Оценка радиоэкологической обстановки на территориях аварийного чернобыльского следа в России (1986-2020)

Воздействие чернобыльской аварии на радиоактивность окружающей среды было обнаружено утром 26 апреля 1986 г. радиометрической службой Госкомгидромета при проведении штатных наблюдений за МЭД на площадке метеостанции в г. Чернобыль. В планшетных пробах, снятых в 8 ч утра, на большой территории был зарегистрирован 131I, являющийся надёжным

Крышев И.И. – гл. науч. сотр., д.ф.-м.н., проф.; Бурякова А.А.* – мл. науч. сотр.; Сазыкина Т.Г. – гл. науч. сотр., д.ф.-м.н. ФГБУ «НПО «Тайфун».

индикатором распространения аварийного выброса [1]. Продолжение выброса в течение 10 дней, изменяющиеся метеорологические условия атмосферного переноса и выпадений привели к сложной картине радиоактивного загрязнения местности, в том числе и на значительном удалении от места аварии [1-3]. Кратковременное увеличение суммарной активности бета-излучающих радионуклидов в атмосферных выпадениях было зарегистрировано службой Госкомгидромета на значительной части территории России (Брянская, Калужская, Тульская и другие области, на Кольском полуострове, в Свердловске, Хабаровске и Владивостоке). На отдельных территориях максимальные величины активности выпадений в 10 тысяч раз и более превышали фоновые уровни, наблюдавшиеся до аварии [1]. Максимум содержания радиоактивных изотопов йода в почве наблюдался в конце апреля – первой декаде мая в зависимости от траекторий переноса аварийного выброса и местных метеоусловий. После распада 131I и других короткоживущих радионуклидов, с середины 1986 г. на большей части аварийного чернобыльского следа, определяющими в радиоактивном загрязнении местности стали 137Cs и 134Cs, а также в некоторых районах 90Sr. На отдельных участках территории Брянской области уровни загрязнения почвы 137Cs превышали критерий зоны отчуждения – 1480 кБк/м2. За пределами наиболее загрязнённых участков территории находится довольно много районов с относительно небольшими уровнями загрязнения 137Cs – 37-185 кБк/м2 [3-5].

Отличительной чертой формирования радиоэкологической обстановки на территории аварийного следа является относительно медленное снижение концентрации радиоцезия в ряде компонент природной среды (почва, лесные и озёрные экосистемы). Для характеристики процессов замедления снижения загрязнения долгоживущими радионуклидами природных экосистем предложена концепция «радионуклидного экологического кольца» [6-8]. Это понятие не следует отождествлять с геометрическим кольцом, поскольку фактическое распределение радионуклидов на загрязнённой территории, как правило, является неоднородным и его границы могут меняться во времени вследствие процессов горизонтальной и вертикальной миграции. Характеристика пространственного распределения кольца зависит от параметров источника загрязнения, метеоусловий, природных особенностей территории. Согласно данным мониторинга по прошествии более 30 лет после чернобыльской аварии большая часть 137Cs находится в верхнем слое почвы толщиной 5-10 см, в результате по-прежнему происходит поступление этого радионуклида в объекты биоты. По-прежнему остаются загрязнёнными выше фоновых уровней дикие животные, лесные растения, озёрная рыба для ряда территорий аварийного следа. Предметом настоящей статьи является оценка радиоэкологической обстановки на территориях аварийного чернобыльского следа в России на основе методологии экологического риска, с акцентом на современные уровни риска на наиболее загрязнённых участках.

Материалы и методы

В результате чернобыльской аварии загрязнению 137Cs выше 37 кБк/м2 подверглись территории 19 субъектов Российской Федерации [4, 5]. В качестве исходных данных для оценки экологического риска в 1986-2020 гг. использовались данные обследования за плотностью загрязнения почвы 137Cs и 90Sr для территорий Брянской, Калужской, Тульской, Орловской и Новгородской областей, подвергшихся воздействию чернобыльской аварии (табл. 1).

