой загрузки с выгоранием 12-15 РњР'С‚Чсут/кг. Перед остановкой реактора было запланировано проведение испытаний турбогенератора №-8 в режиме выбега с целью экспериментальной проверки возможности использования механической энергии ротора для внутренних нужд энергоблока в условиях обесточивания. Подобные испытания проводились на этой станции ранее, но тогда напряжение на шинах генератора падало быстрее, чем расходовалась энергия ротора. В испытаниях, намеченных на 25 апреля, предполагалось использование специального регулятора магнитного поля генератора, который должен был устранить этот недостаток. При надлежащем порядке проведения испытаний и соблюдении всех мер безопасности проведение таких испытаний на АЭС не запрещалось. Однако программа испытаний турбогенератора не была достаточно тщательно подготовлена и согласована, в ней не предусматривались дополнительные меры безопасности и, более того, ею предписывалось отключение системы аварийного охлаждения реактора (САОР). Персонал станции не был поставлен в известность о возможных опасностях при проведении испытания и, естественно, не мог адекватно реагировать на складывавшуюся обстановку, которая с самого начала весьма отличалась от запланированной. 25 апреля в 1 ч началось снижение мощности реактора, и в 13.05 ч турбогенератор №-7 был отключен от сети. В 14.00 ч в соответствии с Программой испытаний была отключена система САОР, однако дальнейший вывод энергоблока из работы был задержан по требованию диспетчера. В 23.10 ч снижение мощности было продолжено. Программой предусматривалось проведение испытаний турбогенератора при тепловой мощности реактора 700 - 1000 МВт‚. Однако при переходе от локального автоматического к автоматическому регулированию реактора его тепловая мощность резко упала до величины, меньшей 30 МВт. За счет подъема поглощающих стержней и значительного уменьшения оперативного запаса реактивности к часу ночи 26 апреля ее удалось стабилизировать на уровне 200 МВт (тепловая). Но ксеноновое отравление реактора продолжалось, и при попытках поднять мощность реактора до необходимого уровня операторы уменьшили количество стержней в A3 до 6 - 8 вместо предусмотренного по регламенту их, минимального количества 16 - 20. Несмотря на это, подготовка к испытанию продолжалась. В 1 ч 03 и 1 ч 07 м к шести работавшим главным циркуляционным насосам (ГЦН) были подключены еще два для того. чтобы четыре из них могли бы использоваться для проведения испытаний, а остальные четыре обеспечивали бы надежное охлаждение A3. Однако мощность реактора и, следовательно, гидравлическое сопротивление A3 и контура многократной принудительной циркуляции было значительно ниже регламентного. Поэтому суммарный расход воды возрос до величины, при которой появилась угроза срыва подачи насосов и возможность развития вибраций вследствие кавитации. Вместе с тем увеличение расхода воды через реактор привело к уменьшению парообразования, падению давления пара в барабан-сепараторах и опасному изменению других параметров реактора. Операторы пытались вручную поддержать основные параметры реактора, однако эти действия оказались малоэффективными. Наблюдались провалы по давлению пара и уровню воды в барабан-сепараторах. Чтобы избежать остановки реактора в таких условиях, персоналом были заблокированы сигналы аварийной защиты по этим параметрам. Тем временем реактивность реактора продолжала медленно падать. В 1 ч 22 мин 30 с распечатка программы быстрой оценки запаса реактивности показала, что требуется немедленная остановка реактора. Тем не менее, несмотря на цепочку отступлений от намеченной программы, испытания начались. В 1 ч 23 м 04 с при тепловой мощности реактора 200 Мвт были закрыты стопорно-регулирующие краны (СРК) турбогенератора №-8 и заблокирована аварийная защита по закрытию СРК обоих турбогенераторов, чтобы иметь возможность повторить испытания, если первая попытка окажется неудачной. Через некоторое время после начала испытания мощность реактора стала медленно возрастать. В 1 ч 23 м 40 с начальник смены энергоблока дал команду нажать кнопку аварийной защиты АЗ-5, по сигналу которой в A3 вводятся все регулирующие стержни и стержни аварийной защиты. Стержни пошли вниз, однако раздались удары и стержни-поглотители остановились, не дойдя до нижних концевиков. Оператор обесточил муфты сервоприводов, чтобы стержни упали в A3 под действием собственной тяжести. То, что произошло дальше, хорошо известно. По свидетельству очевидцев, находившихся вне 4-го энергоблока, примерно в 1 ч 24 мин раздались последовательно два взрыва, над энергоблоком взлетели горящие куски и искры, часть которых упала на крышу машинного зала и вызвала пожар. 2.1.4. Первоочередные послеаварийные меры 2.1.4.1. Борьба с пожаром на АЭС. В результате взрывов в реакторе и выброса разогретых до высокой температуры фрагментов его A3 на крыши некоторых помещений реактора, деаэраторной этажерки и машинного зала, возникло свыше 30 очагов горения. Из-за повреждения маслопроводов, коротких замыканий в электрических кабелях и интенсивного теплового излучения образовались дополнительные очаги пожара в машинном, реакторном залах и примыкающих к последнему частично разрушенных помещениях. Дежурные подразделения пожарной части по охране АЭС из Припяти и Чернобыля немедленно выехали на место аварии. Первоочередные меры были направлены на ликвидацию пожара на покрытии машинного зала, поскольку огонь угрожал перекинуться на 3-й энергоблок. Было организовано тушение очагов горения внутри помещений. К 2 ч 10 мин были подавлены основные очаги пожара на крыше машинного зала и к 2 ч 30 мин - на крыше реакторного отделения. К 5 ч утра пожар был ликвидирован. Героические действия пожарных предотвратили развитие событий, которое могло оказаться намного более трагичным. 2.1.4.2. Оценка состояния топлива после аварии. Авария привела к разрушению A3 и системы ее охлаждения. В этих условиях состояние вещества в шахте реактора определялось следующими процессами: остаточным тепловыделением за счет распада продуктов деления; тепловыделением в результате различных химических процессов (горение водорода, окисление графита и циркония и т.д.); теплоотводом из шахты реактора за счет ее охлаждения потоками атмосферного воздуха. Изучение динамики истечения продуктов деления (ПД) из реактора в первые дни после аварии показало, что изменение температуры топлива со временем имело немонотонный характер. Можно предположить, что в температурном режиме топлива было несколько стадий. Оценка показала, что эффективная температура оставшегося в реакторном здании топлива после взрыва составляла 1600 - 1800 К. В течение последующих нескольких десятков минут температура топлива снизилась за счет отдачи тепла графитовой кладке и конструкциям реактора, что привело к снижению утечки летучих ПД из топлива. Величина выбросов ПД из шахты реактора определялась в этот период, в основном, процессами горения графита и связанными с ними процессами миграции мелкодисперстного топлива и ПД, внедренных в графит в результате взрыва. В последующем температура топлива за счет остаточного тепловыделения стала подниматься. В результате утечка из топлива летучих радионуклидов (инертных газов, йода, теллура,цезия) возросла. При дальнейшем повышении температуры топлива стала заметной утечка менее летучих радионуклидов. Это продолжалось до 4 - 5 мая, когда температура оставшегося в реакторном Энергоблоке топлива стабилизировалась, а затем начала снижаться. Итоги расчетных исследований состояния топлива представлены на рис. 1.2.1. Приведены результаты, характеризующие остаточное содержание радионуклидов в топливе, а также изменение температуры топлива с учетом утечки из него ПД в зависимости от времени, прошедшем после аварии. Расчеты показали, что максимальная температура топлива не достигала температуры его плавления, и ПД выходили на поверхность топлива порциями, что могло приводить только к локальным перегревам границе топливо - среда. ПД, выходившие из топлива, попадали и другие материалы, окружающие реактор при этом радионуклиды криптона и ксенона почти полностью выходили за пределы реакторного энергоблока, летучие ПД (йод, цезий) частично, остальные почти все оставались в пределах реакторного здания. 2.1.4.3. Ограничение выброса радионуклидов из активной зоны реактора, Потенциальная возможность концентрации части расплавленного топлива и создание условий для образования критической массы и возникновения самопроизвольной цепной реакции потребовала принять меры против этой опасности. Кроме того, разрушенный реактор представлял собой мощный источник выбросов радиоактивности в окружающую среду. Поэтому необходимо было либо локализовать очаг аварии путем забрасывания шахты реактора теплоотводящими и фильтрующими материалами, либо дать возможность прекратиться процессам горения в шахте реактора естественным образом. Выбрали первый вариант. Рис. 1.2.1. Изменение активности и температуры топлива во времени Начиная с 27 апреля с военных вертолетов сбрасывали на аварийный реактор песок, глину, доломит, свинец, соединения бора. До 10 мая было сброшено всего около 5000 т материалов, в результате чего шахта реактора покрылась слоем сыпучей массы, интенсивно абсорбирующей аэрозольные частицы. Благодаря этому к 6 мая выброс радиоактивности, снизившийся до нескольких сотен, а к концу мая - до десятков кюри в сутки, перестал играть существенную роль. Одновременно для понижения температуры оставшегося топлива и уменьшения концентрации кислорода в пространство под шахту реактора подавали азот под давлением. К 6 мая рост температуры в шахте реактора прекратился началось ее снижение в связи с образованием стабильного конвективного потока воздуха через A3. К концу мая обстановка вокруг аварийного реактора в значительной мере стабилизировалась. 2.1.4.4. Стадии выброса радионуклидов в окружающую среду. Выброс радионуклидов за пределы аварийного энергоблока ЧАЭС представлял собой растянутый во времени процесс, состоящий из нескольких стадий. Вначале произошел выброс диспергированного топлива из разрушенного реактора. Состав радионуклидов на этой стадии выброса соответствует примерно их составу в облученном топливе, но обогащен летучими соединениями нуклидов йода, теллура, цезия и благородных газов. Во второй стадии с 26 апреля по 2 мая мощность выбросов постепенно уменьшалась из-за предпринимаемых мер по фильтрации выбросов и прекращения горения графита. Потоками горячего воздуха из реактора выносилось мелкодиспкргированное топливо и продукты горения графита. Третья стадия характеризуется быстрым нарастанием выхода продуктов деления за пределы разрушенного энергоблока, обусловленного нагревом топлива в A3 за счет остаточного тепловыделения. Продукты деления в аэрозольной форме выносились на продуктах сгорания графита. Последняя, четвертая стадия, наступившая после 6 мая, характеризуется быстрым уменьшением выброса (табл. 1.2.1). Нуклидный состав выброшенных продуктов деления представлен в табл. 1.2.2. Таблица 1.2.1 Ежесуточный выброс радиоактивных веществ в атмосферу вз аварийного энергоблока (без радиоактивных благородных газов) *

Дата	Время после аварии, сут.	Активность выброса,МКи **
26.04	0	12
27.04	1	4,0
28.04	2	3,4
29.04	3	2,6
30.04	4	2,0
01.05	5	2,0
02.05	6	4,0
03.05	7	5,0
04.05	8	7,0
05.05	9	8,0
06.05	10	0,1
09.05	14	0,01
23.05	28	20 10-6

*Погрешность оценки выброса 50 %. Она определяется погрешностью дозиметрических приборов, радиометрических измерений радионуклидного состава проб воздуха и почвы, а также погрешностью, обусловленной усреднением выпадений по площади. ** Значения пересчитаны на 06.05 86. с учетом радиоактивного распада в момент (в момент выброса) активность составляла 20 - 22 МКи). Состав выброса дан в табл. 1.2.2. Таблица 1.2.2 Оценка радионуклидного состава выброса аварийного энергоблока ЧАЭС *

Нуклид **	Активность 26.04.86	выброса, МКи 06.05 86 ***	Доля активности, выброшенной из реактора к 06.05.86, %
133Хе	5	45	Возможно, до 100
85mKr	0,15	-	"
85Kr	-	0,9	"
131I	4,5	7,3	20
132Те	4	1,3	15
134Сs	0,15	0,5	10
137Cs	0,3	1,0	13
99Мо	0,45	3,0	2,3
98Zr	0,45	3,8	3,2
103Ru	0,6	3,2	2,9
106Ru	0,2	1,6	2,9
140Ва	0,5	4,3	5,6
141Ce	0,4	2,8	2,3
144Се	0,45	2,4	2,8
89Sr	0,25	2,2	4,0
90Sr	0,015	0,22	4,0
238Рu	1·10-4	8-10-4	3,0
239Рu	7·10-4	1·10-4	3,0
240Рu	1·10-4	2·10-4	3,0
241Рu	0,14	0,02	3,0
242Рu	2·10-6	3·10-7	3,0
242Cm	2·10-2	3·10-3	3,0
239Np	1,2	2,7	3,2

* Погрешность оценки 50 %, объяснение см в примечании к табл 1.1.1 ** Приведены данные по активности основных радионуклидов, измеренных при радиометрических анализах *** Суммарный выброс к 06 05 86

2.1.5. Анализ процесса развития аварии За время, прошедшее после аварии, было предпринято множество попыток выяснить обстоятельства и причины аварии. Эта задача очень сложна и окончательно не решена, поскольку включает в себя большое количество параметров и многие данные о состоянии различных систем во время развития аварии утеряны. Поэтому для воссоздания картины аварии и анализа возможных ее причин используются различные модели, которые часто дают неоднозначные результаты. Ниже рассмотрены две из них. 2.1.5.1. Модель развития аварии, представленная на совещании экспертов МАГАТЭ. Вена, 25 - 29 августа 1986 г. Описываемые выводы основаны на показаниях системы централизованного контроля (СЦК) реактора "Скала", штатных приборов и различной контрольно-измерительной аппаратуры. Восстановление процесса развития аварии проводилось на основании математической модели энергоблока с использованием распечаток программы диагностической регистрации параметров (ДРЕГ), показаний приборов и опроса персонала. В качестве нулевой точки принято время 1 ч 19 мин, т.е. за 4 мин до начала испытания, когда оператор начал первую операцию по подпитке барабан-сепараторов с целью предотвращения недопустимого понижения в них уровня воды. Это внесло сильные возмущения в процесс управления реактором, и в этот момент программа ДРЕГ зарегистрировала положения стержней всех трех АР. Как только более холодная вода дошла до A3, генерация пара и соответственно объемное паросодержание уменьшились, что вызвало перемещение вверх стержней АР. Для поддержания мощности реактора на уровне 200 МВт операторы подняли также стержни РР, тем самым еще более уменьшив имевшийся оперативный запас реактивности. Полученная в 1 ч 22 мин 30 с распечатка полей энерговыделения и положений всех стержней регулирования указывала, что нейтронное поле выпуклое в радиальном направлении, а в среднем - двугорбое по высоте с повышенным энерговыделением в верхней части A3. Такая картина была вполне естественной для состояния, в котором в тот момент находился реактор: выгоревшая АЗ, почти все стержни регулирования в верхнем положении, более высокое паросодержание в верхней части A3, значительное отравление ксеноном центральной части реактора. Запас реактивности в рассматриваемый момент времени составлял всего 6-8 стержней - вдвое меньше предельно допустимого запаса, установленного техническим регламентом эксплуатации. Для оценки последующего развития событий очень важно определить дифференциальную эффективность стержней регулирования и аварийной защиты в сложившихся условиях. Численный анализ показал что она сильно зависит от погрешностей в определении полей энерговыделения, которые особенно велики при малых мощностях реактора. Поэтому необходим анализ большого числа расчетных вариантов, чтобы сделать заключение о достоверности или ошибочности той или иной версии. Согласно версии, которая считается наиболее достоверной, к 1 ч 23 мин параметры реактора были наиболее близки к стабильным за рассматриваемый промежуток времени. В 1 ч 23 мин 04 с был закрыт стопорно-регулирующий клапан турбогенератора №-8 и начался его выбег. Поскольку перед этим был снижен расход питательной воды, давление пара начало слабо расти (в среднем со скоростью 6 кПа/с),и суммарный расход воды через реактор стал падать, поскольку четыре ГЦН работали от "выбегающего" турбогенератора. Объемное паросодержание, а следовательно, и мощность реактора начали увеличиваться. Следует особо отметить, что в том состоянии, в которое попал реактор, небольшое увеличение мощности приводило к тому, что объемное паросодержание, прямо влияющее на реактивность, увеличивалось во много раз сильнее, чем на номинальной мощности. Мощность реактора стала расти, и именно это обстоятельство могло быть причиной нажатия кнопки аварийной остановки реактора АЗ-5. По ее сигналу начался ввод стержней аварийной защиты. Стержни АР, частично компенсируя предшествующий рост мощности, уже находились в нижней части A3, но почти все остальные стержни-поглотители были в .ее верхней части. Эффективность аварийной защиты оказалась существенно пониженной, суммарная положительная реактивность начала расти, и через 3 с мощность реактора превысила 500 МВт. Продолжавшееся снижение расхода охлаждающей воды в условиях роста мощности привело к интенсивному парообразованию, кризису теплоотдачи, разогреву топлива, его разрушению, бурному закипанию воды, в которую попали частицы топлива, резкому повышению давления в технологических каналах, их разрушению и тепловому взрыву. Такой вывод подтверждается математической моделью, в которой разрушение топлива имитировалось резким увеличением эффективной поверхности теплообмена. Расчеты показали, что когда удельное энерговыделение в топливе превысило 300 кал/г, расход воды резко снизился вследствие захлопывания обратных клапанов ГЦН. Последовавший затем разрыв технологических каналов частично восстановил поток теплоносителя, однако вода поступала не только в уцелевшие каналы, а и в реакторное пространство. Интенсивное парообразование и резкое повышение температуры в A3 создали условия для возникновения пароциркониевой и других химических экзотермических реакций, образование газовых смесей, содержащих водород и оксид углерода. Разгерметизация реакторного пространства привела к перемешиванию этих газов с кислородом воздуха и последующим взрывам. 2.1.5.2. Модель развития аварии, предложенная в Институте ядерныу исследований НАН Украины. В ИЯИ НАН Украины было разработано несколько пространственно-динамических программ, с помощью которых рассчитывались переходные процессы в реакторах РБМК с применением различных моделей таких процессов. Одна из этих программ была использована для оценки достоверности имеющейся информации о состоянии, в котором находилась A3 4-го энергоблока ЧАЭС в момент развития аварии [7]. Важно отметить, что при этом не использовались данные СЦК реактора "Скала", поскольку относительные погрешности измерения различных параметров с ее помощью при малой мощности реактора в момент аварии могли быть весьма велики. С помощью соответствующей модели были просчитаны величины оперативного запаса реактивности, формы аксиального и высотного распределения потоков тепловых нейтронов, средней по A3 температуры графита, концентрации ксенона и другие величины в различные моменты времени при проведении испытания турбогенератора №-8 на выбег. Полученные расчетные величины оказались близкими к их экспериментальным значениям, зарегистрированным датчиками системы внутриреакторного контроля. Как и в модели, описанной в п.2.1.5.1, наблюдалась двугорбая форма нейтронного поля с максимумом в верхней части A3 (рис. 1.2.2), которая была весьма неустойчива и подвержена искажениям. Результаты расчетов показали, что при погружении стержней СУЗ реактора после нажатия кнопки АЗ-5 произошло существенное перераспределение нейтронного поля по высоте реактора со смещением максимума нейтронных потоков в нижнюю часть A3. При этом на начальной фазе погружения стержней вводилась отрицательная реактивность, но уже через 1,5 с произошло интенсивное нарастание положительной реактивности и, соответственно, мощности реактора. Причина этого заключается в следующем. Плотность потока тепловых нейтронов в нижней части A3 оказалась в десятки раз выше, чем в верхней. Когда графитовые вытеснители на концах стержней достигли нижней части A3, поглощение нейтронов там уменьшилось за счет меньшей поглощающей способности графита по сравнению с водой и, несмотря на то, что стержни в верхней части A3 интенсивно поглощали нейтроны, в целом коэффициент реактивности был положительным. Величина этого коэффициента определялась оперативным запасом реактивности и, поскольку он в момент развития аварии был намного меньше регламентного значения, количество "столбов" воды, вытесняемой графитом, было велико. Это стало первой предпосылкой аварии. На основании проведенного анализа сделан вывод, что система управления и защиты реактора РБМК-1000 обладает существенными конструкционными недостатками, малоэффективна, не соответствует своим функциями и при определенных ситуациях в зависимости от формы аксиального распределения нейтронных полей, состояния СУЗ реактора и т.д. сама может стать источником ввода положительной реактивности, инициирующим возникновение аварийной ситуации.

Рис. 1.2.2. Аксиальное распределение потока тепловых нейтронов во времениI_ о ч; 2 - 7 ч.;3 -22 ч.;4 -24 ч. 30 мин (X - показания датчиков системы внутриреакторного контроля) Конструкционные недостатки СУЗ реактора значительно усугубляются наличием положительного парового коэффициента реактивности. Результаты нейтронно-физических и теплофизических исследований показали, что на протяжении первых полутора секунд после погружении стержней СУЗ реактора в A3 вводится отрицательная реактивность. Однако уже на второй секунде поле нейтронов перестраивается, его максимум смещается вниз и начинается быстрый ввод положительной реактивности, причем основной рост мощности приходится ца нижнюю половину A3. Расчеты показали, что если бы реактор имел нулевой паровой коэффициент реактивности, то через 3 с после начала опускания стержней СУЗ реактора перевела бы его в подкритическое состояние, и повышение мощности не достигло бы угрожающих размеров. Однако произошло интенсивное вскипание теплоносителя, поглощение нейтронов водяными парами значительно уменьшилось, реактивность возросла, объемное энерговыделение достигло 6000 Вт/см³. Уже к седьмой секунде температура топлива достигла 3100 °С, что превысило температуру его плавления. Таким образом, моделирование аварии на 4-м энергоблоке ЧАЭС показало, что причинами разгона реактора явились положительный паровой коэффициент реактивности и положительный ввод реактивности на начальном этапе погружения стержней. Последний сыграл роль спускового механизма. Эти два эффекта вполне объясняют случившуюся аварию без привлечения дополнительных гипотез о каких-либо внешних воздействиях. 2.1.6. Причины аварии Существует множество версий и сценариев развития событий, приведших к аварии на 4-м энергоблоке ЧАЭС. Большая их часть отпала по мере получения дополнительной информации с аварийного энергоблока или в процессе детального анализа. Уточняются наиболее вероятные версии. Анализируются действия персонала АЭС в попытке дать ответ на вопрос о том, явились ли причиной аварии ошибочные действия операторов или недостатки в конструкции реакторов РБМК. Ниже приведены выводы двух комиссий, в которых исследованы эти вопросы. Их сравнение позволит проследить эволюцию представлений о причинах возникновения и развития аварии. 2.1.6.1. Выводы комиссии, представленные на совещании экспертов МАГАТЭ в августе 1986 г. Изложенные ниже выводы были первым официальным документом, в котором на основании анализа хода событий, предшествовавших аварии, сделана попытка выделить основные ее причины. Такой анализ показал, что происшедшая авария была связана с вводом избыточной реактивности. Отмечено, что конструкция реакторной установки предусматривала защиту от подобного типа аварий с учетом физических особенностей реактора, включая положительный паровой коэффициент реактивности. Технические средства защиты и управления должны были обеспечить безопасность реактора при превышении мощности и уменьшении периода разгона, при появлении различных неисправностей в его работе. Кроме технических средств защиты, имелись также строгие правила и порядок ведения технологического процесса на АЭС, определяемые регламентом эксплуатации энергоблока. К числу наиболее важных правил относятся требования о недопустимости снижения оперативного запаса реактивности ниже 30 стержней. В процессе подготовки и проведения испытания турбогенератора персонал отключил ряд технических средств защиты и нарушил важнейшие положения регламента эксплуатации, касающиеся безопасного ведения технологического процесса. Основным мотивом в поведении персонала было стремление быстрее закончить испытания. Нарушение установленного порядка при подготовке и проведении испытаний, нарушение программы испытаний, небрежность в управлении реактором свидетельствуют о недостаточном понимании персоналом особенностей протекания технологических процесса в ядерном реакторе и о потере чувства опасности. Вместе с тем, разработчики реакторной установки не предусмотрели создание защитных систем безопасности, способных предотвратить аварию при имевшемся наборе преднамеренных отключений технических средств защиты и нарушений регламента эксплуатации, так как считали, что такое сочетание событий невозможно. Сделан вывод, что первопричиной аварии явилось крайне маловероятное сочетание нарушений порядка и режима эксплуатации, допущенное персоналом энергоблока. Катастрофические размеры авария приобрела в связи с тем, что реактор был переведен персоналом в такое нерегламентное состояние, в котором существенно усилилось влияние положительного коэффициента реактивности на рост мощности. Таким образом, в изложенных выводах основная вина за аварию возлагается на персонал АЭС. Перечислен ряд нарушений, допущенных операторами в ходе испытания турбогенератора, впервые упомянуто о существовании положительного коэффициента реактивности реактора. Однако оставлен в стороне вопрос о том, почему оказалось возможным такое "крайне маловероятное сочетание нарушений порядка и режима эксплуатации" [1] реактора и кто несет за это ответственность. 2.1.6.2. Выводы комиссии Госпроматомнадзора СССР. В соответствии с приказом Госпроматомнадзора СССР, 27 февраля 1990 г. была создана комиссия, в задачу которой входило детальное изучение причин и обстоятельств аварии на 4-м энергоблоке ЧАЭС. Проанализировав проектную и эксплуатационную документацию, а также различные версии о причинах аварии, комиссия пришла к следующим выводам. Первопричиной допущенных нарушений при испытании на выбег турбогенератора ТГ-8 стал чрезвычайно низкий уровень разработок по обоснованию нейтронно-физических процессов, происходящих в A3 реакторов РБМК, пренебрежение расхождениями результатов, полученных по различным методикам, отсутствие экспериментальных исследований в условиях, наиболее приближающихся к натурным и, в конечном итоге, передача главному конструктору неверных методик расчета нейтронно-физических процессов. Следствием этого явилось неправильное понимание процессов, протекающих в A3, и неверное обоснование безопасности АЭС с реакторами РБМК. Комиссия констатировала, что конструкция реактора предопределила наличие положительного парового и мощностного коэффициентов реактивности для режима стационарных перегрузок реактора РБМК-1000, и при этом не была обеспечена и особо доказана ядерная безопасность при таких коэффициентах ни для работы на номинальной мощности, ни для промежуточных. Таким образом, реактор РБМК-1000 из-за ошибочно выбранных его разработчиками физических и конструкционных параметров A3 представлял собой систему, (динамически неустойчивую по отношению к возмущению как по мощности, так и по паросодержанию, которое, в свою очередь, зависело от многих параметров состояния реактора [4]. Программа проведения испытаний турбогенератора не вполне удовлетворяла требованиям безопасности, однако при четком соблюдении эксплуатационных требований (регламента, инструкций) давала достаточно оснований для безопасного проведения эксперимента. Причины аварии скрыты не в программе как таковой, а в незнании разработчиками программы особенностей поведения реактора РБМК в предстоящем режиме работы. Комиссия проанализировала 13 различных версий о возможных причинах аварии, включающих в себя взрыв водорода, разрыв коммуникаций, эффекты кавитации и даже диверсионный акт и пришла к заключению, что все они кроме версии, связанной с реактивностным эффектом вытеснителей СУЗ реактора, противоречат объективным данным. Она установила также, что в ходе проведения испытания турбогенератора по программе не требовалось какого-либо вмешательства персонала или предохранительных устройств. Не было выявлено также событий или динамических процессов, например, незаметно начавшегося разгона реактора, которые могли бы стать исходным событием аварии. Развитие аварии началось после нажатия кнопки ручной аварийной остановки реактора АЗ-5 Комиссия подробно проанализировала действия персонала АЭС во время аварии с точки зрения допущенных нарушений технологического регламента эксплуатации и другой обязательной для исполнения документации, а также ретроспективно оценила степень влияния тех или иных нарушений на причину и масштаб случившейся аварии. Было отмечено, что когда в ходе эксплуатации реакторов возникала дилемма - соблюсти требования безопасности и остановить энергоблок, или отдать предпочтение экономическим факторам и продолжить работу реактора с нарушением этих правил, решение обычно принималось в пользу последнего, а функции аварийной защиты перекладывались на оператора с глубоким убеждением в его безусловной надежности как элемента системы безопасности. Такая тенденция сыграла немалую роль также при испытаниях турбогенератора. Например, в 0 ч 28 мин 26 апреля 1986 г. персонал не справился с управлением реактора, из-за чего произошло непредусмотренное снижение тепловой мощности реактора примерно до 30 МВт. Однако сделать заключение о правомерности или ошибочности действий персонала в этой ситуации не представляется возможным из-за противоречивости требований регламента, недостаточности и несогласованности аппаратурно зарегистрированных данных. Но именно этот "провал" и последующий подъем мощности во многом определил трагический исход эксперимента. Трудно также однозначно оценить правомерность действий персонала по снятию защиты на остановку реактора при закрытии стопорно-регулирующих клапанов обеих турбин, предпринятых в 0 ч 41 мин, поскольку инструкции не запрещают снятие защиты при нагрузках турбогенератора, меньших 100 МВт. То же можно сказать о решении провести испытания на выбег при мощности реактора около 200 МВт, так как разработчиками реактора не ставился вопрос о необходимости введения ограничений на работу реактора при мощностях ниже определенного уровня. Поэтому комиссия считает, что обвинения обслуживающего персонала в нерегламентной эксплуатации энергоблока при мощностях менее 700 МВт не имеют оснований. Главная, по мнению комиссии, причина такой последовательности событий заключается в том, что "Осознав всю опасность снижения оперативного запаса реактивности (ОЗР) именно с точки зрения способности аварийной защиты к выполнению своих функций, разработчики надлежащим образом не проинформировали об этом эксплуатационный персонал, который, осознав проблему, мог бы и не принять на себя отведенную ему разработчиками функцию по защите реактора от разгона" [4]. Естественно, что персонал вправе рассчитывать, что при любом режиме работы реактора аварийная защита эффективно сработает и предотвратит аварию. Но до самой аварии персонал энергоблоков с реакторами РБМК оставался в неведении того, что величина ОЗР не только определяет возможность регулирования поля энерговыделения реактора, но и в первую очередь определяет способность аварийной защиты к выполнению своих функций. Главный вывод, сделанный комиссией, заключается в том, что авария и ее масштабы обусловлены не действиями обслуживающего персонала, а непониманием, прежде всего со стороны научного руководства, влияния паросодержания на реактивность A3 РБМК, что привело к неправильному анализу надежности эксплуатации, пренебрежению неоднократными проявлениями большой величины парового коэффициента реактивности, ложной уверенности в достаточной эффективности системы управления и защиты. Эта система не смогла справиться как с происшедшей аварией, так и со многими другими, в частности, с проектными авариями. Составленный регламент эксплуатации реактора оказался не только неверным, но и роковым. Персонал не знал о некоторых опасных свойствах реактора и, следовательно, не осознавал последствий допущенных нарушений. Это свидетельствует о нечетком представлении безопасности не так эксплуатационным персоналом, как разработчиком реактора и эксплуатирующей организацией. Оператор никогда не должен оказываться в ситуации, которую предварительно не проанализировали инженеры и, кроме того, инженеры не должны анализировать ситуацию без учета реакции оператора на них. Тем не менее, Минэнерго бывшего СССР длительное время эксплуатировало АЭС с реакторами РБМК, в которых проявлялась нестабильность A3, не придавая должного значения неоднократным выпадениям сигналов аварийной защиты по мощности, не требовало тщательного разбора аварийных ситуаций. Из этого логически вытекает, что "авария, подобная Чернобыльской, была неизбежной" [4]. 2.1.7. Меры, предпринятые для повышения безопасности реакторов РБМК С учетом причин аварии на 4-м энергоблоке ЧАЭС был разработан комплекс мер, направленных на то, чтобы исключить всякую возможность повторения случившейся трагедии. В первоочередных мероприятиях предусматривалось коренное изменение физических свойств A3, модификация конструкций систем управления, защиты и блокировки, ужесточение требований технологического регламента, проведение организационно-технологических мер по повышению качества эксплуатации реактора. Конкретно это выражалось в следующем. Для исключения возможности разгона реактора ОЗР повышен до 43 - 48 эффективных стержней и установлен предел минимального .запаса реактивности в 30 эффективных стержней, при уменьшении которого реактор должен быть немедленно заглушен. Для снижения парового коэффициента реактивности установлены дополнительные поглотители. Нейтронно-физические характеристики реактора улучшены за счет повышения обогащения топлива по²³⁵U от 2 до 2,4 %. И модернизирована конструкция стержней СУЗ реактора. Повышена скорость ввода отрицательной реактивности, введена новая быстродействующая автоматическая защита реактора, что позволило исключить как положительный выбег реактивности на начальном этапе ввода стержней с их крайнего верхнего положения, так и обратный ход реактивности при достижении стержнями крайне нижнего положения. Введена система, осуществляющая автоматический расчет текущего значения ОЗР с периодом 5 мин с выводом данных на цифровой указатель и самопишущий прибор с предупредительной сигнализацией при достижении минимальной величины 30 стержней. На всех энергоблоках внедрена система, предупреждающая несанкционированные операции на реакторе. Осуществлен ряд мер по повышению пожарной безопасности, радиационной безопасности и снижению дозовых нагрузок на персонал, по контролю за состоянием среды вокруг реактора, по защите персонала при аварийных ситуациях и т.д. Одновременно повышена эффективность диагностики работы отдельных узлов реактора, контроля состояния металлов и сварных соединений. Благодаря принятым мерам возможность аварий, подобных происшедшей 26 апреля, практически исключена. Но это не означает, что не могут произойти более мелкие аварии, представляющие также значительную опасность. Существуют международные стандарты, определяющие безопасность атомных реакторов, которыми руководствуется МАГАТЭ. Миссии МАГАТЭ, посетившие ЧАЭС, отметили, что благодаря принятым мерам безопасность реакторов РБМК значительно повысилась, но она все еще не соответствует международным стандартам.

