Оценка радиационной обстановки в районе расположения АО "ГНЦ НИИАР" до начала эксплуатации ИЯУ МБИР. Часть 2. Водные экосистемы

Бурное развитие ядерной энергетики во второй половине XX века, связанное со строительством большого числа радиационно-опасных объектов (исследовательских реакторов, атомных электростанций, предприятий по переработке ядерных материалов), привело к увеличению поступления техногенных радионуклидов в окружающую среду [1, 2]. Особенно значимым оно было при эксплуатации первых типов реакторов на начальной стадии становления атомной отрасли [3]. Несовершенство в тот период времени технологий обращения с радиоизотопами, нештатные и аварийные ситуации на энергоблоках и объектах их инфраструктуры определили важность вопросов обеспечения радиационной безопасности персонала предприятий ядерного топливного цикла (ЯТЦ), населения и окружающей среды [4].

В технологический процесс работы реакторных установок часто встроены водоёмы естественного или искусственного происхождения: реки, озёра, водохранилища, моря [5, 6]. Как правило, вода таких водных источников используется не только для охлаждения энергоблоков или

Панов А.В.* – гл. науч. сотр., д.б.н., проф. РАН; Исамов Н.Н. – вед. науч. сотр., к.б.н.; Цыгвинцев П.Н. – вед. науч. сотр., к.б.н.;

Кузнецов В.К. – гл. науч. сотр., д.б.н.; Гешель И.В. – науч. сотр. ФГБНУ ВНИИРАЭ.

технических нужд радиационно-опасных объектов (дезактивации оборудования, помещений, персонала, спецодежды), но и для других хозяйственных целей: водоснабжения (питьевого и технического) населения, рыборазведения и рыболовства, орошения полей, водопоя сельскохозяйственных животных, рекреационных нужд и др.

При штатном режиме работы радиационно-опасных объектов (РОО) сброс радионуклидов в водные экосистемы не превышает действующие нормативы [7]. Однако существует определённый риск превышения установленных лимитов в случае отклонений от условий нормальной эксплуатации реакторных установок и повышенного сброса радиоизотопов в водоём. Поступившие в водную экосистему техногенные радионуклиды могут переноситься с водотоком на десятки километров. Они являются уникальными маркерами, которые позволяют оценить степень воздействия РОО на человека и окружающую среду. Кроме транспорта радионуклидов важно также изучение и барьерной роли ряда компонентов водных экосистем (донных отложений, пойменных почв, гидробионтов), которые сорбируют радиоизотопы из поверхностных вод и способствуют их очищению [8-10]. Таким образом, изучение накопления и миграции техногенных радионуклидов в водных экосистемах, подверженных воздействию предприятий ЯТЦ и РОО, является актуальным направлением в радиоэкологии.

Оценка многолетнего влияния РОО на водные экосистемы проведена на примере АО «ГНЦ – Научно-исследовательский институт атомных реакторов» (АО «ГНЦ НИИАР»), расположенного в 5,5 км от г. Димитровград (Ульяновская область). Институт находится в 5 км от Черемшанского залива Куйбышевского (Самарского) водохранилища на р. Волга. По своим размерам это водохранилище является крупнейшим в Евразии и третьим в мире [11]. Оно имеет рыбохозяйственное значение высшей категории и используется в качестве источника питьевого и хозяйственнобытового водоснабжения населения [12]. На площадке АО «ГНЦ НИИАР» размещены шесть действующих исследовательских реакторов: СМ, ВК-50, МИР, БОР-60, РБТ-6 и РБТ-10 [13]. Первая реакторная установка (СМ) была запущена в 1961 г., а последняя (РБТ-10) – в 1984 г. На площадке института в 2021 г. началась активная фаза строительства инновационного многоцелевого исследовательского ядерного реактора на быстрых нейтронах (ИЯУ МБИР). В результате эксплуатации реакторов АО «ГНЦ НИИАР» производит газоаэрозольные радиоактивные выбросы в атмосферу и жидкие сбросы в открытую гидрографическую сеть [13]. Анализ влияния выбросов радионуклидов на загрязнение наземных экосистем представлен в работе [14].

