Радиоэкологическая обстановка в районе размещения бывшего уранодобывающего предприятия ЛПО «Алмаз»

гидрометаллургическом заводе загрязнено 445 тыс. м2 территории промплощадки и 812 тыс. м2 хвостохранилища. После завершения деятельности предприятия по добыче и переработке урана были проведены реабилитационные работы. Отвалы добычи руд на горах Бештау и Бык были сверху покрыты плодородным слоем почвы толщиной 15 см. Отходы уранового производства в виде песка, шламов и урансодержащего фосфогипса складировали на хвостохранилище, верхние секции хвостохранилища в настоящее время перекрыты слоем фосфогипса для снижения эксхаляции радона, нижние – покрыты водой.

С течением времени происходит нарушение защитных барьеров, и возникает необходимость в повторном проведении частичной или полной рекультивации. Кроме того, имеют место фильтрация вод из хвостохранилища, а также просачивание загрязненных вод из частично перекрытых растительностью отвалов рудников со сбросом их в гидрографическую сеть без какой-либо или крайне ограниченной очистки. Таким образом, существует потенциальная опасность загрязнения поверхностных вод открытой гидрографической сети, а также горизонтов подземных вод. Основой для принятия решений о необходимости проведения реабилитационных мероприятий, направленных на смягчение последствий радиоактивного загрязнения, являются результаты радиоэкологических исследований.

Цель работы – оценка экологической обстановки на территории, подвергшейся радиационному воздействию в процессе деятельности предприятия ЛПО «Алмаз».

Объекты и методы исследований

На первом этапе работ для выявления наиболее загрязненных участков в районе расположения предприятия изучен радиационный фон [3] с помощью дозиметра МКС/СРП-08А. Дозиметр-радиометр МКС/СРП-08А предназначен для измерения плотности потока бета-излучения и альфа-излучения и измерения мощности амбиентного эквивалента дозы Н*(10) фотонного ионизирующего излучения (ФИИ).

Исследованы территории в районе размещения рудников № 1 (гора Бештау) и № 2 (гора Бык), а именно: штольни № 11, 16, 9, 11-бис, 32 и хвостохранилище (ХВ).

Отбор проб почвы и растительности производился сопряженно методом «конверта» [4]. Пробы почв отбирали на отвалах штолен № 9, 11, 11-бис, 32, и 16, на глубину 10 см и массой ~ 1000 г. На территории штолен № 11 и № 11-бис были произведены прикопки почвы до 40 и 70 см, соответственно. С помощью дозиметра МКС/СРП-08А были измерены плотности потоков β- и α-излучения, а также мощность дозы γ-излучения во всех слоях почвенного профиля. Пробы почвы отобраны в слоях, толщиной по 10 см, в районе размещения штольни № 11.

Отбор проб воды производился из тех водоемов, которые используются для орошения посевов и водопоя сельскохозяйственных животных [4]. Объем отбираемой пробы составил 40 л. Такие водоисточники находятся в непосредственной близости от штольни № 9, где шахтная вода, выходящая на поверхность под действием подземных минеральных вод, отстаивается в прудах отстойниках. Отстоянная вода из прудов потребляется сельскохозяйственными жи- вотными (стадо коров). Образец пробы молока от этих животных в объеме (10 л) также был взят для исследования. Вода от штолен № 32 и № 16 используется для орошения садовых участков. Были взяты почвенные образцы с садового участка (ПСУ), для которого используют воду для полива из пруда отстойника штольни № 32. Шахтные воды после прудов отстойников попадают в открытую гидрографическую сеть. Для оценки уровней радиоактивного загрязнения водных объектов были отобраны пробы воды в реках Золотушка и Подкумок.

В рамках комплексной оценки радиоэкологической ситуации в водных экосистемах в районе размещения предприятия проведена оценка радиоактивного загрязнения донных отложений. Отбор проб донных отложений производился с помощью штангового отборника, который предназначен для пробоотбора в заливах, водоемах и водотоках [4]. Пробы отбирали в пожарном водоеме, который расположен в районе штольни № 11-бис, в реке Золотушка, пруду-отстойнике № 2 в районе штольни № 16, пруду-отстойнике № 2 в районе штольни № 9 и в роднике расположенного на территории хвостохранилища. Измерения удельной активности проб проводили на гамма-спектрометре InSpector фирмы Canberra с программным обеспечением Genie-2000, с использованием полупроводникового германиевого детектора и в соответствии с методикой выполнения измерений МИ 2143-91, утвержденной ГП «ВНИИФТРИ». Эффективность регистрации составляет 35 %.

Результаты и обсуждение

На основе результатов измерения мощности дозы γ-излучения на обследованной территории выявлены участки с повышенным уровнем радиоактивного загрязнения. Анализ полученных результатов показал, что наиболее радиоактивно загрязненные участки расположены вблизи штолен № 16 и № 9. Мощность амбиентного эквивалента дозы на расстоянии 1 м от земли в районе данных объектов составляет 0,48 и 0,30 мкЗв/ч, соответственно. Отличительной особенностью штольни № 16 является то обстоятельство, что отвалы отработанных урановых руд на прилегающей территории не покрыты горными породами. Отвалы на территориях, расположенных в непосредственной близости от других штолен, покрыты слоями горных пород и почвы, толщиной 30-40 и 15-20 см, соответственно.

В результате выполнения мероприятий по снижению эксхаляции радона на территории хвостохранилища, мощность амбиентного эквивалента дозы фотонного ионизирующего излучения на расстоянии 1 м от поверхности земли не превышает 0,08 мкЗв/ч.