2.2. Объект "Укрытие" ("Саркофаг") 2.2.1. Сооружение объекта "Укрытие" Реактор 4-го энергоблока ЧАЭС в результате аварии 26 апреля 1986 г. был почти полностью разрушен. Стены и перекрытия ЦЗ и вспомогательных помещений оказались разрушенными, заваленными или смещенными. Верхняя плита биологической защиты весом 2 тыс. т вместе с трубами пароводяных коммуникаций и обломками железобетонных конструкций повисла почти в вертикальном положении, повсюду образовалось множество завалов. Основание реактора опустилось на 4 м от исходного положения, смяв опорные конструкции и потянув за собой трубы нижних водяных коммуникаций. Обломки строительных конструкций проломили крышу машинного зала и повредили фермы. Высокоактивная лава, состоящая из расплавленного топлива, строительных и конструкционных материалов, залила нижние коридоры и помещения реактора. В центре реакторного зала находились разогретые до высокой температуры остатки A3, испускавшие интенсивные потоки радиоактивного излучения. Воздушные потоки, подхватывая аэрозоли, заражали новые территории. Разрушенный энергоблок представлял собой недоступный и опасный для жизни мощный источник радиации и аэрозольного загрязнения. В первые дни после аварии встал вопрос о строительстве сооружения, которое должно было защитить прилегающую территорию от проникающего излучения и предотвратить выход радионуклидов из разрушенного реактора. Основным требованием к проекту такого сооружения было соблюдение стандартов радиационной защиты и создание систем контроля состояния разрушенной A3 с целью предотвращения любых нежелательных процессов в ней и, прежде всего, возникновения самопроизвольной цепной реакции деления. Выбор оптимального варианта укрытия проводился на конкурсной основе. За несколько недель было проработано 18 вариантов проекта, среди которых было сооружение единого холма из щебня и бетона, засыпка шахты реактора металлическими полыми шарами, возведение арочного покрытия с пролетом 230 м, устройство накатных сводов и куполов над реакторным залом пролетом до 100 м, строительство консольной надвижной кровли над машинным залом пролетом до 60 м и т.д. Однако на осуществление этих проектов требовалось длительное время (1,5-2 года) а также значительные затраты и большие расходы строительных материалов. Некоторые из проектов были невыполнимы при существующем уровне техники. В качестве окончательного варианта консервации разрушенного энергоблока правительственной комиссией была принята обьемно-пространственная структура объекта "Укрытие", образованная рядом каскадно поднимающихся энергоблоков, размеры и очертания которых определялись конструктивными особенностями элементов конструкций, предназначенных для герметизации 4-го энергоблока. По сравнению с другими вариантами этот проект предусматривал меньшую материалоемкость, сокращенные трудозатраты и приемлемые сроки строительства. В соответствии с принятым проектом предусматривалось возведение внешних защитных стен по периметру разрушенного реакторного здания, разделительных стен на различных участках, перекрытий и герметизация ряда помещений с целью защиты от излучений со стороны реакторного энергоблока. Разработка и осуществлене этого проекта явились уникальной инженерной задачей, не имеющей аналогов в мировой практике. Основная идея принятого и реализованного варианта заключалась в использовании сохранившихся строительных конструкций энергоблока в качестве опор под возводимые несущие конструкционные элементы укрытия без установки дополнительных опор в реакторной зоне. В связи с этим возник ряд сложнейших инженерных проблем. Необходимо было оценить степень повреждения оставшихся строительных конструкций, разработать максимально укрупненные конструкции, допускающие дистанционный монтаж без присутствия людей и обеспечивающие достаточную прочность и надежность возводимых сооружений при значительных отклонениях в точности дистанционной сборки. Такие работы нужно было проводить в крайне трудной дистанционной обстановке с максимальной механизацией и минимальным количеством работающих в зоне строительства. Предварительно в "чистой" зоне были опробованы методы дистанционного соединения крупных конструкций, дистанционное управление работой бетононасосной техники, разработаны системы теле- и радиоуправления ходом строительных и монтажных работ, созданы специальные кабины-капсулы, позволяющие визуально обследовать малодоступные места с помощью кранов. При проведении работ принялись уникальные отечественные и зарубежные машины и механизмы. Для снижения общего уровня мощности дозы излучения был снят захоронен радиоактивный грунт, обломки строительных конструкций и оборудования с территории, окружающей аварийный энергоблок, после чего вся эта территория была покрыта слоем щебня и песка толщиной до 50 см и бетонным слоем. На такое бетонирование было расходовано более 100 тыс. м³ бетона. По периметру 4-го энергоблока вначале были возведены "пионерные" железобетонные стены высотой 6 - 8 Рј, предназначенные для безопасного проведения строительно-монтажных работ. Северная защитная стена со стороны основного завала была построена из железобетона в виде террас или уступов высотой до 12 м., причем каждый последующий уступ, насколько это было возможно, приближался к разрушенным конструкциям. Снаружи эти уступы скреплялись металлическими щитами длиной до 54 м и массой более 100 т. Западная сторона энергоблока была закрыта защитной контрфорсной стеной толщиной 1 м и высотой 45 м. Несущий металлический каркас этой стены состоял из блоков размером 6х45 м и массой по 92 т. Третий энергоблок также оказался загрязненным радиоактивными веществами, которые затянуло через вентиляционную систему и проломы в крыше. Его необходимо было полностью отделить от аварийного. Для этого были удалены все коммуникации, общие для 3-го и 4-го энергоблоков, и между ними возведена разделительная стена высотой до уровня кровли. В ходе работ часть конструкций использовалась в качестве опор, биологической защиты и герметизирующих элементов одновременно. Весьма сложной задачей оказалось возведение покрытий над центральным залом (ЦЗ) и деаэраторной этажеркой. Необходимо было найти надежные опоры для новых несущих конструкций, причем расстояние между опорами не должно было превышать предельные размеры, позволяющие проводить монтаж с помощью строительных кранов. В качестве таких опор после тщательного исследования сохранившихся конструкций были использованы: по западной стороне - уцелевшая монолитная стена, которая была усилена металлическим корсетом с последующим заполнением бетоном внутреннего пространства; по северной стороне - возведенная каскадная стена; по восточной стороне - две сохранившиеся монолитные выхлопные шахты; по южной стороне - металлическая балка длиной 70 м, высотой 6 м, шириной 2,4 м и массой 147 т, опирающаяся на две специально возведенные опоры, основанием которых служили завалы из обломков строительных конструкций, предварительно закрепленные бетоном. Для перекрытия ЦЗ была создана опорная поверхность в виде моста из двух металлических балок, опирающихся на сохранившиеся и усиленные конструкции стен реакторного зала. Для сохранения параллельности балок (расстояние между ними - 36 Рј) они были собраны до монтажа в единый пространственный блок весом 165 т. На балки, идущие вдоль ЦЗ, уложено 27 металлических труб диаметром 1220 мм и длиной 36 м каждая. Над этими ярубами смонтировано шесть пространственных металлических блоков с двускатной кровлей. Кровли, примыкающие к ЦЗ с северной и южной сторон, изготовлены из крупногабаритных металлических щитов. Над разрушенной частью машинного зала установлено покрытие из пространственных блоков-ферм пролетом 51 м, по которым уложены металлические щиты. Для защиты от коррозии металлические конструкции окрашивались специальной эмалью. Были выставлены геодезические марки и реперы, позволяющие определять осадку и деформацию сооружения во времени. В проекте "Укрытие" предусмотрено создание системы вентиляции с движением воздуха снизу - вверх для удаления тепла, образующегося за счет остаточного тепловыделения, для исключения неорганизованного выхода радиоактивных аэрозолей, поддержания заданной влажности воздуха, очистки вытяжного воздуха на аэрозольных фильтрах и выброса его через высотную трубу. После опробования эта система была переведена в режим "ожидание", а энергоблок в целом - в режим естественной вентиляции. Текущий контроль физического состояния энергоблока обеспечивался измерением температуры внутри энергоблока на поверхности завала и воздуха над ним, содержания водорода в воздухе, разрежения воздуха внутри захоронения, мощности дозы гамма-излучения и т.д. Особое внимание было уделено исключению возможности возникновения самопроизвольной цепной реакции в оставшемся топливе. Для этой цели была сооружена специальная установка ядерной безопасности, которая при получении сигнала о появлении нейтронного излучения подавала раствор метабората калия (сильный поглотитель нейтронов) в пространство над шахтой реактора. Все помещения законсервированного 4-го энергоблока необслуживались, и доступ персонала в них был запрещен. Все проходы за разделительную стену закрыты и оборудованы средствами охранной сигнализации. Объект "Укрытие", или "Саркофаг" был принят правительственной комиссией в декабре 1986 г. Согласно "Технологическому регламенту технического обслуживания законсервированного 4-го энергоблока ЧАЭС", функции эксплуатирующей организации, несущей непосредственную ответственность за его безопасность, возложены на ЧАЭС. В настоящее время объект "Укрытие" является временной системой локализации ядерного топлива и радиоактивных материалов, нуждающейся в дальнейшем преобразовании в экологически безопасную систему вплоть до полного удаления из него ядерного топлива и радиоактивных веществ и их захоронения в соответствии с действующими международными нормами и правилами. 27 февраля 1992 г. Правительством Украины было принято решение о проведении Международного конкурса проектов и технических решений по преобразованию объекта "Укрытие" в экологически безопасную систему. Целью такого конкурса являлась выработка оптимального решения проблемы экологической безопасности разрушенного в результате аварии 4-го энергоблока ЧАЭС с привлечением отечественных и зарубежных специалистов, организаций и предприятий, обладающих современным научно-техническим потенциалом. На конкурс принимались проекты и/или технические решения, которые могли бы наилучшим образом осуществить безопасное преобразование объекта "Укрытие". Итогом конкурса должно быть комплексное решение проблемы, совмещающее лучшие проекты и технические решения, предложенные разными авторами. Эти проекты должны обеспечить: долговечность преобразованного объекта "Укрытие" на срок не менее 100 лет; возможность реализации самого проекта в течение не более 5 лет; контроль и соблюдение ядерной, радиационной, экологической и общетехнической безопасности на всех этапах преобразования "Укрытие" и при последующей его эксплуатации; разработку, переработку, транспортирование и захоронение топливосодержащих и радиоактивных материалов, находящихся в объекте "Укрытие" или возможность реализации этих мероприятий после пре- образования объекта в долговременную экологически безопасную систему; совместимость намеченных работ с эксплуатацией действующих энергоблоков ЧАЭС и работами по выведению их из эксплуатации. На конкурс было представлено 394 предложения из Украины, России, Беларуси, Франции, Англии, Германии, Италии и других стран. По результатам экспертизы на второй этап конкурса международное Жюри допустило 19 предложений, из которых после открытого общественного обсуждения было отобрано шесть для определения победителя. Однако всесторонний анализ конкурсных предложений показал, что ни в одном из них не выработано оптимальное решение главной проблемы - экологической безопасности аварийного энергоблока. Поэтому Жюри поручило организационному комитету Международного конкурса обобщить конкурсные предложения и подготовить технические требования для комплексного решения проблемы экологической безопасности объекта "Укрытие". Одновременно Жюри обратилось в Кабинет Министров Украины с рекомендацией объявить в сентябре 1993 г. Международный тендер на выполнение технико-экономического обоснования преобразования объекта "Укрытие", разработанного на основе указанной выше концепции. 2.2.2. Типы радиоактивного загрязнения и особенности проведения работ по улучшению радиационной обстановки в помещениях объекта "Укрытие" Как отмечалось, объект "Укрытие" по назначению и функциям нельзя считать ни хранилищем ядерного топлива, ни могильником высокоактивных отходов, ни каким-либо другим объектом, ранее встречавшимся в ядерной энергетике. Поэтому в течении 1987 - 1988 гг. была разработана и развернута долгосрочная программа научных исследований на объекте "Укрытие" по следующим основным направлениям: определение количества оставшегося ядерного топлива внутри объекта, определение механического и физико-химического состояния топлива, обследование состояния строительных конструкций, изучение свойств конструкционных материалов в полях гамма-излучения при взаимодействии с остатками топливных масс и ряд других. Для проведения научных исследований было решено осуществить бурение горизонтальных и наклонных скважин из доступных помещений в район шахты реактора и его подреакторных помещений. При этом отбирались пробы материала и проводился их анализ, затем в скважинах размещалась диагностическая аппаратура для измерения гамма-полей и нейтронных потоков, температуры, тепловых потоков и т.д. Одновременно выполнялся большой объем подготовительных и вспомогательных работ, связанных с дезактивацией помещений и оборудования, организацией санпропускников и саншлюзов. С декабря 1987 г. Всесоюзный научно-исследовательский и проектный институт энерготехнологии (ВНИПИЭТ) был включен в состав Комплексной экспедиции ИАЭ им.Курчатова и привлечен к выполнению работ, касающихся обследования радиационной обстановки в помещениях объекта "Укрытие", разработки рекомендаций по дезактивации, оценки состояния строительных конструкций. В зарубежной литературе отсутствует информация об особенностях радиационного обследования и дезактивационных работ на аварийных энергетических объектах. Такая работа проводилась впервые и ее результаты представляют собой большой научный интерес. В 1986 - 1987 гг. при обследовании и дезактивации помещений 1, 2, 3-го энергоблоков были выявлены три типа радиоактивных загрязнений: 1. Осевшими радиоактивными аэрозолями и пылью, занесенной при циркуляции воздуха и механического переноса загрязнений. Так были загрязнены помещения, сохранившие свою относительную герметичность и связанные с другими помещениями через системы вентиляции. 2. Продуктами горения реактора и горячего газопылевого выброса. Таким образом были загрязнены помещения, разрушенные при аварии, смежные помещения, коридоры обслуживания, оказавшиеся на пути следования горячих высокоактивных дымо-воздушных потоков. 3. Потоками высокоактивной воды: из теплоносителя контура многократной принудительной циркуляции, от пожаротушения, дождевыми. Вода, растекаясь по помещениям, контактировала с распыленным ядерным топливом, графитом, превращаясь в активный, подвижный источник радиоактивного загрязнения. Так были загрязнены коридоры сообщений, лестницы, помещения нижних отметок, а также подкровельные. С января 1988 г. сотрудники ВНИПИЭТ приступили к радиационному обследованию помещений деаэраторной этажерки. Радиоактивное загрязнение, в основном, связано с пылевыми частицами, занесенными при естественной циркуляции воздуха и переносе загрязненной обувью из других, более "грязных" помещений персоналом. Максимальная экспозиционная доза (МЭД) излучения в этих помещениях не превышала 50 мР/ч. В коридорах деаэраторной этажерки, на лестничных площадках и в помещениях, примыкающих к машинному залу, МЭД излучения достигала 100 мР/ч и более и была обусловлена внешними источниками. В помещениях, предназначенных для установки буровых станков, и ряде других МЭД излучения превышала 1 Р/ч и была обусловлена попаданием больших количеств радиоактивных веществ во время взрыва, протечками теплоносителя, дождевыми потоками и излучением внешних источников, находящихся в различных местах развала. При проведении предварительной паспортизации помещений летом 1988 г. в объекте "Укрытие" были выявлены еще два новых типа радиоактивного загрязнения, обусловленные наплывами радиоактивного бетона, образовавшимися при сооружении саркофага (МЭД излучения от наплывов бетона составляла от сотен миллирентген в час До десятков рентген в час), и лавообразными топливосодержащими массами (ТСМ) в подреакторных и прилегающих к шахте реактора помещениях (МЭД излучения от них составляет от сотен до тысяч рентген в час). Данные, накопленные по радиационной обстановке к марту 1990 г., позволили разделить помещения объекта на шесть классов с уровнями МЭД излучения: до 50 мР/ч (первый класс); от 50 до 100 мР/ч (второй класс); от 100 до 1000 мР/ч (третий класс); от 1 до 10 Р/ч (четвертый класс); от 10 до 30 Р/ч (пятый класс); более 30 Р/ч (шестой класс) и оценить количественно и в процентном отношении число помещений, входящих в тот или иной класс. К маю 1991 г. было обследовано около 60 % помещений объекта "Укрытие". Однако многие помещения не могли быть обследованы на нижних отметках объекта из-за того, что входы в них были заблокированы наплывами бетона при сооружении объекта, на верхних отметках - из-за ограничения доступа в них в связи со значительным (или полным) разрушением и аварийным состоянием несущих строительных конструкций. При разработке концепции перевода объекта в экологически безопасное состояние важно учитывать, что высокоактивное ядерное топливо внутри "Укрытия" находится в открытом виде и контактирует с окружающей средой. Это требует установления полного контроля за состоянием и разработки специальной технологии обращения с ними. Следует подчеркнуть, что такая технология должна быть "безлюдной", поскольку доступ рабочего персонала в большинство помещений, содержащих ТСМ, до настоящего времени практически невозможен. Таким образом, проведение широкого спектра исследований основных характеристик ТСМ внутри объекта "Укрытие" являлось важным этапом, определяющим безопасность объекта. Целью работ в объекте "Укрытие" в 1989 - 1992 гг. являлось: уточнение мест и границ скоплений ТСМ и элементов A3, на основе дозиметрических данных; анализ изменения радиационной обстановки; исследование радиоактивной загрязненности помещений; исследование расположения и характеристик скоплений радиоактивной воды в помещениях объекта; разработка базы данных по помещениям объекта. Дезактивационные работы на объекте "Укрытие" относятся к высшей категории сложности. Это связано с наличием большого количества завалов, бетонных наплывов, неустойчивым состоянием конструкций, высокими МЭД излучения. По сложности проведения дезактивационных работ, применению технических средств и методов их проведения все помещения объекта "Укрытие" были условно разделены на четыре группы сложности. Первая группа сложности - помещения, поверхности которых загрязнены осевшими аэрозольными частицами и радиоактивной пылью. В этих помещениях МЭД излучения не превышает 0,05 Р/ч, что соответствует первому классу. В помещениях этой группы сложности применения специального оборудования не требуется. Радиационная обстановка в таких помещениях улучшалась за счет уборки пыли, мусора с применением простейших инструментов и пылесосов, протирки загрязненных поверхностей ветошью, смоченной растворами, содержащими поверхностно-активные вещества. В зависимости от значений МЭД излучения персонал в помещениях первого класса может находиться от нескольких десятков минут до полной рабочей смены. Вторая группа сложности - помещения, где длительное время находилась высокоактивная вода, либо через них проходили высокотемпературные газовые выбросы из горящего реактора. В этих помещениях МЭД излучения может достигать 1,0 Р/ч, к ним относятся помещения второго и третьего классов. Загрязнения здесь прочнофиксированного характера: в случае газовых выбросов радиоактивные мелкодисперсные вещества проникают в глубь поверхностей до нескольких сантиметров, а в случае протечек радиоактивной воды в цементную стяжку, штукатурку, в кирпич - на глубину 10 см и более. Многократная обработка дезактивирующими растворами не приводила к снижению МЭД излучения до допустимых уровней. Для достижения высокой эффективности дезактивации в этих помещениях требовалось удалить с поверхностей лакокрасочные покрытия и слой штукатурки и растворную стяжку с пола. После удаления загрязнений все покрытия необходимо было восстановить заново. Такие работы трудоемки, они выполнялись, как правило, механическими способами вручную и приводили к повышенным дозовым нагрузкам их исполнителей. В некоторых случаях эффективной оказывалась защита от гамма-излучения слоем бетона (стенки из бетонных блоков, цементная стяжка и т.п.) или свинца толщиной по расчету до требуемой кратности ослабления. При проведении работ по удалению загрязненных участков поверхностей механическими способами необходимо было проводить пылеподавление пленкообразующими составами, а при их отсутствии - водой. Безопасное время нахождения персонала в этих помещениях не превышает нескольких минут. Третья группа сложности - помещения, поверхности которых загрязнены первым или вторым типом радиоактивных загрязнений (п.1 или 2) или их сочетанием, а также помещения, в которых МЭД излучения определяется внешними источниками излучения. МЭД излучения в них до 10 Р/ч, к ним относятся помещения четвертого класса. Для этой группы сложности перед проведением дезактивационных работ необходимо сначала устранить влияние внешних источников гамма-излучения, например, заделать проемы, окна, установить защитные экраны или дополнительный слой бетона и т.п. После этого провести оценку загрязненности помещения, установить, к какой группе сложности его следует отнести и далее рекомендовать апробированные технические средства и способы дезактивации, предусмотренные первой или второй группой сложности. Четвертая группа сложности - помещения, загрязненность в которых усугубляется наличием натеков бетона, содержащих включения топливной композиции и значительные количества топливосодержащих масс, которые являются мощными источниками гамма-излучения. МЭД излучения в этих помещениях от 10 и более 30.Р/ч. К ним относятся помещения пятого и шестого классов. Если в помещениях пятого класса еще возможно кратковременное посещение персонала для проведения работ, то в помещения шестого класса доступ ограничен. Во всех случаях в помещениях этой группы сложности работы должны проводиться дистанционно с применением робототехники и специального инструмента, защитных и технических средств проведения работ и способов наблюдения за их ходом. На деаэраторной этажерке к первым двум классам относятся 76 % помещений, а остальные 24 % - к третьим и четвертым классам. Уровни снимаемого радиоактивного загрязнения поверхностей помещений объекта "Укрытие" в июне 1988 г. на различных отметках по высоте реакторного отделения колебались в широких пределах от 10^-7до 10^-4Ки/м²по альфа-нуклидам и от 2·10^-7до 3·10^-2Ки/м²по гамма-нуклидам. Следует отметить, что нормализация радиационной обстановки в помещениях объекта зачастую была сопряжена с большим объемом специальных строительно-монтажных работ по подавлению источников излучения и не улучшалась при применении химических и механических методов. Это связано с отсутствием эффективных и экономичных способов дезактивации строительных материалов, в особенности бетона, и технических средств по применению химических методов дезактивации, которые позволяли бы избегать высоких дозовых нагрузок на персонал (робототехника). Технологическое оборудование, находящееся в помещениях 4-го энергоблока, дезактивации практически не подлежало. В случае необходимости нормализации радиационной обстановки в помещениях оно, как правило, демонтировалось. Основное внимание уделялось дезактивации вновь установленного оборудования, находящегося в эксплуатации. Наибольший интерес из числа такого оборудования представляли буровые станки и вспомогательное оборудование, необходимое для проведения работ по бурению скважин. Они в процессе эксплуатации подлежали периодической дезактивации. До конца 1988 г. радиационная обстановка была улучшена примерно в 40 помещениях энергоблока. Установлено, что в аварийном энергоблоке (реакторное отделение) помещений первого и второго класса - 16 %, шестого класса - 10 %, третьего - пятого - остальные 74 %. К апрелю 1991 г. было обследовано 226 помещений энергоблока, что составляло примерно 60 % общего числа помещений. Из 14 помещений реакторного отделения, в которых проводились работы по улучшению радиационной обстановки, в 11 МЭД излучения удалось уменьшить до уровней, соответствующих требованиям, предъявляемым к полуобслуживаемым помещениям (менее 2,8 мР/ч). Коэффициенты дезактивации варьировали от 3 до 500. Таким образом, анализ результатов проведенных дезактивационных работ на объекте "Укрытие" показывает, что предложенные инженерно-технические решения по улучшению радиационной обстановки оказались достаточно эффективными и позволили существенно улучшить или нормализовать радиационную обстановку в ряде помещений объекта "Укрытие". В период 1991 - 1992 гг. специалистами ВНИПИЭТ была создана информационная система, включающая в себя базу данных характеристик помещений по результатам обследования, проведенным в 1988 - 1992 гг. 2.2.3. Оценки ядерной и радиационной опасности ядерного топлива и радиоактивных материалов, сосредоточенных в объекте "Укрытие" 2.2.3.1. Ядерное топливо в объекте "Укрытие". Количество облученного ядерного топлива, оставшегося в объекте "Укрытие", составляло около 180 т (по урану) или 96 % находившегося в 4-м энергоблоке перед аварией. Основная часть радионуклидов была связана с урановой матрицей (кроме "летучих", например, таких как, цезий, который частично вышел из нее во время активной стадии аварии). Кроме того, весьма небольшая часть активности, была выщелочена водой, проникающей в объект "Укрытие". Среднее выгорание топлива составляло (11 - 12) МВт·сут/кг (урана). Исследования 1987 - 1992 гг. показали, что облученное топливо внутри "Укрытия" находится в виде следующих модификаций: фрагменты A3, большая часть которых выброшена при взрыве на верхние этажи энергоблока, в частности, в ЦЗ. мелкодиспергированное топливо (пыль) - топливные "горячие" частицы. Размеры этих частиц от долей микрона до сотен микрон. Онинаблюдались практически во всех помещениях объекта, внедрились в стены, полы, потолки комнат, находились в воздухе в виде аэрозолей. (Полная масса "горячих" частиц оценивается, по порядку величины, в 10 т) С высокоактивным, напоминающим черное стекло материалом, исследователи, работавшие на 4-м энергоблоке ЧАЭС, столкнулись впервые осенью 1986 г. В одном из подреакторных помещений была обнаружена гигантская застывшая капля, впоследствии получившая название "слоновья нога". Анализ ее материала показал, что в основном он состоит из диоксида кремния с примесью других соединений, в том числе и соединений урана. Впоследствии лавообразные, содержащие ядерное топливо материалы (ЛТСМ), были обнаружены во многих подреакторных помещениях. В их составе содержалась значительная часть урана, находившегося до аварии в A3, и большая часть наработанных в реакторе радионуклидов. Это указывает на то, что процесс образования лавы, во время активной стадии аварии (с 26.04.86. г. по 06.05.86. г.), происходил подаппаратном помещении. В ходе этого процесса была расплавлена часть металлоконструкций основания реактора и ее серпентинитовая засыпка. По мере увеличения своей массы расплав распространялся по полу помещения, достигая краев паросбросных клапанов, переливался внутрь и попадал в нижние помещения, созданные для локализации пара при проектной аварии. Одновременно расплав распространялся и в горизонтальном направлении, так как в стене подреакторного помещения образовался пролом, или прожог. По подреакторным помещениям растекался уже сформировавшийся расплав (металл+ТСМ), при этом металл оставался неизменным по составу, а керамические массы по мере растекания взаимодействовали с конструкционными материалами. Исследования, проведенные в 1987 - 1992 гг., позволили выяснить места расположения основных скоплений ЛТСМ в нижних помещениях энергоблока, описать их физико-химические свойства, обнаружить и начать изучение процессов деградации ЛТСМ. Впервые общая модель расположения ЛТСМ, находящихся на Нижних этажах объекта " Укрытие", а также оценка массы топлива, содержащегося в них, была сделана на основании работ, выполненных в 1586 - 1989 гг. До этого производились оценки для отдельных помещений, в большинстве случаев, на основе тепловых измерений. Исследования полей температур и тепловых потоков в условиях Укрытия" играли важную роль. Во-первых, они позволяли обнаружить места, в которых находилось топливо, путем измерений в относительно доступных зонах. .Во-вторых, они могли быть использованы при оценках массы топлива (М), оставшегося в различных помещениях Укрытия". Метод оценки основывался на том, что полный поток тепла, выходящий из помещения, однозначно связан с мощностью тепловых источников внутри него и, следовательно, величиной М. И в этом случае с помощью исследований, проводимых в доступных зонах, можно было пытаться определить количество высокорадиоактивных материалов. В условиях, когда ЛТСМ часто покрыты метровыми слоями "свежего" (попавшего в "Укрытие" при строительстве) бетона, интегральный, теплометрический метод также мог дать значительные результаты. Для оценки количества топлива в ряде других помещений использовался комплексный метод, который можно условно назвать визуальным. Он основывается на результатах измерения МЭД, пробоотбора, а более всего на визуальных наблюдениях, в том числе - прямых и с помощью фото- и телеаппаратуры. В условиях объекта "Укрытие", когда большая часть ТСМ залита бетоном, а пробоотбор возможен лишь с поверхности лав (из-за отсутствия "горячей технологии" для извлечения кернов), применение визуального метода становится весьма проблематичным. В исследованиях 1989 - 1992 гг. особенно ясно проявилась сложная структура ЛТСМ и их неоднородность. Эти свойства усугублялись начавшимися быстро развиваться процессами деградации лав. Поэтому, сделанные сейчас оценки количества топлива (по урану), находящегося в нижних помещениях реактора 4-го энергоблока, все еще содержат большие неопределенности. Наконец, в 1990 г. было обнаружено, что в воде, находящейся в ряде нижних помещений объекта, содержатся растворенные соли урана. Концентрация урана в ней мала и составляет от долей до нескольких миллиграмм на литр, так что полное количество топлива в растворенной форме по оценкам составляет менее 2 кг. Причина появления растворимых солей - разрушение ЛТСМ под действием ряда факторов,основной из которых - вода, проникающая в "Укрытие". 2.2.3.2. Ядерная опасность. Гипотетическая ядерная опасность (возникновение самоподдерживающейся цепной реакции - СЦР ) могла бы угрожать со стороны оставшихся фрагментов (ТВЭЛов, ТВС, ЛТСМ) и, в будущем, растворенного урана. Опираясь на расчеты, можно утверждать, что ни одно из доступных для наблюдения скоплений фрагментов A3 не представляет собой ядерной опасности. Что касается топлива, выброшенного в ЦЗ, то вероятность того, что при этом там спонтанно возникнет ядерно-опасная сборка, мала. Кроме того, выброшенное топливо еще во время активной стации аварии было засыпано сверху материалами, среди которых были и соединения бора (нейтронный поглотитель), а в последние два года над завалами ЦЗ периодически работает установка по пылеподавлению, распыляя раствор, в состав которого входит соединение гадолиния (также эффективнейший поглотитель нейтронов). Анализ показаний детекторов мощности дозы гамма-излучения, находящихся в ЦЗ, свидетельствует о том, что за все прошедшие годы никаких аномальных явлений там не зарегистрировано. Расчетами, экспериментами, исследованиями сотен проб было показано, что в существующем состоянии ЛТСМ подкритичны, т.е. ядерно-6езопасны. Их критичность (k) может увеличиться в случае перемешивания вещества ЛТСМ с водой. Но и в этом случае лава, с которой до сих пор имели дело исследователи, останется ядерно-безопасной. Это иллюстрирует рис. 1.2.3. На графике в координатах "содержание U в лаве - выгорание топлива" приведена ядерно-опасная область с k >1 для наиболее опасной гомогенной смеси ЛТСМ с водой. Область наблюдаемых параметров "чистых" ЛТСМ далеко отстоит от опасной границы. Вместе с тем, ЛТСМ из-за отсутствия "горячей технологии - которая позволила бы взять пробы из глубины лавы, исследованы только с поверхности. В ряде случаев, на этой поверхности были обнаружены "недорасплавившиеся" и целые ТВЭЛы. Расчеты для таких сложных систем, как ТСМ + вода + ТВЭЛы, учитывающие полный химический состав лав (в частности, обнаруженные в них нейтронные поглотители) и их геометрию, для наиболее опасного содержания воды сейчас проводятся.

Рис. I.2.3. График критичности ЛТСМ (без фрагментов ТВЭЛов) как функция содержания урана и выгорания топлива (гомогенная смесь ЛТСМ с водой, при самых "неблагоприятных" условиях) Важно отметить и то, что с момента аварии проникновению воды в лаву препятствуют два барьера: монолитность лавы и сравнительно высокая температура внутри нее. Постепенно барьеры снижаются, но при осуществлении непрерывного контроля приближение к критичности может быть обнаружено и ликвидировано соответствующими контрмерами. Что касается накопления урана в водных массивах, то это процесс медленный и соответствующие контрмеры (откачка воды, введение поглотителей и т.п.) могут быть достаточно эффективны. Выводы о ядерной безопасности ТСМ объекта "Укрытие", которые можно сделать сегодня, следующие: все проведенные до сих пор экспериментальные и расчетные исследования указывают на подкритичность ТСМ, находящихся в объекте; на пути возникновения СЦР существуют естественные и искусственные барьеры; эти барьеры со временем понижаются, и это обязывает продолжать исследования и наблюдения за ТСМ и, в случае необходимости, применить соответствующие контрмеры против СЦР; главным потенциальным источником опасности является вода, проникающая в объект "Укрытие". .2.2.3.3. Радиационная опасность. Влияние объкта "Укрытие" на окружающую среду. Гораздо более реальной считается радиационная опасность. Она может проявиться двумя путями: выброс радиоактивной пыли при обрушении старых конструкций внутри "Укрытия" (достаточно реальная ситуация) или при обрушении верхней части самого "Укрытия" (максимальная гипотетическая авария); вымывание активности водой и ее попадание во внешнюю среду. До сих пор меры по пылеподавлению и укреплению строительных конструкций позволили практически предотвратить выброс радиоактивной пыли через щели за пределы объекта. В 1990 - 1992гг. он был на порядки меньше, чем допустимый выброс работающего энергоблока АЭС (<0,3 Ки/г) Таким образом, пылевой компонент радиационной опасности существует, и вероятность его проявления со временем может расти. Следует отметить, что сейчас выброс из "Укрытия" топливной пыли опасен, прежде всего, загрязнением внешней среды плутонием. Для человека, находящегося в пылевом облаке, незначительное повышение мощности дозы внешнего облучения сопровождается превышением на много порядков предельно допустимой концентрации плутония в воздухе. Как далеко будет простираться опасная область при аварии? Даже самые пессиместические оценки показывают, что при внутренних обрушениях выброс пыли из имеющихся щелей может представлять опасность только для людей, работающих на территории АЭС. При максимальной гипотетической аварии с разрушением объекта в результате особо сильного землетрясения или смерча область прохождения радиоактивного облака и выпадения активности может быть оценена весьма приблизительно. Пессимистические прогнозы свидетельствуют о том, что может образоваться хотя и узкий (до 1 км шириной), но достаточно длинный коридор (десятки километров) с загрязнениями в десятки Ки/км² по цезию, Ки/км² по ⁹⁰Sr и плутонию. Если произойдет даже локальный пылевой выброс, то изо всех видов ущерба (здоровью людей, окружающей среде, экономике и.т.п.) возможно самым тяжелым и наиболее трудно поддающимся оценке станет моральный - возрождение и углубление чернобыльского синдрома у сотен тысяч людей. Попадающая в "Укрытие" вода на своем пути с верхних отметок на нижние постепенно разрушает конструкции, размывает ТСМ, уносит с собой частицы топлива и растворимые формы радионуклидов. Суммарная активность воды по всем гамма-излучающим радионуклидам лежит в пределах от десятков микрокюри до милликюри на литр. Основной компонент активности -¹³⁷Cs. Проблема миграции воды за пределы объекта сейчас только исследуется. 2.2.4. Характер и уровни радиоактивного загрязнения помещений 1 - 3-го энергоблоков и особенности проведения дезактивационных работ при их повторном пуске в эксплуатацию Авария на 4-м энергоблоке ЧАЭС привела к сильному радиоактивному загрязнению обширных территорий, зданий и сооружений станции, что сделало невозможным запуск трех остановленных энергоблоков. Локализация очага загрязнения позволила начать подготовительные работы по их пуску. Дезактивация внутренних и наружных поверхностей зданий и помещений 1-го и 2-го энергоблоков проводилась обработкой поверхностей дезактивирующими растворами вручную и с использованием специальных устройств, в том числе и гидропылесосов. По состоянию на 10 августа 1986 г. было дезактивировано 862 тыс. м²помещений главного корпуса АЭС, свыше 500 тыс. м²поверхностей других зданий на промышленной площадке, вывезено 25 тыс.м³загрязненного грунта и уложена железобетонными плитами территория площадью 187 тыс.м². Далее в эксплуатируемых помещениях 1-го и 2-го энергоблоков требуемая радиационная обстановка поддерживалась проведением неоднократной дезактивации на площади около 16 тыс. м. Проведенный подготовительный объем работ по внедрению разработанных мероприятий, обеспечивающих повышение безопасности реакторов, а также по дезактивации мест постоянного пребывания эксплуатационного персонала, позволил выполнить все предусмотренные технологическим регламентом работы и ввести энергоблоки 1-й и 2-й в эксплуатацию в октябре и ноябре 1986 г. соответственно. Осенью 1986 г. Правительственной комиссии были доложены результаты обследования состояния конструкций и оборудования 3-го энергоблока ЧАЭС и принято решение о возобновлении его эксплуатации. Опираясь на опыт в целом успешной дезактивации помещений и оборудования 1-й очереди ЧАЭС, работы на 3-м энергоблоке стали проводить аналогично, используя в основном струйные методы жидкостной дезактивации. Однако вскоре выяснилось, что в отличие от 1-й очереди ЧАЭС, на 3-м энергоблоке эти методы, как правило, не давали требуемого эффекта. Кроме того, их применение в отдельных случаях вызывало даже ухудшение радиационной обстановки. Возникла необходимость подготовки новых альтернативных решений по восстановлению 3-го энергоблока. Для оценки целесообразности проведения дальнейших дезактивационных работ, их трудоемкости, материалоемкости, степени радиационной безопасности и другого потребовались точные и детальные данные о характере, уровне и степени фиксации загрязнений на поверхностях помещений и оборудования энергоблока, сложившихся к концу 1986 г. Такая обширная информация была получена в ходе специализированной радиационной разведки, проведенной в январе 1987 г. Загрязнение 3-го энергоблока радиоактивными веществами произошло в результате взрывов на 4-м энергоблоке, приведших к попаданию высокоактивных веществ (фрагментов A3, диспергированной топливной композиции, графита и т.д.) на кровле других энергоблоков. Кроме того, при разрыве контура многократной принудительной циркуляции и тушении пожара несколько тысяч тонн радиоактивной воды затопили многие нижние помещения 3-го энергоблока. В момент аварии и еще некоторое время после взрыва работала приточная вентиляция 3-го энергоблока, загрязняя внутренние поверхности воздуховодов и помещений радиоактивными аэрозолями. Кроме того, в результате взрывов были выбиты окна и двери, образовались проломы в стенах и крыше, через которые внутрь помещений дополнительно поступали радиоактивные загрязнения. По данным Центра радиационной безопасности (ЦРБ) ЧАЭС к началу 1987 г. предстояло провести дезактивацию более чем 1100 помещений с имеющимся в них оборудованием и коммуникациями. Исходные уровни МЭД излучения в 60 % помещений 3-го энергоблока на этот период времени превышали допустимые уровни по НРБ-78/87 в десятки и сотни раз, а около 30 % помещений находились в поле радиационного излучения мощных источников, расположенных или внутри оборудования, или на кровлях 3-го энергоблока. Из этого с очевидностью следует, что эффективность методов и технических средств дезактивации должна была обеспечивать не менее чем 10 - 100-кратное снижение уровней загрязнения. При подготовке рекомендаций по каждому помещению специалистами ВНИПИЭТ (совместно с заинтересованными предприятиями) были проведены работы по оценке эффективности различных методов и технических средств дезактивации (с помощью жидкостей, пены, паровых и воздушных эмульсий, абразивных паст, дробеструйной обработки и т.д.). В ряде случаев потребовалось использование снимаемых дезактивирующих полимерных покрытий и наложение защитных слоев бетона или свинца. В то же время было установлено, что эффективность любого из перечисленных методов в отдельности недостаточна для нормализации радиационной обстановки в ряде сложных для дезактивации помещений. В этих случаях необходимо разумное сочетание методов дезактивации. Всего потребовалось очистить поверхности строительных конструкций, оборудования и коммуникации общей площадью около 1270 тыс. м²; удалить, загрязненный бетон и бетонную стяжку объемом 10 тыс. м³(120 тыс.м²); удалить загрязненную штукатурку (300 тыс. м²) и заменить загрязненные покрытия полов (10 тыс. м²). Дезактивировались потолки, стены, бетонные или оштукатуренные (окрашенные или неокрашенные): на их долю приходится 20 - 25 % всех поверхностей; полы бетонные или покрытие бетонной стяжкой (15 - 20 %); полы металлические или полы, покрытые поливинилхлоридным пластикатом (5 - 15 %), а также поверхность технологического оборудования (металлическая поверхность окрашенная или неокрашенная, сильно загрязненная). Следует, однако, отметить, что в некоторых помещениях 3-го энергоблока радиационную обстановку не удалось нормализовать в силу организационных причин (отсутствие необходимых средств дезактивации, нарушение технологических предписаний и правил обращения с радиоактивными отходами) и технических условий (большая глубина проникновения загрязнений в бетон, невозможность съема слоев материалов строительных конструкций из-за угрозы потери прочности). Несмотря на отмеченные негативные моменты, было дезактивировано более 1000 основных и около 600 вспомогательных помещений, очищено более 3000 м кровли. Опыт проведенных работ показал, что необходимы изменения в требованиях по проектированию АЭС, в частности, замена кровель пожароопасных битумно-рубероидных на пониженной, пожароопасности и загрязненности, а также обязательная защита строительных материалов легко дезактивируемыми покрытиями. Одновременно с проведением комплекса ремонтно-восстановительных работ, был осуществлен ряд мер по повышению ядерной безопасности реакторов РБМК (устранен положительный выбег реактивности при сбросе стержней аварийной защиты, уменьшен паровой коэффициент реактивности, введена быстродействующая аварийная защита, ужесточены требования технологического регламента и т.д.), что делает практически невозможным повторение в будущем трагедии, подобной случившейся на 4-м энергоблоке ЧАЭС 26 апреля 1986 г. В декабре 1987 г. 3- и энергоблок ЧАЭС снова был введен в эксплуатацию.