Источниками водоснабжения АО «ГНЦ НИИАР» являются поверхностные воды Черемшан-ского залива (техническая вода) и подземный водозабор вдоль его берега (питьевая вода). В технологиях работы ядерных установок АО «ГНЦ НИИАР» применяется система оборотного водоснабжение в виде замкнутых циклов с периодической подпиткой для компенсации потерь воды на испарение. Жидкие сбросы предприятия представляют собой промышленно-ливневые воды с поверхности площадки института (смывы почвы, пыли дождевыми и талыми водами). Стоки с площадки поступают в промышленно-ливневую канализацию, отводятся в бывшие карьеры и далее попадают в Черемшанский залив Куйбышевского водохранилища напрямую или через реку Большой Черемшан и ручей Ерыкла. Данные отчётов по экологической безопасности АО «ГНЦ НИИАР» показывают, что в последние годы уровни удельной активности наиболее радиологически значимых 90Sr и 137Cs в стоках промплощадки института на три порядка ниже уровней вмешательства по НРБ-99/2009 для питьевой воды [13].

АО «ГНЦ НИИАР» в результате деятельности производит жидкие радиоактивные отходы (воды реакторных установок, контурные воды, дезактивационные воды). Они накапливаются в подземных (глубина более 1000 м) пластах-коллекторах «Комплекса по обращению с радиоак- тивными отходами» на территории санитарно-защитной зоны (СЗЗ) института [12, 13] и потенциально через водоносные горизонты могут мигрировать в источники водопользования населения. Также в работах [13, 14] показано, что в русле канавы промышленно-ливневой канализации (ПЛК-1) и на окружающем её заболоченном участке леса СЗЗ сформировалось локальное радиоактивное загрязнение площадью 0,12 км2 с повышенными активностями в грунтах 137Cs, 90Sr и 239,240Pu. Данное загрязнение образовалось в результате сбросов технологических вод АО «ГНЦ НИИАР», содержащих высокие концентрации радиоизотопов, в начальный период работы предприятия. Техногенные радионуклиды из участка локального загрязнения с водотоком ПЛК-1 могут поступать в Черемшанский залив и являться фактором, влияющим на формирование дополнительных дозовых нагрузок на население, а также водную биоту. Поэтому важно оценить многолетнее воздействие реакторов АО «ГНЦ НИИАР» на водные экосистемы и определить сформировавшийся в них техногенный фон для дальнейшего анализа влияния ИЯУ МБИР на окружающую среду.

Целью данной работы является радиоэкологическая оценка состояния водных экосистем в районе расположения АО «ГНЦ НИИАР» перед началом эксплуатации ИЯУ МБИР.

Материалы и методы

Оценку радиационной обстановки в водных экосистемах района размещения АО «ГНЦ НИИАР» проводили на основе анализа собственных результатов радиоэкологических исследований 30-км зоны вокруг предприятия в 2011 г., обобщения данных мониторинга Росгидромета [7], годовых отчётов по экологической безопасности института [13], а также других исследований [12, 15].

В зоне влияния АО «ГНЦ НИИАР» были выбраны восемь контрольных участков водных экосистем на разном удалении от места сброса ПЛК-1 в Черемшанский залив Куйбышевского водохранилища (рис. 1, табл. 1). Это дало возможность оценить степень влияния сточных вод АО «ГНЦ НИИАР» и жидких радиоактивных отходов на накопление техногенных радионуклидов в основных компонентах водных экосистем: поверхностных и подземных водах, донных отложениях, рыбе, пойменных почвах и растительности. Сопряжённые пробы почв и растений отбирали в двух локациях: у берегового уреза воды и подошвы первой надпойменной террасы. Дополнительно, на территории СЗЗ предприятия была отобрана проба подземных вод с глубины 11 м. Отбор проб, пробоподготовку и измерения содержания в них радионуклидов проводили в соответствии c действующими нормативно-методическими документами [16-19].

Рис. 1. Карта-схема точек пробоотбора водных экосистем в районе расположения АО «ГНЦ НИИАР» (12,5 км – зона наблюдения, 30 км – зона влияния).

Таблица 1

Характеристика точек отбора проб участков водных экосистем в районе расположения АО «ГНЦ НИИАР»

№	Водоток	Ближайший населённый пункт	Расстояние от сброса, км
1	Черемшанский залив	Никольское на Черемшане	18,0
2	Черемшанский залив	Ерыклинск	7,5
3	р. Большой Черемшан	Курлан	28,5
4	р. Мелекесска	Димитровград (п. Дачный)	25,0
5	р. Большой Черемшан	Димитровград (100 м от моста)	17,5
6	р. Большой Черемшан	Димитровград (пляж)	13,5
7	р. Мулловка	Мулловка	6,0
8	Канал ПЛК-1	Димитровград (АО «ГНЦ НИИАР»)	0