Таблица 1

Плотность загрязнения почвы 137Cs и 90Sr в окрестностях населённых пунктов России на территории аварийного чернобыльского следа на 01.01.2020 г., кБк/м2 [4, 5]

Область/район	137Cs		90Sr
	средняя	максимальная	средняя	максимальная
Брянская
Гордеевский	245±36	610±160 (3800)	4,0±0,6	8,3±1,4 (15)
Злынковский	311±53	840±180 (2500)	13±2	22±4 (42)
Клинцовский	145±19	410±60 (1700)	4,0±1,0	9±2 (16)
Красногорский	230±87	490±210 (5700)	7,0±2,0	21±8 (57)
Новозыбковский	349±34	860±190 (3900)	7,0±2,0	15±4 (81)
Дубровский	5,0±1,0	9,0±1,0	0,20±0,05	0,4±0,1
Калужская
Жиздринский	51±8	112±17 (370)	3,6±1,5	6,8±3,0 (15)
Ульяновский	89±9	161±19 (540)	3,3±0,4	4,4±0,3 (5,2)
Хвастовичский	43±10	131±30 (390)	2,3±0,6	4,9±1,2 (7,8)
Боровский	2,2±0,8	3,7±1,1	0,2±0,1	0,4±0,1
Тульская
Арсеньевский	88±5	158±8 (490)	3,3±0,5	4,9±0,5 (5,6)
Белевский	40±5	87±12 (680)	3,4±1,5	5,9±2,0 (8,5)
Плавский	96±13	189±67 (1030)	4,8±0,8	9,7±2,5 (13)
Заокский	3,7±0,5	9,9±3,5 (15)	<0,4	<0,4
Орловская
Болховский	52±4	80±7 (290)	6,0±0,8	9,9±1,5 (13)
Урицкий	28±3	49±8 (180)	0,7±0,3	1,1±0,3
Новгородская	8,0±1,0	14±2 (26)	0,2±0,1	0,4±0,1
КУ, экологический*		2000	800
Критерий отчуждения		1480	111
территории [9]

Примечание: * – экологический критерий в соответствии с Р 52.18.853-2016, пересчитанный на кБк/м2.

В скобках – наиболее высокие плотности загрязнения почвы, наблюдаемые на отдельных участках.

Значения плотности загрязнения почвы для 137Cs и 90Sr реконструировались в 1986 г. по данным наблюдений [4, 5], для остальных радионуклидов с использованием расчётных изотопных отношений [10].

В качестве показателя радиоэкологической безопасности территории использовалась оценка экологического риска, расчёт которого производился по формуле [8, 11-13]:

Rj= — ,                                                                   (1)

1 RD,                                                                                                         ' '

где D j – мощность дозы облучения j -го референтного объекта биоты, Гр/сут; RD – контрольный уровень экологически безопасного облучения организмов биоты (БУОБ), равный 0,001 Гр/сут для млекопитающих, позвоночных животных и сосны, и 0,01 Гр/сут для организмов растительного мира (кроме сосны) и беспозвоночных животных [14, 15].

Суммарная мощность дозы облучения j -го референтного объекта биоты D j определялась по методам, изложенным в [14, 15], путём суммирования мощностей дозы облучения этого объекта от всех рассматриваемых радионуклидов i .

В качестве референтных организмов наземной биоты для загрязнённых радионуклидами территорий были выбраны следующие виды.

Млекопитающие: лось ( Alces alces ), рыжая полёвка ( Myodes glareolus ).

Высшие растения: сосна обыкновенная ( Pinus sylvestris ).

Почвенные беспозвоночные: дождевой червь обыкновенный ( Lumbricus terrestris ).

Для водной биоты:

Рыба – щука ( Esox lucius ).

Водные растения – телорез ( Stratiotes aloides ).