ГЛАВА 3 ФОРМИРОВАНИЕ ПОЛЯ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ 3.1. Природные условия в зоне активного влияния катастрофы 3.1.1. Физико-географические условия и ландшафтно-геохимические особенности Поле радиоактивного загрязнения на этапе первичного выпадения радионуклидов чернобыльского происхождения формировалось под воздействием таких ландшафных факторов как рельеф поверхности, растительный покров, гидрографическая сеть и способы хозяйственного использования территории. Поступая в окружающую среду, техногенные радионуклиды включаются в естественные процессы массоэнергообмена, которые носят комплексный характер, охватывая все природные компоненты, включая в себя водный, воздушный и биогенный перенос. В силу этого характер геохимических условий и интенсивность миграционных процессов находятся в зависимости от структуры и динамики ландшафтов загрязненной территории. Структура ландшафтов зоны аварии определяется ее положением на Украинском щите, включая в себя его северо-восточный и западный склоны, по обе стороны границы Днепровского четвертичного оледенения, в природной зоне смешанных лесов. Климатические особенности этой территории формируются преимущественно под влиянием атлантических циклонов. Этим обусловлено формирование умеренно холодной зимы (средняя температура января составляет 5 - 6° С) и умеренно теплого лета (средняя температура июля 17 - 19° С). Среднегодовая сумма осадков составляет 580 мм, из которых три четверти приходится на теплый период года. При этом в отдельные месяцы может выпадать осадков 140 - 150 мм и более. В зоне отселения, которая частично совпадает с циркульной 30-километровой зоной ЧАЭС, в рельефе представлены моренно-водноледниковые, озерно-ледниковые и аллювиальные равнины, разные по высоте, форме поверхности, литологии поверхностных и подстилающих отложений (рис.1.3.1). Это обусловливает неоднородность, даже пестроту почвенно-растительного покрова, и как следствие - неоднородность ландшафтно-геохимических условий. Основной уровень рельефа Киевского и Житомирского Полесья вдоль западного "следа" радиоактивного загрязнения составляет моренно-водноледниковая равнина с абсолютными высотами свыше 120 м, сложенная пластовой мореной днепровского возраста (плотные, вязкие, сильно опесчаненные валунные суглинки) и мелкозернистыми, хорошо отсортированными водноледниковыми песками мощностью 0,8 - 2,5 м. Здесь на дерново-слабоподзолистых почвах различной степени оглеения распространены сосновые с примесью дуба леса, часть которых сведена и замещена сельскохозяйственной растительностью. В зоне отселения, после прекращения хозяйственной деятельности, сельскохозяйственные земли перешли в состояние залежей. В настоящее время на них происходит восстановление зональной растительности. Рис. 1.3.1. Ландшафтная карта ближней зоны ЧАЭС. Обозначения: Водноледниковые равнины на палеоген-неогеновом основании 1. Равнины водноледниковые, волнистые, сложенные пылеватыми песками мощностью свыше 2 м, с прослоями оглиненных песков на глубине 0,8 - 1,5 м, с дерново-подзолистыми пылевато-песчаными почвами, под свежими суборями Моренно-водноледниковые равнины на палеоген-неогеновом основании 2. Равнины моренно-воднолсдниковые, высокие, волнистые, сложенные пылеватыми песками с прослоями оглиненных песков на глубине 0,8 - 1,5 м, подстилаемыми средними валунными суглинками пластовой морены на глубине 2,5 - 3,5 м, с дерново-подзолистыми пылевато-песчаными почвами, под свежими суборями 3. Конечно-моренные гряды, высокие, холмисто-волнистые, сложенные пылеватыми песками мощностью 0,4 - 1,0 м, подстилаемыми легкими валунными суглинками напорной морены, с дерново-подзолистыми пылевато-песчаными почвами, под свежими суборями 4. Равнины морснно-водноледниковые, низкие, волнистые, сложенные песками мощностью 0,5 - 1,5 м, подстилаемыми средними валунными суглинками пластовой морены, с дерново-подзолистыми песчаными почвами, под свежими суборями 5. Равнины моренно-водноледниковые, низкие, выровненные, сложенные песками мощностью 0,5 - 1,5 м, подстилаемыми средними валунными суглинками пластовой морены и дериватами пестрых глин, с дерново-подзолистыми глееватыми песчаными почвами, под влажными суборями Озсрно-воднолсдниковые равнины на палеоген-неогеновом основании 6. Равнины озерно-водноледниковые, плоские, сложенные пылеватыми песками мощностью 0,7 - 1,5 м, подстилаемыми легкими крупнопылеватыми озерными суглинками, с дерново-подзолистыми глееватыми пылевато-песчаными почвами, под влажными дубравами. 7. Равнины озерно-водноледниковые, плоские, сложенные пылеватыми песками мощностью 0,7 - 1,5 м,подстилаемыми легкими крупнопылеватыми озерными суглинками, с дерново-подзолистыми глеевыми пылевато-песчаными почвами, под сырыми дубравами Склоны 8. Склоны коллювиально-делювиальныс, очень крутые (круче 20°), слабовогнутые, сложенные песками, с дерновыми слаборазвитыми песчаными почвами, полузадернованные, под сухими суборями 9. Шлейфы пролювиально-делювиальные, пологонаклонные (2 - 4°), выровненные, сложенные делювиальными песками, с дерновыми песчаными почвами, под свежими суборями 10. Водосборные понижения при вершинах эрозионных форм, слабовогнутые, выстланные делювиальными пылеватыми песками, с дерново-подзолистыми пылевато-песчаными почвами, под свежими сложными суборями 11. Водосборные понижения при вершинах эрозионных форм, слабовогнутые, выстланные делювиальными пылеватыми песками, сдерново-подзолистыми глееватыми пылевато-песчаными почвами, под влажными сложными суборями 12. Водосборные понижения при вершинах эрозионных форм, пологовогнутые, выстланные делювиальными супесями, с дерново-подзолистыми глееватыми супесчаными почвами, под влажными дубравами Надпойменные террасы 13. Надпойменные террасы выровненные, сложенные песками мощностью свыше 2 м, с дерново-подзолистыми песчаными почвами, под сухими борами 14. Надпойменные терраы бугристые, сложенные песками мощностью свыше 2м, с дерново-подзолистыми песчаными почвами, под сухими борами на буграх (60 %) и свежими борами в межбугровых понижениях (40 %) 15. Надпойменные террасы выровненные, сложенные пылеватыми песками мощностью свыше 2м, с прослоями оглиненных песков на глубине 0,8 - 1,5м, с дерново-подзолистыми пылевато-песчаными почвами, под свежими суборями 16. Надпойменные террасы волнистые, сложенные пылеватыми песками мощностью свыше 2 м, с прослоями пылеватых суглинков на глубине 0,4 - 0,8м,с дерново-подзолистыми пылевато-песчаными почвами, под свежими судубравами 17. Надпойменные террасы выровненные, сложенные песками мощностью более 2 м, подстилаемыми бескарбонатными суглинками, с дерново-подзолистыми глеевыми песчаными почвами, под сырыми борами 18. Надпойменные террасы плоские, пониженные, сложенные низинными торфами мощностью 0,5 - 2,5м, с торфяно-болотными почвами, под мокрыми судубравами (ольсболото) поймы 19. Поймы низкие, пологонаклонныс, выровненные, сложенные песками (пляжи), с пойменными дерновыми слаборазвитыми песчаными почвами, незадернованные и полузадернованные, под шелюгой и пионерными группировками, свеже-суборевые 20. Поймы низкие, плоские, сложенные низинными торфами мощностью 0,5 - 2,5 м, с пойменными болотными почвами, под черноольховыми бологнотравными лесами, ивняками и тростниково-осоковыми группировками (ольслог) 21. Поймы высокие, выровненные, сложенные пылеватыми песками мощностью свыше 2 м, с пойменными дерновыми глеевыми песчаными почвами, под разнотравно-злаковыми лугами (сырые судубравы) 22. Поймы высокие, сегментно-гривистые, сложенные песками мощностью свыше 2 м, с пойменными дерновыми слаборазвитыми песчаными почвами, под осокорниками и зарослями ивы-шелюги злаковыми (свежие субори) на гривах (75%), с пойменными дерновыми слабоглееватыми пылевато-песчаными почвами, под злаковыми лугами в межгривных понижениях (25 %) 23. Высокие, выровненные, сложенные лесками мощностью свыше 2 м, с пойменными дерновыми слаборазвитыми песчаными почвами под зарослями шелюги (75 %) на гривах, с пойменными дерновыми слабоглсеватыми пылевато-песчаными почвами под разнотрав-но-злако-выми лугами (влажные судубравы) в межгривных понижениях (25 %) 24. Поймы высокие, сегментно-гривистые, сложенные пылеватыми песками мощностью свыше 2 м, с пойменными дерновыми, иногда оподзоленными пылевато-песчаными почвами под злаково-разнотравными лугами (свежие судубравы) на гривах (60 %), с пойменными дерновыми глееватыми и глеевыми легкосуглинистыми почвами, под влажно-травно-крупнозлаковыми лугами (сырые дубравы) в межгривных понижениях (40 %) 25. Поймы высокие, сегментно-гривистые, сложенные опссчаненными суглинками мощностью 0,3 - 0,5 м, подстилаемыми слоистыми песками, с пойменными дерновыми сла-боглесватыми пссчанисто-лсгкосуглинистыми почвами под злаково-разнотравными лугами (влажные дубравы) на гривах (60 %), с пойменными дерновыми глеевыми среднссу-глинистыми почвами, под влажнотравно-крупнозлаковыми лугами (сырые дубравы) в межгривных понижениях (40%) 26. Поймы очень высокие, выходящие из-под уровня затопления, сегментно-гривистые, сложенные слоистыми пылеватыми песками мощностью свыше 2 м, с пойменными дерновыми оподзоленными пылевато-песчаными почвами, под разнотравно-злаковыми лугами (свежие субори) на гривах (70 %), с пойменными болотными почвами на моло-мощных (до 0,5 м) низинных торфах, под осоково-болотнотравными ассоциациями (ольс-лог) в межгривных понижениях (30 %) 27. Поймы очень высокие, выходящие из-под уровня затопления, сегментно-гривистые,сложенные слоистыми пылеватыми песками мощностью свыше 2 м. с пойменными дерновыми оподзоленными глееватыми пылевато-песчаными почвами, злаково-бобово-влажнотравными лугами (влажные субори) на гривах (70 %), с пойменными болотными почвами на маломощных (до 0,5 м) низинных торфах, под осоково-тростниковыми ассоциациями (ольс-лог) в межгривных понижениях 28. Поймы очень высокие, выходящие из-под уровня затопления, сегментно-гривнстые, сложенные опесчаненными бескарбонатными суглинками, с пойменными лесными глееватыми песчанисто-легкосуглинистыми почвами, под злаково-бобово-разнотравными лугами (свежие дубравы) на гривах (80%),с пойменными дерновыми глеевыми средне-суглинистыми почвами под влажнотравно- злаковыми лугами (сырые дубравы) (20 %) Лощинно-балочная сеть 29. Балки корытообразные, с задернованными крутыми (круче 12°) склонами, в песках, выстланные пылеватыми песками, с дерновыми глеевыми пылевато-песчаными почвами, под сырыми судубравами 30. Лощины с покатыми (6 - 8°) склонами и слабовогнутыми днищами, в песках, выстланные пылеватыми песками, с дерново-подзолистыми глееватыми пылевато-песчаными почвами, под влажными судубравами 31. Лощины с покатыми (6 - 8°) склонами и плоскими днищами, в пылеватых песках, подстилаемых моренными валунными суглинками, выстланные маломощными илами (0,3 - 0,5 м), с иловато-болотными почвами, под мокрыми дубравами (ольелог) 32. Лощины с покатыми (6 - 8°) клонами и плоскими днищами, в пылеватых песках, подстилаемых моренными валунными суглинками, выстланные маломощными (0,3 - 0,5 м) низинными торфами, с торфяно-глеевыми почвами, под мокрыми дубравами (ольс-лог) Западины 33. Западины с полого-покатыми (4 - 6°), слабо эродированными склонами и плоскими днищами, в песках, выстланные опесчаненными бескарбонатными суглинками, с дерновыми глеевыми пссчано-легкосуглинистыми почвами, под сырыми дубравами 34. Западины с пологими (3 - 4°) склонами и плоскими днищами, в пылеватых песках, подстилаемых моренными валунными и озерными суглинками, выстланные низинными торфами разной мощности, с торфяно-глеевыми и торфяно-болотными почвами, под мокрыми судубравами Дюны 35. Дюны крутосклонные (склоны до 20°). изогнутые в плане, сложенные песками, с дерново-подзолистыми песчаными почвами, под сухими борами На фоне слабоволнистой моренно-водноледниковой равнины зоны аварии на ЧАЭС заметно возвышаются Чистогаловская конечно-моренная гряда и Овручский эрозионно-денудационный кряж. Первая представляет собой по крайней мере две цепи конечноморенных возвышенностей с пологими (2 - 4°) и покатыми (4 - 6°) склонами, разделенных седловинами и понижениями. Возвышенность сложена валунными суглинками напорной морены, которые отличаются более легким механическим составом, чем пластовая морена. Гряда также перекрыта водноледниковыми песками, но мощность .их не превышает 0,5 - 0,8 м. В пределах грядовых седловин мощность песчаных отложений возрастает до 2 - 2,5 м, а в межгрядовых понижениях, где морена частично или полностью размыта, - еще более. Для Чистогаловской конечноморенной гряды, в отличие от пластовой моренно-водноледниковой равнины, характерны дерново-подзолистые пылевато-песчаные почвы без признаков оглеения, в прошлом под дубово-грабово-сосновыми лесами, а в настоящее время под сосняками искусственного происхождения и залежами на месте пахотных земель. Для Овручского кряжа характерно густое овражно-балочное расчленение. Он представляет собой высокий "остров" холмисто-увалистой равнины лесостепного облика, сложенной лессовидными суглинками на морене и кристаллическом основании, с серыми лесными легкосуглинистыми почвами, распаханными, с фрагментарно сохранившимися грабово-дубовыми лесами. Преобладание лессовых эрозионно-денудационных ландшафтов с овражно-балочным расчленением, с темно-серыми лесными и черноземными легкосуглинистыми почвами характерно также для районов загрязнения южного "следа" к югу от Киева. Для пластовой моренно-водноледниковой равнины характерно большое количество бессточных заболоченных западин диаметром 0,3 - 0,5 км и более. Они расположены на местных водоупорах, что позволяет рассматривать их в качестве естественных ловушек радионуклидов, мигрирующих на взвесях. На Чистогаловской конечноморенной гряде заболоченные западины встречаются значительно реже, но зато широко распространены незаболоченные западины с эродируемыми склонами, что указывает на продолжающиеся просадки их днищ и наличие провальной фильтрации. Исследования, проведенные в 30-километровой зоне, указывают на приуроченность незаболоченных западин к зонам размыва в сплошном покрове киевских мергелей. Таким образом, можно констатировать наличие своеобразных гидрогеологических окон - зон возможной ускоренной инфильтрации радионуклидов в защищенные водоносные горизонты. Ландшафты моренно-водноледниковой равнины и конечноморенной гряды расчленены достаточно густой для Полесья (до 0,9 км/км²) сетью лощин и балок. При этом в пределах моренно-водноледниковой равнины низкого уровня преобладают сырые и заболоченные лощины, а конечноморенная гряда расчленена влажными лощинами и балками. Средний уровень рельефа исследуемой территории образуют надпойменные террасы р.Припять и и ее притоков. Субгоризонтальные поверхности надпойменных террас, слабо запрокинутые к тыловому шву, сложены мощными, хорошо отсортированными древнеаллюви-альными песками с прослоями супесей и суглинков. Фронтальные, хорошо дренированные участки террас, с выровненной и бугристой поверхностью, характеризуются сосняками-зеленомошниками и беломошниками на дерново -слабоподзолистых песчаных почвах. Центральные части террас, хуже дренированные, покрыты сосняками-черничниками и долгомошниками на дерново-подзолистых оглеенных песчаных почвах. Наконец, тыловые, подсклоновые части надпойменных террас заняты обширными болотами с торфяно-болотными почвами на низинных торфах, мощность которых составляет 0,8 - 1,5 и более метров. Эти болота, как и заболоченные участки речных пойм, до аварии были большей частью мелиорированы и распаханы, частично остались под тростниково-черноольховыми топями. В процессе ликвидации аварии на ЧАЭС большая часть мелиоративных систем была перекрыта, уровень грунтовых вод поднят. Осушенные территории частично возвращены к исходному болотному режиму, что является оптимальным с точки зрения регулирования стока, накопления биомассы и повышения радиоэкологической емкости территории. Нижний уровень рельефа зоны исследований составляют поймы р.Припять и ее притоков. Поймы представлены тремя высотными уровнями. Низкие, наклонные поймы (пляжи) сложены сыпучими аллювиальными песками с пойменными дерновыми слаборазвитыми почвами под пионерными группировками и зарослями шелюги. Высокие поймы характеризуются сегментно-гривистым рельефом. Они сложены слоистым песчано-суглинистым пойменным аллювием, на котором сформировались пойменные дерновые песчаные почвы под сухотравно-злаковыми лугами на гривах и пойменные дерновые огленные суглинистые почвы под влажнотравно-злаковыми лугами в межгривных понижениях. Наконец, третий высотный уровень - очень высокие поймы, выходящие из-под уровня затопления. Они сложены аллювиальными песками, с пойменными дерновыми оподзоленными песчаными почвами, под сосняками-зеленомошниками и частично распаханы. Заболоченные тыловые части пойм частично мелиорированы. По условиям миграции радионуклидов они напоминают заболоченные участки надпойменных террас. Чернобыльская катастрофа произошла в интенсивно освоенном районе Украинского Полесья. Так, в пределах нынешней зоны эвакуации пашня в доаварийный период составляла 40 %, леса - 35 %, луга - до 10 %. Вследствие прекращения хозяйственной деятельности в зоне отселения начали развиваться процессы самовосстановления почвенно-растительного покрова. Для почв этот процесс состоит в восстановлении их естественной кислотности, в удалении или локализации избыточного азота и других техногенных загрязнителей, восстановлении исходной структуры почвенных горизонтов. Самовосстановление растительного покрова заключается в возобновлении характерных для Украинского Полесья коренных лесных ценозов через ряд сукцессии - залежей, лугов, кустарников и вторичных лесов. Процессы самовосстановления почв и растительности представляются положительными с точки зрения повышения радиоэкологической емкости экологических систем и ограничения миграции радионуклидов за пределы зоны отселения. Условия миграции радионуклидов при этом также будут существенно меняться, что должно быть учтено при разработке долговременных прогнозов. Миграция радионуклидов в ландшафте развивается на фоне противоречивого взаимодействия двух групп факторов. Одна из них определяет преимущественно вынос радионуклидов и развитие процессов самоочистки ландшафтов. Это факторы стока и смыва, а также факторы, регулирующие кислотность и другие параметры почв, способствующие переходу радионуклидов в подвижные формы. Другая группа факторов действует на удержание радионуклидов на месте выпадения и обусловливает радиоэкологическую емкость ПТК. Это наличие в почве и толще почвообразующих пород гумуса, глинистых минералов, а также ландшафтно-геохимических и биогеохимических барьеров. На ландшафтной основе разработана карта ландшафтно-геохимических условий миграции радионуклидов (рис. 1.3.2). Такая карта интегрирует результаты качественных оценок и зонирования территории по условиям формирования и интенсивности проявления процессов миграции, вовлечения радионуклидов в несущий поток и осаждения из него, а также конфигурации миграционных потоков и локализации зон потенциальной аккумуляции. Рис. 1.3.2. Ландшафтно-геохимические условия миграции радионуклидов зоны ЧАЭС

Номер	Класс миграции	Смыв	Инфильтрация	Транзит	Аккумуляция	Содержание гумуса, %	Кислотность, рН
1	Кислый	Отсутствует	Максимальная	Отсутствует	Отсутствует	<0,5	<4,5
2	Кислый	Оченьслабый	Интенсивная	Отсутствует	Отсутствует	0,5-2,0	4,5-5,5
3	Кислый	Слабый	Средней интенсивности	Отсутствует	Отсутствует	0,5-2,0	4,-5,5
4	Кислый	Средней интенсивности	Слабая	Отсутствует	Отсутствует	0,5-2,0	4,5-5,5
5	Кислый	Интенсивный	Очень слабая	Отсутствует	Отсутствует	1.0-2,0	5,0-5,5
6	Кислый	Слабый	Средней интенсивности	Интенсивный	Средней интенсивности	<0,5	5,0-6,0
6'	Кислый	Отсутствует	Отсутствует	Средней интенсивности	Интенсивная	2,0-4,0	6,0-7,0
6"	Кислый	Отсутствует	Средней интенсивности	Слабый	Интенсивная	1,0-4,0	5,0-6,0
7	Кислый глеевый	Отсутст-	Отсутствствует	Отсутствует	Максимальная	>4,0	5,5-6,0
7'	Кислый глсевый	Отсутствует	Интенсивная	Отсутствует	Максимальная	2,0-4,0	5,5-6,0
7"	Кислый глесвый	Отсутствует	Отсутствует	Оченьслабый	Интенсивная	<4	6,0-7,0
8	Кислый	Интенсивный в паводок	Интенсивная в межень	Отсутствует	Интенсивная впаводок	<0,5	5,5-6,0
9	Кислый	Средний в паводок	Слабая между паводками	Слабый по межгривным понижениям	Слабая в паводок	0,5-2,0	6,0-7,0
10	Кислый	Слабый в паводок	Средняя между паводками	Слабый по межгривным понижениям	Очень слабая в паводок	0,5-1,0	5,5-6,0
11	Кислый глесвый	Отсутствует	Отсутствует	Слабый	Интенсивная	<4,0	6,0-7,0

По таким факторам как рельеф, литология поверхностных отложений и растительный покров выполнена качественная оценка ландшафтов по предрасположенности к выносу веществ с поверхностным и подземным стоками. Принципиальная возможность этой оценки вытекает из тесной генетической связи между интенсивностью указанных процессов и структурой современных эрозионно-аккумулятивных ландшафтов. Последние можно расматривать как продукт деятельности первых. С учетом выраженности эрозионно-аккумулятивных элементов ландшафтов были выделены участки с относительно однородным сочетанием факторов-и параметров стока, зоны преобладания выноса, транзита и аккумуляции мигрирующих веществ, а также дана качественная оценка интенсивности этих процессов. Потенциально наиболее интенсивный поверхностный сток и смыв при минимальных потерях на инфильтрацию дают безлесные участки Овручского кряжа и Чистогаловской конечноморенной гряды; за ними, в порядке убывания, следуют безлесные участки моренно-водноледниковой равнины, залесенные участки конечноморенной гряды и выровненных надпойменных террас. Практически отсутствует при любых сценариях миграции сток с бугристых террас, сложенных мощными водопроницаемыми песками, как правило залесенных. Если пренебречь потерями на испарение, практически все выпадающие здесь атмосферные осадки уходят на инфильтрацию. Транзит растворенного стока и взвесей в полесских ландшафтах осуществляется по лощинно-балочной сети. Смытый материал перемещается по эрозионной сети на более низкие гипсометрические Уровни, в зоны аккумуляции ("ловушки"). К последним относятся, помимо упоминавшихся бессточных западин, также привершинные водосборные понижения лощин и балок, пролювиально-делювиальные шлейфы, тыловые пониженные части надпойменных террас. Особые условия выноса, транзита и аккумуляции веществ образуются на речных поймах Полесья. Сюда поступают вода, растворенный и смытый материал с водосборов, а также происходит смыв с поверхности самой поймы, перераспределение и накопление смытого материала в староречьях и межгривных понижениях. Эти процессы тесно связаны с высотой поймы над урезом реки и повторяемостью паводков. Наиболее интенсивной промывке во время даже невысоких паводков и полововодий подвергаются самые низкие песчаные поймы - пляжи. В то же время на высоких и на очень высоких поймах, выходящих из-под уровня затопления, смыв и вынос радионуклидов происходит во время паводков 10- 70% и 1-5% обеспеченности. Наложение данных по радиационному загрязнению на карту щенки ландшафтов по предрасположенности к выносу веществ с поверхностным стоком позволило провести оценку опасности вовлечения основных дозообразующих радионуклидов в потоки водной миграции. Получены следующие выводы: 1. Зона аварии на ЧАЭС по сочетанию ландшафтных факторов .тока относится к территориям с абсолютным преобладанием инфильтрации над поверхностным стоком. В зоне отселения с развитием активных процессов восстановления естественного почвенно-растительного покрова можно прогнозировать дальнейшее усиление юли инфильтрационной составляющей стока в водной миграции радионуклидов. 2. На вне пойменных водосборах, которые по сочетанию ландшафтных факторов характеризуются минимальной предрасположенностью к поверхностному стоку, сосредоточено свыше 50 %¹³⁷Cs и до 40 % -⁹⁰Sr, выпавших на почву в зоне отселения ЧАЭС. 3. Поймы р. Припять и ее притоков являются потенциально одним 13 наиболее опасных источников водного выноса радионуклидов. Это ;вязано с наличием на поймах свыше 43 % ¹³⁷Cs и около 47% ⁹⁰Sr, выпавших на почву в зоне отселения. Высокая степень защищенности пойменных ландшафтов сорбционными и глеевыми ландшафтно-геохимическими барьерами при значительных запасах биомассы (до 27 7га) будет препятствовать развитию процессов вертикальной миграции тех радионуклидов, которые предрасположены к сорбции на минеральной и органической частях почвы. Прямой смыв радионуклидов с поймы может -стать реальным источником их поступления в р. Припять и Киевское водохранилище не только во время экстремально высоких паводков 1 - 5 % обеспеченности (на очень высокой пойме находится не более 8,5 %⁹⁰Sr и 15 %¹³⁷Cs), но и при рядовых паводках 40 - 70 % обеспеченности. Это подтвердилось во время паводков зимой 1992 г. и летом 1993 г. Миграционная способность радионуклидов в ландшафте определяется условиями не только формирования несущего потока, но и вовлечения мигрирующих веществ в несущий поток. Среди них такие факторы как кислотно-щелочные условия и поглотительная способность почвы, включая содержание гумуса, а также ландшафтно-геохимические барьеры. Миграции водно-растворимых радионуклидов в зоне отселения и на прилегающих территориях Полесья способствует преобладающая кислая реакция дерново-подзолистых и дерновых песчаных, а также торфяно-болотных почв. По данным обследований Госагропрома Украины, кислотность почв аварийной зоны характеризуется показателями рН водного раствора в интервале 3,5 - 6,0. Наиболее кислыми являются торфяно-болотные почвы на переходных торфах, распространенные в заболоченных понижениях на водноледниковых равнинах и надпойменных террасах Житомирского и Волынского Полесья и образующие в этих регионах большую часть мелиорированных сельскохозяйственных земель, а также дерново-подзолистые песчаные почвы сухих надпойменных террас. Наименее кислыми, близкими к нейтральным являются пойменные дерновые суглинистые почвы. Наибольшее распространение получили почвы с рН 4,0 - 4,9, характерные для моренно-зандровых равнин и сырых надпойменных террас. Важным показателем, характеризующим способность почвы удерживать радионуклиды, является сумма поглощенных оснований (1 мг/экв на 100 г почвы). Этот показатель в интегрированном виде характеризует удерживающую способность почвы, определяемую свойствами ее органического и минерального компонентов. Анализ агрохимических данных показал, что значения суммы поглощенных оснований почв аварийной зоны варьируют от 0,2 - 2,0 мРі/экв для сухих, бедных органическими веществом и физической глиной дерново-подзолистых песчаных почв фронтальной части первой надпойменной террасы, до 32,0 мг/экв и более для торфяно-болотных почв на мощных низинных торфах тыловых частей пойм и надпойменных террас Киевского Полесья, серых лесных легкосуглинистых почв на лессовидных суглинках Овручского кряжа и эрозионно-денудационных равнин и надпойменных террас северной части Приднепровской возвышенности. Наиболее типичные для аварийной зоны дерново-подзолистые пылевато-песчаные почвы моренно-зандровых равнин характеризуются показателями 3,5 - 10,0 мг/экв. Для оценки возможного "расползания" пятен радионуклидного загрязнения и определения риска проникновения радионуклидов в грунтовые воды важное значение имеет защищенность территории ландшафтно-геохимическими барьерами. Анализ показал неравномерное распределение ландшафтно-геохимических барьеров по территории исследований и неодинаковую защищенность ими различных ландшафтов. Для ландшафтов моренно-водноледниковых равнин, которые дают основной вклад в вынос веществ как с поверхностным стоком, так и с подземным, характерно распространение глеевых и сорбционных барьеров на моренных суглинках. Радиоэкологическая емкость этих ландшафтов повышается с распространением заболоченных бессточных и полубессточных западин, образующих высокоемкие комплексные барьеры. Широко развиты сочетания механических, сорбционных, глеевых и биохимических барьеров и на пойме р.Припять. Мощные слоистые высокогумусные оглееные почвы, обильная луговая и лугово-болотная растительность, множество замкнутых межгривных понижений и старичных озер, обширные притеррасные болота - все это обусловливает высокую удерживающую способность пойменных ландшафтов. Ландшафты Шепеличской и Гденьской надпойменных террас р. Припять очень неравномерно обеспечены ландшафтно-геохимическими барьерами. Здесь резко распределяются условия тыловых заболоченных частей террас и заболоченных пойм малых рек и ручьев, прорезающих террасы, на которых развиты комплексные высокоемкие барьеры, и условия фронтальных частей террас, сложенных хорошо дренированными песками большой мощности. В толще этих песков имеются только слабовыраженные и неповсеместно встречающиеся прослои оглиненных песков, которые образуют малоемкие сорбционные барьеры на глубине 1 - 1,5 м. Глеевые барьеры залегают здесь на глубине 3 - 5 м. Несомненная слабая защищенность сухих участков надпойменных террас ландшафтно-геохимическими барьерами вызывает тревогу, так как сочетается с высокой водопроницаемостью песков в условиях очень высокой плотности радиоактивных выпадений. Именно на этих участках складываются наиболее благоприятные условия для вертикальной миграции радионуклидов, не контролируемой ландшафтно-геохимическими барьерами. Таким образом, зона аварии на ЧАЭС в ландшафтном и ландшафтно-геохимическом отношениях относится к территориям с очень неоднородным сочетанием факторов миграции радионуклидов. Полесские ландшафты зоны отселения и прилегающих к ней территорий, включая в себя и достаточно удаленные районы западного "следа" радионуклидного загрязнения северной части Житомирской и Ривненской областей и южного "следа" до Киева, отличаются преобладанием инфильтрации над поверхностным стоком и прямым смывом при доминировании кислых и кислых глеевых геохимических обстановок и слабой защищенностью ландшафтно-геохимическими барьерами. Кислая реакция почвенных растворов, невысокое содержание гумуса в почвах, в сочетании с ясно выраженной предрасположенностью к преобладанию инфильтрации атмосферных осадков над поверхностным стоком, обусловливают сравнительно высокую подвижность радионуклидов в системе "почва - растение" и повышенный риск их миграции в подземные воды. В то же время, по сочетанию ландшафтных факторов, сравнительно невысока вероятность поступления радионуклидов в водоемы путем прямого смыва. В перспективе в полесских ландшафтах следует ожидать медленного заглубления радионуклидов по почвенному профилю в сочетании с перераспределением радионуклидного загрязнения путем постепенного выноса за пределы приподнятых, в первую очередь распаханных участков, моренно-водноледниковой равнины и накопления в западинах, привершинных водосборных понижениях, тыловых подсклоновых частях пойм и надпойменных террас и в других выделенных зонах аккумуляции. Для районов распространения дальних пятен южного "следа" к югу от Киева, а также Овручского кряжа характерно иное сочетание ландшафтно-геохимических условий, характерное для лессовых эрозионно-денудационных ландшафтов. Господство нейтральных и слабощелочных геохимических обстановок способствует более медленному переходу радионуклидов в подвижные формы. В сочетании с высоким содержанием гумуса в верхних почвенных горизонтах, отличающихся большой мощностью, и преобладанием суглинистых почв на лессовидных суглинках с более высоким, чем в толесских дерново-подзолистых песчаных почвах, содержанием глинистых минералов, это обусловливает очень высокую степень защищенности лесостепных ландшафтов ландшафтно-геохимическими барьерами от вертикальной миграции радионуклидов. В то же время следует ожидать более интенсивного, чем в Полесье, выноса радионуклидов с поверхностным стоком путем их прямого смыва в водоемы и аккумуляции на шлейфах, в привершинных водосборных понижениях, на днищах эрозионных форм и в западинах. 3.1.2. Геолого-гидрогеологические особенности Геологическое строение части территории Украины, наиболее загрязненной радиоактивными выпадениями чернобыльской аварии (загрязнение выше 1 - 2 10 Бк/м²в пределах ее западного, южного и северо-восточного "следов" в Киевской, Житомирской, Ривненской, Волынской и Черниговской областях), весьма разнообразно и сложно. Упомянутая территория расположена в пределах следующих геологических структур: юго-западный борт Днепровско-Донецкой и южная часть Припятской впадин, северное окончание северо-западной части Украинского щита, северная часть Волыно-Подольской плиты. В пределах Украинского щита осадочные отложения (пески, супеси, суглинки, глины) маломощны (обычно 10 - 40 м) и представлены четвертичным покровом, а также пятнами неогеновых, палеогеновых и верхнемеловых отложений. Под этими образованьями залегают трещиноватые кристаллические породы щита (граниты, гнейсы, основные породы), перекрытые корой выветривания мощностью в основном до 10 - 15 м. Западнее, севернее и восточное упомянутой структуры происходит опускание пород фундамента и перекрытие его разновозрастными образованиями осадочного комплекса. В северной части Волыно-Подольской плиты осадочный чехол представлен (снизу вверх) песчаниками рифея (полесская серия), базальтами, туфами, аргиллитами и песчаниками венца, песчаниками кембрия, известняками ордовика и силура, песчаниками, писчим мелом и мелоподобным мергелем верхнего мела, песками палеогена, песками, суглинками, супесями и галечниками четвертичного комплекса. На севере (Припятская впадина) под четвертичными, палеогеновыми и верхнемеловыми отложениями аналогичного состава, залегают юрские известняки, песчаники и глины, а также мощная толща каменноугольных отложений, представленных аргиллитами, песчаниками, известняками, каменной солью. На склоне Днепровско-Донецкой впадины под отложениями аналогичного состава четвертичного, палеогенового, мелового и юрского возраста залегают триасовые и пермские образования терригенно-карбонатного состава. Породы фундамента неравномерно, в виде отдельных блоков, ограниченных разломами, погружаются в северо-восточном направлении. В районе Житомира - Фастова фундамент находится у поверхности, возле Киева глубина фундамента достигает 400 м, а вблизи Чернигова - 2 - 3 тыс. м. Несмотря на перекрытие значительной части характеризуемой территории осадочными рыхлыми породами и слабосцементированными отложениями, многочисленные разломы и тектонические трещины отчетливо фиксируются по результатам дешифрирования аэрофотоснимков и газовой съемки, отражая их современную активность в ландшафте. Эти данные имеют важное значение при оценке степени закрытости недр. Ключевую роль в миграции радиоактивных (и других) загрязнителей в геологической среде играют подземные воды. Они образуют в недрах водоносные горизонты, приуроченные к хорошо проницаемым отложениям, и поровые растворы в зоне аэрации и в слабопроницаемых образованиях. Основные водоносные горизонты приурочены к зоне интенсивного водообмена, которая представляет собой интерес для практического использования и активно участвует в водообмене с поверхностной гидросферой. Эти горизонты приурочены к отложениям четвертичного (грунтовые воды), неогенового, палеогенового, мелового, юрского, триаспермского, каменноугольного, ордовик-силурийского, кембрийского, вендского, рифейского и архей-протерозойского возрастов. Мощность зоны интенсивного водообмена изменяется от 100 ~ 200 м на Украинском щите до 1000 и более метров в пределах Волыно-Подольской плиты. Для зоны интенсивного водообмена, независимо от наличия либо отсутствия в разрезе глинистых и других слабопроницаемых толщ, характерны приуроченность зон максимальных напоров, обеспечивающих нисходящее инфильтрационное питание, к водораздельным пространствам. Относительно минимальные напоры и восходящее движение подземных вод вплоть до разгрузки в речную сеть характерно для долин рек. Таким образом вертикальная и латеральная (по пластам) фильтрация подземных вод этажно залегающих водоносных горизонтов контролируется геоморфологическими условиями территории. В частности, на рассматриваемой территории все основные долины рек являются областями разгрузки всех водоносных горизонтов, приуроченных к зоне интенсивного водообмена. Основные водораздельные пространства являются областями создания местных максимальных напоров и основного питания системы горизонтов. Упомянутая гидродинамическая схема отражает естественные ненарушенные условия. В условиях эксплуатации подземных вод пьезометрические поверхности изменяются, образуя депрессионные воронки, деформируя и увеличивая перепады напоров, обусловливая существенное возрастание перетекания из смежных горизонтов и поверхностных вод в эксплуатируемый горизонт. В результате неизбежно усиливается нисходящая миграция загрязнений в нарушенную геосистему. Такая ситуация прослеживается прежде всего в районе Киева, где радиус депрессионных воронок по разным горизонтам изменяется от 10 - 15 до 50 - 70 км. Аналогичная ситуация, но в значительно меньших размерах, фиксируется на всех водозаборах на территории, загрязненной чернобыльской аварией. Обводненность пород обусловлена их коэффициентами фильтрации (Кф), либо водопроводимости (произведение Кф на мощность водоносных отложений - Кm). Разброс их значений определяется пористостью гранулярных коллекторов, либо трещиноватостью скальных пород. В пределах рассматриваемой территории значения Кm водоносных пород изменяются от n до nЧ10³м²/сут при преобладающих значениях от 20 - 40 до 200 - 400 м²сут. Важное значение имеют климатические условия и, прежде всего, количество и характер распределения атмосферных осадков. При среднегодовых количествах осадков 500 - 700 мм в год по разным оценкам и по разным территориям на инфильтрационное питание подземных вод уходит от 40 - 60 до 200 - 300 мм осадков. Поскольку фильтрующиеся через почву и зону аэрации атмосферные осадки являются поставщиком загрязнителей и, в частности, радионуклидов в подземные воды, количественная оценка интенсивности питания подземных вод имеет исключительно важное значение. Активность миграции загрязнителей зависит также от сорбционных свойств почв, пород зон аэрации и насыщения. Сорбционные свойства пород по отношению к ⁹⁰Sr определяются следующим приближенным соотношением пород, расположенных в порядке убывания данных свойств: чернозем - бентонит - каолинит - глинистый суглинок - супеси - пески - трещиноватые породы (гранит, базальт, известняк, песчаник). По отношению к¹³⁷Cs сорбционные свойства пород уменьшаются следующим образом: глинистые породы (каолинит, монтморилонит, бентонит) - почвы (чернозем, перегной, краснозем и др.) - пески - трещиноватые породы (без эпигенетических, в основном гидротермальных и гидрогенных минералов в трещинах). На сорбционные свойства пород влияют гидрохимические особенности подземных вод и поровых растворов. В частности, большое значение имеет концентрация основных катионов в воде (Са⁺⁺, Mg⁺⁺, Na⁺, К⁺), а также нерадиоактивных стронция, цезия, конкурирующих с наиболее распространенными радионуклидами⁹⁰Sr и¹³⁷Cs. Установлено, что чем выше концентрация кальция или суммы Са⁺⁺Na⁺Mg⁺⁺К⁺в воде, тем выше миграционная способность радионуклидов. Исходя из соотношения концентраций основных катионов в подземных водах, можно утверждать, чти, при прочих равных условиях, сорбционные свойства водовмещающих пород, эоценового и, тем более, верхнемелового водоносных горизонтов ниже, чем четвертичного. Большое влияние на миграционные свойства радионуклидов оказывают также рН, Eh, наличие органических соединений, образующих органоминеральные комплексы, вхождение радиоактивных элементов в коллоиды. Поэтому распространение торфяников, болот, органических остатков в виде отдельных включений, линз и прослоев, глинистых отложений, промытых песчаных дюн, залегающих на более древних песчаных толщах и т.п., способствует мозаичному изменению условий миграции по химическим (сорбционным) и фильтрационным показателям геологической среды. Диапазон этих изменений весьма велик. Для Полесья установлено, что повышение интенсивности инфильтрационного питания, изменение сорбционных свойств пород связано на макроуровне также с ландшафтной зональностью, а на микроуровне также с образованием западин и линейных понижений, Контролируемых тектоническими напряжениями. Резюмируя изложенное выше, отмечаем Полесский регион Украины в целом характеризуется наиболее высоким риском загрязнения подземных вод; в пределах этого региона наблюдается мозаичный характер и значительный диапазон изменений условий миграции радионуклидов в этажную систему водоносных горизонтов; интенсивность миграции существенно возрастает на участках эксплуатации подземных вод.