Пробы поверхностных и подземных вод отбирали в двух-трёх повторностях в новые пластиковые фляги и сразу подкисляли небольшим количеством азотной кислоты для предотвращения сорбции радионуклидов на стенках сосудов. Объём каждой пробы воды составлял 200 л на повторность. Подземную воду из скважины перед отбором пробы сливали в течение 5 мин для стабилизации характеристик. Донные отложения отбирали с помощью специального пробоотборника на глубину до 30 см; пробы пойменных почв – на глубину до 10 см. Вес образцов донных отложений и почв составлял 2-3 кг сырой массы. Для оценки вертикальной миграции радионуклидов пробы почвы на 4-х точках отбирали послойно на глубину до 30 см. Вес проб растений составлял 3-5 кг сырой массы.

В точках пробоотбора измеряли мощность амбиентного эквивалента дозы (МАЭД) и определяли географические координаты. Пробоподготовку компонентов водных экосистем к анализу на содержание природных (40K, 226Ra, 232Th) и техногенных (90Sr, 137Cs) радионуклидов и измерения проводили в лаборатории радиационного контроля ФГБНУ ВНИИРАЭ (аттестат № RA.RU.21АД81).

Пробы воды фильтровали и выпаривали. Сухой остаток озоляли при t=450 ºC в муфельной печи в течение 8 ч. После остывания остаток растирали пестиком до мелкодисперсного порошка. Образцы донных отложений и пойменных почв высушивали до воздушно-сухого состояния, растирали, просеивали через сито диаметром 1 мм (для гамма-спектрометрии), затем озоляли при t=400-500 ºC в муфельной печи в течение 6 ч для удаления органической составляющей (для радиохимического определения 90Sr). Расчёт количественного содержания радионуклидов в пойменных почвах, донных отложениях и водной растительности проводили на сухую массу, как это принято в подобных исследованиях [9]. Пробы растений высушивали на воздухе или в сушильном шкафу при температуре 105 °C. После сушки пробы растений измельчали.

Результаты

В точках отбора пойменных почв средняя МАЭД в 2011 г. составляла 0,08±0,01 мкЗв/ч (n=14) и существенно не отличалась от аналогичного показателя наземных экосистем 30-км зоны влияния АО «ГНЦ НИИАР», который варьировал в диапазоне 0,06-0,13 мкЗв/ч [14]. МАЭД на пойменных участках была более, чем в 3 раза ниже верхнего предела среднемирового природного радиационного фона (0,3 мкЗв/ч) и определялась преимущественно естественными радионуклидами. Среднее содержание в пойменных почвах природных радиоизотопов (40K, 226Ra и 232Тh) на 45-60% ниже, чем обобщённые НКДАР ООН для территории России показатели [20] и близко к данным по наземным экосистемам исследуемого региона [14]. Значимых отличий по содержанию природных радионуклидов в пойменных почвах и донных отложениях не отмечено, а в поверхностных водах их удельная активность крайне низкая, идентифицирован только 40K (табл. 2).

Таблица 2

Средняя удельная активность природных радионуклидов в компонентах водных экосистем района расположения АО «ГНЦ НИИАР», Бк/кг(л)

Компонента экосистемы	40 K	226Ra	232 Тh
Поверхностные воды (n=7)	0,3±0,2* (0,01-0,7)	ниже МДА**	ниже МДА
Донные отложения (n=7)	245±132 (94-465)	11±7 (4-21)	14±10 (4-27)
Пойменные почвы (n=14)	280±137 (95-610)	13±8 (5-39)	12±7 (3-31)
Пойменная растительность (n=14)	301±75 (187-405)	4±2 (2-8)	2±1 (2-3)

* - арифметическое среднее и стандартное отклонение, в скобках минимальные и максимальные значения;

** - минимальная детектируемая активность.

Техногенные радионуклиды РОО в составе сбросов поступают сначала в водоём, далее переносятся водотоком на различные его участки как вниз, так и вверх по течению, а затем аккумулируются в донных отложениях и гидробионтах [8-10]. Для оценки влияния АО «ГНЦ НИИАР» на водные экосистемы в 2011 г. было оценено содержание радиологически значимых 137Cs и 90Sr в поверхностных водах и донных отложениях (табл. 3). Из всех точек пробоотбора более высокие удельные активности радионуклидов отмечались только в сточных водах ПЛК-1, поступающих в Черемшанский залив (т. № 8), что подтверждается [12, 15].