В качестве критерия радиоэкологической безопасности также использовались контрольные уровни содержания радионуклидов в почве и поверхностных пресных водах (табл. 2). Порядок расчёта этих контрольных уровней на основе природоохранных ограничений не превышения БУОБ для референтных организмов биоты определён в Рекомендациях Росгидромета Минприроды России Р 52.18.853-2016 [16].

Таблица 2

Контрольные уровни содержания техногенных радионуклидов в почве, пресных поверхностных водах и донных отложениях по экологическому критерию [16]

Радионуклид	Почва, Бк/кг сырого веса	Пресные воды, Бк/л
137Cs	13,3	15,6
134Cs	17,2	6,43
90Sr	5,34	320
131I	201	415
95Zr	104	7,49
103Ru	166	18,1
106Ru	326	27,6
141Ce	1540	112
144Ce	935	66,3

При наличии в почве смеси радионуклидов для обеспечения радиационной безопасности наземной биоты должно выполняться условие не превышения экологически безопасного уровня для индекса суммарного загрязнения (ИСЗ):

ИСЗ = Е,-^-<1, (2) АКД,ЭК где Ai - удельная активность i-го радионуклида в верхнем 10-сантиметровом слое почвы для объектов биоты, обитающих на поверхности, либо внутри почвы, Бк/кг сырого веса; Aк,i,эк - контрольный уровень удельной активности i-го радионуклида в почве, Бк/кг сырого веса.

Подобным образом определяется также индекс суммарного загрязнения для поверхностных пресных вод, используемый для оценки радиационной безопасности водных экосистем.

Контрольные уровни могут быть непосредственно сопоставлены с данными прямых измерений, что даёт возможность их применения в практике радиоэкологического мониторинга для оценки качества окружающей среды по уровню активности радионуклидов.

Результаты и обсуждение

Оценка радиоэкологической обстановки на территории аварийного чернобыльского следа производилась по данным наблюдений на участках с максимальными и минимальными уровнями загрязнения. Это позволяет оценить качество окружающей среды по уровню активности радионуклидов в широком диапазоне ситуаций: от наиболее загрязнённых районов Брянской области до районов с практически фоновой плотностью содержания техногенных радионуклидов в почве (табл. 1).

Максимальные значения мощности дозы облучения организмов наземной биоты и экологических рисков согласно расчётным оценкам имели место в мае 1986 г. (табл. 3).

Таблица 3

Оценка мощности дозы и экологического риска для наземной биоты, обитающей на загрязнённых участках территории в окрестностях населённых пунктов Гордеевского района Брянской области, в мае 1986 г.

Нуклид	Рыжая полёвка^	Лось      1	Сосна     1	Дождевой червь
	Мощность дозы, 10-6 Гр/сут
137Cs	208±64	360±110	60±18	108±33
134Cs	139±43	343±106	69±21	145±46
90Sr	14±5	15±6	4,4±1,6	0,06±0,02
131I	146±51	158±55	110±38	239±83
95Zr	6,7±2,0	3,3±1,0	5,4±1,6	18±5
103Ru	47±16	33±11	34±11	112±37
106Ru	59±20	57±19	17±6	51±17
140Ba	118±44	65±24	141±53	330±124
141Ce	3,1±1,4	1,4±0,6	4,2±1,9	6,9±3,1
144Ce	0,8±0,3	0,4±0,1	3,7±1,2	1,9±0,6
Сумма (округлённо)	740±250	1040±330	450±150	1010±350
Внутр.	51%	82%	34%	3%
Внеш.	49%	18%	66%	97%
БУОБ	1000	1000	1000	10000
Экологический риск (отношение суммарной мощности дозы к величине БУОБ)
Сумма      1	0,74       1	1,04        1	0,45       1	0,10