3.2. Радиоэкологическая ситуация на загрязненных территориях в доаварийный период Радиационному воздействию человечество подвергалось на всех этапах своего развития и эволюции. Это обусловлено наличием в биосфере как природных, так и техногенных (т.е. связанных с деятельностью человека) источников облучения. В табл. 1.3.1 Представлены основные источники облучения человека в настоящий период и обусловленные ими эффективные эквивалентные дозы. Таблица I.3.1 Основные источники облучения населения и обусловленные ими эффективные эквивалентные дозы, мкЗв/г (мбэр/г) [11]

Источники облучения	СССР	Великобритания	Во всеммире (средневзвешенное значение)
Природные-
космическое излучение на поверхности земли	320 (32)	300 (30)	300 (30)
при полетах на самолетах	0,5 (0,05)	6 (0,6)	0,5 (0,05)
Гамма-иэлученис естественных радионуклидов:
на открытой местности	270 (27)	-	-
дополнительное	100 (10)	400 (40)	350 (35)
стройматериалы
Внутреннее облучение:	200 (20)	200 (20)	200 (20)
бета-излучатели
альфа- излучатели	170 (17)	170 (17)	170 (17)
дополнительное удобрения	0,3 (0,03)	-	-
сжигание угля	1,9 (0,19)	4 (0,4)	-
курение	50(5)		50(5)
222Rn,220Rn	220 (22)	-	-
на открытой местности
дополнительное: - стройматериалы	350 (35)	800 (80)	970 (97)
почва	690 (69)	-	-
ВСЕГО	2320 (232)	1880 (188)	2000 (200)
Медицинские процедуры:	1650 (165)	233 (23,3)	1000 (100)
рентгенодиагностика
радионуклидная диагностика	40(4)	17 (1,7)
ВСЕГО	1690 (169)	250 (25)	1000 (100)
Испытання ядерного оружия	20(2)	10,5 (1,05)	15 (1,5)
Ядерная энергетика	7В·10-3- 10-1	2 (0,2)	0,1 (0,01)
	(7 10-4- 10-2)
Профессиональное облучение	4 (0,4)	3,4 (0,34)	4 (0,4)
контролируемое
неконтролируемое (неурановые шахты, экипажи самолетов)		5,6 (0,56)
Прочие	-	1 (0,1)	-
ИТОГО (округленно)	4000 (400)	2150 (215)	3000 (300)

  * Данные представлены по аналогии со среднемировыми Изначально радиационная картина любой территории определялась двумя основными параметрами: космическим излучением и природной радиоактивностью горных пород и почвы. В свое время эти параметры были довольно стабильны в пределах конкретных регионов, характеризующихся их географическим расположением и геологией. Некоторые изменения могли вызываться природными катаклизмами: землетрясениями, вулканической деятельностью, земных вод (геотермическими источниками). В основном, радиационный фон вне помещений формируют радионуклиды земного происхождения⁴⁰К и радиоизотопы радиоактивных рядов распада ²³⁸U и ²³²Th, которые обусловливают 35, 25 и 40 % мощности дозы гамма-излучения соответственно. В табл. 1.3.2 приведены концентрации ⁴⁰К, ²³⁸U и ²³²Th в почвах и соответствующие им мощности поглощенной дозы в воздухе на высоте 1 м над поверхностью Земли [7]. Радиационный фон земной поверхности в значительной мере определяется радиоактивностью выходящих на нее горных пород. В породах вулканического происхождения содержание радиоактивных веществ выше, чем в осадочных породах. Однако, активность некоторых осадочных пород, особенно сланцев и фосфоритов, бывает более высокой. В табл. 1.3.3 приведены удельные активности естественных радионуклидов в породах, почве и земной коре [11]. Территория Украины расположена в пределах двух крупных тектонических структур - Восточно-Европейской платформы и Альпийской геосинклинальной области. Платформенный участок территории состоит в нижней части из кристаллических горных пород (граниты, базальты, кристаллические сланцы и др.), а в верхней - из слоев осадочных пород (пески, глины, известняки) незначительной толщины. В строении участка территории Альпийской геосинклинальной области преобладают осадочные горные породы (толщины слоев достигают 15 тыс. м и более), а кристаллический фундамент погружен на значительные глубины. Этот участок характеризуется чередованием глубоких прогибов и поднятий земной коры, интенсивными складчатыми и разрывными нарушениями, проявлениями сейсмических и вулканических процессов и др. Сложное геологическое строение территории Украины обусловливает существенные различия в уровнях природного радиационного фона. Так, его значения колеблются в довольно широких пределах: от 4-6 мкР/ч в некоторых районах Украинского Полесья до 15 - 17 мкР/ч в районах выхода на поверхность массивов кристаллических пород Украинского щита (Житомирская и Кировоградская области, бассейны Днепра и Южного Буга и др.). Существенные изменения радиоэкологических параметров начались в результате разработки урановых месторождений, развития объектов энергетики (тепловых и атомных электростанций) и интенсивных испытаний ядерного оружия. Разработка урановых месторождений в районах Кировограда и Желтых Вод привела к незначительному увеличению радиационного фона за счет извлечения на поверхность обагащенных ураном горных пород, и, в большей мере, за счет использования так называемых пустых пород в дорожном и жилищном строительстве. Последнее привело к существенному повышению концентрации радона в жилых и производственных помещениях и, соответственно, увеличению дозовых нагрузок населения. Интенсивное поступление искусственных радионуклидов в биосферу началось в 50-х годах, в результате массовых испытаний американского и советского ядерного оружия на земле и в атмосфере. Таблица 1.3.2 Средняя концентрация ⁴⁰К, ²³⁸U и ²³²Th в почвах и мощность поглощенной дозы в воздухе на высоте 1 м от поверхности земли

Радионуклид или родоначальник ряда	Дозовый коэффициент 1·10-8Гр/ч на Бк/г (пКи/г)	Средняя концентрация в почвах,Бк/г (пКи/г)	Мощность поглощенной дозы,1-10-8Гр/ч
40К	0,006(0,16)	27(81 - 540)* (10(3 - 20))	1,6(0,5 - 3,2)*
238U;	0,06(1,58)	18,9(8,1 - 37,8) (0,7(0,3 - 1,4))	1,2(05 - 2,2)
232Th	0,09(2,45)	18,9(5,4 - 35,1) (0,7(0,3 - 1,4))	1,7(0,5 - 3,2)

  * В круглых скобках приведен диапазон типичных величин. Таблица 1.3.3 Удельная активность естественных радионуклидов в породах, почве и земной коре

Порода	Удельная активность, Бк/кг
	226Ra	232Th	40К
Гранит	78	74	999
Диабаз	18	18	148
Базальт	33	26	370
Кварцепорфир	85	96	1517
Кварцит	30	33	629
Известняк, мрамор	18	15	37
Глинистый сланец	67	67	666
Боксит	104	333	740
Песок гравий	26	22	333
Мергель	85	59	777
Почва	25	28	529
Земная кора	33	39	656

Максимальное поступление радионуклидов в природную среду было зарегистрировано в 1961 - 1962 гг., когда общая мощность взрывов составляла 340 Мт. Поскольку все они были воздушными, при которых в стратосферу поступают практически все продукты взрыва (до 99 %) [б], то в этот период был сформирован основной (до 70 %) стратосферный запас долгоживущих техногенных радионуклидов. В дальнейшем, благодаря достигнутой договоренности о прекращении воздушных испытаний ядерного оружия, поступление радионуклидов в природную среду существенно снизилось. В 1967 - 1974 гг. были проведены испытательные взрывы в атмосфере Китаем (общая мощность 18 Мт), которые явились причиной увеличения уровней загрязнения атмосферы короткоживущими радионуклидами (¹⁴¹Се,⁹⁵Zn,⁹⁵Nb и др.). На уровень загрязнения атмосферы долгоживущими радионуклидами, такими как¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr, эти взрывы существенного влияния не оказали. По оценкам специалистов [6] общее количество потупивших н биосферу радионуклидов составило:³Н - в диапазоне от 7,03·10¹⁹Бк до 2,96·10²⁰Бк (1900 до 8000 МКи), причем почти 80 % приходится на долю северного полушария;⁹⁰Sr - в результате ядерных испытаний, проведенных до 1973 г., в стратосферу поступило около 5,92·10¹⁷Бк (16 МКи), из которых 1,85·10¹⁷Бк (5МКи) приходится на испытания до 1961 г., 3,7·10¹⁷Бк, (10 Мки) - на взрывы 1961 - 1962 гг., и около 3, 7·10¹⁷Бк (1Мки) - на более поздние испытания, причем свыше 75 % общего количества приходится на долю северного полушария;⁸⁹Sr - полное поступление в стратосферу оценивается величиной 1·10⁺²⁰Бк (2700 Мки);⁹⁵Zn - 1,1·10²⁰Бк (3000 Мки) (оценено на основании выхода нуклидов в процессе деления);²³⁹Ри - около 1,2В·10¹⁶Бк (320Мки);¹³⁷Cs - (0,925 - 1,11)·10¹⁸Бк (25 - 30 Мки) (до 1963 г.).

Взрывы ядерных зарядов, проведенные в северном полушарии, способствовали большему поступлению радионуклидов в стратосферу (особенно в зимнее время), чем взрывы в экваториальной части земного шара. Попавшие в стратосферу радионуклиды затем выпадали на земную поверхность в течение многих лет. Количество выпадений носит выраженный широтный характер - в северном полушарии больше, чем в южном (особенно в первые годы после взрыва) и временной характер - весной и летом существенно больше, чем осенью и зимой. Вторым по значимости источником радиоактивного загрязнения Природной среды является топливно-энергетический комплекс (ТЭК). В табл. 1.3.4 приведены сравнительные радиоэкологические и медико-экономические показатели при производстве электроэнергии на ТЭС И АЭС. Как видно, при производстве электроэнергии на ТЭС, работающих на угле и других видах топлива, а также на АЭС в атмосферу выбрасывается значительное количество радионуклидов. Так, на угольной ТЭС мощностью 1 Млн кВт сжигается в год 4 - 5 млн т угля. В угле содержится целый ряд радиоактивных элементов - уран, торий и их продукты радиоактивного распада. Для отечественных месторождений характерны следующие концентрации радионуклидов: U - 1 - 2,5 г/т‚ угля; Th - 2 - 5 г/т‚ угля. Следует отметить, что радиоактивное загрязнение атмосферы при сжигании угля зависит от ряда факторов: содержания радиоактивных изотопов в используемом угле, потребляемого количества угля, технологии сжигания и улавливания золы и других продуктов сгорания. По оценкам специалистов [31] при выработке на угольной ТЭС 1 ГВт электроэнергии радиоактивные выбросы составляют порядка 26 ТБк. В общеэкологическом плане тепловые электростанции вредны также тем, что в отличие от АЭС, они используют значительное количество кислорода. Что касается атомных электростанций, то теоретически по сумме экологических показателей они более "чистые", чем тепловые. Так, в 1991 Г. в Украине было выработано всего 278,4 ГВт электроэнергии, из которой 68,8 % приходилось на ТЭС, а 26,9 % - на АЭС. Исходя из того, что производство 1ГВт электроэнергии в год на ТЭС обусловливает коллективную дозу 4 чел-Зв (человеко-зиверт), а на АЭС - 2,5 чел-Зв, коллективная доза населения Украины в 1991 г. за счет производства электроэнергии на ТЭС составила 767 чел-Зв, а на АЭС - 188 чел-Зв, т.е. среднегодовая индивидуальная эффективная эквивалентная доза жителя Украины за счет производства электроэнергии для рассматриваемых объектов энергетики составила 15 мкЗв и 3,7 мкЗв соответственно. По данным [II], при безаварийной работе АЭС вклад в эффективную эквивалентную дозу облучения за счет техногенных выбросов в среднем по территории бывшего СССР чрезвычайно мал и не превышает 0,1 мкЗв (табл. 1.3.5). Различия в приведенных выше значениях среднегодовых индивидуальных эффективных эквивалентных дозах АЭС и ТЭС, на наш взгляд, объясняется их более высокой плотностью в среднем на территории Украины, чем бывшего Союза. Таблица 1.3.4 Медико-эколого-экономические показатели влияния топливных циклов на органических и ядерных энергоносителях на окружающую среду и здоровье людей

Номер	Медико-эколого-экономичсскис показатели	Едини цы измерения	Тепловая энергетика						Ядерная энергетика
			уголь		природный газ	нефть
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ
1	Радиоактивные выбросы	1БК/г1ГВт-эл.	26							74 - 83
2	Радиоактивные отходы:	м3/г1ГВт-эл.								226 - 340
3	Газообразные отходы: SO^	т/г1ГВт-эл.	157200		20,4	37000				1200-1500
	NОХ	- " -	52400		20000	24800				700 - 900
	СО	- " -	15000		-	710				20
4	Жидкие отходы:
	взвешенные твердые частицы	- " -	497		497	497
	органические вещества	- " -	66		66	66
	серная кислота	- " -	82		88	88
	хлориды	- " -	550		26	26
	фосфаты	- " -	42		42	42
	бор	- " -	331		331	331
	хромиды	- " -	-		2	2
5	Твердые отходы: Твердые частицы	- " -	37500		510	1200				95 - 120
	Углеводороды	- " -	1000		-	470				-
	Сажа и зола (уловленные)	- " -	1,5В·106		9190	-				141 - 200
6	Отходящее тепло	ТВт1ГВт -эл.	1,57		-	-				1,38-2,03
7	Всего по Украине: выход золошлаков	млн т/г	14,0
	вредные выбросы	- " -	3,0
	пыль	тыс.т/г.	674
	SO2д	- " -	1932
	NOX	- " -	437
УЩЕРБ ДЛЯ ЗДОРОВЬЯ
8	Годовая эффективная эквивалентная доза в R =20км	мбэр/чел	0,61							0,04 - 0,32
	- " -R=50км	"	0,70							0,01 - 0,07
9	Смертность:	число/г.ГВт-эл.
	при добыче топлива		0,62 - 1,0							0,52
	при обработке топлива	- " -	0,5							0,04
	при транспортировке топлива	- " -	0,3 - 1,3							0,01
	при производстве электроэнергии ра диоактивное за грязнение	- " -	375							0,02
	нерадиоактивное загрязнение	- " -	780
	при работе с отходами	- " -								7,96В·10-4
	при конечной ликвидации предприятия	- " -								5·10-3
10	Болезни/травмы	число/г.ГВт-эл
	при добыче	- " -	42,5 - 43							12,21 - 14,87
	при обработке	- " -	2,9							1,34
	при транспортировке	- " -	1,2 - 5,9							0,1
	при производстве электроэнергии радиоактивное загрязнение	- " -								1,217
	при работе с отходами	- " -								7,96·10-4
	при конечной ликвидации предприятия	- " -								0,07
11	Нетрудоспособность работников	День(МВт/г) энергии
	[6]		18 - 73				2 - 18			1,7 - 8,7
	[31]		19 - -43				3 - 19			3,1 - 12
12	Нетрудоспособность населения [6]	"	20-2000				9 - 1900			0,3 - 1,5
	[31]		20 - 1500				9 - 1000			0,3 - 70
УЩЕРБ ПРИРОДЕ
13	Отчуждение земель:требуемая площадь для рудников	га	80							0,01 - 5
	требуемая площадь для электростанций	га	120 - 160							30 -60
14	Потребление топливных ресурсов	т/г.	(4-5)В·106				2-106			23(70)
	Потребление топлив ных ресурсов	Млрд м3г.		2,2 106
15	Всего по УкраинеПлощадь под шлакозолоотвалами	тыс га	3,1

Оценить корректно вклад в коллективную дозу населения Украины объектов ТЭС в значительной мере затруднительно, поскольку в доступной литературе не встретились данные о нормализованных выбросах ТЭС в различные периоды их эксплуатации. Если исходить из показателей выбросов современных ТЭС, то представляется следующая динамика коллективной дозы населения Украины за счет объектов этого энергетического комплекса: 1940 г. - 40,4; 1965г. - 353,2; 1970 г. - 504,0; 1975г. - 739,6; 1980 г. - 833,6; 1984 г. - 836,8 чел-Зв/г. Эксплуатация АЭС на Украине началась с 1976 г. и вклад АЭС в производство электроэнергии продолжает увеличиваться, в связи с этим увеличивалась и коллективная доза населения Украины: 1980 г. - 32,8; 1985 г. - 133,2; 1990 г. - 190,3 чел-Зв. Однако за период эксплуатации АЭС в 14 странах произошло более 150 инцидентов и аварий различной степени сложности, сопровождавшихся выбросами радиоактивных веществ, а в некоторых случаях, человеческими жертвами [II]. Существенно подорвала "авторитет" ядерной энергетики беспрецедентная катастрофа на ЧАЭС. Объективную картину о влиянии того или иного источника на окружающую среду можно представить, лишь проанализировав результаты фактического наблюдения за динамикой изменения радиоэкологической обстановки со временем. В период испытаний ядерного оружия был налажен радиоэкологический мониторинг практически во всех развитых странах мира. Осуществлялся такой контроль и в бывшем СССР. Однако результаты его не достаточно полно публиковались в открытой печати. По-видимому, это одна из причин отсутствия обобщенных материалов, характеризующих динамику радиационных параметров окружающей среды. Наиболее представительной и полной является информация по Киеву, где систематический контроль радиационных параметров был начат вскоре после запуска исследовательского атомного реактора, когда была организована лаборатория внешней дозиметрии, в задачу которой входил контроль за влиянием на окружающую среду работы реактора. Для контроля было выбрано 12 стационарных точек, в которых проводили дозиметрические измерения и пробоотбор. Кроме того, в первые годы по улицам города в радиусе 3 км от реактора велась автогаммасъемка. Лаборатория была оснащена современным по тем временам оборудованием: дозиметрами СРП-2, радиометрами типа ДП-100, установками малого фона УМФ-1500 и др. Таблица І.3.5 Средние концентрации глобальных радионуклидов в пробах атмосферного воздуха и оседающей пыли

Год	Концентрация в воздухе 1В·10-7Бк/л (1·10-17Ки/л)		Выпадения, 1·10+7Бк/км2мес (мКи/км2мес)
	Sr90	Csl37	Sr90	Cs137
1976	17,76±7,77(4,8±2,1)	26,64±12,21(7,2+3,3)	-	-
1977	9,25±2,59(2,5±0,7)	13,69±2,59(3,7±0,7)	0,78±0,81(0,21±0,22)	1,18±1,33(0,32±0,36)
1978	-	-	0,33±0,22(0,09±0,06)	0,33±0,11(0,09±0,03)

В указанных точках: измерялись значения МЭД гамма-излучения (1 раз в две недели); собирались на планшетах глобальные выпадения, оседающая пыль и атмосферные осадки (раз в две недели); отбирались пробы почвы (10·10·5 см) и растительности (2 раза в год - осенний и весенний отборы). На территории ИЯИ также отбирались пробы воздуха с помощью аспирационной установки с целью определения аэрозольной активности по короткоживущим и долгоживущим радионуклидам. Кроме этого, контролировался уровень радиоактивного загрязнения воды в Днепре и Голосеевских озерах. Уровень гамма-фона измерялся радиометром СРП-2, а с 1979 - 1980гг. - радиометром СРП-68-01. Значения этого параметра до аварии на ЧАЭС как в пределах точек по Киеву, так и в Обухове (контрольной точке) достоверно не различались. Динамика уровня МЭД гамма-излучения представлена на рис. 1.3.3. Среднее доаварийное значение МЭД гамма-фона составляло 10 - 12 мкР/ч

Рис 1.3.3 Динамика уровня МЭД гамма-излучения Динамика активности глобальных выпадений, атмосферных осадков и оседающей пыли в доаварийный период отражает интенсивность атмосферных и наземныхмкр/чядерных взрывов и естественные процессы очищения атмосферы. Отмечалась характерная сезонность интенсивности выпадений (в летний период интенсивность выпадений значительно увеличивалась). Со временем сезонная зависимость глобальных выпадений нивелировалась (рис. 1.3.4), что свидетельствует об очищении стратосферы от накопленного во время взрывов запаса глобальных радионуклидов. Рис. 1.3.4. Динамика активности глобальных выпадений, атмосферных осадков и оседающей пыли Анализ среднегодовых значений активности глобальных выпадений дает основание утверждать, что, несмотря на некоторую вариацию значений выпадений за год, с 1963 г. прослеживается спад активности (рис. 1.3.5). Рис 1.3.5. Анализ среднегодовых значений активности глобальных выпадений Уровень радиоактивного загрязнения почвы определяется как природной радиоактивностью (такими элементами Как⁴⁰К,²²⁶Ra,²²⁸Ra,²³²Th, так и радиоактивными элементами техногенного происхождения. Изменение уровня радиоактивного загрязнения почвы (удельной бета-активности) представлено на рис. 1.3.6. Данные измерений, выполненных до 1986 г., существенно не различаются между собой, что хорошо согласуется с литературными данными. Незначительное увеличение активности почвы в отдельные годы можно объяснить ядерными взрывами, которые проводились некоторыми странами после подписания договора о прекращении воздушных ядерных испытаний. Среднее значение удельной бета-активности почвы в доаварийный период составляло 670 Бк/кг (1,8.10-8 Ки/кг). На рис. 1.3.7 представлена динамика среднегодовых значений удельной активности⁹⁰Sr в почве. Среднее содержание⁹⁰Sr в почве до аварии колебалось в пределах от 3,7 до 22 Бк/кг (6·10^-10Ки/кг), что соответствует поверхностной плотности загрязнения от 2,4·10⁸до 1,44·10⁹Бк/км² (от 6,5 до 39 мКи/км²) (по литературным данным для европейской территории СССР в доаварийный период загрязнение почвы ⁹⁰Sr составляло (0,37 - 1,55)·10⁹Бк/км²(10 - 42 мКи/км²). Некоторое уменьшение⁹⁰Sr в почве в 1983 - 1985 гг. объясняется его миграцией в глубь почвы (пробы почвы отбирались на глубине 5 см).

Рис. 1.3.6. Изменение уровня радиоактивного загрязнения почвы. Растительность является первым звеном экологической цепи переноса радионуклидов из окружающей среды в организм человека. Переход радионуклидов в растительность при глобальных выпадениях происходит как путем сорбции наземной частью растительности, так и через корневую систему. Сочетание таких путей перехода было характерно для периода интенсивных глобальных выпадений. Данные о динамике удельной бета-активности в травяном покрове на выше названных экспериментальных площадках представлены на рис. 1.3.8. Из приведенных данных видно, что в доаварийный период максимальное значение удельной бета-активности в траве составляло 1100 Бк/кг (4-10'⁸Ки/кг) (1963 г.), к 1985 г. оно снизилось до 370 Бк/кг (1·10⁸Ки/кг). Представленные результаты наблюдений в Киеве (1962 - 1985 гг.) дают возможность охарактеризовать общие тенденции в изменении радиоэкологической обстановки на территории Украины вследствие испытаний ядерного оружия. Изучение радиационной обстановки в районах расположения АЭС позволяет наряду с исследованием динамики изменения основных радиоэкологических параметров оценить дополнительную радиационную нагрузку на окружающую среду за счет эксплуатации атомных станций. Для оценки этого фактора нами были выбраны районы расположения ЧАЭС и Южно-Украинской АЭС, где проводилось изучение радиоэкологической обстановки в доэксплуатационный период и после начала работы энергоблоков в доаварийный период. Рис. 1.3.7. Динамика среднегодовых значений удельной активности ⁹⁰Sr в почве Экологическая особенность района расположения ЧАЭС заключается в высокой миграционной способности радионуклидов¹³⁷Cs и⁹⁰Sr по цепи "почва - растения", ведущей к человеку, что обеспечивает более лее высокие уровни поступления этих радионуклидов в организм человека. Рис. 1.3.8. Данные о динамике удельной бетаактивности в травяном покрове В доэксплуатационный период радиоэкологическая ситуация в регионе определялась следующими параметрами: уровень гамма-фона (мощность экспозиционной дозы), измеренный радиометром ПГС-67, колебался в пределах от 6 до 12 мкР/ч, что несколько выше среднего значения за счет радионуклидов земного происхождения, оцененного по данным НКДАР [11] на уровне 4,6 мкР/ч; суммарная концентрация короткоживущих бета-активных аэрозолей в воздухе составляла от 0,18 до 2,77·10⁴Бк/л ((0,5 - 7,5)-10"¹⁵Ки/л); радиоактивное загрязнение почвы в районе размещения АЭС по суммарной бета-активности находилась на уровне (4,81+2,89)·10⁹Бк/км²(130+78 мКи/км²); суммарная бета-активность травы в этих же точках составляла 147,6+27,0 Бк/кг (3,99+0,73В·10^-9Ки/кг), при этом содержание¹³⁷Cs в траве равнялось 1,14+1,014 Бк/кг ((3,08+2,74)·10^-11Ки/кг),⁹⁰Sr -3,81+2,03 Бк/кг ((1,03+0,55)·10^-10Ки/кг); радиоактивное загрязнение воды в р.Припять и пруде-охладителе соответственно составляло: по суммарной бета-активности - (10,36+0,52)В·10^-2Бк/л ((2,80+0,14)В·10^-12Ки/л) и (13,87+5,92)В·10^-2Бк/л ((3,75+1,60) 10^-12Ки/л); по содержанию¹³⁷Cs - (2,59+2,59)·10^-3Бк/л ((0,7+0,7) ·10^-13Ки/л) и (6,10+6,07) ·10-³Бк/л ((1,65+1,64)·10^-13Ки/л); по концентрации⁹⁰Sr - 2,22·10^-Бк/л (6,0·10^-13Ки/л) и (2,213+1,513) 10^-2Бк/л ((5,98+4,09)·10^-13Ки/л); суммарная бета-активность донных отложений - 129,5 Бк/кг (3,5·10^-9Ки/кг). Как видно из приведенных данных, .уровень радиоактивного загрязнения воды в доэксплуатационный период типичен для рек Европы, отсутствуют аномалии и по другим показателям. По данным ООТ и ТБ ЧАЭС, за три месяца 1977 г. (после пуска 1-го энергоблока) в атмосферу было выброшено 1,04 В·10¹⁵Бк (2,82·10⁴Kи) суммарная активность выброса за 1978 г. составила 1,813 10 Бк (4,9·10⁴Ки) при проектной величине - 2,719·10¹⁵ на один блок (1000МВт·эл). Активность выброса на 90 % обусловлена ⁴¹Аr. Доэксплуатационные исследования радиоэкологической обстановки в районе расположения Южно-Украинской АЭС проводились в 1976 - 1980 гг. Она характеризовалась следующими величинами основных радиационных параметров: средние значения МЭД гамма-фона составляли 16,3+0,6 мкР/ч в 1979 г. и 15,6+0,7 мкР/ч в 1980 г. Измерения проводились с помощью дозиметров ИКС (29 стационарных точек) и передвижной радиологической лабораторией, оснащенной радиометрами ПГС-67 (36 контрольных точек). Среднегодовая доза колебалась от 7,5·10²до 1,95 10³мкЗв (от 75 до 195 мрад) при среднем значении 8,90+1,92-10 мкЗв (89,0+19,2 мрад); суммарная концентрация короткоживущих бета-активных аэрозолей в 1976 г. равнялась (6,22+1,998) 10^-14Бк/л ((1,68+0,54)·10^-14Ки/л), в 1977 - (1,924+1,998)·10^-4Бк/л ((5,2+5,4)·10^-15Ки/л); содержание радионуклидов в атмосферном воздухе определялось аспирационным методом с помощью передвижной установки производительностью 20 мЗ/ч в 12 стационарных точках; поверхностная плотность глобальных выпадений, атмосферных осадков и оседающей пыли для бета-активных радионуклидов составляла (3,81+1,37)·10⁷Бк/км²(1,03+0,37 мКи/км²); динамика средних концентраций радионуклидов¹³⁷Cs и⁹⁰Sr в пробах атмосферного воздуха и глобальных выпадений представлена в табл. 1.3.5; динамика изменения содержание радионуклидов¹³⁷Cs и⁹⁰Sr в пробах почвы отражена в табл. 1.3.6; динамика средних значений содержания бета-активных радионуклидов,¹³⁷Cs и⁹⁰Sr в пробах растительности, отобранных в тех же точках, что и пробы почвы, показана в табл. 1.3.7. Также было проведено исследование содержания радионуклидов в различных компонентах водной экосистемы Южного Буга. Динамика изменения концентраций бета-активных радионуклидов, а также¹³⁷Cs и⁹⁰Sr в пробах воды, донных отложений, водорослей и рыбы представлена в табл. 1.3.8. Влияние ЮУАЭС при эксплуатации на окружающую среду характеризуется следующими величинами: среднесуточный выброс ИРГ через вентиляционную трубу - 4,1·10¹³Бк(1115 Ки);¹³¹I - 5,4 10⁷Бк/сут (1,47 мКи/сут); долгоживущих аэрозолей - 2,3-10⁸Бк/сут (6,22 мКи/сут). Для района расположения Южно-Украинской АЭС дополнительные дозы внешнего облучения составляли - 7,7 мкЗв (0,77 мбэр) для всего организма человека, в том числе 6,5 мкЗв (0,65 мбэр) (84,4 %) за счет облучения от факела и радионуклидов, отложившихся на почве. Основными дозообразующими нуклидами являлись:¹³⁵Xe и⁸⁸Кr (до 70 %) от факела;¹³⁷Cs и⁶⁰Со от поверхности почвы. Таблица 1.3.6 Средние концентрации глобальных радионуклидов в пробах почвы

Год	Концентрация радионуклидовв, 1·10+6Бк/км2(1В·10-4Ки/км2)
	90Sr	137Cs
1976 1977 1978 1979	765,16+236,06 (206,8+63,8) 835,09+26,64 (225,7+7,2) 920,93+561,29 (248,9+151,7) 799,2+499,5 (216,0+135,0)	894,66+102,86 (241.8+27,8) 1447,07+95,09 (391,1+25,7) 1137,01+558,7 (307,3+151,0) 709,66+654,9 (191,8+177,0)

Таблица 1.3.7 Средние значения содержания радионуклидов в растительности

Год	Удельная бета-активность, Бк/кг (нКи/кг)	Концентрация радионуклидов, 1В·10-2Бк/кг (пКи/кг)
		Sr90	Cs137
1976	70,3±22,2 (19±6)	647,5±29,6 (175,0±8,0)	991,6±166,5 (268,0+45,0)
1977	70,3±22,2 (19±6)	182,78+60,68 (49,4±16,4)	223,11±82,88 (60,3±22,4)
1979	66,6 (18)	139,86±2,22 (37,8±0,6)	77,33±4,44 (20,9±1,2)

Таблица 1.3.8 Содержание радионуклидов в водной экосистеме (Южный Буг)

Год	Удельная бета-активность, Бк/кг (л) (нКи/кг) (л)	Концентрация радионуклидов, 1В·10-2Бк/кг(пКи/кг)(л)
		Sr90	Cs137
ВОДА
1976 1977 1978 1979	-- - -	4,59±3,11 (1,24±0,84) 0,70±0,07 (0,19±0,02) 1,26±0,30 (0,34±0,08) 1,11±1,26 (0,30±0,34)	-- - 0,74±0,52 (0,2+0,14)
ВОДОРОСЛИ
1979 1980	48,1 (13) 64,8 (17,5)	923,9+562,4 (249,7±152) 196,8±42,9 (53,2+11,6)	143,6±34,4 (8,8±9,3) 277,5±88,8 (75+24)
ДОННЫЕ ОТЛОЖЕНИЯ
1979	-	214,2±43,7 (57,9±11,8)	300,4±62,9 (81,2±17)
РЫБА (тушка, кости)
1980	22,2±0,7 (6±0,2) 455 (123)	26,3+10,7 (7,1±2,9) 266,0±122,1 (71,9±33)	43,3+9,3 (11,7±2,5) 126,5±73,6 (34,2±19,9)

Были оценены дозы внутреннего облучения радионуклидами тех-ногенного происхождения (¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr+ ⁹⁰Y), поступающими в организм с продуктами питания для всех рассматриваемых регионов Украины. Основанием для расчетов послужили данные о суточном рационе и содержании в нем радионуклидов, представленные санэпидемстанциями (табл.1.3.9 - 1.3.11) Таблица 1.3.9 Суточный рацион и его активность для жителей населенных пунктов в районе расположения ЮУАЭС

Продукт	Суточное поступление,г	Удельная активность 1·10-2Бк/кг (1В·10-12Ки/кг))		Суточное поступление в организм 1·10-2Бк/кг(1В·10-12Ки/кг))
		Sr90	Cs137	Sr90	Cs137
Хлеб и хлебопродукты	660	51,4 (13,9)	58,8 (15,9)	34,0 (9,2)	38,8 (10,5)
Мясо и мясо продукты	180	19,2 (5,2)	32,2 (8.7)	3,3 (0,9)	5,9 (1,6)
Молоко и молокопродукгы	180	14,1 (3,8)	27,7 (7,5)	2,6 (0,7)	5,2 (1,4)
Картофель	340	10,4 (2,8)	23,3 (6,3)	3,7 (1,0)	7,8 (2,1)
Капуста	80	17,4 (4,7)	40,7 (11,0)	1,5 (0,4)	3,3 (0,9)
Прочие продукты	600	23,7 (6,4)	23,3 (6,3)	14,4 (3,9)	14,1 (3,8)
Вода питьевая	1500	1,1 (0,3)	1,1 (0,3)	1,8 (0,5)	1,8 (0,5)
Всего				61,4 (16,6)	77,0 (20,8)

Таблица 1.3.10 Суточный рацион и его активность для жителей Киева

Продукт	Суточное поступление,г	Удельная активность1·10-2Бк/кг(1В·10-12Ки/кг))		Суточное поступление в организм1·10-2Бк/кг(1·10-12Ки/кг))
		Sr90	Cs137		Sr90	Cs137
Хлеб и хлебопродукты	307,7	5,2 (1,6)	11,8 (3,2)		1,8 (0,5)	3,7 (1,0)
Мясо и мясопродукты		248,9	6,7 (1,8)'		9,6 (2,6)	1,67 (0,45)		2,4 (0,65)
Молоко и молокопродукты		1315,1	4,4 (1,2)		12,9 (3,5)	5,85 (1,58)		17,0 (4,6)
Овощи	485	16,3 (4,4)	20,7 (5,6)		7,92 (2,14)	10,06 (2,72)
Рыба	23,8	12,9 (3,5)	19,27 (5,2)		0,30 (0,08)	0,48 (0,13)
Прочие продукты	313,3	16,3 (4,4)	20,7 (5,6)		5,11 (1,38)	6,47 (1,75)
Вода питьевая	1500	1,1 (0,3)	1,1 (0,3)		1,8 (0,5)	1,8 (0,5)
Всего					24,8 (6,7)	42,0 (11,35)

Таблица 1.3.11 Суточный рацион и его активность для жителей населенных пунктов в районе расположения ЧАЭС

Продукт	Суточноепоступление,г	Удельная активность1В·10-2Бк/кг(1В·10-12Ки/кг))		Суточное поступление в организм1В·10-2Бк/кг(1В·10-12Ки/кг))
		Sr90	Cs137	Sr90		Cs137
Хлеб и хлебопродукты	334	5,9 (1,6)	11,8 (3,2)	2,33 (0,63)		4,66 (1,26)
Мясо и мясопродукты	220	4,4 (1,2)	12,9 (3,5)	0,96 (3,5)		0,96 (0,26)
Молоко и молокопродукты	1557	6,7 (1,8)	9,6 (2,6)	14,98 (4,05)		10,4 (2,8)
Рыба	50	12,9 (3,5)	19,2 (5,2)	0,67 (0,18)	0,96 (0,26)
Прочие продукты	1043	16,3 (4,4)	20,7 (5,6)	17,0 (4,6)	21,65 (5,85)
Вода питьевая	1500	1,1 (0,3)	1,1 (0,3)	1,8 (0,5)	1,8 (0,5)
Всего				33,3 (9,0)	47,0 (12,7)

Расчет доз выполнялся на критические органы взрослого человека (¹³⁷Cs - все тело,⁹⁰Sr-красный костный мозг (ККМ)). Облучение цезием характеризовалось среднегодовой дозой, которая составляла: для Киева - 1,8 мкЗв (0,18мбэр); для района расположения ЧАЭС - 2 мкЗв(0,2 мбэр); для района расположения ЮУАЭС - 3,3 мкЗв (0,33 мбэр). Облучение стронцием из-за особенностей его метаболизма носит неравномерный характер. Годовая доза ККМ увеличивается с возрастом и достигает максимума к концу жизни. Динамика роста дозы на ККМ жителей исследуемых регионов приведена на рис. 1.3.9. Анализируя полученные результаты, можно заметить, что дозы внутреннего облучения за счет цезия и стронция существенно больше для района расположения ЮУАЭС и определяются повышенным содержанием радионуклидов в хлебопродуктах (табл. 1.3.9). Это можно объяснить тем, что в указанном районе ведется в широком масштабе орошаемое земледелие. Для полива используется вода из Южного Буга, в которую дождями и паводками смывается верхний слой почвы с выпавшими радионуклидами. Из-за необходимости многократного полива происходит их концентрация в почвах, последующая миграция и накопление в зерне [I]. Таким образом, представленные в даной работе материалы позволяют сделать вывод, что радиоэкологическая обстановка на территории Украины в доаварийный период определялась естественным радиационным фоном и глобальным загрязнением в результате испытаний ядерного оружия. Дополнительный вклад в радиационный фон объектов атомной и тепловой энергетики имел региональный характер и не оказывал в доаварийный период существенного влияния по сравнению с естественным фоном.