Таблица 3

Удельная активность техногенных радионуклидов в воде и донных отложениях района расположения АО «ГНЦ НИИАР» в 2011 г., Бк/кг(л)

Точка отбора проб	Поверхностные воды		Донные отложения
	137 Cs	90Sr	137 Cs	90Sr
1. Черемшанский залив	0,0019	0,0011	0,22	0,65
2. Черемшанский залив	0,0034	0,0050	5,71	1,52
3. р. Большой Черемшан	0,0025	0,0015	0,35	0,27
4. р. Мелекесска	0,0014	0,0009	23,9	1,31
5. р. Большой Черемшан	0,0078	0,0030	0,24	0,08
6. р. Большой Черемшан	0,0027	0,0011	0,15	0,07
7. р. Мулловка	0,0024	0,0010	0,98	0,24
8. Канал ПЛК-1	0,0965	0,0093	-	-
УВ по НРБ-99/2009	11,0	4,9	-

По сравнению с другими водными экосистемами содержание 137Cs в водотоке ПЛК-1 было в 10-70, 90Sr в 2-10 раз выше. Максимальным отличием от вод ПЛК-1 по обоим радионуклидам характеризовалась р. Мелекесска, которая является притоком р. Большой Черемшан и точка отбора проб на ней (т. № 4) удалена от места сброса вод промышленно-ливневой канализации на 25 км. Повышенная удельная активность техногенных радионуклидов в воде ПЛК-1 обусловлена локальным загрязнением АО «ГНЦ НИИАР», дренированием радиоизотопов из болота СЗЗ института в открытую водосборную канаву и далее через карьеры в Черемшанский залив. При этом концентрация 137Cs в сточных водах предприятия существенно выше, чем 90Sr. Так, соотношение 137Cs/90Sr в поверхностных водах рек и Черемшанского залива (т. № 1-7) варьирует в диапазоне 0,7-2,6 раза (среднее 1,9), а в стоках ПЛК-1 (т. № 8) эта разница составляет более 10 раз. Из данных табл. 3 также видно, что удельная активность техногенных радионуклидов в поверхностных водах Черемшанского залива имеет устойчивую тенденцию к уменьшению по мере удаления от источника сброса вниз по течению: т. № 8 (0 км) → т. № 2 (7,5 км) → т. № 1 (18,0 км) в соотношении для 137Cs - 50:2:1, для 90Sr - 8:5:1. Такое снижение объясняется процессами разбавления радиоизотопов большими объёмами воды залива и р. Большой Черемшан, а также сорбцией радионуклидов донными отложениями и гидробионтами.

Представленные результаты обследования вод водных объектов в районе расположения АО «ГНЦ НИИАР» в 2011 г. близки к данным многолетних наблюдений в зоне влияния предприятия (рис. 2). Анализ мониторинговых исследований [7, 13] показывает, что за последние 15 лет содержание 137Cs в поверхностных водах Черемшанского залива снизилось до 5, 90Sr до 3-х раз. Это говорит о стабильном улучшении радиоэкологического состояния водоёма за счёт уменьшения выноса техногенных радионуклидов из санитарно-защитной зоны предприятия.

Рис. 2. Динамика удельной активности: А – ¹³⁷Cs, Б – ⁹⁰Sr в поверхностных водах зоны влияния АО «ГНЦ НИИАР» в точках пробоотбора № 1, 2, 5, 6, 8 (по данным [7, 13]).

Разнонаправленная динамика удельной активности 137Cs в сточных водах ПЛК-1 (т. № 8) по всей видимости объясняется годовыми отличиями в гидрометеорологических условиях и разными объёмами смывов дождевыми и талыми водами радионуклида с открытой поверхности водосбора участка локального радиоактивного загрязнения (рис. 2А). В целом, это незначительно влияет на изменение содержания 137Cs в водах Черемшанского залива.

Подземные воды на территории СЗЗ АО «ГНЦ НИИАР» в 2011 г. характеризовались содержанием техногенных радионуклидов (137Cs – 0,0083 Бк/л, 90Sr – 0,007 Бк/л), близким к их уровням в поверхностных водах зоны влияния предприятия. Это говорит об отсутствии миграции радиоизо- топов из хранилища жидких радиоактивных отходов в СЗЗ института по водоносным горизонтам. При теоретически рассматриваемом использовании поверхностных и подземных вод 30-км зоны влияния АО «ГНЦ НИИАР» в качестве питьевой, согласно действующим в настоящее время нормативам НРБ-99/2009, превышений граничных уровней по изученным радионуклидам за 15-летний период наблюдений не отмечено. Даже в сточных водах ПЛК-1 удельная активность 137Cs ниже уровня вмешательства (УВ) для питьевой воды в 115 раз, 90Sr более чем в 500 раз (табл. 3).