Мощности дозы облучения референтных организмов наземной биоты, обитающей в окрестностях населённых пунктов Гордеевского района Брянской области, в этот период составляли 0,45-1,04 мГр/сут, некоторые значения находились на границе БУОБ (лось). Для референтных позвоночных животных и сосны в этом районе в мае 1986 г. в 5-10 раз превышался уровень мощности дозы (0,1 мГр/сут), при достижении которого рекомендуется проведение дополнительных исследований по снижению неопределённости в оценках мощности дозы облучения объектов биоты [15, п. 4.2.6]. Для растений и беспозвоночных почвы в суммарной дозе преобладало внешнее облучение, для позвоночных животных наряду с внешним важное значение имело внутреннее облучение от инкорпорированных радионуклидов. Основной вклад в формирование дозовых нагрузок на наземную биоту в мае 1986 г. вносили 137Cs, 134Cs, 131I, 140Ba, 103Ru и 106Ru. Максимальные уровни экологического риска характерны для позвоночных животных, минимальные – для беспозвоночных почвы. По усреднённым данным за май-декабрь 1986 г. дозовые нагрузки на наземную биоту в окрестностях населённых пунктов Гордеевского района были ниже БУОБ.

После распада 131I и других короткоживущих нуклидов дозовые нагрузки на наземную биоту определялись в основном радиоизотопами цезия. Многолетняя динамика мощности дозы облучения организмов наземной биоты характеризуется постепенным снижением (рис. 1), обусловленным процессами физического распада радионуклидов. В настоящее время дозовые нагрузки на наземную биоту на загрязнённых чернобыльскими радионуклидами участках в окрестностях населённых пунктов Гордеевского района в среднем более чем на порядок ниже БУОБ для позвоночных животных, на два порядка – для сосны, и на три порядка – для беспозвоночных почвы. Похожая ситуация с динамикой дозовых нагрузок на наземную биоту наблюдается в окрестностях населённых пунктов и других наиболее загрязнённых районов Брянской области.

Чернобыльская авария привела к долгосрочному загрязнению озёр и замкнутых водоёмов, в том числе расположенных на значительном удалении от ЧАЭС [3, 7]. Одним из наиболее заг- рязнённых в Брянской области стало озеро Кожановское [17-19]. Это озеро площадью 6 км2 расположено в Гордеевском районе рядом с границей Красногорского района. Средняя глубина озера – около 2 м. Дно покрыто иловыми отложениями. По данным обследования плотность 137Cs в донных отложениях в 2006 г. составляла в среднем 190 кБк/м2, изменяясь в пределах от 90 до 450 кБк/м2 [17]. Максимальная объёмная активность 137Cs в озёрной воде в начале мая 1986 г. оценивается в 800 Бк/л, что в 50 раз выше контрольного уровня по экологическому критерию (табл. 2). В 1993 г. объёмная активность в озёрной воде 137Cs составляла по усреднённым данным около 9 Бк/л, а в 2005-2007 гг. уменьшилась до 2,5 Бк/л, что в 6 раз ниже экологического контрольного уровня [17, 18]. Объёмная активность в воде 90Sr составляла в 1993 г. 1,6 Бк/л, что в 200 раз ниже экологического контрольного уровня. Содержание 137Cs в телорезе – водном растении, распространённом в озере Кожановское, составляло в 1993 г. около 1,1 кБк/кг, 90Sr – 0,16 кБк/кг сырого веса. Особый интерес представляет обнаруженное высокое содержание 137Cs в мышцах озёрной рыбы, особенно в хищных видах рыб [18, 19], достигающее у щуки 70 кБк/кг сырого веса, что в 540 раз выше санитарно-гигиенического норматива. На основе данных наблюдений за содержанием радионуклидов в компонентах озёрной экосистемы [17-19] были выполнены оценки мощности дозы облучения референтных организмов биоты (рис. 2).

Рис. 1. Многолетняя динамика мощности дозы облучения референтных организмов наземной биоты, обитающей на загрязнённых участках в окрестностях населённых пунктов Гордеевского района Брянской области (1986*-2020). 1986* - по данным за май-декабрь 1986 г.