3.3 Основные проблемы геохимии радионуклидов чернобыльского выброса Количество нуклидов, попавших в окружающую среду, на территории Украины (превышает 0,1 Ru/км²) в различном физико-химическом состоянии такое огромное, что не имеет аналогий в мировой практике. Соответственно форма нахождения радионуклидов, оказавшихся во внешней среде, резко отличается от известной для глобальных выпадений или утечек, например, из хранилищ жидких радиоактивных отходов (ХЖО). Основная особенность состояла в том, что техногенные нуклиды заключались первоначально в труднорастворимые матрицы. Исключение составляли легко летучие радионуклиды, такие как изотопы ксенона, йода, цезия, частично рутения, которые вылетали из горящего блока. Первоначально общая оценка выброса проводилась по запасам легколетучих радионуклидов на загрязненных территориях, она привела к выводу о том, что во внешнюю среду попало до 80 % осколочных элементов, наработанных реактором за время кампании. Оценка по выброшенному количеству тугоплавких радионуклидов, близкая к той, которая была передана Союзным правительством в МАГАТЭ, т.е. 3,5 %, если считать, что топливо, находящееся на промплощадке и в зоне отчуждения, не попало в окружающую среду. О том, что из реактора было выброшено больше половины ядерного горючего говорит тот факт, что к настоящему времени в бывшем 4-м энергоблоке найдено около 50 т урана, который заключен в застывшей лаве силикатного состава, проплавившей два железобетонных перекрытия. Содержание урана в лаве по единичным измерениям составляет от 2,5 до 15 %. Не исключена возможность, что в помещениях 4-го энергоблока будет найдено еще какое-то количество урана, но вряд ли эта величина сможет исчисляться десятками тонн. Считают, что порядка 100 т топлива находится в "развале" между блоком и стеной саркофага. Ведь именно туда "сваливали" высокорадиоактивные материалы в процессе очистки промплощадки, кровли 3-го энергоблока и машинного зала. В шахте бывшего реактора, физзала и других помещениях находится до 20 т ураносодержащей пыли. Основная масса радионуклидов, поступившая в окружающую среду, была выброшена взрывом непосредственно на территорию промплощадки, в том числе в северную часть пруда-охладителя, а некоторая часть поступала во внешнюю среду при струйном выбросе. Состав радионуклидов в зоне, ограниченной изолинией 3,7·10⁹Бк/км² по²³⁹Рu, близок к топливному, изолиния 11,1·10¹⁰Бк/км^{2 90}Sr оконтуривает площадь, на которой отношение⁹⁰Sr /¹³⁷Cs и частично⁹⁰Sr/¹⁴⁴Ce и ²³⁹Рu /¹⁴⁴Ce несколько варьирует. Заметно варьирует и содержание изотопов рутения, что объясняется, с одной стороны, разным происхождением¹⁰³Ru и¹⁰⁶Ru, а с другой - летучестью некоторых соединений этого элемента. 3.3.1 Геохимическая миграция радионуклидов Радиоактивные продукты техногенного происхождения, поступая на земную поверхность, включаются в физико-химические, биохимические и другие процессы, протекающие в почвах. Однако между поведением радионуклидов и стабильных изотопов или аналогов, а также между ними и типоморфными элементами данного геохимического ландшафта существуют не только общие закономерности, но и различия. Последние объясняются несколькими причинами. В отличие от макро- и микроэлементов, продукты радиоактивного деления присутствуют в почвах в ультрамикроконцентрациях (10^-7- 10^-11г/гі), что обусловливает специфику их поведения в почвенных растворах и в системе "твердая фаза - раствол. Кроме того, они различаются источниками поступления и временем взаимодействия с почвой. Так, радионуклиды поступают, как правило, из атмосферы на уже сформировавшийся почвенный покров, а их стабильные изотопы и другие химические элементы распределены в ней в соответствии с геохимическими процессами литогенеза и почвообразования. В связи с этим первоначальное взаимодействие поступающих на земную поверхность радионуклидов в значительной степени определяется состоянием и формами их нахождения, типом растительного покрова и видом подстилки или дернины. Направление геохимической миграции элементов в почвах зависит как от их природы, так и от почвообразовательных процессов. Химические элементы и радионуклиды либо фиксируются и накапливаются в почвах, либо мобилизуются и выносятся с поверхностными и почвенными водами, сельскохозяйственной растительной продукцией и т.п. Выпавшие на поверхность почвы радионуклиды под воздействием природных факторов мигрируют в горизонтальном и вертикальном направлениях. В результате ветровой эрозии подстилающей поверхности почвы, смывания радиоактивных веществ с растительности атмосферными осадками и их стока в низменные бессточные участки и в гидрографическую сеть происходит горизонтальная миграция радионуклидов. Ее скорость зависит от гидрометеорологических факторов (скорости ветра в приземных слоях атмосферы, количества и интенсивности выпадения атмосферных осадков), физико-географических особенностей данного района (в частности, рельефа местности, произрастающей растительности), дисперсности радиоактивных аэрозолей, прочности их фиксации растительностью и почвой, а также других факторов. Особенно высокая скорость горизонтальной миграции радионуклидов наблюдается в тех случаях, когда идут сильные дожди, смывающие радиоактивные вещества, осевшие на листьях, соцветиях и стеблях растений, в период весеннего снеготаяния когда происходит интенсивный поверхностный сток атмосферных осадков, выпавших в зимние месяцы, с водосборных бассейнов в гидрографическую сеть или почвы подвержены эрозии. Количественной характеристикой поверхностного смыва может служить коэффициент смыва К, представляющий собой часть запаса радионуклида на водосборе, поступившую с поверхностным стоком в водоем. Коэффициент смыва Кр для водорастворимой формы радионуклида определяется из соотношения К_Р=А_Рh /А_ОН гдеАр- водорастворимая часть активности;А_О - общая активность;h- слой поверхностного стока, мм;Н- общий водозапас в месте отбора пробы. Таблица І.3.12 Экспериментальные значения коэффициентов смыва⁹⁰Sr и¹³⁷Cs

Дата	КР,мм-1		КГ, г/м2
	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs
16.07.1986	1,0·10-4	2,7·10-5	3,4·10-5	1,0·10-4
то же	0,9 10-4	1,1·10-6	2,7·10-5	3,5·10-4
тоже	1,6·10-4	3,1·10-4	3,7·10-6	6,7·10-6
18.07.1986	0,7·10-4	-	1,2·10-4	0,9·10-4
12.10.1986	0,8·10-4	2,7·10-5	1,6·10-5	3,8·10-5
то же	0,6·10-4	3,4·10-6	1,4·10-5	5,2·10-5
то же	0,5·10-4	0,6·10-6	0,6·10-6	8,8·10-5
28.03.1987	1,1·10-4	-	3,7·10-6	-
5.05.1987	0,6·10-4	-	-	8,7·10-6

Как правило, в 1986 - 1987 гг. содержание водорастворимой части радионуклидов¹³⁷Cs и⁹⁰Sr не превышало 1 % и, таким образом, в результате лабораторных экспериментов получены значения Кр=n·10^-5 при использовании среднегодового значения h/H =0,15. В.А.Борзилов для определения коэффициента смыва радионуклидов¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr применил экспериментальные площадки на территории 30-киломеровой зоны ЧАЭС. Проведение экспериментов в натурных условиях позволило авторам определить значение Кр в условиях различного увлажнения почвенного горизонта и оценить масштабы смыва радиоактивных загрязнений на твердых частицах взвеси. Коэффициенты смыва радионуклидов¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в растворенном состоянии и на взвеси, отнесенные к 1-миллиметровому слою поверхностного стока, приведены в табл. 1.3.12. Их анализ свидетельствует о том, что радионуклид ⁹⁰Sr смывается в основном в растворенном состоянии, что вытекает из соотношения Кр и Кг, в то время как основная часть¹³⁷Cs - во взвешенном состоянии, что объясняется способностью атомов цезия образовывать прочные соединения с глинистыми минералами и приуроченность последних к мелкодисперсной части почвы. Наряду с горизонтальной миграцией радионуклидов на поверхности почвы происходит и их вертикальная миграция, обусловленная процессами ионного обмена, диффузии и перемешивания, переноса их фильтрационными токами воды, выноса радионуклидов растениями из корнеобитаемого слоя почвы в надземные части растений, деятельности почвенных животных и микроорганизмов и других факторов. Опыт, накопленный нами в ходе исследований поведения радионуклидов чернобыльского выброса в окружающей среде, позволяет утверждать, что результаты геохимических исследований являются основополагающими при решении любых технических, агропромышленных и медико-биологических проблем. Необходимо определить форму нахождения и установить закономерность концентрирования и рассеяния радионуклидов в конкретной физико-химической обстановке. Для этого, помимо контроля за радиационной обстановкой и построения средне-масштабных ландшафтно-геохимических карт, мы должны иметь сведения о путях переноса радионуклидов. их минеральных и органических носителях, влиянии техногенеза на окружающую среду, скоростях самоочистки водоемов и т.п. Каждый из элементов ландшафтно-геохимической системы (почвы, грунты, поверхностные и подземные воды, илы, взвеси, аэрозоли, биота) нужно квалифицировать с точки зрения потенциального носителя радионуклидов. Только тогда можно построить радиоэкологические карты, прогнозировать изменение радиационной обстановки во времени, дать рекомендации по жизнедеятельности населения на загрязненных территориях. Отсюда вытекают основные геохимические задачи, направленные на изучение глубоких механизмов: определяющих изменение подвижности радионуклидов; определяющих динамику деструкции "горячих" частих и образования миграционных форм радионуклидов; накопления и рассеяния радионуклидов в конкретных ландшафтно-геохимических условиях, что необходимо для прогноза выноса радионуклидов с загрязненных территорий учитывая, что Днепр служит для них основным путем миграции; поведения⁹⁰Sr и¹³⁷Cs изотопов плутония и радиоуглерода различных форм нахождения в водах и донных отложениях бассейна Днепра и Черного моря, в том числе межфазного изотопного обмена радиоуглерода в системе "воздух - природные воды - донные осадки - биологические материалы"; определяющих поступление топливного урана и плутония в окружающую среду в результате деструкции "горячих" частиц и межфазного изотопного обмена урана в системе "природные воды - донные осадки - биота"; перераспределения радионуклидов по водохранилищам каскада Днепра и формирование математических моделей с учетом динамики поступления радионуклидов в биотическую и абиотическую составляющие экосистемы с учетом долгосрочного прогнозирования; сочетанного действия радиации и других загрязнителей окружающей среды, таких как тяжелые металлы, пестициды, удобрения, нефтепродукты и пр. По данным Госкомгеологии Украины 130 тыс.км²Украины, или 20 % всей ее территории, загрязнены¹³⁷Cs с уровнем от 1,8·10¹⁰Бк/км²и выше, (от 10 доаварийных фонов и выше). В целом на ее территории рассеяно от 1,04·10¹⁶до 1,1·10¹⁶Бк радионуклидов, из которых 90 %¹³⁷Cs.На площади в 40 тыс.км²в Киевской, Житомирской и Ривненской областях сосредоточена четверть всего выброшенного реактором¹³⁷Cs. В настоящее время главную радиоэкологическую опасность представляют ⁹⁰Sr ¹³⁷Cs и изотопы плутония. Из них наиболее опасен ⁹⁰Sr, поскольку для него не существует эффективных геохимических барьеров. Он с трудом удерживается грунтами и биотой и лишь в некоторой степени почвенным гумусом. Поэтому адсорбционный фронт стронция в зоне аэрации движется с заметной скоростью, а попав в грунтовые воды рано или поздно будет вынесен в поверхностные водоемы и Днепр. Цезий довольно прочно удерживается глинистыми минералами, гумусом и биотой, и размах его миграции невелик. О плутонии есть время подумать, поскольку он представляет опасность только в респирационном аспекте, его ПДК в воздухе 10^-17Ки/л. А для того чтобы его накопилось достаточное количество на поливных землях Украины должно пройти много лет. Радиоактивные илы постепенно движутся по каскаду. Уже сейчас удельные запасы¹³⁷Cs в донных отложениях Киевского и Каневского водохранилищ сравнялись. В Кременчугском водохранилище прирост запасов¹³⁷Cs происходит со скоростью около 40 % в год, и в настоящее время составляет около 1,1·10¹⁰Бк. В Каховском водохранилище радиогеохимический режим практически установился. Сюда попадает наиболее мелкая коллоидная взвесь, и поэтому существенного увеличения запасов¹³⁷Cs в илах не происходит (за 5 лет увеличение всего на 10 %). Однако, если¹³⁷Cs для поливного земледелия не будет представлять существенной опасности, то⁹⁰Sr, находясь в растворенном состоянии (от 0,15 до 0,4 Бк/л по всему каскаду), будет постепенно накапливаться в почвах и соответственно переходить в сельскохозяйственные продукты. В связи с этим первостепенной проблемой является удерживание 90Sr в природных "депо", таких как левобережная пойма р.Припять, где его находится около 3,7·10¹⁴Бк, многочисленные временные пункты захоронения радиоактивных отходов в 30-килиметоровой зоне (а их около 800), в том числе сваленный и замытый песком "рыжий лес" и др. более мелкие источники. Пойму нужно держать сухой, не допустить залив ее паводковыми водами, а сделать это очень трудно. Многочисленные временные радиоактивные могильники должны быть преобразованы в долговременные, и эта задача не менее трудная, тем более, что они даже не имеют паспортов, а о некоторых узнают случайно. Ведь все работы в 30-километровой зоне делались в спешке и без определенного плана. О настоящей науке в 1986 - 1987 гг. вспоминали редко. 3.3.2 Регионально-геохимические оценки радионуклидных выбросов ЧАЭС, включая "горячие" частицы Картина распределения долгоживущих радионуклидов аварийного выброса на территории Восточной и Западной Европы к настоящему времени достаточно хорошо установлена, например, общая площадь с плотностью загрязнения свыше 3,7·10^{10 137}Cs на 1 км²составляет 100 тыс. км². Масштабы глобальны, хотя на всей вышеуказанной территории находится всего около 11 кг изотопа¹³⁷Cs. В химическом поведении радиоактивного и стабильного изотопов какого-либо элемента различий нет, и лишь специфические методы радиометрии позволяют уверенно фиксировать чрезвычайно низкие (10 - 12 % и менее) концентрации тех или иных осколков деления. Таким образом, загрязнение радионуклидами носит не вещественный, а энергетический характер. Так, при полном распаде 1Ки¹³⁷Cs (11 мг) выделяется энергия 9·10⁶дж, полное поглощение которой организмом людей сформировало бы коллективную дозу 1,3·10⁷бэр. Продукты Чернобыльской катастрофы резко отличаются по физико-химическому состоянию от глобальных радиоактивных выпадений и имеют определенное сходство с выпадениями, формирующимися в результате наземных ядерных взрывов. Однако единовременное попадание в окружающую среду такого огромного количества радионуклидов не имеет аналогий в мировой практике. В качестве иллюстрации подобного утверждения можно сослаться на расчеты профессора A.A.Tep-Саакова, свидетельствующие об эквиваленте радиационного загрязнения последствиям взрыва ядерного заряда мощностью 12 Мт.

физико-химические особенности аварийных выпадений. Физико-химическое состояние выброшенных в окружающую среду радионуклидов варьирует в широких пределах, что определялось различными термодинамическими условиями в источнике. Считается, что разрушение реактора инициировано неконтролируемым скачком реактивности по крайней мере на два порядка превышающим реактивность при нормальной рабочей мощности. Известно, что реакция такой интенсивности приводит к обширной фрагментации горючего [42]. Эта фрагментация, связанное с ней истечение радионуклидов благородных газов, таких как ксенон и криптон, и разрушение содержимого реактора привели к быстрому рассеиванию со станции радиоактивности более (9,3В±4,6)·10¹⁷Бк. Взрывная природа этих ранних событий аварии обусловила вынос радиоактивных аэрозолей на значительные высоты - возможно до 2000 м [18]. Вещество в аэрозольной форме с эквивалентным размером частиц 50 мкм и больше было рассеяно из реактора. Взрывная природа первых мгновений аварии обусловила аэрозольную форму рассеяния фрагментированного топлива и топливно-графитовых конгломератов в ближней зоне ЧАЭС. На последующих за начальной стадиях аварии скорость выделения радионуклидов начала уменьшаться, хотя уменьшение могло быть меньше, чем это ожидалось для полностью погашенной A3 реактора. Поскольку выбросы продолжались, были предприняты усиленные попытки закрыть A3 реактора, на нее сбрасывался карбид бора для поглощения нейтрона и свинец. Наверх A3 сбрасывали песок и глину до тех пор, пока не достигли конструкционных пределов прочности ее свода. Песок и глина несомненно уменьшили тепловые потери из вершины A3 и усилили повторный нагрев фрагментов реактора. Всего в процессе горения графитовой кладки в реактор было заброшено 1780 т песка, 900 т доломита, 2400 т свинца, 40 т карбида бора. Широкое разнообразие состава заброшенных материалов, высокие температуры внутри горящего реактора и значительные вариации окислительно-восстановительной обстановки вызвали формирование и выпадение в ближней зоне "горячих" частиц - носителей радиоости с преимущественно силикатным составом. Спустя 4-5 дней после аварии скорость выброса радионуклидов уменьшилась до значения примерно 7,4·10¹⁶Бк/день. После этого минимума скорость выброса начала расти. Примерно через девять дней после начала аварии она достигла максимального значения 3,2·10¹⁵Бк/день, а затем скорость выброса внезапно упала до 3,7·10¹⁵Бк/день и продолжала уменьшаться, хотя из детального изучения записей видно, что иногда наблюдались всплески выброса до 10 ТБк. Выбросы после аварии содержали как летучие радионуклиды (такие, как цезий и йод), так и тугоплавкие (такие, как церий, барий и нептуний). На второй стадии аварии отмечены близкие значения скорости выброса тугоплавких и летучих радионуклидов. Этот факт позволил Д. Поуверсу [18] предположить протекание в ходе аварии процессов карбидизации ядерного топлива. Не исключена возможность образования летучих карбонилов урана и плутония. Суммируя, можно сказать, что попадание нелетучих радионуклидов обусловлено выпадением облученного топлива в следующих основных формах: фрагментированное топливо различной дисперсности; его частицы различались степенью окисления, так как в ходе взрывного выброса разогретое топливо взаимодействовало с кислородом. По данным ИГФМ НАН Украины [26], отношения U(+YI)/U(+IY) в топливных выпадениях ближней зоны варьирует в пределах 0,6 - 1,7; топливно-графитные конгломераты; в ближней зоне с этими выпадениями связана основная часть осколочных радионуклидов. Исследования "горячих" частиц, выполненные в Институте "Чернобыль", подтверждают этот вывод. По данным рентгеновского микроанализа для многих частиц отмечается пространственная ассоциация урана с углеродом; топливо, вкрапленное в матрицы конструкционных материалов: железо, цирконий, медь; "горячие" частицы алюмосиликатного состава чрезвычайно мелкозернисты (1 мкм) и содержат, как правило, постоянную примесь углерода. Известен еще один тип выпадений в ближней зоне - так называемый конденсационные частицы, обогащенные летучими радиоизотопами, главным образом¹³⁷Cs и¹³⁴Cs. Однако масштаб загрязнения ближней зоны такого рода значительно уступает топливным выпадениям. Изотопный состав реакторного урана.Согласно имеющимся данным [16] вследствие Чернобыльской катастрофы в окружающую среду поступило около 7000 кг техногенных высокорадиоактивных оксидов урана, изотопный состав которого (²³⁸U/²³⁵U;) в зависимости от степени выгорания исходного 2%-ного обогащенного ядерного топлива мог варьировать от 49 до 215 [4]. Поскольку природный уран характеризуется постоянным изотопным отношением²³⁸U/²³⁵U равным 137,88 [23], вполне резонно было ожидать, что для почв ближней зоны ЧАЭС, подвергшихся наиболее интенсивному радиоактивному загрязнению, изотопный состав валового урана может оказаться как выше, так и ниже природного значения. Для проверки этого предположения, были проведены исследования изотопного состава и содержания урана в поверхностных слоях почв ближней зоны ЧАЭС, отобранных в 1986 г. Определение атомных отношений²³⁸U;/²³⁵U; и²³⁵U/²³⁶U,г выполнялось на масс-спектрометре МИ-1320 и МИ-1201Т с предельной относительной погрешностью 0,2 %. Альфа-спектрометрическое определение отношений активностей²³⁴U/²³⁸U проводилось с погрешностью не более 2 %. Содержание урана в почвах определялось также масс-спектрометрическим методом изотопного разбавления с погрешностью.0,8 %. В качестве изотопной метки при этом использовался стандартный образец раствора 235т; с изотопным отношением²³⁸U/²³⁵U = 0,1022. Предельные относительные погрешности всех экспериментальных определений оценивались для 95 % доверительного интервала. В табл. 1.3.13 приведены экспериментально полученные значения валового изотопного состава урана, а также содержание его массоопределяющего изотопа²³⁸U, для серии проанализированных почв ближней зоны ЧАЭС. Таблица 1.3.13 Изотопный состав и содержание урана в почвах ближней зоны ЧАЭС

Номер	Место отбора почвы	Отношение изотопов урана			Концентрация урана238U , мкг/г
		238/235, ат.ед.	235/236, ат.ед.	234/238, ат.ед.
1	Промплощадка 4-го энергоблока	39,68	16,08	3,06		1,38
2	Северо-западная часть пруда-охладителя	44,82	26,12	2,75		0,796
3	р-н Яновского ж/д моста	51,21	14,28	2,38		1,173
4	Левый берег р. Припять	53,3	8,16	2,00		0,745
5	ст.Янов	52,6	13,05	3,96		0,910
6	"Рыжий лес" (поляна)	57,8	26,77	2,32		0,848
7	с.Янов	62,8	35,72	2,57		0,764
8	с.Лелев	77,5	83,2	2,39		1,092
9	Начало Парышевской протоки	93,8	140,3	3,22		0,632
10	пос.Бураковка	102,4	47,26	2,18		0,826
11	с.Толстый лес	106,3	76,6	1,94		0,911
12	г.Припять (север-окраина)	108,4	92,4	1,82		2,14
13	г.Чернобыль (речвокзал)	112,9	103,7	1,86		0,948
14	с.Черевач	126,3	194,8	1,69		1,013

Как видно из табл. 1.3.13, для почв ближней зоны ЧАЭС достаточно ощутим сдвиг изотопного состава урана. При этом любопытно отметить, что нигде не было обнаружено отношение²³⁸U/²³⁵U превышающее природное значение. Напротив, повсеместно отмечалось избыточное содержание изотопов урана²³⁵U и²³⁴U. В целом отношение²³⁸U/²³⁵U изменяется от 39,68 до 126,3. Валовое содержание урана в почвах при этом не выходит за кларковые значения и колеблется в интервале 0,63 - 2,14 мкг/г. Отношение²³⁵U/²³⁶U варьирует еще в большей степени, чем²³⁸U/²³⁵U, что очевидно указывает на поступление в окружающую среду топлива различной глубины выгорания, а также на неоднородность количественных соотношений техногенного и природного уранов в почвах. На загрязнение исследованных почв топливным ураном указывают также и отношения активностей четных изотопов урана²³⁴U/²³⁸U, величины которых превышают присущее природному урана равновесное значение. Таким образом, можно заключить, что все из названных выше изотопных характеристик отражают поступление в природные объекты топливного урана и могут быть использованы в качестве индикаторов этого процесса. Помимо валового изотопного анализа урана в твердой фазе, в 1986 - 1987 гг. методом выщелачивания при различных физико-химических условиях оценивалась подвижность изотопов урана - табл. 1.3.14. При этом было обнаружено, что отношение²³⁸U/²³⁵U для вышелатов изменяется от 15,64 до 92,4, тогда как в валовом уране для этих почв оно составляло 44,82 - 108,4. Таблица 1.3.14 Изотопный состав урана в растворах-выщелатах

Номер	Место отбора почвы	238U/235U в исходной почве	Условия выщелачивания		238U/235U в растворе
			Т:Ж	Раствор
1	Северо-западная часть пруда-охладителя	44,82	1:4	8М НNОз 2М HNO3
2	"Рыжий лес" (поляна)	57,8	1:4	6М HNO310 % Na2Co3
3	с.Янов	62,8	1:3 1:4	6М НNОз 2М HNO3
4	с.Лелев	77,5	1:41:3	10 % Na2Co37м НСl	47,94
5	Начало Парышевской протоки	93,8	1:4 1:3	8М HNO, 7M НС1	15,64
6	г.Припять	108,4	1:4	10 % Na2Co37М НС1	47,83

Уменьшение изотопного отношения²³⁸U/²³⁵U в растворе объясняется, по-видимому, тем фактом, что топливный уран отличается от природного более высокой способностью к выщелачиванию. Зависимость величины²³⁸U/²³⁵U от условий проведения процесса выщелачивания однозначно свидетельствует о том, что подвижный уран, как природного так и топливного генезиса, переходит в раствор не полностью. При этом между твердой и жидкой фазами системы в каждом конкретном случае устанавливается динамическое равновесие. При изменении физико-химических условий выщелачивания это равновесие нарушается, что ведет к изменению изотопного состава урана в растворе-выщелате. Совершенно неожиданным оказалось, что для некоторых растворов-выщелатов изотопное отношение²³⁸U/²³⁵U значительно меньше, чем аналогичная характеристика для исходного 2%-ного обогащенного топлива. Это обстоятельство противоречит всем представлениям о ядерных превращениях в реакторе и не находит удовлетворительного объяснения с позиций современной теории разделения изотопов [27]. Тщательная проверка полученных данных с привлечением других масс-спектрометрических лабораторий, подтвердила справедливость первоначально полученных результатов. Кроме того, вскоре выяснилось, что при окислении аликвотной части раствора-выщелата надсернокислым аммонием в присутствии серебра, жидкая фаза еще в большей степени обогащается изотопом²³⁵U. Как видно из данных табл. 1.3.15 и 1.3.16, где приведены значения отношений²³⁸U/²³⁵U в растворе-выщелате до и после его окисления, минимально обнаруженное отношение²³⁸U/²³⁵U достигло величины 2,7, что соответствует 27 %-ному обогащению по²³⁵U. Таким образом, можно констатировать, что в почвах ближней зоны ЧАЭС присутствует специфическая форма техногенного урана, характеризующаяся высокой степенью обогащения изотопом²³⁵U. Обладая устойчивостью к воздействию минеральных кислот, эта форма урана могла быть переведена в истинный раствор только в жестко окислительных условиях [25]. Что же касается непосредственно источника поступления в окружающую среду этой мелкодисперсной формы урана, то он к сожалению пока не установлен. Предполагается, что вероятнее всего им был 4-й энергоблок ЧАЭС. Хотя присутствие на РБМК-1000 ядерного топлива такой степени обогащения труднообъяснимо, тем не менее эта гипотеза среди всех прочих представляется нам наиболее приемлемой. Таблица 1.3.15 Изотопный состав урана в растворах-выщелатах до и после их окисления

Номер	Место отборапроб	238U/235U в почве	Раствор-выщелат	238U/235U
				до окисления	после окисления
1	Северо-западнее пруда-охладителя	44,82	8М HNO3	28,42	11,74
2	ст.Янов	52,6	2M HNO3	40,61	12,17
3	с.Янов	62,8	6М HNO3	48,4	20,32
4	с.Лелев	77,5	7М НС1	47,9	23,68
5	сЛелев	77,5	2M НNОз	51,1	31,22
6	Начало Парышевской протоки	93,8	7М НС1	15,64	2,744
7	Начало Парышевской протоки -	95,4	8М HNO3	61,4	18,93

Таблица 1.3.16

Номер	Место отбора проб	238U/235U (вал)	238U/235U min в выщелате
1	Р-н 4-го энергоблока	39,5	2,2
2	Парышевская протока	96,4	2,7
3	с.Копачи	44,6	6,1
4	с. Копачи	38,8	4,3
5	с.Янов	62,8	3,4
6	Пруд-охладитель	89,4	5,2
7	с Толстый лес	70,3	3,3
8	Яновский мост	90,6	6,2
9	Левый берег р.Припять	90,7	4,3
10	Правый берег р Припять у 4-го энергоблока	58,3	2,1

Факторы, определяющие подвижность радионуклидов в геосфере.Внастоящее время основная опасность выпадений связана с активным включением в геохимические и биологические циклы долгоживущих врадионуклидов цезия и стронция. Факторы, от которых зависит подвижность и связанная с ней скорость миграции элементов в почве в природных условиях, можно разделить на три группы [20]: физико-химические свойства самого элемента, такие как знак и величина заряда иона, форма химического соединения, способность к адсорбции, комплексообразованию и гидролизу; характеристики почв, например, минералогический, химический и гранулометрический состав, влажность, плотность, содержание и состав органического вещества, кислотность, концентрация и состав почвенного раствора; погодно-климатические условия (температурный режим, годовое количество осадков и их распределение по сезонам). Согласно классификации, приведенной в работе [10], ионы элементов, имеющие ионные потенциалы Z/г<1,4, характеризуются свойствами сильных оснований и мигрируют в катионной форме в виде истинных растворов (Na, K, Rb, Cs, Ra и др.) Ионы элементов с параметрами 1,4<Z/r<3  (Li, Ca, Sr, Ba, Mn, Co, La, Ce, Np, Am и др.) передвигаются в основном в катионной форме в виде истинных растворов, но при увеличении pH могут образовывать труднорастворимые гидроксиды и основные соли, а в присутствии карбонат-ионов - труднорастворимые карбонатыю В этом случае возможна миграция в виде коллоидов и взвесей. Ионы элементов с параметрами 3<Z/r< 7 обладают высокой чувствительностью к реакции среды, образуют труднорастворимые гидроксиды, более подвижны в щелочной среде, а их миграция происходит в виде комплексных соединений, коллоидов и взвесей (Y, Ti, Zr, Сг, Fe, Ru, Rh, Ce, Th, Pu, U и др.) При значении Z/г > 7 перенос элементов происходит главным образом в виде истинных растворов (ТсO₄, ВОз, NO₃, PO₄ ,SO₄ и др.). Являясь изотопами химических элементов, радионуклиды характеризуются теми же химическими свойствами, что и стабильные изотопы этих элементов. Однако тождественность поведения радионуклидов и их стабильных аналогов может наблюдаться только в случае равновесного распределения физико-химических форм привнесенных форм радионуклидов и природных форм нахождения их стабильных аналогов в почве, т.е. при достижении полноты изотопного обмена в фазах и компонентах почвы. Поэтому время достижения равновесного распределения зависит не только от физико-химических свойств почвы, реакции и состава почвенного раствора, количества и состава почвенных коллоидов, влагосодержания и т.п., но в первую очередь и от исходного физико-химического состояния радионуклидов и скорости его трансформации в конкретных ландшафтно-геохимических условиях. Природный стронций состоит из четырех стабильных изотопов с массовыми числами: 84, 86, 87, 88. Содержание стабильного стронция в земной коре составляет 3,4·10^-2%. В число продуктов деления входят два радиоизотопа:⁹⁰Sr-Т1/2 = 28,1 г., Рo = 0,544 МэВ и ⁸⁹Sr - Т1/2 = 50,5 сут , Е = 1,463 МэВ. Закрепление и распределение стронция в компонентах почв в основном определяется закономерностями поведения изотопного носителя - стабильного стронция, а также химического аналога - стабильного кальция, содержание которого в земной коре составляет 2,96 %. Из-за близкого размера ионных радиусов с кальцием (rSr = 1,2А, гСа = 1,04А) и одинакового заряда иона стронций в геохимических процессах является аналогом кальция. В осадочном процессе для кальция наиболее типичными минералами являются кальцит и арагонит, доломит и гипс. Однако из-за различия их кристаллических решеток стронций в данных минералах почти отсутствует . Степень окисления стронция в любых природных средах +2. Свойства почвы по убывающей значимости независимого влияния на распределение стронция располагаются в ряд: "влажность - содержание обменных кальция и магния - емкость обмена - содержание органического вещества - pH почвенного раствора" [I]. Сорбция ⁹⁰Sr твердой фазой почв сильно зависит от присутствия макроконцентраций катионов в растворе. Наблюдаются следующие ряды уменьшения влияния конкурирующих ионов на сорбцию стронция твердой фазой почв: А1(3+) - Fe(3+) - Ва(2+) - Са(2+) и Sr(2+) = Са(2+) - Mg(2+) - NH4(+) - Na(+) При увеличении в почве концентрации анионов РO₄, SO₄и СО₃, сорбция стронция возрастает в первую очередь за счет соосаждения с труднорастворимыми соединениями кальция, стронция и железа. Глинистой фракцией почв может быть сорбировано до 99 %⁹⁰Sr. Предпочтительнее⁹⁰Sr сорбируется такими минералами как асканит, бентонит, вермикулит, флогопит и гумбрин, в значительно меньшей степени - гидромусковитом и гидрогетитом. На поведение⁹⁰Srвпочве оказывает значительное влияние органическое вещество. Распределение и подвижность⁹⁰Sr в значительной степени определяются количеством и качественным составом гумуса. Предпочтительнее⁹⁰Sr связывается с фульвокислотами. Распределение его между гуминовой кислотой, фульвокислотой и гуматами составляет 3,62 и 35 % для выщелоченного чернозема и 3,69 и 28 % для дерново-подзолистых почв. Стронций присутствует в почвах в основном в виде яе индивидуальных соединений с органическими веществами неспецифической природы и собственного гумусовыми кислотами, а в форме сложных комплексов, в состав которых входят кальций, железо и алюминий. В зависимости от того в растворимом или нерастворимом состоянии они находятся в почве, возрастает или уменьшается доля стронция в подвижном состоянии. Природный цезий представлен одним стабильным изотопом, содержание которого в земной коре равно 6,5·10^-4%. В состав продуктов деления входят два изотопа:¹³⁴Cs и¹³⁷Cs.¹³7Cs - один из основных дозообразующих радионуклидов среди продуктов деления с периодом полураспада 30,17 г. и Е = 1,76МэВ;¹³⁴Cs имеет Т1/2 = 2,06 г. и Е = =1,367 МэВ. В химическом и геохимическом поведении цезий более всего похож на рубидий. Последний же является геохимическим аналогом калия. Это достаточно крупные ионы и из-за близости ионных радиусов (гК =1,33 A, rRb = 1,49 A, rCs =1,65 А) и одинакового заряда рубидий и цезий в основном входят за счет изовалентного изоморфизма в кристаллическую решетку калиевых минералов (слюды и полевые шпаты). В условиях земной поверхности самостоятельных минералов цезия нет. В живых организмах он не накапливается. Степень окисления цезия в любых компонентах природной среды +1. Важной особенностью поведения как радиоактивного, так и стабильного цезия является его способность наряду с ионообменным связыванием к необменной сорбции (фиксации) твердой фазой почв. Причиной этого является взаимодействие ионов цезия с кристаллической решеткой некоторых глинистых минералов, которое выражается во вхождении радионуклида в межпакетные пространства. Прочно фиксированные ионы цезия в существенно меньшей степени переходят в почвенный раствор. Основной фракцией, ответственной за сорбцию¹³⁷Cs в почве, является ил. Таблица І.3.17 Содержание в почвах различных форм¹³⁷Cs, % (А.И. Горина, 1976 г.)