Техногенные радионуклиды сбросов РОО, поступая в водные экосистемы, перераспределяются в толще воды и накапливаются в донных отложениях, где становятся источником дополнительного облучения водной биоты. При этом, донные отложения адсорбируя радионуклиды, играют важную роль в процессах очищения водоёма, выступая в качестве природного фильтра. Их сорбционные характеристики в значительной степени обусловлены наличием в составе органических соединений. Так, в илистом сапропеле коэффициенты накопления радионуклидов максимальны, а в песчаных грунтах – минимальны [9, 10]. В водных экосистемах зоны влияния АО «ГНЦ НИИАР» донные отложения представлены преимущественно песчаными и песчано-илистыми грунтами, т.е. с относительно невысокими параметрами накопления радионуклидов.

Учитывая, что в Черемшанский залив радионуклиды в течение длительного времени поступали преимущественно через ПЛК-1, можно предположить, что максимальные уровни накопления радиоизотопов в донных отложениях будут наблюдаться на ближайшем участке к месту выпуска стоков (т. № 2). Действительно, относительно высокое содержание техногенных радионуклидов зафиксировано в донных отложениях т. № 2, а к т. № 1 их удельная активность снижается: для 137Cs в 25, 90Sr в 2,3 раза (табл. 3). Удельная активность техногенных радионуклидов в донных отложениях других водных экосистем, за исключением т. № 4, варьирует в достаточно узких пределах (0,07-0,98 Бк/кг). Они схожи по составу и представлены, в основном, песками. Максимальные уровни накопления техногенных радионуклидов в донных отложениях отмечены в р. Мелекесска, отобранных в запруде вблизи поселка Дачный. Донные грунты здесь характеризуются илистым сапропелем. Несмотря на минимальное содержание техногенных радионуклидов в поверхностной воде, они в большей степени адсорбированы в донных отложениях. Определённый вклад в это могло внести загрязнение водной экосистемы через пойменные почвы в более ранний период работы предприятия. По данным Росгидромета [7] удельная активность 137Cs в донных отложениях Черемшанского залива в период 2005-2020 гг. составляла в среднем 0,51±0,28 Бк/кг при вариации 0,12-1,1 Бк/кг, что близко к результатам, полученным нами в 2011 г. для большинства водных экосистем района АО «ГНЦ НИИАР».

В процессах миграции техногенных радионуклидов важную роль может играть вторичное загрязнение водных экосистем в периоды ливней и паводков за счёт смывов радиоизотопов, выпавших в составе газоаэрозольных выбросов на пойменные почвы. Возможен и обратный процесс загрязнения радионуклидами пойменных участков в результате их затопления при разливах водных объектов. Изучение в 2011 г. пойменных почв рек и Черемшанского залива показало, что по удельной активности 137Cs исследуемые участки значимо отличаются (табл. 4). Максимальные уровни содержания 137Cs в пойменных почвах отмечены в т. № 4 и № 7. По всей видимости они были загрязнены радионуклидами газоаэрозольных выбросов в ранний период работы института, т.к. находятся относительно недалеко от трубы единого вентиляционного центра предприятия: на расстоянии 12 (т. № 4) и 4 (т. № 7) км соответственно.

Таблица 4

Удельная активность 137Cs в пойменных почвах и растительности района расположения АО «ГНЦ НИИАР» в 2011 г., Бк/кг

Точка отбора проб	Почва		Растительность
	БУВ*	ППНТ**	БУВ	ППНТ
1. Черемшанский залив	0,53	3,93	0,61	0,68
2. Черемшанский залив	0,48	13,20	0,3	0,55
3. р. Большой Черемшан	0,61	2,51	5,0	11,0
4. р. Мелекесска	13,01	14,90	5,8	1,2
5. р. Большой Черемшан	2,50	6,97	0,65	0,86
6. р. Большой Черемшан	3,96	6,07	0,9	1,3
7. р. Мулловка	13,20	11,57	1,2	4,0

* БУВ – береговой урез воды; ** ППНТ – подошва первой надпойменной террасы.