Согласно расчётным оценкам дозовые нагрузки на рыбу озера Кожановское снизились к 2020 г. в среднем в 50 раз по сравнению с максимальными значениями в мае-декабре 1986 г., а для водных растений – в 90 раз. В настоящее время мощности дозы облучения озёрной рыбы на два порядка ниже БУОБ, водных растений – на три порядка ниже БУОБ, однако всё ещё остаются выше фоновых значений.

В целях оценки качества окружающей среды по уровню активности радионуклидов на территории аварийного чернобыльского следа были рассчитаны средние и максимальные значения ИСЗ по данным обследования [4, 5] (рис. 3, табл. 4). Согласно расчётным оценкам многолетняя динамика изменений ИСЗ характеризуется постепенным снижением, в основном обусловленным процессами радиоактивного распада чернобыльских радионуклидов. Максимальные уровни ИСЗ имели место в мае-декабре 1986 г. Наблюдается существенная неоднородность в распределении ИСЗ по территории аварийного следа для различных областей, а также в пределах одной области. Наиболее высокие значения ИСЗ отмечаются на территории Гордеевского, Злынковс-кого, Клинцовского, Красногорского и Новозыбковского районов Брянской области. Значения ИСЗ в этих районах в среднем в 30-70 раз выше, чем в малозагрязнённом Дубровском районе этой же области. В настоящее время значения ИСЗ на территории этих пяти районов в 2-12 раз ниже экологически безопасного уровня, а на территории Дубровского района – в 200-370 раз. Вместе с тем, в зонах отчуждения Брянской области всё ещё существуют отдельные участки, на которых отмечаются значения ИСЗ, достигающие значений 1,3-2,9, превышающие контрольный уровень. Основной вклад в ИСЗ аварийного следа в Брянской области вносит 137Cs – 91-96%.

Рис. 2. Оценка мощности дозы для организмов озера Кожановское (Гордеевский район Брянской области): а) для рыбы, б) для водных растений.

Рис. 3. Средние и максимальные значения ИСЗ для загрязнённых участков в окрестностях населённых пунктов Гордеевского района Брянской области в динамике (1986*-2020 гг.). 1986* - по данным за май-декабрь 1986 г.

Таблица 4

Оценка индекса суммарного загрязнения на территории аварийного чернобыльского следа в России (по данным на 2020 г.)

Район	ИСЗ (средний)	ИСЗ (максимальный)	Вклад в ИСЗ 137Cs
Брянская
Гордеевский	0,13±0,02	0,32±0,04 (1,9)	96%
Злынковский	0,17±0,03	0,45±0,09 (1,3)	92%
Клинцовский	0,08±0,02	0,22±0,04 (0,87)	95%
Красногорский	0,12±0,04	0,27±0,05 (2,9)	92%
Новозыбковский	0,18±0,02	0,45±0,10 (2,1)	96%
Дубровский	0,0027±0,0006	0,005±0,001	91%
Калужская
Жиздринский	0,031±0,006	0,065±0,012 (0,20)	86%
Ульяновский	0,049±0,005	0,086±0,009 (0,28)	93%
Хвастовичский	0,024±0,006	0,072±0,017 (0,21)	89%
Боровский	0,0014±0,0005	0,0023±0,0007	80%
Тульская
Арсеньевский	0,048±0,003	0,085±0,005 (0,25)	92%
Белевский	0,024±0,005	0,051±0,009 (0,35)	84%
Плавский	0,054±0,009	0,11±0,04 (0,53)	89%
Заокский	0,0021±0,0004	0,0054±0,0019	90%
Орловская
Болховский	0,034±0,003	0,052±0,005 (0,16)	77%
Урицкий	0,015±0,002	0,026±0,004 (0,09)	95%
Новгородская
	0,0042±0,0006	0,0075±0,0015	94%

Примечание: в скобках максимальные значения ИСЗ на локальных наиболее загрязнённых участках.