Тип почвы	Форма нахождения
	Обменная	Необменная (кислорастворимая)	Фиксированная
Дерново-подзолистые:
супесь	28,3	10,3	61,4
суглинок	21,3	5,2	73,5
Серая лесная	9,3	5,8	84,9
Луговая	8,6	6,3	85,1
Чернозем	14,7	3,5	81,8

Формы нахождения¹³⁷Cs в зависимости от свойств почвы существенно различаются. Так, содержание обменного¹³⁷Cs на почвах различных типов больше кислорастворимого (необменного) - табл. 1.3.17. Роль органического вещества в сорбции радиоизотопов цезия твердой фазой почв невелика, за исключением почвы торфяного и болотистого рядов [I]. Одним из свойств, существенно влияющих на подвижность радионуклидов в почвах и грунтах, является влажность среды, которая в естественных условиях меняется в широких пределах. При изменении влажности меняется доля объема, которую занимает раствор в почве. При нахождении почвы выше уровня грунтовых вод максимальную долю раствора в единичном объеме грунта Е можно оценить по формуле Е= 1- Р _Рн/ Р_гр где Р_Н- насыпная плотность грунта в естественных условиях, Р_Н=1,6 кг/м³; Ргр - средняя плотность породы, образующей грунт, Ргр = =2,6 - 2,7 кг/м³. Иллюстрацией влияния влажности на подвижность радионуклидов может служить полученная авторами зависимость коэффициента диффузии от объемной влажности для кварцевого песка, график которой близок к прямой линии. При изучении влияния влажности на подвижность радионуклидов отмечается, что несмотря на общее сходство характера зависимости, кривые для различных почв, даже относящихся к одному генетическому типу, сильно различаются коэффициентом диффузии при одной и той же влажности, что обусловлено влиянием других свойств почвы. Концентрация и состав почвенного раствора почв весьма разнообразны. В состав почвенного раствора входят ионы Са, Mg, Na, К, NH4, Н, НСОз, N03, Cl, SО₄, NО₃и др. В большинстве случаев концентрация почвенного раствора составляет 2,1-1 г/л или 0,01 - 0,1Н, хотя в течение сезона она может изменяться в 10 и более раз [10,20]. В.М. Прохоровым [20] показано, что при возрастании концентрации почвенного раствора от 10^-3- 10^-2H (1 г/л) до 0,5 - 0,6Н (30 - 40 г/л) коэффициент диффузии⁹⁰Sr увеличивается в 5 - 14 раз, достигая 10 - 10 м²/с. Дальнейшее возрастание концентрации почвенного раствора не сказывается на коэффициенте диффузии или несколько уменьшает его. В зависимости от минералогического состава, содержания гумуса и других факторов рН почвенного раствора почв может быть различным. Для большинства почв рН = 3,5 - 9. Иллюстрацией влияния рН почвенного раствора на подвижность различных радионуклидов может служить приведенная авторами [10] экспериментальная зависимость сорбции¹³⁷Cs,⁹⁰Sr, ¹⁴⁴Ce,¹⁰⁶Ru от кислотности среды - рис. 1.3.10. Видно, что сорбция¹³⁷Cs и⁹⁰Sr практически не зависит от рН. и в широком интервале его изменения составляет 90 - 98 %, в то время как при увеличении рН от 4 до 10 сорбция¹⁴⁴Се и¹⁰⁶Ru падает в 1,5 - 3 раза. Несмотря на сравнительно небольшое содержание почвенного органического вещества, оно оказывает существенное влияние на взаимодействие радионуклидов с почвой и их подвижность в ней. Наиболее значительны следующие свойства органического вещества: способность адсорбировать радионуклиды; способность к образованию растворимых комплексных соединений; способность экранировать поверхность минеральных частиц. В литературе содержатся сведения о том, что гумус увеличивает прочность адсорбции⁹⁰Sr почвой. Гуминовые кислоты обладают емкостью поглощения по отношению к Cs и Sr от десятков до сотен мг-экв/100 г. Этот факт способствует снижению подвижности таких радионуклидов в присутствии гуминовых кислот. Вместе с тем, другие компоненты гумуса, в частности, фульво-кислоты образующие растворимые комплексные соединения с⁹⁰Sr и ⁹⁰Y, могут увеличивать результирующую подвижность радионуклидов в почве. Геохимия "горячих" частиц.В первые моменты после аварии предполагалось, что подвижность вышеупомянутых радиоизотопов будет низкой вследствие их приуроченности (особенно⁹⁰Sr) к частицам диспергированного топлива, так как диоксид урана отличается высокой химической стабильностью по отношению к воде. Радиационная стойкость и способность выдерживать высокие степени выгорания без заметного изменения свойств и структуры являются уникальным положительным качеством этого материала. Показателем устойчивости радиоактивных выпадений выбран выход из загрязненной почвы в раствор радиостронция, поскольку его подвижность в природной обстановке максимальна по сравнению с изотопами других элементов. Весной 1987 г. количество водорастворимого радиостронция было незначительным - не более 1 - 2 % его общего количества, тогда как в 1990 г. водорастворимый стронций составлял до 50 % и более его общего количества в пробах загрязненных почв ближней зоны. Механизм объемной диффузии, основываясь на изученных свойствах облученного диоксида урана [12], не в состоянии объяснить столь высокую доступность радиостронция, хотя вклад объемной диффузии для частиц микронных размеров вполне может быть заметным. Исходя из значения коэффициента диффузии D=1,10-19 см²/с, определенного для процессов диффузии благородных газов из облученного диоксида урана при температурах менее 600° С [12], несложно оценить возможные масштабы выхода радионуклидов. Так, для частиц UO₂диаметром 2 мкм потери осколочных радионуклидов путем диффузии в течении 3 лет составят более 10 %. Это допущение носит вынужденный характер и не отражает в полной мере сложных процессов взаимодействия атомов осколочного нуклида с делящимся веществом. При нормальных условиях эксплуатации реакторов на обогащенном уране твердые продукты деления - атомы стронция и бария существуют в форме оксидов, нерастворимых в UO₂, и могут образовывать с делящимся материалом и продуктами деления малоподвижные химические соединения типа (Sr,Ва)МоО₄; (Sr,Ва)ZrО₃; SrUO₂ ,[39,32]. Поэтому⁹⁰Sr практически не мигрирует в UO₂при температуре ниже 1500 К. При достаточно высоких температурах (>1800 К) в результате разрушения химических соединений подвижность⁹⁰Sr в оксиде урана существенно увеличивается [29]. Так, при послереакторном отжиге (2300В° К) UO₂-кернов в течение 5 ·относительная утечка составляла для Cs - 99 %, Sr - 95 %, Eu - 53 %, Се - 47 % [37]. Таким образом, в зависимости от температурной предыстории выброшенного реакторного топлива выход в окружающую среду осколочного радионуклида⁹⁰Sr и урана из "горячих" частиц может существенно различаться. Поэтому долгосрочный прогноз для топливных выпадений должен учитывать возможность нахождения дозообразующих в настоящее время осколочных радионуклидов⁹⁰Sr и¹³⁷Cs в различных состояниях - как связанных непосредственно с урановой матрицей, так и входящих в состав иных, более подвижных фаз. Для пробы грунт, отобранный в 1986 г., в "рыжем лесу" последовательно выщелачивали 6 н. HNO₃и 10 %-ным раствором Na₂CO₃[25], значительная часть топливного урана оставалась нетронутой. Спустя 4,5 г. в том же районе практически весь топливный уран находился в водорастворимом состоянии. Изотопное отношение²³⁸U/²³⁵U в водном выщелате составляло 43,3, тогда как в последующей кислотной вытяжке вклад топливного урана был незначителен - отношение²³⁸U/²³⁵U было равно 122. Поскольку растворение урановой матрицы приводит к высвобождению экологически значимых радиоцезия, радиостронция и плутония и поступлению их в грунтовые воды, а затем в бассейн Днепра, представляет большой интерес выяснение природы их миграционно способных форм. В период аварии на ЧАЭС радиоактивное вещество перемещалось воздушным путем, а после выпадения на земную поверхность основной формой движения активности становится водная миграция радионуклидов. Миграционная способность радионуклидов в окружающей среде определяется комплексом природных факторов, индивидуальными химическими свойствами радионуклида, а также формой нахождения радионуклида в радиоактивном выпадении. С точки зрения скорости включения радионуклидов в миграционные процессы первостепенное значение имеет степень дисперсности радиоактивных продуктов и способность радионуклидов к переходу в водную фазу.

В мировой практике эксплуатации атомных энергетических установок и радиохимического производства облученного ядерного топлива известны эпизоды аварийного выброса в окружающую среду радиоактивных продуктов широкого спектра дисперсности. При аварии на радиохимическом производстве в Челябинске-40 выброшенные радионуклиды находились в ионно-дисперсном состоянии, наиболее подготовленном в водной миграции и включению в биологические цепи. Планируемым загрязнением окружающей среды являлись испытания ядерного оружия в атмосфере, на земной и океанской поверхности, сопровождавшиеся глобальными радиоактивными выпадениями. При взрыве ядерного устройства образуются "горячие" частицы, но в глобальных выпадениях обнаруживали радиоактивные частицы чрезвычайно высокой дисперсности. За период времени, измеряемый месяцами, радионуклиды глобальных выпадений могли включаться в биологические цепи. Вынос отдельных радионуклидов в речную систему гумидных областей мог достигать нескольких процентов в год. Например, в Японии вынос¹³⁷Cs в отдельные годы поднимался до 5 % выпавшего на территории водосборов. Отличительной особенностью радиоактивных выпадений, образовавшихся при аварии на ЧАЭС, являются приуроченность основной массы радионуклидов к одной из трех форм: мелкодисперсные продукты дробления облученного топлива; продукты конденсации летучих радионуклидов; продукты адсорбции на аэрозолях; Радиоактивные выпадения, являющиеся аэрозольными продуктами отверждения расплавленного топлива, материала гасителей и др. занимают, как показывают исследования, подчиненное положение. В пределах 30-киломеровой зоны основная активность связана с топливными частицами, хотя в северо-восточной и северо-западной частях значителен вклад продуктов конденсации. Приуроченность радиоактивности к мелкодисперсным частицам подтверждена прямыми отборами "горячих" частиц из почв, авторадиографией поверхностей почв, грунтов, сооружений, строений, а также особенностями распределения радиоактивности в почвенных разрезах в первые месяцы после аварии. Так, методами авторадиографии в ближней зоне обнаруживали микропятнистость по поверхности, не свойственную гомогенному распределению радионуклидов, находящихся в ионно-дисперсном состоянии. На фотографиях фиксировалось распределение высокой активности по отдельным зернам и их скоплениям. В ближней зоне радиоактивное загрязнение почв обусловлено главным образом "горячими" частицами, размерами от 5 до 100 мкм и возможно крупнее, причем какой-либо приуроченности к тем или иным минеральным составляющим почвы не наблюдается. В качестве примера того, что радионуклидные загрязнения в дальней зоне также обусловлены мелкими "горячими" частицами свидетельствуют данные, приведенные в табл. 1.3.18. Разделению на фракции подвергалась суглинистая почва из с.Новоселки. Можно видеть, что основная активность приурочена к частицам глинистых минералов размерами менее 20 мкм. Фракции, размерностью более 20 мкм, составляют 80 % объема почвы, а суммарная их активность всего 2,3 %. Любопытно, что в этом случае, как в почвах ближней зоны радионуклидный состав (¹⁴⁴Се,¹³⁴Cs,¹³⁷Cs и¹⁰⁶Ru) во фракциях практически одинаков. Некоторые вариации по¹⁰⁶Ru вполне объяснимы некоторой неопределенностью его форм нахождения. В проблеме частиц, образовавшихся при взрыве на ЧАЭС можно выделить два аспекта: медикобиологический, т.е. воздействие "горячих" частиц на организм при их попадании аэральным путем или с пищей; радиационно-геохимический, рассматривающий "горячие" частицы как источник подвижных форм радионуклидов в окружающей среде. В этом случае среда, в частности пищевые цепи, загрязняется не активностью самих частиц, а теми радионуклидами, которые высвобождаются из "горячих" частиц путем выщелачивания и растворения материала частиц при их деструкции. В этом случае приобретает значение физико-химическая устойчивость радиоактивных частиц в окружающей среде, их способность удерживать радионуклиды в своем составе. Таблица 1.3.18 Минералогический состав и активность фракций обработки суглинистой почвы с.Новеселки

Фракция	Минералогический состав	Содежание,%	Активность, отн. ед.
Исходный	Кварц, полевой шпат		17,0
100	Кварц, полевой шпат (мало)	44,5	5,1
50 - 100	Кварц, полевой шпат	4,4	24,4
30 -50	Кварц, полевой шпат, амфибол (мало)	22,2	54,9
20-30	Кварц, полевой шпат, амфибол (мало)	7,6	45,3
10 -20	Кварц, полевой шпат, монтмориллонит (мало)	11,7	0,1· 103
5-10	- "- "-	7,7	0,4· 103
1-5	Монтмориллонит хлорит и кварц (мало)	1,4	1,1· 103
1	Монтмориллонит хлорита	0,3	1,9· 103

Под термином "горячие" частицы мы понимаем частицу топливной, конденсационной или адсорбционной природы, обладающую удельной активностью более 105 Бк/г или 0,1 Бк/мкг. В атмосфере до сих пор путешествуют "горячие" частицы. Это можно объяснить техногенезом на загрязненных территориях и, в частности, теми работами, которые производятся в 30-киломеровой зоне с целью дезактивации урбанизированных комплексов, и полевыми работами в 60-киломеровой зоне. Так, в Белоруссии на 10 планшетах ее юго-восточной части (Пинск, Хойники, Брагин и т.д.) в выпадениях в течение июля 1988 г. на площади в 10 км²обнаружено по 70 - 80 "горячих" частиц. По данным Е.П.Петряева (устное сообщение, 1991 г.) при продувании 5·10⁵м³воздуха на фильтре из г.Мозыря зафиксировано 53 "горячие" частицы. В Гомеле при продувании 1,7· 10⁶м³воздуха через фильтр в нем оказалось 59 "горячих" частиц. Размеры этих частиц 2,5 - 5 мкмј, вес каждой в пределах 10^-8- 10^-10г. альфа-активность этих частиц составляет 0,03 Бк/частицу, бета-активность - 0,1 Бк/частицу. Важнейшая информация о "горячих" частицах следует из результатов изучения вещественного, радионуклидного состава индивидуальных частиц, а также результатов выщелачивания радионуклидов из них. "Горячие" частицы, отобранные на первой надпойменной террасе правого берега р.Припять (233 шт.), по цветовой гамме представлены: темнобурыми (81%), черными (9,4%), серыми (3,6%), светлобурыми (2,4 %), бурыми (2,4 %) и бесцветными разностями. Установлено, что окраска "горячих" частиц обусловлена включением в кристаллическую решетку матрицы элементов-люминофоров, 97 % всех бурых частиц содержит железо, черная окраска - результат высокого содержания урана (IV), серая окраска обусловлена высоким содержанием свинца и т.д. Прослежена приуроченность¹⁰⁶Ru к оксидам железа. Форма частиц конденсационного типа иногда шарообразная, топливных и адсорбированных - неправильная. Для шарообразных частиц поверхность нередко усложненная за счет налипания более мелких частиц разнообразной формы. Среди топливных частиц встречаются осколочные - плотные или рыхлые - неправильной формы аморфные или сложенные мельчайшими микрокристаллами. Первые частицы взрывного генезиса, а вторые - образовавшиеся в процессе вторичной кристаллизации. Вещественный состав матрицы подавляющего большинства "горячих" частиц - оксиды урана, в ряде случае устанавливалось дополнительное присутствие железа, свинца, титана, кремния и др., что, по-видимому, является следствием внесения различных гасителей (металлический свинец, доломит соединения РЗЭ, кварцевый песок и др.) в первые дни аварии. Радионуклидный состав большинства частиц в основном соответствует таковому облученного топлива. Обнаружены частицы, обогащенные¹⁴⁴Ce (6,3 % общего количества) суммой¹⁴⁴Ce+¹⁰⁶Ru (5,4 %),¹⁴⁴Ce+^134,137Cs (3,6 %),¹⁰⁶Ru (1,3 %),^134+137Cs (1 %). Основная масса "горячих" частиц образовалась в результате дробления топлива при тепловом взрыве. Их радионуклидный состав соответствует в среднем накоплению осколков деления и наведенной активности при времени кампании около 2 лет. В табл. 1.3.19 приведены химический и радиоизотопный составы типичных "горячих" частиц, отобранных в ближней зоне. Наблюдается определенная температурная корреляция между составом матрицы и содержанием того или иного радионуклида. Особый интерес представляют частицы практически мононуклидные. Весьма характерен результат по частице Т-18 - в шарике оксидов железа содержится 94 % рутения, остальные 6 % приходятся на техногенные радионуклиды, в общем не характерные для чернобыльских выпадений. Выщелочившие радионуклидов из "горячих" частиц.Вынос радионуклидов из "горячих" частиц может происходить при растворении урана и путем выщелачивания. Эксперименты показали, что степень водного выщелачивания из частиц топливного состава (табл. 1.3.20) минимальна для¹⁴⁴Се (0,2 - 7,3 %), максимальна для¹⁰⁶Ru (5,3 - 33 %), для -¹³⁴Cs составляет (5,45 - 15 %), и для¹³⁷Cs - (1,9 - 12,6 %). В частицах, обогащенных одним из радионуклидов (¹⁴⁴Ce,¹⁰⁶Ru) наблюдалось максимальное водное выщелачивание нуклидов, содержащихся в подчиненном количестве. Так, из частиц, содержащих более 90 % активности¹⁴⁴Ce, выщелачивалось от 30 до 55 %¹⁰⁶Ru и¹³⁴Cs. В частицах различных типов отмечается преимущественное водное выщелачивание¹³⁴Cs по сравнению с¹³⁷Cs, что можно объяснить различием в ядерном генезисе нуклидов радиоцезия: первый образуется по реакции (n,g ), тогда как второй - по цепочке последовательных бета-распадов. По-видимому, эти различия предопределяют неравноценное их положение в структуре модифицированного топлива. С помощью последовательного выщелачивания установлено,что водорастворимые формы радионуклидов в почвах являются результатом выщелачивания радионуклидов из частиц с первых недель их выпадения. Более активный переход радионуклидов в почвенные растворы наблюдался при загрязнении почв выпадениями конденсационного типа в дальней зоне, менее подвижны радионуклиды топливных частиц сравнительно невысокой дисперсности (50 - 10 мкм), выпавших в ближней зоне. Таблица 1.3.19 Характеристика "горячих" частиц из "рыжего леса"

Номер	Дата отбора, г.	Морфология, размеры, мкм, свойства частицы и активного включения в скобках:	Матрица активной частицы	Спектр, %				Общая активность, Ки
				144Ce	134Сs	137Сs	106Ru		1988г.	1989г.
1	S-153 2.01.89	Неправильная, рыхлая, темно-бурая, немагнитная 1,6:88 (шарообразная 0,5:2,1)	Fе Si Рb(U)	50,5	4,5	22,3	23,0		3,3· 10-8	2,3· 10-10
2	S-29 28.08.88	черная, немагнитная, (шарообразная 0,6:2,4)	Fe Pb Сu	54,2	5,4	15,5	24.9		2· 10-9
3	S-86 03.01.89	Неправильная, 1,2:0,4 плотная	Si Ta	83,2	0,8	3,8	7,3			1,7· 10-7
4	S-104 2.01.89	Неправильная, хрупкая, черная, немагнитная 2,0:20,0 (шарообразная 1,0:4,0)	Fе Si	14,0	8,9	32,6	24,5		1.5· 10-8	8· 10-8
5	T-18 БССР  06.1988	Черный, плотный, магнитный шарик 46,7мкм (конденсационная частица?)	окислы Fe	6%137Cs125Sb144Ce60Co		94			1,6· 10-8
6	6/N 0.2.1987	Неправильная, черная 200 мкм	95Zr-10,4103Ru-20,8	95	67,5	0,3	0,8		1987г. 2· 10-7

Таблица 1.3.20 Содержание радионуклидов, Ки/обр, и их водорастворимых форм, %, в "горячих" частицах

Номер	Размерность	Активность радионуклида и процент водорастворимой части
частицы
		144Ce	134Cs	137Cs	106Ru	Сумма
S-100	Бк/обр.	59,2	5,55	32,2	33,7	129,5
	%	8,3	5,6	10,4
S-88	Бк/обр.	114,7	13,0	55,5	48,1	233,1
	%	5,4	1,9	5,3
S-102	Бк/обр.	118,4	4,8	28,1	62,9	210,9
	%	3,9	10,9	5,45	9,0
S-89	Бк/обв,	199,8	14,4	70,3	96,2	370
	%	48	8.0	4.2	5,5
S-105	Бк/обр.	203,5	18,1	70,3	88,8	370
	%	7,3	15,2	12,6	33,3
S-144	Бк/обр.	35,5	0,92	1,70	2,70	40,7
	%	50,2	23,3	55,2
S-133	Бк/обр.	44,4	2,26	15,9	8,9	71,5
	%	5,7	28,9	6,9	32,5
S-119	Бк/обр.	55,5	1,9	7,4	70,3	136,9
	%	61,0	30,4	8,4
S-112	Бк/обр.	12,2	2,8	14,8	62,9	81,4
	%	18,7	18,6	7,5	6,1

Результаты модельных экспериментов по выщелачиванию радионуклидов.Исследование устойчивости топливных частиц при их взаимодействии в течении 2 сут. с различными агентами, имитирующими воздействие внешней среды выполнены С.А. Богатовым (КЭ им.Курчатова). Отмечено, что лучше всего в раствор переходили изотопы цезия, примерно в четыре раза медленнее -⁹⁰Sr, хуже всего - плутоний и трансплутониевые элементы. Переход в раствор этих элементов интерпретировался как разрушение матрицы частиц [2]. В зависимости от выщелачивающего раствора и формы выброса постоянные разрушения матрицы лежат в пределах 5,7·10^-6- 1,6·10^-4г/см²/сут., (при непрерывном воздействии выщелачивающего агента), что соответствует значению постоянной скорости растворения 9,9·10^-8- 8,6·10^-9с^-1. Подобный эксперимент выполнен ранее для донных отложений пруда-охладителя [25]. При интерпретации результатов использовано представление об одновременном протекании двух процессов - переход радиостронция в раствор из доступных для воды позиций по механизму ионообменной десорбции и собственно выход из матрицы - безотносительного его механизма и состава твердой фазы. Совместное протекание этих процессов приводит к формированию кривых, нисходящие участки которых обусловлены главным образом быстро протекающим ионным обменом, тогда как горизонтальные участки отражают процесс выхода атомов ⁹⁰Sr из матрицы. Для пологих участков кривых выхода радиостронция постоянная скорости растворения частиц составила К = 1 - 3·10^-7с^-1. Выполнены экспериментальные работы по одновременному определению параметров выщелачивания осколочных радионуклидов¹³⁷Cs,⁹⁰Sг, и урана из дерново луговых почв левобережной поймы. Проба верхнего почвенного горизонта была отобрана вблизи оз.Вершина на территории, для которой фиксируется максимальные значения загрязнения. Образец почвы высушивался, просеивался для отделения растительных остатков; проба для выполнения эксперимента отбиралась методом квартования. Выщелачивание проводили в кинетическом режиме, используя каждый раз свежую порцию дистиллированной воды. Соотношение фаз Т:Ж составляло 1:1,2. Результаты измерений приведены в табл. 1.3.26 и на рис. 1.3.10. Полученные в эксперименте результаты по выщелачиванию нуклидов из загрязненных почв не имеют однозначной интерпретации. Низкие скорости выхода, присущие¹³⁷Cs, несомненно, определяются сорбционными свойствами компонентов почв. Наибольшая неоднозначность возникает при рассмотрении результатов одновременного выщелачивания⁹⁰Sr и топливного урана - рис. 1.3.11. В случае равномерного распределения атомов⁹⁰Sr в решетке урана различную степень перехода в растворенное состояние можно было бы объяснить различной сорбируемостью соединений рассматриваемых элементов на компонентах почвы. Однако в этом случае их относительные выходы и, следовательно, скорости выщелачивания должны быть близки. В нашем случае эта предпосылка не выполняется, указывая на возможность вхождения атомов 90Sr в состав растворимых и не содержащих топливный уран фаз. Растворение твердого тела (в данном случае матрицы) является примером гетерогенного процесса, протекающего на поверхности раздела фаз и описываемого уравнением кинетики первого порядка, в предположении, что процесс лимитируется скоростью диффузии в граничном слое. Поскольку толщина диффузионного слоя зависит от условий перемешивания, то значения К для натурных условий будет заметно меньше. Таким образом, полученные значения постоянных могут рассматриваться как верхние возможные значения скорости трансформации твердофазных выпадений ближней зоны. Полученные данные свидетельствуют о незначительном (по сравнению с осколочными радионуклидами) растворении урана из концентрата топливосодержащих частиц, выделенных Радиевым институтом из загрязненных почв ПВЛРО "Рыжий лес" [15]. В условиях контакта топливосодержащих частиц с растворами, представляющими собой водные вытяжки чернозема и древесины, скорость растворения урана составляла лишь 3 - 7·10^-7с^-1. Таблица 1.3.26 Выщелачиваемость нуклидов из загрязненной топливными выпадениями дерноволуговой почвы левобережной поймы р.Припять

Время обработки, ч		Суммарный выход, %			Скорость iвыхода во фракции, с-1
сумма	фракции	90Sr	137Cs	U	90Sr	137Cs	U
1	1	1,37	0,003	0,028	3,2·10-6	8,9·10-9	7,7·10-8
4	3	2,21	0,006	0,122	7,8·10-7	2,9·10-9	8,7·10-8
7	3	3,45	0,225	0,342	1,1·10-6	2,0·10-7	2·10-7
13	6	4,73	0,230	0,572	5,9·10-7	1,8·10-9	1,1·10-7
23	10	7,17	0,237	1,54	6,8·10-7	1,9·10-9	2,7·10-7
47	24	10,4	0,248	2,54	3,7·10-7	1,3·10-9	1,2·10-7

 

Рис. 1.3.10.Зависимость сорбции радионуклидов137Cs,90Sr,144Ce,106Ru от кислотной среды:&127; -137Cs,D -90Sr,Оџ -86Rb,ґ -91Y

Рис. 1.3.11. Кинетика выщелачивания радионуклидов137Cs,90Sr, и топливного урана из графитовых "горячих" частиц&127; - U, ,D -137Cs,Оџ -90Sr

Таким образом, актуальным вопросом дальнейших исследований становится детализация процесса накопления подвижных форм радиостронция и его взаимосвязь с процессами деструкции собственно топливосодержащей матрицы. 3.3.3 Прогнозная оценка динамики трансформации состояния радионуклидов Ранее приведены результаты полигонных наблюдений за изменением содержания мобильных форм радионуклидов в почвах, вызванных деструкцией топливных частиц. Модель трансформации состояния радионуклидов представляется схемой: я форма нуклиды ---> катион<--->обменная форма Чтобы использовать имеющиеся наблюдения и экспериментальные данные для прогнозирования темпов трансформации состояний радионуклидов, необходимо упростить схему трансформации. Для этого примем во внимание ряд особенностей процесса. Наиболее медленной стадией является процесс выноса радионуклидов из твердо-фазных радиоактивных выпадений. Из реакций формообразования наиболее медленным является процесс необменного поглощения радионуклидов. Схему трансформации можно представить в виде: консервативная форма (В) Достаточно общий подход к физико-математическому описанию накопления радионуклидов в подвижной форме базируется на использовании уравнения формальной кинетики для необратимого процесса. В частности, самопроизвольно протекающие процессы деструкции описываются уравнением кинетики первого порядка. Трансформация по предложенной выше схеме представляет собой последовательные реакции, для которых уравнения скоростей реакции имеют вид Начальные условия: при t = 0, m = 0, b = 0. Решение для концентрации мобильных форм с учетом радиоактивного распада имеет вид: где а - начальная активность радионуклида, в составе частиц; ?. - постоянная радиоактивного распада; К^ - постоянная перехода радионуклидов из твердофазных выпадений; Кд - постоянная образования фиксированных форм. Сопоставление экспериментальных данных определения форм нахождения радионуклидов за период 1986 - 1992 гг. с рассчитанными по описанной модели дает основание предполагать, что К₁в различных условиях зоны влияния ЧАЭС для⁹⁰Sr колеблется от 3·10^-9до 7·10^-9с^-1и К₂от 2,2·10^-9до 7·10^-9с^-1. Те же коэффициенты для¹³⁷Cs варьируют от 4,3·10^-97·10^-9с^-1и от 2,2·10^-8до 1,1·10^-7с^-1соответственно. Из анализа зависимости содержания мобильных форм от времени можно сделать следующие выводы. 1. В результате конкуренции процессов выноса нуклидов из частиц и необменного поглощения, радиоактивного распада содержание мобильных форм проходит через максимум. Время достижения максимальной величины определяется отношением констант К^, Кд и постоянной радиоактивного распада. 2. Максимальное расчетное содержание мобильных форм радиоцезия аварийного выброса достигается через 1,5-2 года после инцидента, радиостронция - через 6-15 лет в зависимости от типа почв и удаленности от ЧАЭС. Это означает, что максимальное возможное содержание мобильных форм¹³⁷Cs аварийного выброса осталось в прошлом и в настоящее время его доля продолжает уменьшаться, что влечет за собой уменьшение поступления этого нуклида в растения и природные воды. 3. Во всех случаях максимальное содержание мобильных форм составляет лишь часть первоначальной активности. Даже для наиболее подвижного нуклида⁹⁰Sr максимальная активность мобильных форм не может превысить 70 % исходной. Установленные закономерности имеют положительное экологическое, социальное и экономическое значение, поскольку дают основание для значительно более оптимистичного прогноза радиоэкологической обстановки в районах, пострадавших от радиоактивного загрязнения в результате аварии на ЧАЭС, по сравнению с прогнозами, учитывающими лишь радиоактивный распад и вынос нуклидов из почвенного слоя. 3.3.4. Понятие о самоочистке ландшафтов от радионуклидного загрязнения Естественная реабилитация загрязненных территорий направлена на восстановление первоначальной природной среды, нарушенной деятельностью человека. Темпы и эффективность естественной реабилитации могут быть сравнимы с искусственным восстановлением на ограниченной территории и безусловно превосходят последнюю в случаях широкомасштабного загрязнения. Так, заведомо невозможно технически очистить территорию Украины от чернобыльских радионуклидов и остается только надеяться на естественные процессы. Оценка интенсивности самоочистки территорий является основополагающей при любых вмешательствах человека с целью улучшения экологической обстановки. Классификация и моделирование процессов самоочистки, идентификация экологических факторов, их определяющих.Исходя из предпосылки, что очистка любой экосистемы, как среды обитания человека, - это удаление из активного цикла (т.е. цикла оканчивающегося продуктами питания или организмом человека) тем или иным путем какого-либо загрязнителя, под термином самоочистки природного ландшафта от радионуклидов следует понимать естественный процесс вывода последних из геохимически-миграционно-способных форм. Рассматриваются несколько путей, способствующих этому: 1. Естественный радиоактивный распад 2. Вынос радионуклидов за пределы данного природного ландшафта (ПЛ) или природной системы. 3. Способность к долговременной фиксации (локализации теми или иными составляющими частями ландшафта. Два последних варианта самоочистки тесно связаны с процессами миграции (ветровой перенос, смыв атмосферными осадками, внутрипочвенная миграция). Единственным процессом, приводящим к исключению радионуклидов из биосферы, является их распад, скорость которого не может быть изменена. Поэтому единственным способом предотвращения поступления радионуклидов в биогеохимические цепи является замедление процесса геохимической миграции до скоростей, сравнимых со скоростью радиоактивного распада. Применительно к радиоактивным выпадениям в ближней зоне ЧАЭС это означает, что геохимическая миграция радионуклидов возможна лишь при их переходе в окружающую среду из горячей частицы. Устойчивость топливных частиц к факторам воздействия внешней среды служит определенным барьером, ограничивающим поступление радионуклидов. Таким образом, знание механизма высвобождения экологически значимых осколочных радионуклидов из "горячих" частиц является одним из базисных элементов долгосрочного прогноза радиоэкологической ситуации. Факторы естественной реабилитации.Проанализированный материал не дает оснований для установления причинно-следованных связей между скоростью накопления радиостронция, рассматриваемого в качестве показателя степени трансформации топливных выпадений, и свойствами почв. Независимо от плотности загрязнения территории скорость выхода радиостронция в натурных условиях заключена в пределах 1·10^-9- 5·10^-9с^-1с наиболее часто встречаемым значением 2 - 3·10^-9с^-1. В предположении, что процесс накопления подвижных форм радиостронция описывается уравнением первого порядка, это соответствует периодам полувыхода из матрицы 6,9-10,5 лет. Сравнение с известной величиной периода полураспада⁹⁰Sr Т = 30 лет указывает, что накопление подвижных форм радиостронция будет продолжаться еще достаточно длительное время. Абиотическими факторами самоочистки являются. 1. Перемешивание в подвижных средах (вода, воздух). 2. Гидродинамическая и аэродинамическая дисперсия. 3. Диффузия ( главным образом концентрационная и самодиффузия). 4. Химические реакции с выходом пассивных малоподвижных продуктов. 5. Сорбционные процессы на границе раздела фаз, представленных минеральными компонентами почв и перовыми растворами или грунтовыми водами. Являясь изотопами химических элементов, радионуклиды характеризуются теми же химическими свойствами, что и стабильные изотопы этих элементов. Однако тождественность поведения изотопов может наблюдаться лишь в случае равновесного распределения физико-химических форм привнесенных радионуклидов и природных форм нахождения их стабильных аналогов. Матрица топливной "горячей" частицы по своему химическому и фазовому составу не является стабильной в условиях гипергенеза и, таким образом поступление радионуклидов в окружающую среду является процессом неравновесным. В дальнейшем в ходе вовлечения атомов радиостронция в геохимическую миграцию возможно достижение равновесного распределения. Этому способствуют химические свойства элемента: степень окисления в любых природных средах равна двум; малое влияние концентрации стронция на его формы миграции; слабое влияние значения рН и Eh природных вод на сорбируемость стронция. Поэтому основными факторами, определяющими возможность локализации стронция в абиотической компоненте ландшафта служат: присутствие макроконцентраций катионов в растворе; присутствие органического вещества; минеральный и дисперсный состав вмещающих пород. Модели миграции.В используемых математических моделях переноса загрязнений, в том числе и радионуклидов, при фильтрации подземных вод в насыщенной дисперсной среде в качестве основного параметра выступает коэффициент распределения Кд, представляющий собой отношение равновесных концентраций радионуклидов в твердой фазе (т. е. в вмещающей породе) и растворе: Kd = Атв/Ар, где А_ТВ- концентрация радионуклида на твердой фазе; Ар - соответствующая равновесная концентрация в растворе. Наличие сорбционных процессов на границе раздела фаз "фильтрующая порода - подземная вода" приводит к замедлению переноса радионуклидов подземными водами и учитывается с помощью коэффициента задержки R. Очевидно, что коэффициент распределения Kd является ключевым расчетным геомиграционным параметром при моделировании массопереноса, и его значение определяется множеством факторов, учитывающих специфичность химического и фазового состава поликомпонентной природной среды. Постоянство условий при моделировании сорбционных процессов позволило найти корреляцию между значением Кд и гранулометрическим составом песков, слагающих фильтрующую пористую среду на территории 30-километровой зоны. Линейный характер связи содержания мелкодисперсной величины и Kd указывает, что основным сорбирующим компонентом в аллювиальных песках Полесья являются рассеянные глинистые минералы. Этот вывод позволяет провести зонирование территории по защищенности ландшафтно-геохимическими барьерами на литологической основе. Моделирование процессов самоочистки производилось с использованием теории линейных динамических систем. Коэффициенты распределения радионуклидов между твердой и жидкой фазами, коэффициенты фильтрации, диффузии и гидродинамической дисперсии определялись в условиях близких к природным на тестовых объектах (колодец, водоем, склоновая площадка) и полигонах. Полуэмпирические выражения математических моделей исследуемых ландшафтных объектов представляют собой комбинации экспоненциальных функций. Результаты моделирования показали хорошее совпадение с наблюдениями за самоочисткой ландшафтных объектов на контрольных точках опробования почвенных разрезов.