Обнаруженные закономерности подтверждаются более высоким содержанием 137Cs в почвенных и растительных образцах, отобранных на подошве первой надпойменной террасы по сравнению с аналогичными компонентами берегового уреза воды. Такое аккумулирование выпавших радионуклидов обусловлено их горизонтальной миграцией в период весеннего таяния снега и ливневых осадков. Отмечена также и слабая корреляция между загрязнением 137Cs почв (0,66) и растений (0,54) на двух типах пойменных участков, что говорит о разных путях накопле- ния радиоизотопов.

Основное количество поступивших в пойменную почву радионуклидов депонируется в её верхнем 0-10 см слое (рис. 3). У берегового уреза воды в этом слое аккумулировано 51-96% 137Cs, в почве подошвы первой надпойменной террасы – 70-99%. На степень вертикальной миграции радионуклида оказывают влияние как свойства почв, так и гидрологический режим каждого участка.

Рис. 3. Распределение ¹³⁷Cs в почвенном профиле участков поймы (1 – береговой урез воды,

2 – подошва 1-ой надпойменной террасы) в районе расположения АО «ГНЦ НИИАР»: А – т. № 2, Б – т. № 4, В – т. № 5, Г – т. №7.

В водных экосистемах ихтиофауна является значимым звеном пищевой цепи, а также продуктом питания человека, вносящим определённый вклад в формирование его дозы внутреннего облучения [9, 21]. Для критической группы населения («рыбаки») этот вклад в дозоформирование может быть существенным. 15-летний период наблюдений (2006-2020 гг.) показал, что средняя удельная активность 137Cs в рыбе (на сырой вес) из водоёмов зоны влияния АО «ГНЦ НИИАР» составила 0,53±0,35 Бк/кг при вариации 0,17-1,38 Бк/кг, что в 245 раз ниже радиологического норматива, установленного в СанПиН (130 Бк/кг). Среднее содержание 90Sr в ихтиофауне (на сырой вес) за тот же срок находилось на уровне 0,69±0,47 Бк/кг (вариабельность 0,1-1,7 Бк/кг), что в 145 раз меньше действующего лимита по данному радионуклиду (100 Бк/кг) [7]. Схожие результаты по содержанию радионуклидов в рыбе (137Cs – 0,7-3,5 Бк/кг, 90Sr – 1,5-4,0 Бк/кг) получены для водохранилища Белоярской АЭС [21]. Представленные данные показывают низкую удельную активность радионуклидов в рыбе водоёмов района размещения АО «ГНЦ НИИАР» в течение длительного периода наблюдений. Поэтому её потребление не оказывает значимого влияния на дополнительное облучение населения, проживающего в регионе размещения радиационно-опасного объекта.

Заключение

Результаты радиационного обследования и мониторинга водных экосистем в 30-км зоне влияния АО «ГНЦ НИИАР» позволяют сформулировать ряд выводов.

• 1.    В первые годы эксплуатации исследовательских реакторов АО «ГНЦ НИИАР», вследствие сброса повышенных активностей техногенных радионуклидов через ПЛК-1, сформировалось локальное радиоактивное загрязнение в санитарно-защитной зоне предприятия. Радионуклиды (преимущественно ¹³⁷Cs) из него до настоящего времени дренируются в Черемшанский залив Куйбышевского водохранилища.

• 2.    За последние 15 лет наблюдается стабильное улучшение радиационной обстановки в водных экосистемах зоны влияния АО «ГНЦ НИИАР». Так, в Черемшанском заливе удельная активность ¹³⁷Cs в воде снизилась за этот период до 5, ⁹⁰Sr до 3-х раз. На снижение содержания радионуклидов в поверхностных водах повлияло как уменьшение их активности в сбросах предприятия, так и комплекс природных факторов: миграция радиоизотопов с водотоком, механизмы перераспределения радионуклидов из воды в другие компоненты водной экосистемы, прежде всего, в донные отложения, частично – в пойменные почвы и гидробионты, а также радиоактивный распад.

• 3.    В настоящее время при эксплуатации реакторов АО «ГНЦ НИИАР» содержание техногенных радионуклидов в основных компонентах водных экосистем зоны влияния института, за исключением стоков ПЛК-1, находится на уровне регионального фона. Однако даже сточные воды промышленно-ливневой канализации соответствуют критериям радиационной безопасности, которые предъявляются к воде питьевого назначения.

• 4.    Необходимо продолжение радиоэкологического мониторинга и картирования водных экосистем после ввода в эксплуатацию ИЯУ МБИР с целью оценки воздействия нового реактора на человека и окружающую среду. Представленные результаты могут являться методической основой для такого анализа.