В отличие от Брянской для других областей на территории аварийного чернобыльского следа не наблюдается превышение экологически безопасного уровня даже на максимально загрязнённых участках. В Калужской и Тульской областях значения ИСЗ в наиболее загрязнённых районах в 10-40 раз ниже безопасного уровня, а в малозагрязнённых районах – в 200-700 раз.

Вклад 137Cs в ИСЗ – 80-93%. В Орловской области значения ИСЗ в загрязнённых районах в 20-70 раз ниже безопасного уровня, вклад 137Cs в ИСЗ – 77-95%. В малозагрязнённой Новгородской области ИСЗ в 100-200 раз ниже безопасного для биоты уровня.

Заключение

Анализ радиоэкологической обстановки на территории аварийного чернобыльского следа России позволяет заключить следующее.

Максимальные дозовые нагрузки на природную биоту и экологические риски наблюдались в 1986 г. В загрязнённых районах Брянской области мощности дозы облучения позвоночных животных в мае 1986 г. могли достигать значений БУОБ (1 мГр/сут). Основной вклад в формирование дозовых нагрузок на биоту в ранний поставарийный период вносили 137Cs, 134Cs, 131I, 140Ba, 103Ru и 106Ru. За пределами зон отчуждения по усреднённым данным в мае-декабре 1986 г. дозовые нагрузки на референтные организмы были ниже БУОБ.

После распада 131I и других короткоживущих нуклидов дозовые нагрузки на биоту определялись в основном радиоизотопами цезия. В течение 1986-2020 гг. происходило постепенное снижение мощности дозы облучения наземных организмов вследствие процессов физического распада радионуклидов. Современные дозовые нагрузки на наземную биоту в наиболее загрязнённых районах в среднем на порядок ниже БУОБ для позвоночных животных, на два порядка – для сосны, и на три порядка – для беспозвоночных почвы. Согласно расчётным оценкам для озера Кожановское, одного из наиболее загрязнённых на территории аварийного следа, современные мощности дозы облучения озёрной рыбы ниже БУОБ на два порядка, водных растений – на три порядка, однако всё ещё остаются выше фоновых значений.

Наряду с оценками дозовых нагрузок на биоту в качестве критериев радиоэкологической безопасности могут быть использованы контрольные уровни содержания радионуклидов в почве и поверхностных пресных водах, порядок расчёта которых на основе природоохранных ограничений определён в Рекомендациях Росгидромета Минприроды России Р 52.18.853-2016. На основе данных наблюдений [4, 5] были рассчитаны средние и максимальные значения ИСЗ в различных районах на территории аварийного следа, определяемых как сумма отношений плотности загрязнения почвы радионуклидом к соответствующему значению контрольного уровня по экологическому критерию. Многолетняя динамика изменений ИСЗ (1986-2020 гг.) характеризуется постепенным снижением, в основном обусловленным процессами радиоактивного распада чернобыльских радионуклидов. Наблюдается существенная неоднородность в распределении ИСЗ по территории аварийного следа. Современные значения ИСЗ в большинстве загрязнённых районов в десятки раз, а в малозагрязнённых районах в сотни раз ниже экологически безопасного уровня. Наиболее высокие значения ИСЗ отмечаются на территориях ряда районов Брянской области. В целом и в этих районах они ниже безопасного уровня, однако, в зонах отчуждения Брянской области всё ещё существуют отдельные участки, на которых отмечаются значения ИСЗ, превышающие контрольный уровень по экологическому критерию. В этой связи рекомендуется продолжение долгосрочных радиоэкологических исследований и мониторинга в районах, подвергшихся наибольшему аварийному загрязнению, являющихся уникальными природными полигонами для развития системы радиационной защиты окружающей среды.