Оценка интенсивности и эффективности самоочистки в основных типах ландшафтов экспериментальных полигонов.Интенсивность самоочистки ПЛ: степень изменения суммарной (ВЈA) активности или активности отдельного изотопа (А^) за промежуток времени (во времени) 1= dS A/dt(dAi/dt). Эффективность самоочистки ПЛ: Отношение активности рН в малом цикле ПЛ в момент исследования к начальной активности рН в данном ПЛ. е=(а₀- А_t/А₀100%. Причем эффективность самоочистки ПЛ может иметь знак как плюс так и минус. Примеры самоочистки.Одним из примеров самоочистки ПЛ может служить изменение распределения¹³⁷Cs в одной из западин аллювиального геохимического ландшафта лесной группы в период 1987 - 1991 гг. (табл. 1.3.27). Таблица 1..3.27 Самоочистка природного ландшафта

Точка опробования	Содер137Cs,жание Бк/кг		Минимальный слой с активностью более137Cs 95 %		Активность137Cs в слое 0 - 5 см
	1987 г.	1991 г.	1987 г.	1991 г.	1987 г.	1991 г.
Вершина западины	22940	21460	0-1	0-5	99,5	95,0
Склон	22200	7760	0- 1	0-2	100	99,5
Дно западины	20350	21090	0- 1	0-3	99,3	96,5

При расчете эффективности самоочистки склона западины (с учетом естественного распада нуклидов и погрешностей эксперимента), имеем, что за 4 года она равна 12,6+2,5 %. Интенсивность процесса при этом составляла около 700 Бк/кг·г. Здесь самоочистка осуществлялась путем смыва радионуклидов атмосферными осадками. Эффективность и интенсивность самоочистки внутрипочвенной миграцией или локализацией радионуклидов просчитать гораздо сложнее. Необходим учет большого числа параметров, влияющих на эти процессы, и, в конце концов, больший временной промежуток. Но можно, по нашему мнению, вычислить эффективность и интенсивность самоочистки ПЛ по изменению содержания в почвенном слое мобильных форм радионуклидов (водорастворимые плюс обменные формы)(табл.1.3.28). Представленные данные получены по 3 - 40 точкам и, в целом, отражают действительную картину форм нахождения радионуклидов. Заметна существенная самоочистка обоих типов ПЛ в отношении¹³⁷Cs (ее эффективность для дерново-подзолистых почв достигает 33 - 35 %, а для торфяно-болотных супераквальных ландшафтов - 28 %) и отрицательные или нулевые ее значения в отношении⁹⁰Sr. Причем для дерново-подзолистых почв аллювиальных ландшафтов отрицательная эффективность самоочистки (по⁹⁰Sr) достигает 300 %. Эффективность самоочистки достигает максимальных значений в тех случаях, когда процесс сопровождается выносом загрязнителей за пределы исследуемого объекта. Если самоочистка происходит за счет разбавления или химических реакций без выноса за пределы объекта, то через определенный период времени наблюдается снижение ее эффективности. Наши исследования показали, что эффективность самоочистки целесообразно оценивать по времени достижения безопасных или приемлемых уровней концентрации загрязнителей в средах (почва, вода, воздух). В таком аспекте возможно введение коэффициента или показателя эффективности вида: Kc=l/dt, где dt = t₀- t - время достижения приемлемых уровней концентрации в почве, воде и воздухе. Таблица 1.3.28 Изменение содержания мобильных форм радионуклидов в почвенном слое, %

Год опробования	Дерново-подзолистые почвы: эллювиальный ландшафт		Торфово-болотные почвы супераквальный ландшафт
	137Сs	90Sr	137Сs	90Sr
1986	2,5	19,5
1987	9,5	26,0	7,2	20,0
1991	37,0	1,5 - 2,0	22,0
1992	3,6	65,0	1,5 - 2,2	24,0

Сравнение данных самоочистки природных систем от радионуклидов после аварии в Кыштыме и Чернобыле.Территория, загрязненная в результате кыштымской аварии, является частью Зауральской лесостепи с относительно плоским рельефом местности, как и в загрязненном Полесье, представляющем собой зандровую равнину. Общим является также принадлежность к гумидному климату с различиями в температурных условиях и количестве осадков. По имеющимся данным интенсивность самоочистки за счет поверхностного выноса в речную систему⁹⁰Sr на Урале за первые 5-10 лет после аварии составляла около 0,2 %/г., а впоследствии сокращалась в 2 раза за каждые 4-5 лет и в настоящее время составляет 0,05 %/г. Наименее значительный вынос, 0,001 %/г. характерен для лесных площадей; для луговых и пахотных земель - до 0,3 %/г. Коэффициент подпочвенного выноса⁹⁰Sr на порядок меньше поверхностного сноса. Общее количество активности, удаленной путем выноса, оценивается в 18,5 ТБк, 60 % которых удалено в течение первых лет. Самоочистка территорий Украины и Беларуси от⁹⁰Sr за счет поверхностного стока составила в 1986 г. около 1,4 %, в 1987 г. - 0,6 %/г., в 1988 г. - 0,84 %/г., в 1989 г. - 0,42 %/г., т. е. в среднем около 0,5 % ежегодно в первые 5 лет после аварии. Миграция в пределах почвенного слоя или ландшафта не может рассматриваться как самоочистка, но темпы очищения верхних почвенных слоев показательны. В первые 1 - 2 года после аварии в обоих случаях (Полесье и Урал) около 90 % радионуклидов концентрировалось в слое 0-2 см. На Урале в выщелоченных черноземах половина Sr была удалена за 5 лет из слоя 0 - 2 см и за 19 лет из слоя 0-5 см. Из дерново-подзолистой почвы соответствующие периоды составили 2 и 7 лет. За первые 6 лет после аварии в Полесье в слое 0 - 2см в среднем остается 57 %⁹⁰Sr и 81 %¹³⁷Cs при колебаниях до 30 % в отдельных образцах почв. Линейная скорость общего заглубления⁹⁰Sr в ненарушенной почве на Урале составила 0,2 - 0,4 см/г., заглубления¹³⁷Cs - от 0,15 до 0,3 см/г. В пределах зоны отчуждения ЧАЭС центр запасов¹³⁷Cs перемещался за первые годы со скоростью от 0,4 до 0,7 см/г., т. е. интенсивность процессов вертикальной миграции в обоих загрязненных районах сопоставима. Для¹³⁷Cs и изотопов плутония характерно образование фиксированных форм, что является составной частью самоочистки ландшафтных объектов. Однако эти процессы не изучены и предстоит провести исследования, посвященные методике оценки содержания фиксированных форм, скорости их образования и относительной устойчивости в природных условиях. Без этих характеристик прогноз самоочистки природных систем не будет достаточно корректным. 3.3.5. Радионуклиды в гидросфере Известно, что миграция и распределение радионуклидов в гидросфере осуществляются по двум специфическим ветвям - гидрологической (реки, водохранилища, озера, ручьи, временные водотоки, плоскостной смыв) и гидрогеологической (зона аэрации, зона насыщения). Водные объекты гидрологической ветви относительно быстро подвергаются воздействиям экологических аварий. Но их самоочистка вследствие динамичности системы происходит сравнительно интенсивно. Гидрогеологическая система более консервативна - процессы водообмена происходят в ней намного медленнее, а почвенный слой, породы зоны аэрации и водонасыщенные отложения обладают сорбционной емкостью, препятствующей в определенных пределах или замедляющей загрязнение подземных вод. Однако в силу этих же обстоятельств самоочистка уже загрязненных подземных вод осуществляется крайне медленно. В результате за прошедшие после аварии на ЧАЭС годы изменение загрязнения поверхностных и подземных вод происходило в противофазе - снижению загрязнения вод гидрологической ветви соответствовало медленное нарастание концентраций радионуклидов в водах земных недр. Следовательно, систематическое изучение состояния подземных вод в связи с Чернобыльской катастрофой является задачей весьма долговременной с постепенно возрастающей ответственностью. Гидрологическая система.В течение активной фазы аварии на ЧАЭС основным механизмом распространения и попадания радионуклидов в гидрологическую ветвь гидросферы в пределах огромной территории Украины, Беларуси, России и других государств был аэрозольный перенос. В дальнейшем транспорт и перераспределение радионуклидов в поверхностной части гидросферы определялись процессами гидродинамики водных систем, ландшафтно-геохимическими и гидрометеорологическими условиями смыва радионуклидов с водосборных площадей, состоянием продуктов выпадения, их эволюцией и т.п. Аэрозольный фактор перестал играть заметную роль в этих процессах. Наиболее значительные радиоактивные загрязнения акваторий водоемов и рек были сосредоточены в ближайшей к ЧАЭС зоне (с радиусом 30 - 60 км). Максимальные выпадения зафиксированы в пруде-охладителе ЧАЭС, Припятском, Семиходском, Новошепеличском затонах и в русле р.Припять вблизи очага аварии. Так в пруд-охладитель попало по различным оценкам 2 - 19·10¹⁵Бк радиоактивных загрязнений. В 1986 г. в его водах в среднем содержалось более 1000 Бк/л радионуклидов, в состав которых преимущественно входили¹³⁷Cs (100 - 1700 Бк/л),¹³⁴Cs,⁹⁰Sr (5 - 40 Бк/л),⁹⁵Zr (40 - 700 Бк/л),¹⁰⁶Ru (30 Бк/л),¹⁴⁴Ce (40 - 150 Бк/л),¹⁰³Ru (20 - 600 Бк/л) и др. В то же время в донных осадках пруда обнаруживалось (0,1 - 3,8)·10⁵Бк/км¹³⁷Cs, (0,3 - 16)·10⁵Бк/км¹⁰³Ru, (0,3 - 3) ·10⁵Бк/км¹⁰⁶Ru, (0,1 - 18) ·10⁵Бк/км¹⁴⁴Се и др. [1]. Со временем наблюдалось постепенное снижение концентраций этих радионуклидов в воде пруда. Так, в 1986 - 1991 гг. среднегодовое содержание¹³⁷Cs снизилось от 930 до 3,6 Бк/л, a⁹⁰Sr - от 22 до 7,4 Бк/л. Значительная часть¹³⁷Cs и⁹⁰Sr зафиксирована в 1991 г. на взвешенных частицах (соответственно 300 - 1000 и 60 - 270 Бк/км) и в донных осадках (2 - 200 и 1 - 5 Бк/км) [I]. Максимальные концентрации²³⁹Pu после аварии достигли 0,4 Бк/л. К концу августа они снизились до 7·10³Бк/л. При этом до 98 % активности было связано со взвесями [З]. В р.Припять (вблизи ЧАЭС) в начале мая 1986 г. максимальная концентрация⁹⁰Sr достигала 15 Бк/л, а в конце июня она снизилась до 1 - 4 Бк/л. В закрытых водоемах - озерах старицах, непроточных канавах, где отсутствуеттечение, высокие концентрации радионуклидов сохраняются в течении длительного времени. Так, в 1989 - 1990 гг. в оз. Глубокое и Вершина, безымянных пойменных озерах р.Припять концентрации ³⁷Cs в воде достигали 40 - 80 Бк/л, ⁹⁰Sr - 300 - 400 Бк/л. По мере удаления от очага аварии концентрации радионуклидов в поверхностных водах существенно снижались. Заметные концентрации радионуклидов в поверхностных водах установлены в большинстве стран Европы и ряде стран Азии. Если исключить наиболее загрязненную зону отчуждения, то диапазон изменения загрязненной суши и воды на упомянутой территории в целом достигает 3 - 4 порядка. Значительная часть радиоактивных выпадений сосредоточена в пределах водосборных бассейнов Днепра и его наиболее крупных притоков - р.Припять и Десны. Согласно приближенным оценкам, выполненным в 1991 - 1992 гг. [5,3], на водосборных площадях р.Припять, Десны и части Днепра, впадающего в Киевское водохранилище, запасы ¹³⁷Cs составляют соответственно7 ·10¹⁵Бк, 0,3·10¹⁵Бк, а ⁹⁰Sr соответственно 1,6·10¹⁵Бк, 0,03·10¹⁵Бк и 0,2·10¹⁵Бк. Следует подчеркнуть, что участие отдельных элементов водосборных площадей во вторичном загрязнении речных вод крайне неравномерно. Основную опасность представляют загрязненные поймы рек, подверженные зотоплениям паводковыми водами, а также относительно крутые склоны первых террас, тальвеги и склоны долин ручьев и временных водотоков в балках и оврагах. Значительные площади водораздельных пространств Полесья весьма слабо учавствуют во вторичном загрязнении речных систем. Кроме того, на этой территории установлены многочисленные бессточные участки, не поставляющие радиоактивные загрязнения в речную сеть. Именно поэтому наибольшую опасность представляет собой обширная, весьма загрязненная левобережная высокая пойма р.Припять вблизи ЧАЭС, где сосредоточено около 0,4·10¹⁵Бк ⁹⁰Sr. В течении активной фазы аварии и в последующем важную роль в смягчении радиационной обстановки в средней и нижней части р.Днепр имел каскад водохранилищ. Среди них ключевое место занимает Киевское водохранилище, которое служило первым основным депо при транспорте радионуклидов в Днепре. Основной вклад в загрязнение Киевского водохранилища, с учетом водности рек, вносят р.Припять и Днепр. Поступление радионуклидов по этим рекам составило с июня 1986 - 1991гг. по разным оценкам [5,3,1] (1 - 1,2)·10⁸Бк ⁹⁰Sr и (1,2 - 1,7)·10⁸Бк ¹³⁷Cs. При этом начиная с 1987 г. на взвесях поступило до 10% ⁹⁰Sr и до 50% ¹³⁷Cs. Следует отметить, что роль 30-километровой зоны в общем загрязнении водохранилища цезием невелика. Однако эта территория поставляет до 40% ⁹⁰Sr в водохранилище [5]. Значительные концентрации ¹³⁷Cs на взвесях и резкое снижение скоростей течения воды при впадении рек в Киевское водохранилище приводят к существенному осаждению этой части загрязнений на дно водохранилища и самоочистке воды. Каждое ниже расположенное водохранилище служит дополнительным барьером для транспортируемого водой цезия. Во времени этот эффект нарастает в связи с дальнейшей фиксацией цезия в почвах водосборов. Барьерная роль водохранилищ по отношению к стронцию оказалась менее эффективной в связи с низким его удерживанием на взвесях и нарастанием выхода растворимых его форм из разрушающихся со временем "горячих" частиц, расположенных в области формирования основной части поверхностного стока. Эти данные приведены в табл. I.3.29,  I.3.30 и на рис.  I.3.12 [1]. Таблица  I.3.29 Содержание ¹³⁷Cs в воде Днепровских водохранилищ, Бк/л

Водохранилище	1986г.	1987г.	1988г.	1989г.	1990г.	1991г.
Киевское	1,9	0,3 - 1,7	0,26 - 0,9	0,18 - 0,44	0,16 - 0,3	0,07 - 0,16
Каневское	0,1	0,08 - 0,27	0,1 - 0,2	0,06 - 0,3	0,04 - 0,018	0,03 - 0,06
Кременчугское	0,05	0,03 - 0,07	0,04 - 0,13	0,02 - 0,07	0,02 - 0,05	0,007 - 0,02
Днепродзержинское	0,02	0,02 - 0,04	0,04 - 0,07	0,02 - 0,05	0,02 - 0,03	0,01 - 0,03
Запорожское	0,02	0,02 - 0,05	0,02 - 0,05	0,02 - 0,03	0,02 - 0,03	0,007 - 0,02
Каховское	0,01	0,01 - 0,05	0,02 - 0,04	0,01 - 0,02	0,02 - 0,03	0,005 - 0,02

Таблица I.3.30 Содержание ⁹⁰Sr в воде Днепровских водохранилищ, Бк/л

Водохранилище	1986г.	1987г.	1988г.	1989г.	1990г.	1991г.
Киевское	1	0,44 - 1,2	0,17 - 1,04	0,1 - 0,65	0,09 - 0,37	0,1 - 0,3
Каневское	1,18	0,41 - 0,63	0,3 - 0,78	0,11 - 0,26	0,13 - 0,41	0,11 - 0,39
Кременчугское	1	0,3 - 0,37	0,18 - 0,6	0,22 - 0,26	0,1 - 0,16	0,1 - 0,22
Днепродзержинское	0,83	0,33 - 0,41	0,17 - 0,35	0,11 - 0,4	0,13 - 0,46	0,11 - 0,33
Запорожское	0,59	0,37 - 0,44	0,17 - 0,67	0,22 - 0,26	0,07 - 0,2	0,09 - 0,26
Каховское	0,41	0,37 - 0,52	0,15 - 0,59	0,22 - 0,4	0,09 - 0,21	0,07 - 0,26

Анализ приведенных данных показывает, что, несмотря на отдельные отклонения, происходит устойчивое снижение уровня загрязнений вод Днепровских водохранилищ ¹³⁷Cs в направлении вниз по каскаду и во времени. Тренд концентраций ⁹⁰Sr во времени и вниз по течению менее четок и больше подвержен флуктуациям. Рассчитанные по бассейнам р.Припять (пост Чернобыль) и Днепра (пост Неданчичи) приближенные коэффициенты смыва радионуклидов с водосборных площадей имеет тенденцию к их снижению во времени. При этом коэффициент смыва растворимого цезия с 1987 по 1991 г. снизился в бассейне р.Припять в 10 раз, в бассейне днепра в 3 раза. Аналогичный показатель для суспензированного цезия уменьшился соответственно в 4 и 3 раза. Смыв растворимого стронция за это время практически не изменился в бассейне р.Припять и уменьшился в бассейне Днепра в 3 раза. Интенсивность смыва радионуклидов существенно варьирует в зависимости от ландшафтно-гидрологических, геохимических и гидрометеорологических условий. Так, интегральный коэффициент смыва ¹³⁷Cs в жидкой фазе в бассейнах р.Припять и верхнего Днепра с 1988г. составил n·10^-8, а стронция - n·10^-5, где n~1 - 9. Результаты оценок на эксперементальных участках, расположенных в различных ландшафтно-гидрологических и геохимических условиях, свидетельствуют о значительном разбросе этих показателей. Так, коэффициент смыва растворимого стронция изменяется в пределах 5 - 50·10^-5. Безусловно, при таких разбросах значений более достовеными для крупных территорий являются интегральные оценки.

Рис. 1.3.12.

Рассматривая вклад водного фактора в самоочистку крупных территорий от радиоактивных загрязнений, следует подчеркнуть, что его значение в целом для Полесья и смежных регионов уступает естественному распаду радионуклидов. Тем не менее это второй по значимости фактор, значительно превосходящий биологический и ветровой вынос и перераспределение радионуклидов. В связи с тем, что днепровской водой в количестве более 5 млн м³/сут снабжается около 10 млн человек, проживающих в десяти областях Украины и в Крыму, вопрос о допустимых уровнях загрязнения днепровских вод имеет первостепенное значение. За прошедшие с момента аварии годы на Днепре (от Киева до устья) не были превышены допустимые нормативы концентраций радионуклидов в воде. Результаты моделирования показали, что даже сочетание самых неблагоприятных факторов не должно привести к превышению уровня загрязнения вод выше предельно допустимых значений. Следует однако отметить, что принятые нормативы не являются безусловными. Они не в полной мере учитывают сочетанное действие радионуклидов и иных химических загрязнителей на организм человека. Поэтому мониторинг и, при необходимости, регулирование радиационного состояния водных систем по-прежнему остается важнейшей научной и производственной задачей. Чернобыльская катастрофа привела к заметному загрязнению Черного и Азовского морей. По данным Госкомгидромета, в первые месяцы после аварии в приповерхностных водах восточной части Черного моря наблюдались максимальнные концентрации¹³⁷Cs до 0,6 Бк/л и⁹⁰Sr - до 0,1 Бк/л. В дальнейшем в результате вертикального и горизонтального перемешивания концентрации радионуклидов в приповерхностных водах стали более однородными. По⁹⁰Sr они не превышают 0,06 Бк/л. За период с 1986 по 1991 г. количество аварийного¹³⁷Cs в верхнем 50-метровом слое воды уменьшилось в пять раз и не превышает 0,02 Бк/л, что приблизительно равно концентрации доаварийного¹³⁷Cs в воде. Суммарное поступление¹³⁷Cs в Черное море за эти годы составило около 3,6·10¹⁵Бк. В Азовском море средняя концентрация чернобыльского¹³⁷Cs в воде в 1987г. достигла 0,03 Бк/л, а в 1991 г. снизилась в 3 раза. Гидрогеологическая система.Несмотря на обширный фактический материал по загрязнению подземных вод зоны интенсивного водообмена пестицидами, азотистыми и различными органическими загрязнителями, многие радиоэкологи, гидрологи и даже гидрогеологи считали, что проблемы опасности загрязнения подземных вод радионуклидами не существует. Даже в первые годы после Чернобыльской катастрофы попытки углубленного изучения особенностей миграции радионуклидов в геологической среде рассматривались как весьма второстепенные и, в какой-то мере, надуманные. Собранные за последние годы данные постепенно рассеивают эти заблуждения. Известно, что проникновение радионуклидов в подземные воды происходит вследствие различных процессов. Основной среди них - конвективный перенос (фильтрация), физико-химическая трансформация веществ в подземных водах и их взаимодействие с вмещающими породами. Конвективный перенос в чистом виде обеспечивает миграцию веществ со скоростью движущейся воды. В реальных условиях неоднородной среды процесс конвективной фильтрации осложняется процессами молекулярной диффузии и гидродисперсии (продольной по потоку и поперечной по его ширине). Эти процессы приводят к образованию переходной зоны с пониженной, но нарастающей вверх по потоку концентрацией компонентов, попавших в подземные воды в области питания или локального проникновения загрязнителя по потоку. Движущиеся с водой неконсервативные загрязняющие вещества участвуют также в процессах сорбции, ионного обмена, гидролиза, комплексообразования, осаждения, выщелачивания. Они также подвержены различным биохимическим воздействием бактерий, органических веществ и радиоактивному распаду. Загрязнители могут транспортироваться в растворенном виде, с коллоидами и на взвесях. Если твердые частицы проникают в зону аэрации с движущейся водой в зависимости от условий на десятки сантиметров и сотни метров, то коллоиды обладают высокой подвижностью, более активной чем, консервативные компоненты. В зависимости от преобладания процессов, задерживающих миграцию, либо способствующих ей, загрязнение может: 1 - вообще не поступать в водоносный горизонт (задерживаться в зоне аэрации), 2 - частично, незначительно загрязнять водоносный горизонт и 3 - полностью вывести его из разряда перспективных для использования. В связи с этим в практику введено понятие предельно Допустимой концентрации (ПДК), определяющее предел загрязнения воды тем или иным компонентом, выше которого она становится непригодной для использования. Очевидно, что чем токсичнее загрязняющее вещество, тем ниже должна быть его ПДК. Радионуклиды относятся к весьма токсичным веществам, поэтому их ПДК весьма жестки: для⁹⁰Sr - 3,7 Бк/л (1·10^-10Ки/л),¹³⁷Cs - 37 Бк/л (1·10^-10Ки/л). Следовательно, достаточно поступления в 1 л воды 6,81·10^-13г⁹⁰Sr, либо 1,19·10^-13г¹³⁷Cs, чтобы она стала непригодной для использования. Для сравнения отметим, что ПДК железа составляет 3·10^-4г/л, т. е. больше в миллиард раз. Но из этого следует, что природные барьеры (растительный покров, почвы, породы зоны аэрации и насыщенной зоны), которые способны обеспечить надежную защиту подземных вод от малотоксичных загрязнителей, могут становится недостаточно эффективными при проникновении высокотоксичных веществ. Иными словами, подземные воды по разному защищены по отношению к загрязнителям разной токсичности. Важное значение в понимании защищенности подземных вод имеют сорбционный коэффициент распределения (Kd) и фактор задержки растворенных в воде компонентов (R). Сорбционный коэффициент распределения определяется по зависимости Kd = (1-n)С/ n·Сж, где Ст и Сж - объемные концентрации компонента в твердой и жидкой фазах, n - пористость пород в случае ее полного насыщения или относительная влажность для ненасыщенных пород зоны аэрации. Фактор задержки R характеризует степень уменьшения скорости конвективной и диффузной миграции компонента по сравнению со скоростью движения воды, он определяется соотношением R=l+mxKd, где m - числовой коэффициент. Значение Kd зависит от характера пористости и трещиноватости пород, их минерального состава, наличия органического вещества, химических свойств и степени подвижности фильтрующейся воды и др. Поэтому фактические значения K даже при одинаковых макротипах пород имеют весьма значительный разброс. Так по литературным данным Kd⁹⁰Sr для песков колеблется от 0,1 до 300 мл/г. Поэтому для решения практических зада·важно иметь интегральную оценку Kd для водообменной системы или ее изучаемой части. Однако существующая до сих пор практика базируется в основном на лабораторных определениях Kd которые совершенно неприемлемы для большинства натурных задач. Наиболее достоверные интегральные оценки Kd могут быть получены при решении обратных зада·по режимным наблюдениям на натурных полигонах. В условиях перечисленных и др. методических и организационных сложностей важно получить фактические данные о концентрациях радионуклидов в зонах аэрации и насыщения с момента аварии. Исследования поровых растворов и пород в зоне аэрации, выполненные в 1986 - 1988 гг., показали, что наряду с лиссеважем "горячих" частиц на глубину 20 - 30 см и более - до глубины 40 - 50 см четко фиксировалось загрязнение поровых растворов¹³⁷Cs от 10 до 100 Бк/л. при плотности поверхностного загрязнения в местах отбора от 0,2·10⁶до 50·10⁶Бк/л. Радиоактивное загрязнение грунтовых вод было выявлено уже летом 1986 г. Очевидно, что попадание радионуклидов в грунтовые воды во многих случаях происходило аэрозольным путем в стволы колодцев и некоторых скважин. Наряду с этим в 1987 - 1988 г. были выявлены закрытые с поверхности скважины, которые фиксировали загрязнение грунтовых вод^137-134Cs,⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru и др. с концентрациями до десятков Бк/л. В дальнейшем загрязнение грунтовых вод фиксировалось во многих местах 30-километровой зоны, но прежде всего на участках, где начато их целенаправленное изучение: на перемычке пруда-охладителя, ПВЛРО "Рыжий лес", "Янов", "Песчаные плато" и др., вокруг 4-го энергоблока ЧАЭС и др. Так, в районе пруда-охладителя загрязнение грунтовых вод достигает 20 - 50 Бк/л, на участке "Рыжий лес" выявлено до 2·10³Бк/л⁹⁰Sr, 30 Бк/л Ru, 60 Бк/л¹³⁷Cs, 5 Бк/л Pu и Am, в районе ЧАЭС - до 20 Бк/л⁹⁰Sr. На основе оценки удельной активности песков грунтового водоносного горизонта (4 Бк/кг) удерживающая способность этих пород весьма низкая - массив песка площадью 1 км²и мощностью 10 м способен удержать лишь 8·10¹⁰Бк⁹⁰Sr. Запасы этого радионуклида лишь в ПВЛРО "Рыжий лес" достигают 2,5·10¹⁴Бк. Следовательно, дальнейшее расширение и опускание на большие глубины ореола загрязнения здесь и в аналогичных местах неизбежно. За пределами 30-километровой зоны обследование грунтовых вод проводилось в основном по колодцам и редким скважинам. При плотности загрязнения поверхности преимущественно (0,3 - 2)-10⁵Бк/м² по¹³⁷Cs концентрация этого элемента в водах колодцев колебалась в основном в пределах (5 - 60)·10^-3Бк/л. Таким образом, на территории существенного радиоактивного загрязнения поверхности (включая 30-километровую зону, но без ПВЛРО и других активно загрязняющих объектов) с диапазоном концентраций радионуклидов 3·10⁴- 6·10⁶Бк/м (т.е. на 2 порядка) загрязнение грунтовых вод изменяется в основном от 5·10^-3до 60 Бк/л (т.е. на 4 порядка). Эти данные свидетельствуют о наличии региональной корреляционной связи между уровнями загрязнения поверхности земли и грунтовых вод, а также о влиянии дополнительных факторов, увеличивающих разброс концентраций загрязнения грунтовых вод. К этим факторам прежде всего относятся мощность, литологический, минералогический состав и характер поровой (трещинно-поровой) проницаемости пород зоны аэрации, характер макро- и микроландшафта, включая растительность и сельскохозяйственное воздействие. Полевые наблюдения свидетельствуют о важной роли подов, блюдец, западин, линейных отрицательных форм рельефа в формировании поверхностных микроводосборов, контролирующих вторичное перераспределение и локальную дополнительную концентрацию загрязнителей в пониженных частях микрорельефа. В связи с образованием и более длительным существованием временных микроводоемов (луж, озерцов) они обеспечивают также более продолжительную миграцию радионуклидов в растворимой и твердой фазе в зону аэрации и грунтовые воды. В отдельные периоды весной и после затяжных дождей осенью могут возникать условия периодического полного насыщения и выклинивания зоны аэрации. К этому следует добавить, что в зоне аэрации трещины в глинах и суглинках могут быть раскрытыми до уровня грунтовых вод, создавая благоприятные условия для быстрого проникновения инфильтрующегося поверхностного стока. Установлено также, что вертикальные коэффициенты фильтрации в кластических отложениях могут изменяться на несколько порядков. Таким образом, учитывая несистематический характер местоположения опробованных водопунктов по отношению к проявлениям упомянутых факторов, следует предположить , что дифференциация условий миграции в системе "поверхность ландшафта - зона аэрации", при прочих равных условиях, может обеспечить разброс значений концентрации радионуклидов в грунтовых водах до 3 - 4 порядков. Такие изменения условий миграции нарушают корреляционные связи между интенсивностью поверхностного загрязнения и концентрацией радионуклидов в грунтовых водах на локальных участках. Однако в региональном плане эти связи должны устойчиво проявляться. Сложившиеся представления о защищенности напорных подземных вод базируются на теоретических оценках и на региональных работах, выполненных по методике Всесоюзного института гидрогеологии и инженерной геологии (ВСЕГИНГЕО). Согласно этим подходам основные водоносные горизонты, используемые для водоснабжения в пределах Киевского региона, включая 30-километровую зону, относятся к защищенным. Полученные после аварии фактические данные опровергают эти представления. Так, в районе г.Припять Яновским водозабором эксплуатируется эоценовый водоносный горизонт, залегающий под слабопроницаемыми киевскими мергелями на глубинах 50 - 70 м. За период с 1987 по 1992 гг. содержание⁹⁰Sr в отбираемых подземных водах увеличилось на 2 порядка (с 4 мБк/л до 0,4 Бк/л). В Чернобыле из скважины, эксплуатирующей этот же водоносный горизонт на глубине 60 м, поступает вода с концентрацией¹³⁷Cs,возросшей с 1987 по 1989 гг. с 6 мБк/л до 0,2 Бк/л. Загрязнение этого горизонта зафиксировано и в 100 - 120 км от эпицентра аварии в районе Киева на территориях с относительно низким загрязнением поверхности¹³⁷Cs - (2 - 12)-10⁴Бк/м². Здесь концентрация такого изотопа в воде составила 2-210 мБк/л. Особый интерес представляет ситуация в районе киевской городской агломерации, где действует крупная система водозаборов с суммарной производительностью 500 - 700 тыс.м/сут [8]. Эксплуатируются в основном два водоносных горизонта - сеноман-нижнемеловый и юрский, залегающие на глубинах до 250 м под слабопроницаемыми отложениями. Массовое опробование подземных вод в районе Киева проводилось в 1990 - 1993 гг. (табл. 1.3.31). Наличие¹³⁴Cs опробованных водах свидетельствует о чернобыльском происхождении радионуклидов. Следует, в связи с этим, подчеркнуть, что контрольное опробование подземных вод, залегающих в сходных гидрогеологических условиях, но за пределами загрязненной территории (менее 20 кБк/м²), не выявило значимые количества упомянутых радионуклидов. Результаты опробования, выполненные в 1993 г., обрабатываются, но и они подтверждают повсеместное распространение не только долгоживущих⁹⁰Sr и¹³⁷Cs, но и короткоживущего¹³⁴Cs, однозначно свидетельствуя об устойчивом поступлении радионуклидов в эксплуатируемые водоносные горизонты. Очень важно выявление путей их поступления. Можно выделить техногенные и естественные пути миграции радиоактивных загрязнителей. К техногенным относятся пути, образовавшиеся в ослабленных зонах околоскважинного пространства, либо через свищи, разрывы и зазоры в системе обсадных труб. Были проведены специальные натурные эксперименты с отдельными эксплуатационными скважинами, которые подтвердили эти предположения. Естественные пути движения подземных вод определяются вертикальной нисходящей (в области питания) и латеральной (по пласту) составляющими водообмена. Латеральная миграция радионуклидов из эпицентра аварии на ЧАЭС невозможна, так как подземные водоразделы препятствуют проникновению вод из этой зоны, а их реальные скорости крайне малы. Подземные воды наиболее загрязненной территории 30-километровой зоны разгружаются в долине р.Припять, не попадая в пласты залегающие южнее нижнего течения о.Уж (рис. 1.3.13, 1.3.14).

Таблица 1.3.31 Радионуклиды в эксплуатируемых подземных водах г.Киев, мБк/л (1990 - 1992 гг.)

Водоносный горизонт	90Sr		137Cs		134Cs
	от	до	от	до	от	до
Сеноман-нижнемеловые отложения	0,4	14	3	80	0,8	2,5
Юрские отложения	0,1	8	1	82	0,2	2,0

Следовательно, наблюдаемое загрязнение, кроме техногенных путей, может проникать лишь в результате вертикальной нисходящей фильтрации через массив пород. Оно усиливается в центральных частях депрессии, возникающей в результате водоотбора и обеспечивающей значительное увеличение перепада напоров между этажно залегающими горизонтами.

Рис. 1.3.13. Схема гидроизопьез в водоносном горизонте сеноман-нижнемсловых отложений: / - граница модели;2 -гидроизопьезы;3 -водозаборы;4 -направление движения подземных вод; 5 - подземные водоразделы.

Рис. I.3.14 Гидрогеологический разрез в районе Киева I. График пьезометрических уровней1 -Сеноман-альбского водоносного горизонта:(а) -до начала эксплуатации;(б) -современное состояние. 2. Юрского водоносного горизонта.(а) -до начала эксплуатации;(б) -современное состояние. II. Гидрогеологический разрез Водоносные горизонты: 3. Олигоцен-чствергичных отложений (пески, супеси) 4. Эоценовых отложений (пески). 5. Сеноман-альбских отложений (известняки, мел, песок, песчаник, гравий). 6. Юрских отложений (известняки). Слабопроницаемые отложения 7. Четвертичные суглинки и глины. 8. Киевские (эоценовые) мергели. 9. Туронские мергели. 10 Юрские глины и глинистые известняки 11. Скважины киевского водозабора. Для подтверждения реальности этого предположения были проведены наблюдения в дренажных штольнях, расположенных на склоне правого берега Днепра в Киеве. Опробовано 12 штолен, вскрывающих четвертичные, неогеновые и палеогеновые отложения. Для осушения массива вышезалегающих пород в штольнях пробурены восходящие скважины, забои которых находятся на глубинах 7 - 12 м от поверхности земли. Из этих скважин и отбирались пробы подземных вод. Фиксируемые концентрации¹³⁷Cs были обнаружены в восьми случаях из 12 и максимально достигали 9·10³Бк/л. В образце киевских мергелей, отобранного из забоя обновленной штольни, также установлено наличие¹³⁷Cs. Таким образом, миграция радионуклидов по естественным путям сквозь массив горных пород является установленным фактом. Скорость нисходящей миграции по этим данным должна достигать не менее 2 - 2,5 м/г. Следует однако учесть, что вблизи Киева имеются скважины, вскрывшие подземные воды эоценовых отложений на глубинах 40 - 60 Рј с измеримым содержанием^137-134Cs, не имеющие техногенных путей миграции в связи с самоизливом воды. По этим скважинам скорость нисходящей миграции радионуклидов должна составлять более 10 - 15 м/г. Экстраполируя возможность нисходящей миграции части обнаруженных радионуклидов по естественным путям в юрский горизонт на глубины до 250 м, получаем скорости миграции в условиях влияния депрессионной воронки 50 м/г. и более. Такие значительные скорости свидетельствуют о наличии так называемых быстрых путей вертикальной миграции в массиве переслаивающихся водоносных и слабопроницаемых пород на большие глубины. Эти пути могут быть связаны прежде всего с зонами современной тектонической трещиноватости скальных и разрыхления несцементированных пород. Важное значение имеют также фациальные изменения, минералогическая и гранулометрическая неоднородность отложений. Раскрытость этих путей фиксируется лишь по весьма токсичным индикаторам - пестицидам и радионуклидам. Ореолы слаботоксичных загрязнителей (сульфаты, хлор, некоторые металлы) не обнаруживаются в значительных измерениях. Приведенные данные свидетельствуют о том, что: начальное загрязнение подземных вод имеет широкое распространение, поэтому представления об их надежной защищенности являются несостоятельными; за исключением мест наибольшей концентрации радионуклидов на поверхности, либо в пунктах локализации (в 30 - 60-километровой зоне на западе) загрязнение подземных вод выше ПДК за прошедшие 8 лет нигде не достигнуто. В связи с этим возникает вопрос - существует ли опасность превышения ПДК в основных водоносных горизонтах, используемых для водоснабжения. К сожалению, представительные режимные наблюдения по существу до сих пор не налажены. Предварительные представления могут быть получены лишь на основе экспертных оценок, базирующихся на результатах решения обратных зада·с использованием диапазонных оценок параметров и различных моделей. В связи со слабой изученностью параметров Kd, R, инфильтрационного питания, водопроводимости и др. модельные решения могут иметь лишь предварительный, оценочный характер. Согласно полученным отрывочным режимным данным и различным модельным оценкам, выполненным в НАН Украины, пункты временной локализации радиоактивных отходов, 4-й энергоблок ЧАЭС, пруд-охладитель, участки вблизи правобережных затонов на левобережной пойме и др. в настоящее время уже являются местами загрязнения грунтовых вод выше ПДК. В будущем ореолы сверхнормативного загрязнения будут постепенно расширяться. Дальнейшее повышение концентрации радионуклидов в грунтовых водах будет происходить и в пределах всей наиболее загрязненной территории. Однако превышение существующих ПДК возможно лишь на ограниченных площадях. Сложная ситуация складывается на участках чернобыльского, новошепеличского и яновского водозаборов, эксплуатирующих эоценовый водоносный горизонт. Хотя этот горизонт перекрыт слабопроницаемыми отложениями, возникшие воронки депрессии предопределили образование повышенных вертикальных градиентов и, как следствие, - активизацию перетекания из загрязненного грунтового водоносного горизонта по естественным и техногенным (затрубное пространство скважин) путям. Поэтому опасность превышения действующих нормативов по радиоактивному загрязнению подземных вод эоценовых отложений здесь вполне реальна уже в ближайшие 3-7 лет (яновский водозабор). На основе региональной модели Киевского региона выполнено ориентировочное прогнозирование загрязнения этажно залегающих водоносных горизонтов. Согласно этому прогнозу максимум загрязнения грунтовых, вод будет достигнут в 90-х годах и составит в среднем 0,3 - 1 Бк/л по⁹⁰Sr и¹³⁷Cs. Подземные воды основных для централизованного водоснабжения горизонтов сеноман-нижнемеловых и юрских отложений могут достигнуть максимума загрязнения (0,2 - 0,5 Бк/л) в 2010 - 2020 гг. Сложнее ситуация в районе киевских водозаборов. Несмотря на относительно невысокий уровень поверхностного загрязнения в районе Киева - (1 - 40)·10⁴Бк/м², мощная депрессионная воронка предопределяет активизацию нисходящего питания и миграции загрязнителей, особенно в ее центральной части. Этому способствует установленное наличие быстрых естественных и техногенных путей миграции. Поэтому получение надежного прогноза для такого ответственного объекта может быть обеспечено лишь после создания научно обоснованной системы мониторинга. По аналогии с рассмотренными водозаборами Киевского региона необходимость контроля и анализа ситуации существует по большинству водозаборов западного "следа" в Житомирской, Ривненской, частично Волынской, а также в Черниговской областях Украины. Выводы 1. Максимум загрязнения поверхностных вод реализовался в первые годы после Чернобыльской катастрофы. Активизация разрушения "горячих" частиц и выхода растворимых форм⁹⁰Sr и¹³⁷Cs лишь растягивают спад активности загрязнения. 2. Наибольший суммарный вклад в загрязнение рек оказывает рассеянное загрязнение на активно участвующих в формировании стока частях водосбора рек, а не точечные (или близкие к точечным) источники, связанные с пунктами локализации радиоактивных отходов и т.п. Из относительно локальных участков, вносящих значительный вклад в загрязнение рек⁹⁰Sr, следует выделить территорию левобережной поймы р.Припять вблизи ЧАЭС. 3. Результаты моделирования свидетельствуют, что даже наложение нескольких неблагоприятных факторов может вызвать всплески активности загрязнений, но не приведет к превышению концентраций радионуклидов в речных водах выше существующих нормативов. 4. Наблюдения за радиоактивным загрязнением подземных вод свидетельствуют о несостоятельности применявшихся методик для оценки их защищенности и представлений о полной надежности подземных источников водоснабжения. 5. На практике подтверждается существование естественных и техногенных. преимущественно нисходящих, быстрых путей миграции обуславливающих направленность и темпы загрязнения подземных вод. 6. В настоящее время происходит постепенное возрастание загрязнения подземных вод, максимум которого ожидается в конце 90-х годов нашего - в 20-х годах следующего века. Поэтому, несмотря на относительно низкую загрязненность значительной части подземных вод в настоящее время, необходимы организация и совершенствование мониторинга подземных вод, повышение детальности и достоверности изучения фильтрационных и миграционных параметров, краевых условий и факторов, влияющих на их формирование и изменение, натурные полигонные исследования процессов миграции и перераспределения радионуклидов.

3.4. Биогеохимические превращения радионуклидов Радионуклиды, выделяющиеся в ходе ядерной аварии, попадали в атмосферу, откуда происходило их осаждение на поверхности разной природы: почвы, растительный покров, поверхность водных бассейнов, дороги, крыши строений и т.п. Последующая судьба радионуклидов зависела от их физико-химического состояния, растворимости и от взаимодействия с веществами, входящими в состав поверхностей, на которую попали радиоактивные вещества и материалы. Исходно радионуклиды обнаруживались в форме оксидов, карбидов, атомарной свободной формы, а также в составе более крупных аэрозольных частиц с размерами порядка микрона, а вблизи аварийного блока еще более крупных образований. Так как масса 1 Ки короткоживущих радионуклидов очень мала, даже при высоких плотностях поверхностного загрязнения массовые количества радиоактивных веществ были весьма незначительными (см. табл. 1.3.32). Поскольку эти крайне малые массы радионуклидов были распределены по очень большой территории, их поведение до смешивания с носителями следует рассматривать как состояние крайнего рассеяния, когда основную роль играют процессы сорбции. Первоначально происходило преимущественно сорбционное связывание радионуклидов веществами, на которые попадали атомарные и молекулярные формы радионуклидов. При этом по отношению к массе радионуклидов вещества поверхностей обладали очень большой адсорбционной способностью и емкостью поглощения, что определило начальное состояние радионуклидов: они сосредотачивались в тонком поверхностом слое почвы или открытых пород, налипали на поверхностный слой растений - кутикулу листьев, кору стеблей, удерживались на поверхностях строительных сооружений. Поведение радиоактивных частиц агрегатной природы было таким же, как и обычной пыли: они вмывались в поры материалов, на которые попадали, переносились воздушными потоками, застревали на шероховатых поверхностях. Таким было исходное, стартовое состояние радионуклидов, когда осуществилось их соприкосновение с биосферой и началось их вовлечение в круговорот химических элементов, происходящий с участием живых организмов. Со временем темп выброса радионуклидов из аварийного реактора изменялся (см. табл. 1.3.33). Таблица 1.3.32 Масса радионуклидов, выделенных из реактора

Радионуклид	Масса одного кюри радионуклида, г/Ки	Общая активность радионуклида выделившегося из реактора, МКи	Общая масса выделенного из реактора радионуклида, г
89Sr	3,55·10-5	2,2	78,1
90Sr	6,80·10-3	0,22	1496
95Zr	4,67·10-5	3,8	177,4
103Ru	3,12·10-5	3,2	99,8
106Ru	3,10·10-4	1,6	496
131I	8,08·10-6	7,3	59
134Cs	8,24·10-4	0,5	412
137Cs	1,19·10-4	1	11800
141Ce	3,52·10-5	2,8	98,5
144Ce	3,16·10-4	2,4	758
238Pu	5,84-10-2	0,8·10-3	46,7
239Pu	16,3	0,7·10-3	11410
240Pu	4,39	1·10-3	4390
241Pu	1,48·10-2	0,14	2072
242Cm	1,86·10-6	1,86·10-6	3,72·10-6

Таблица 1.3.33 Темп выброса радионуклидов из аварийного реактора

Дата	Дни после аварии	Активность, MCi
26.04.1986	0	12
	1	4
28.04	2	3,4
	3	2,6
	4	2,0
	5	2,0
2.05	6	4,0
	7	5,0
	8	7,0
	9	8,0
6.05	10	0,1
	14	0,01
2305	28	2·10-6

Радионуклиды, высвобожденные из аварийного блока, распространились на огромную территорию, к тому времени еще не распались короткоживущие изотопы, поверхностная плотность загрязнения во многих местах, даже вдали Чернобыля, достигала весьма высоких значений. Например, в третью декаду июля 1986 г. в Киеве радиоактивность листьев некоторых деревьев была следующей: Листья каштана конского Aesculus hippocastanum L. (станция метро "Дарница"), в Бк/кг сухой массы общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 312 000, в том числе:

141Ce	18 800
144Cе	63 300
140La	1 100
103Ru,103Rh	18 350
106Ru	14 600
95Zr	35 600
95Nb	53 650
134Cs	2 000
137Cs	4 030
144Pm	58 800

Листья липы сердцелистной Тilla cordata Mill (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 399 600, в том числе:

65Zn	400
140Ln	1 930
103Ru	36 600
106Ru	41 800
95Zr	61050
95Nb	94 350
144Pm	146 150

Листья березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 101 400, в том числе:

141Ce	6 500
144Ce	21 800
140Ln	390
103Ru	10 290
10бRu	400
95Zr	11400
95Nb	18 500
134Cs	1 540
137Cs	3 400
144Pm	10 800

Хвоя сосны обыкновенной Pinus silvestris L. (станция метро "Комсомольская", теперь "Лесная"), общая активность радионуклидов чернобыльского происхождения - 70 300, в том числе:

141Ce	4100
144Ce	18 800
140La	660
103Ru	7 180
106Ru	5 700
95Zr	6 500
95Nb	9 900
134Cs	2 100
137Cs	4 300

Эти данные получены путем гамма-спектрометрии с присущей этому методу точностью. Как видно, уровень загрязнения листовой поверхности, обусловленный преимущественно налипанием радиоактивных аэрозолей, очень велик. В последующие годы источником радионуклидов в листовой массе служило корневое поступление, и радиоактивность листьев была существенно ниже. Однако сохранилась значительная активность первичного загрязнения внешней коры деревьев. Гетерогенность исходного радионуклидного загрязнения среды.Разнос струи радиоактивных веществ зависел от направления ветра, а выпадение радионуклидов из атмосферы на поверхность земли определялся как природой радиоактивных материалов (размер частиц, их парусность, растворимость), так и рядом метеорологических факторов, из которых основную роль играли атмосферные осадки. Если радиоактивное облако по пути следования попадало в место выпадения дождя, то возникало радиоактивное пятно на поверхности земли. Этим определилось формирование макрогетерогенности радиоактивного загрязнения территории, проявившейся в том, что поверхностное радионуклидное загрязнение имеет пятнистый характер, что хорошо прослеживается на картах, отражающих, радиоактивность территории. Здесь речь идет о достаточно протяженных размерах пятен радионуклидного загрязнения - от сотен метров до многих десятков километров. Даже в пределах 30-километровой зоны имеются отдельные участки с низким уровнем радионуклидного загрязнения, примыкающие к пятнам с очень высоким уровнем содержания радионуклидов. Вместе с тем, даже на больших удалениях от места аварии возникли участки повышенного уровня радиоактивности. Особенности микрорельефа, наличие деревьев, строений, которые оказывают влияние на локальную скорость ветрового переноса радионуклидов и интенсивность выпадения осадков, определили микрогетерогенность поверхностного загрязнения, состоящую в том, что радионуклидное поверхностное загрязнение имеет пятнистую структуру, когда пятна, различающиеся по плотности радиоактивного загрязнения, могут быть очень мелкими, не превышающими подчас одного квадратного метра. Такие мелкие пятна можно было обнаружить в зоне набегания волны на берегах водоемов; в месте отекания воды с крыш; на склонах всхолмлений, обращенных в сторону, с которой двигалось радиоактивное облако. Весьма неодинаковой была радиоактивность наружной коры деревьев с разных сторон ствола. С наличием такой микрогетерогенности поверхностного радионуклидного загрязнения приходится считаться при проведении радиометрических и дозиметрических измерений на загрязненных территориях. Количественно микрогетерогенность поверхностного радионуклидного загрязнения можно характеризовать значением дисперсии плотности загрязнений в ряду измерений для отдельных микроплощадок. Для 10-километровой зоны дисперсия для этой величины превышала 110 %. В связи с тем, что радиоактивное загрязнение, особенно в чернобыльской зоне, в определенной мере обусловлено выпадением более или менее крупных частиц, имеет место объемная гетерогенность радиоактивности природных объектов, например почв, когда варьируют значения локальной удельной радиоактивности загрязненных материалов. Если отбирать пробы почвы в одном микропятне радиоактивного загрязнения, то в следствие объемной гетерогенности радиоактивного загрязнения регистрируются весьма различные уровни содержания в них радионуклидов. Методом квартования можно добраться до частицы, которая определяет повышенную радиоактивность отдельной пробы. Вхождение радионуклидов в биогеохимические циклы.Поскольку, как ухе отмечалось выше, массовые количества радионуклидов, попадающих в биосферу, крайне малы, их химическое влияние не может изменить исторически установившийся ход биогеохимических циклов, и только сосредоточение значительной радиоактивности в каком-либо компоненте биосферы вследствие радиационного воздействия на организмы может сказываться на темпах круговорота веществ. Первоначально (фаза адсорбции на поверхностях) радионуклиды еще не разбавлены своими изотопными и неизотопными носителями и распределены в малом объеме в более или менее концентрированном состоянии, когда наблюдается весьма высокая удельная активность адсорбированного слоя. Однако в последующем начинается процесс распространения радионуклидов в объемы почвы, растительной ткани, природных вод (при этом происходит разбавление носителями), и поведение радионуклидов все больше начинает определяться биогеохимическими свойствами их носителей. В сравнении с массой выделившихся из аварийного блока радионуклидов концентрации носителей в биосфере очень велики. Например, кларковое содержание некоторых носителей в земной коре, г/т, Na - 24500, К - 28200, Са - 28700, Sr - 290, Zr - 160, I - 0,4 , Cs - 2,7, Ba - 590, Y, V, La, Ti, U - 2,5. На рис. 1.3.15 в упрощенном виде показаны основные пути вхождения радионуклидов в биосферу. Радионуклиды попали на листовую поверхность в конце апреля - начале мая: период наиболее активного роста растений и интенсивной метаболизации элементов. С поверхности листьев радионуклиды вовлекались внутрь клеток, и те из них, которые являлись изотопами биогенных элементов, подвергались метаболическому усвоению. Естественно, при этом происходило их первичное разбавление носителями:^134-137Cs - внутриклеточным калием,^89-90Sr-кальцием, радионуклидов йода - стабильным йодом, радионуклидов редкоземельных элементов - редкоземельными элементами, содержащимися в клетках. По-видимому, имеются основания к биогенным элементам практически отнести все радионуклиды. Конечно, в процессе внутриклеточного разбавления радионуклидов носителями степень разбавления тех или иных радионуклидов была неодинаковой: наиболее значительным разбавление было для радиоактивных цезия и стронция, для которых обычно в клетках содержится большое количество неизотопных носителей. Скорости поступления радионуклидов в живую ткань растения были весьма значительны, что обнаруживалось с помощью автографии, дающей возможность различать отпечатки "налипшей" активности и появление сплошного изображения всего листа. Радионуклиды извлекались даже из "горячих" частиц, которые отличаются крайне малой растворимостью. Это видно из рис. 1.3.16, где изображены автографы некоторых растений в средине лета 1986 г. Как видим, для ветви груши Pyrus communis L., растущей в Киеве, плотность "горячих" частиц на поверхности листьев была довольно высокой, и активность появляется в мезофилле листовой ткани. Растворяющая ряющая способность листовой поверхности обусловлена наличием во внеклеточном пространстве клеточных выделений, в состав которых входят комплексообразующие соединения. Растения разных видов неодинаково способны растворять "горячие" частицы. Например, радиоавтографы частиц на листьях ореха грецкого Juglans regia L. свидетельствуют о том, что последние весьма длительное время остаются лишь поверхностно-связанными с листом и не растворяются. На листьях же березы бородавчатой Betula verrucosa Ehrh. такие же частицы растворяются довольно быстро и, поступая в ткани листовой пластинки, формируют детально проработанный радиоавтограф целого листа.

Рис I.3.15 Схема основных путей вхождения радионуклидов в биосферу

Дальнейший этап этой части радионуклидов, поглощенной растительностью - попадание на почвенный покров в виде листового спада. В природных биоценозах широколиственных лесов основная часть радионуклидов переместилась в лесную подстилку. В хвойных лесах этот процесс происходил медленнее, так как срок жизни хвои больше одного года. Для иллюстрации приведем содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева в 1987 г. (рис. 1.3.17). В культурных фитоценозах, где были полностью прекращены сельскохозяйственные работы, радионуклиды постепенно заполняли ткани разных органов оставшихся культурных растений и сорняков, и при их отмирании образовывали слой органических остатков, откуда радионуклиды при участии почвенной микрофлоры и других организмов постепенно переходили в почву. На тех территориях, где продолжались сельскохозяйственные работы, радионуклиды, содержащиеся в хозяйственно полезной части урожая, вместе с последней попадали в ту часть круговорота веществ, которая связана с использованием урожая. Радионуклиды с кормами попадают в организм домашних животных, и далее, в животноводческую продукцию либо в навоз и иные отходы, с продуктами питания - в организм человека и далее, с выделениями в окружающую среду, продолжая свое движение в биогеохимическом круговороте [22]. Радионуклиды, выпавшие на поверхность водных бассейнов довольно быстро связываются различными веществами, растворенными в воде либо в виде частиц, находящихся во взвешенном состоянии. Большую роль в связывании радионуклидов играют органические вещества. Адсорбированные радионуклиды попадают на дно водоемов, поэтому первоначально весьма активными оказались поверхностные слои ила. С этого начинается участие радионуклидов в биогеохимических циклах, приуроченных к природным водам. В 1986 г. водные растения содержали весьма существенные активности радионуклидов. Приведем некоторые примеры радиоактивности биомассы водных высших растений, произраставших в Припят-ском отроге в 1986 г., где накопление радионуклидов в гидромакрофи-тах было наиболее значительным (данные Института гидробиологии НАНУ - табл. 1.4.33). Биогеохимические циклы и трофические цепи.В общем виде биогеохимические циклы можно представить так, как это показано на рис. 1.3.18. Естественно, за каждой стрелкой обычно скрывается сложная трофическая цепь, которую можно исследовать методами радиоэкологии. Поскольку скорость передачи радионуклидаот одного компонента трофической цепи к другому определяется их способностью накапливать радионуклиды, продолжительностью пребывания последних в них, то общий поток радионуклидов преимущественно зависит от биологических процессов: скорости образования биомассы; концентрации в ней тех или иных радионуклидов и их носителей; темпов перехода радионуклидов в продукты, выделяемые организмами во внешнюю среду. Органические вещества, содержащие радионуклиды, практически всюду перерабатываются микроорганизмами. Следовательно, в биосфере судьба радионуклидов неразрывно связана с совокупной деятельностью организмов, объединенных в биоту. Как видно, биогеохимический цикл осуществляется в системе трофических цепей, в которые вовлекаются радионуклиды, выпавшие при аварии на поверхность земли и попавшие или в атмосферу, или природные воды.  

Рис. 1.3.16. Автографы некоторых растений середины лета 1986 г Рис. 1.3.17. Содержание радионуклидов в листовом опаде в некоторых парках Киева

Таблица 1.4.33

Растение	Активность радионуклида, Бк/кг сухой массы
	144Cе	103Ru103Rh	106Ru,106Rh	137Cs	134Cs	95Nb95Zr	90Sr
Рдест блестящий Potamogeton natans L.	44400	4800	33300	12600	8100	63000	925
Тростник обыкновенный Phragmites communis L. (надводная часть)	26000	3700	8900	12900	4800	3700	5
То же (подводная часть)	99900	6700	129500	66600	21800	13700	2400
Рогоз узколистный Typha angustifolia L.	20350	7000	24800	3700	1370	1330	270

 

Рис. 1.3.18. Общая схема биогеохимических циклов.

Трофическая, или пищевая цепь описывает взаимодействия организмов, через которые в экосистеме происходит преобразование веществ и энергии. В описании этих взаимодействий основным является связь "пища - потребитель". В состав пищи каждого вида обычно входит не один, а несколько видов. В свою очередь каждый вид может служить пищей для многих видов. Поэтому трофические цепи образуют трофическую сеть. Поскольку экологическая система в отсутствие ее нарушений пребывает в определенном равновесном состоянии, потоки веществ характеризуются известным постоянством скоростей, которые, впрочем, подвергаются определенным сезонным колебаниям. Попавшие в экосистемы радионуклиды заполняют эти трофические сети. Биогеохимический круговорот радионуклидов, осуществляющийся посредством функционирования трофических цепей, включает в себя: поглощение растениями, животными, микроорганизмами отдельных радиоактивных изотопов, при этом происходит постепенное перемешивание радионуклидов с их изотопными и неизотопными носителями и их включение в состав биологических структур; выделение надземными частями и корневыми системами растений радионуклидов в составе определенных соединений, вымывание из листьев дождями подвижных радионуклидов, например, цезия; выделение животными продуктов, образующихся в результате пищеварения, которые поступают в почву в составе новых соединений или как их примеси; отмирание надземных и подземных органов растений - листового опада или растений, завершивших свой онтогенез; разложение органических остатков микроорганизмами, сопровождающееся включением радионуклидов в состав бактериальной массы или их переходом в почвенный раствор. Различают два основных типа трофических цепей - пастбищные и детритные. В пастбищной трофической цепи основу составляют растения, которые поедаются растительноядными животными, затем следуют хищники (консументы) 1-го порядка и далее - хищники 2-го порядка. Обычно число звеньев в трофической цепи не превышает 4-5. Более длинные цепи характерны для океанических трофических цепей [5]. Вхождение радионуклидов в биомассу разных групп организмов происходит соответственно их положению в трофической цепи. Так, в водной экосистеме, которая содержит пастбищные трофические цепи, первоначально радионуклиды попадали в планктонные организмы, затем - в рыбы, питающиеся планктоном (консументы 1-го порядка), а затем - в хищники, питающиеся другими рыбами (консументы 2-го порядка). После аварии легко прослеживалась такая динамика заполнения радионуклидами трофических цепей: сначала радионуклиды появились в илах, затем - в донных рыбах, а позже - в хищниках, питающихся донными рыбами. В детритной трофической цепи большая часть растительной биомассы не потребляется растительноядными животными, а отмирает и подвергается разложению сапрофитными организмами. В результате возникает детрит - остатки разложившейся биомассы вместе с перерабатывающими ее микроорганизмами. Детрит служит пищей так называемым детритофагам, а также является источником элементов питания для повторного питания растений. Детритофаги - дождевые черви, личинки некоторых насекомых, в водоемах - донные животные служат пищей для консументов 1-го порядка. Детритная трофическая цепь характерна для лесов, т. е. для тех экосистем, в которые были инжектированы радионуклиды. С осени 1986 г. и поныне в лесах и лесопарках, которым свойственны детритные трофические цепи, наблюдается концентрирование радионуклидов в лесной подстилке. В водоемах, где также имеются детритные трофические цепи, также регистрируется нагнетание радионуклидов в илы. Вследствие замкнутости биогеохимического круговорота радионуклиды не должны были бы выходить за пределы определенной экосистемы. Однако в природных условиях биогенная миграция веществ, в том числе радионуклидов, сочетается с физико-химическими процессами превращений и транспорта элементов, зависящими от геохимических особенностей ландшафта. Перенос радионуклидов осуществляется, например, местным стоком, фильтрацией, зависящими от формирования химизма вод, и т.д. Помимо этих геохимических факторов, перемещение вещества, включая радионуклиды, осуществляется благодаря мигрирующим животным. Например, сезонные миграции перелетных птиц, в частности уток, сопровождаются выносом из загрязненных зон ряда радионуклидов; благодаря жизнедеятельности роющих животных радионуклиды проникают в глубь почвы значительно быстрее, чем это допускают процессы переноса радионуклидов грунтовым раствором. В результате совокупного действия биогеохимических и физико-химических процессов происходит перераспределение радионуклидов в масштабе ландшафта. За более или менее продолжительный интервал времени установится относительное равновесное состояние распределения радионуклидов, при котором будет достигнут постоянный уровень содержания радионуклидов в биомассе отдельных звеньев трофических цепей со свойственными им сезонными колебаниям. Как уже отмечалось, помимо биогеохимического превращения радионуклидов, сопряженных с трофическими цепями, благодаря ряду геохимических процессов и таких явлений, как эрозия грунтов, смыв, формирование твердого стока, пылеперенос и т.п. всегда имеет место утечка радионуклидов из биогеохимического круговорота и расширение ареала распространения радионуклидов в среде. Со временем устанавливаются постоянные значения потоков латерального и вертикального переноса радионуклидов как показатели их утечки из конкретной трофической цепи. Такой структурой миграции радионуклидов определяется характер их концентрирования в отдельных компонентах ландшафтов. Например, приведем схему распределения радиоактивности в лесном фитоценозе и изменения профиля распределения радиоактивности с течением времени после аварии на ЧАЭС. На землях, находящихся в сельскохозяйственном пользовании, утечка радионуклидов связана с вывозом части биомассы в виде урожая - зерна, соломы, сена, корнеплодов, другой продукции растениеводства, овощеводства и садоводства. Частично радионуклиды, отчлененные в ходе хозяйственной деятельности, возвращаются в исходные культурные фитоценозы в составе навоза или компостов. Однако возвращение радионуклидов в этом случае не может быть полным. За годы, прошедшие после аварии на ЧАЭС, в большей части экосистем равновесие в сфере трофических цепей еще не наступило. Следует отметить, что равновесие могло бы наступить быстрее, если бы радионуклиды изначально попали в среду в растворимой форме. Однако часть активности сосредоточена в составе "горячих" частиц, которые отличаются крайне слабой растворимостью, и это замедляет усвояемость радионуклидов растениями [З]. Поскольку радионуклиды выпали на поверхность почв и на растительный покров, то они оказались сосредоточенными в самом поверхностном слое, будучи поглощенными там почвенным поглощающим комплексом или находясь в составе органического вещества отмерших осенью частей загрязненных ими растений. Зона, в которой размещена основная часть поглощающих минеральные вещества корневых систем, находится глубже места сосредоточения радионуклидов, и поэтому должно было пройти определенное время, чтобы радионуклиды могли проникнуть к корнеобитаемой зоне, что обеспечивает их корневое поступление в растения. Там, где не было вспашки, еще и поныне радионуклиды не достигли корнеобитаемой зоны, и биогеохимические циклы установились лишь в отдельных частях ценоза, например, в лишайниково-моховом ярусе. На пахотных почвах радионуклиды были "размазаны" по профилю почвы, и корневое усвоение радиоактивных веществ установилось с Биогеохимические циклы и миграция радионуклидов в ландшафтах.Поскольку биогенная миграция радионуклидов происходит в условиях определенных экосистем в ландшафтах и сочетается с процессами геохимического характера, которые определяют перераспределение радионуклидов между ландшафтами, следует учесть особенности и самих ландшафтов, и роль ландшафтно-геохимических барьеров. В 30-километровой зоне основными типами ландшафтов являются элювиальные, транзитные, транзитно-аккумулятивные и аккумулятивные. Они представлены надпойменными террасами, моренными водораздельными равнинами, широкими речными долинами, в которых развиты разнообразные биогеоценозы: заболоченные луга, пойменные луга, черноолыпанник, сосняк, смешанные леса. На оставленных ранее культивируемых землях развились типичные залежи. Биогеоценозы, развившиеся в этих ландшафтах, характеризуются соответствующими трофическими цепями и отличаются определенной автономностью в отношении удерживания радионуклидов. Чем большая активность вовлечена в сферу биогеохимических циклов, тем выше степень автономности ландшафта, так как радионуклиды связаны с "живым веществом", и очень малые их количества остаются в состоянии, при котором достаточно высока их способность к геохимическим абиотическим превращениям, радиальной и латеральной миграции. В зоне Украинского Полесья часто встречаются биогеоценозы с весьма скромной растительностью, Например, это характерно для редких сосняков на бедных песках. В этом биогеоценозе преобладают чисто геохимические процессы миграции радионуклидов. Наличие биогеохимической автономности отдельных ландшафтов, когда макро-и микроэлементы питания растений удерживаются в фитомассе или детрите, позволяет говорить о наличии ландшафтного биогеохимического барьера для ряда химических элементов, в том числе и для радионуклидов. Поскольку не все радионуклиды являются органогенными, степень проницаемости биогеохимических барьеров для разных радионуклидов может оказаться неодинаковой. Так, в настоящее время отмечают повышенную миграционную способность ^Ru. В общем же пока наблюдаются перераспределение радионуклидов, обусловленное постепенным заполнением звеньев трофических цепей, и некоторые потери радионуклидов по каналу геохимической вертикальной миграции. В последние годы отмечается переход части радионуклидов из подгоризонта лесной подстилки в подподстилочный слой. Латеральная миграция видна только лишь на очень малых расстояниях в элементах микрорельефа. Вследствие проведенных после аварии гидротехнических работ на значительной территории изменился гидрологический режим и повысился уровень грунтовых вод, что влияет на состояние отдельных экосистем, в которых происходит изменение биоценозов. Уровень залегания грунтовых вод существенно сказывается на вертикальной миграции радионуклидов в глубь почвенного профиля. Водные экосистемы характеризуются большой динамичностью круговорота радионуклидов. Это определяется очень сильным накоплением радионуклидов водной растительностью, фито-, зоопланктоном, большой скоростью переноса растворенных форм радионуклидов в воде [28] Биогенные свойства радионуклидов.Основная биомасса, в которую оказались вовлеченными радионуклиды после их попадания в среду, представляет собой массу растений - фитомассу. Действительно, биомасса животных по сравнению с фитомассой очень мала. Так, в травянистых сообществах на долю животной массы в зоне Полесья Украины приходится не более 1 - 2 %. Поэтому очевидно, что степень участия радионуклидов в биогеохимических циклах определяется тем, с какой эффективностью используются в жизнедеятельности растений соответствующие тем или иным радионуклидам носители. Такая эффективность носителей определенных химических элементов называется их биогенностью. Показателем биогенности элемента является отношение содержания элемента в живом организме к кларку биосферы. Чем выше значение биогенности элемента, тем полнее вовлекается в биогеохимические циклы радионуклид, для которого этот элемент является носителем. Для характеристики биогенности радионуклидов используют следующие величины: коэффициент аккумуляции (КА)          Бк/кг растительного материала КА= -----------------------------------------                       Бк/кг почвы почвенный коэффициент пропорциональности (КЛ)                   Бк/кг растительного материала КП= --------------------------------------------------------------           Плотность поверхностного загрязнения,Бк/м² коэффициент биологического поглощения (КБП)             Бк/кг золы растительной массы КБП= -----------------------------------------------------------             Плотность поверхностного загрязнения,Бк/м² коэффициент дискриминации (КД)               Активность радионуклида           (-------------------------------------) в растении              Концентрация носителя КД=--------------------------------------------------------              Активность радионуклида            (------------------------------------)в почве                 Концентрация носителя Эти единицы характеризуют скорость вовлечения радионуклидов в растительность, как в основное звено биогеохимического круговорота веществ, и их использование позволяет количественно описывать движение радионуклидов в тех или иных экосистемах и ландшафтах. Значения КА радионуклидов зависят от многих факторов: природы радионуклида и его физико-химического состояния; вида растений и периода его онтогенеза; типа почв и содержания в почве питательных веществ и элемента-носителя; условий увлажнения, кислотности почвенного раствора; аэрации почвы. В табл. 1.3.34 приведены пределы варьирований значений этих коэффициентов для растений. Данные являются итогом обобщения результатов определений значений этих коэффициентов на многих видах растений [22]. Значения КА радионуклидов были предметом очень обстоятельных исследований, проводимых с начала испытаний ядерного оружия и в связи с крупными ядерными авариями. Конечно, эти значенияносят только ориентировочный характер, так как они были получены в условиях экспериментов, в которых, естественно, не представлялось возможным испытать исчерпывающе широкий круг видов растений и воспроизвести условия загрязнения почв радионуклидами, которые сложились в зоне влияния аварии на ЧАЭС. Таблица 1.3 34 Коэффициенты аккумуляции (КА) радионуклидов растениями

Радионуклид	КА	Радионуклид	КА
35S	20 -60	140Ba	(2 - 5)·10-2
45Са	(4 - 6)·10-2	141Ce144Ce	(6 - 30)·10-4
54Mn	0,02 - 15	147Pm	(3 - 30)·10-5
55Fе 59Fе	(1 - 8)·10-2	195W	0,13 -0,3
60Со	(4 - 50)·10-3	210Pb	0,05 - 0,43
65Zn	3,3 - 15	226Ra	(1 - 40)·10-3
90Sr	0,02 - 12	232Th	(1 - 700)·10-3
91Y	(3 - 70)·10-3	238U	1,6·10-3- 0,1
95Zr	(3 - 80)·10-3	237Np	n·10-2- n·10-1
103Ru106Ru	(2 - 3)·10-3	239Pu240Pu	n·10-8- 1
115Cd	(4,3 - 8,5)·10-2	24lAm	n·10-6- 0,1
137Cs	0,02 - 1,1	244Cm	n·10-4- n·10-3

КА радионуклидов водными растениями значительно выше, чем наземными. Не только для водорослей, но и для высших растений характерно концентрирование радионуклидов в многие сотни и тысячи раз. В известной мере это объясняется тем, что в воде разбавление радионуклидов носителями меньше, чем в почвах. Весьма высоки значения коэффициентов накопления радионуклидов и для водных животных. Например, для сома в 1987 г. в водоеме-охладителе коэффициент накопления¹³⁷Cs составил 1500 [21]. Биологическое разнообразие коэффициентов накопления радионуклидов растениями.Разные виды растений очень сильно различаются по способности накапливать радионуклиды в своей биомассе. В этой их особенности находит проявление свойство растений избирательно накапливать те или иные элементы минерального питания. Те виды, которые характеризуются способностью к накоплению повышеного количества элемента, являющегося носителем для соответствующего радионуклида, естественно, - накопители последнего. Так, растения-кальциефилы накапливают большую активность радиоактивных изотопов⁸⁹Sr и⁹⁰Sr,а калиефилы отличаются повышенной способностью к накоплению радионуклидов¹³⁴Cs и¹³⁷Cs. Поэтому заведомо следует ожидать, что растения семейства мотыльковых Faboideae как кальциефилы должны накапливать в своей биомассе больше радионуклидов стронция, чем подсолнечник Helianthus annus L. и картофель Solanum tuberosum L., которые, являясь калиефилами, должны иметь повышенную склонность к накоплению радионуклидов цезия. Иначе говоря, в способности растения накапливать радионуклид основную роль играет степень потребности для организма соответствующих элементов носителей, их органогенность. Поэтому радионуклиды, относящиеся к макроэлементам питания растений, обладают относительно большей подвижностью, чем радионуклиды тех элементов, которые не относятся к элементам минерального питания растний. Вследствие этого наиболее подвижными являются радионуклиды-аналоги макроэлементов питания растений -¹³⁴Cs,¹³⁷Cs,⁸⁹Sr,⁹⁰Sr. Вместе с тем, поведение радионуклидов других элементов, в частности тех, которые находятся в среде в рассеянном состоянии, может и не отражать степень соответствия коэффициентов накопления радионуклида и их причастность к органогенным элементам. Поведение рассеянных элементов отличается известным своеобразием, которое еще предстоит исследовать. Кроме того, радионуклиды из редкоземельных элементов, видимо, более усвояемы растениями, чем это ранее полагали. Поэтому наблюдается накопление радионуклидов цезия в фитомассе. В пределах одного участка с равномерной плотностью радионуклидного загрязнения наиболее радиоактивными являются лишайники, грибы и мхи. В некоторых случаях на лесных участках с высоким уровнем радионуклидного загрязнения содержание¹³⁷Cs достигает миллионов беккерель на килограмм. Не меньшие уровни радионуклидного содержания и в талломе лишайников, которые по этой причине могут служить очень чувствительным индикаторными видами для оценки радиоактивного загрязнения территории. Например, для лишайника кладонии мягкой Cladonia silvatica, отобранной на песчаном грунте в 30-километровой зоне в 1989 г., КА радионуклидов составил 180. В 1986 г. активность его таллома была свыше 400 000 Бк/кг. Виды грибов различаются по способности к накоплению радионуклидов. Наиболее радиоактивными в зоне влияния аварии на ЧАЭС являются такие виды: горькушка, говорушка, свинушка тонкая, волнушка розовая, ежевик выемчатый, сыроежки. Менее других видов накапливает радионуклиды белый гриб, хотя и в нем содержится намного больше радионуклидов, чем в высших цветковых растениях. Из съедобных грибов менее радиоактивными являются лисичка настоящая, подосиновик красный, дождевик жемчужный. Наиболее высокую радиоактивность наблюдают у гриба польского. Накопление радионуклидов в грибах зависит не только от вида, но и от условия их произрастания. Например, грибы в микропонижениях рельефа накапливают радионуклидов значительно больше, чем в микроповышениях, в случае более кислых почв радиоактивность плодовых тел грибов выше, чем при меньшей кислотности почвенного раствора, в гидроморфных условиях радиоактивность плодовых тел грибов намного больше, чем в более засушливых условиях. Хотя грибы, лишайники и мхи отличаются высокой способностью накапливать радионуклиды, их вклад в биогеохимический круговорот не очень большой, что объясняется малым значением биомассы, продуцируемой этими организмами на единицу площади. Повышенные количества радионуклидов накапливают некоторые лесные кустарнички - черника Vasinium myrtillus L., брусника Vasinicum vitis-ideaL. и др. Древесные растения в первое время после аварии были преимущественно механически загрязнены аэрозольными частицами. При этом наибольшая доля радиоактивности была сосредоточена в наружной коре. Даже в Киеве регистрировалась высокая удельная радиоактивность внешней коры деревьев, которая достигала в 1987 г. значений порядка десятков тыся·беккерель на килограмм. Внутренние ткани деревьев не содержали существенной активности радионуклидов, поскольку еще не могло осуществляться их корневое поглощение. Спустя 5-6 лет после аварии вследствие естественного самоочищения наружной коры стволов, радиоактивность этой части растений несколько снизилась. Вместе с тем, стала возрастать радиоактивность древесины, внутренней коры, ассимилирующих органов, что было обусловлено преимущественно корневым поступлением радионуклидов, которые достигли зоны корнеобитания. Основным радионуклидом корневого поступления в древесных растениях является¹³⁷Cs. КА радионуклидов для культурных растений обычно ниже, чем для дикорастущих. Значение КА радионуклидов зависят не только от вида растения, но и от влияния многих факторов, в частности от условий выращивания. Поэтому для одного и того же вица растения, но в разных местах произрастения КА радионуклидов могут различаться в несколько раз. Особенно сильное влияние оказывает кислотность почвенного раствора, что видно из данных следующей табл. 1.3.35. Таблица 1.3.35 Почвенные коэффициенты пропорциональности для от кислотности почвы [19]¹³⁷Cs в зависимости

Культура	pH почвенного раствора
	4,5 - 5,5	5,6 - 6,5	6,6 - 7,5
Люцерна Medicago saliva	0,90	0,20	0,10
Клевер Trifolium arvensis L.	0,80 - 2,90	0,30	0,10
Вика Visia sativa	1,10 - 4,50	0,40	0,20
Люпин Medicago sp.	0,90 - 2,70	0,30	0:10
Горох Pisum sativum L.	0,50	0,30	0,20
Кукуруза Zea mays L.	0,60	0:30	0,10
Озимая пшеница (зерно) Triticum acstivum L.	0,50	0,20	0:05
Озимая рожь (зерно) Secalc cereale L.	0,40	0,10	0,07
Озимый ячмень (зерно) Hordcum vulgare L.	0,30	0,10	0,00
Картофель Solanum tuberosum L.	0,30	0,10	0,04
Сахарная свекла Beta vulgaris	0,60	0,30	0,06
Тыква Cucurbita pcpo L.	0,30	0,10	0,04
Огурец Cucumis	0,10	0,06	0,03
Томаты Lycopersicon	0,20	0,09	0,03
Лук AUium сера L,	0,60	0,20	0,11
Зеленые овощи	0,30	0,12	0,02
Морковь Daucus sativus	0,30	0,12	0,05

Поскольку основная зона, подвергшаяся загрязнению радионуклидами, в основном содержит кислые почвы легкого механического состава с низким содержанием органического вещества и глинистых минералов, для биогеохимических процессов характерна высокая мобильность радионуклидов.