В районе размещения штольни № 11-бис на исследуемом почвенном профиле измеряли мощность дозы γ-излучения в процессе последовательного отбора слоев почвы толщиной 10 см. Датчик дозиметра располагался в центре каждого горизонтального слоя почвы. Была поставлена задача оценить значения изменения мощности дозы γ-излучения с глубиной, по мере приближения к слою отработавшей породы. Зависимость этого показателя от глубины почвенного профиля показана на рис. 1.

Рис . 1. Изменение мощности дозы γ-излучения с увеличением глубины почвенного профиля.

Увеличение мощности дозы γ-излучения с увеличением глубины происходит экспоненциально, а мощность дозы на глубине 30 см составляет 0,50 мкЗв/ч. Это значение в 6 раз превышает величину амбиентного эквивалента дозы на поверхности почвы. На исследуемой прикопке в процессе последовательного отбора слоев почвы выполнены измерения плотностей потока бета- и альфа-излучения (рис. 2).

Рис . 2. Изменение плотности потоков β- и α-излучений с увеличением глубины почвенного профиля.

Зависимость плотности потока β-излучения от увеличения глубины прикопки носит экспоненциальный характер. При этом с увеличением глубины усиливается интенсивность потока частиц. Для α-излучения эта зависимость является ступенчатой с наличием плато, соответствующим некоторым слоям почвы.

В результате сравнения интенсивностей двух видов излучения установлено, что плотность потока α-излучения намного меньше плотности потока β-излучения. Значения этих показателей на глубине 70 см составляют 0,38 с-1см-2 и 1,02 с-1см-2, соответственно. Содержание радионуклидов на различных участках обследуемой территории существенным образом варьирует. Основной причиной этой вариабельности является наличие как открытых, так и закрытых (в результате проведенных ранее мероприятий) чистыми горными породами шахтных отвалов.

На рис. 3 представлены концентрации радионуклидов, содержащихся в почве на глубине

10 см. Во всех случаях стандартное отклонение от среднего значения не превышает 30 %.

Рис . 3. Содержание ²³⁸U, ²³²Th и ²²⁶Ra в исследуемых почвах.

1 – штольня № 11, 2 – штольня № 11 бис, 3 – штольня № 9, 4 – хвостохранилище, 5 – штольня № 32, 6 – почва с садовых участков, 7 – штольня № 16.

Наиболее загрязненные участки сосредоточены вблизи штольни № 16, на которых содержание 238U в почве достигает 4057 Бк/кг, а в районе хвостохранилища 54 Бк/кг, что в 75 раз меньше. Отвалы штольни № 32 с удельной активностью 238U – 208 Бк/кг, также являются не покрытыми горными породами. Содержание 238U на всех исследуемых территориях по сравнению с другими радионуклидами является преобладающим вследствие его добычи.

Концентрации радионуклидов в сопряженных пробах луговой растительности, отобранных на территории хвостохранилища и на участках, прилегающих к штольням, представлены на рис. 4.

Рис . 4. Содержание ²³²Th и ²²⁶Ra в луговой растительности.

1 – штольня № 11, 2 – штольня № 11 бис, 3 – штольня № 9, 4 – хвостохранилище, 5 – штольня № 32, 6 – штольня № 16.

Удельная активность радионуклидов в растениях максимальна в районе штольни № 16 и для 226Ra составляет 35 Бк/кг. Расчеты коэффициентов накопления для растительности, произрастающей на исследованных территориях, выполнены с использованием соотношения:

КН = Aр/Ап, где АР – концентрация радионуклидов в растениях (Бк/кг); АП – концентрация радионуклидов в почве (Бк/кг).

Коэффициенты накопления для 226Ra на территории хвостохранилища составляют 0,14. В районе рудника № 1 (гора Бештау) и рудника № 2 (гора Бык) величины КН составляют 0,14 и 0,15 соответственно. Коэффициенты накопления для 232Th на территории хвостохранилища составляют 0,17, для рудника № 1 и рудника № 2 – 0,05 и 0,12 соответственно. Фотонное ионизирующее излучение в исследуемых водоисточниках обуславливается содержанием в большей степени радона. Максимальные значения мощности дозы γ-излучения зафиксированы вблизи штолен № 9 и 16, что составляет 1,44 и 0,40 мкЗв/ч соответственно и над родником в районе хвостохранилища – 0,46 мкЗв/ч. Концентрации радионуклидов в воде представлены на рис. 5.

Рис . 5. Содержание ²³⁸U, ²³²Th и ²²⁶Ra в исследуемых водоисточниках.

1 – штольня № 11 бис, 2 – штольня № 9, 3 – хвостохранилище, 4 – штольня № 32, 5 – штольня № 32 (пруд), 6 – р. Подкумок, 7 – штольня № 16.

Сравнивая результаты, полученные после измерения мощности эквивалентной дозы и измерения концентраций радионуклидов, находящихся в водоисточниках, можно сделать вывод о том, что наиболее загрязненными являются водные объекты штолен № 16, 9 и хвостохрани-лища. Содержание 238U в отобранных образцах превышает содержание 226Ra и 232Th. В донных отложениях, где происходит аккумуляция радионуклидов, активность гораздо выше, чем в воде (рис. 6).

На месте высохшего пруда отстойника № 2, расположенного в районе штольни № 16, формируется луговая экосистема. Радионуклиды, накопленные в донных отложениях пруда, поступают в настоящее время в луговую растительность. Как показано на рис. 6, содержание радионуклидов в донных отложениях является максимальным для водоисточников, расположенных на территории штольни № 16 и хвостохранилища предприятия (ХВ).

Содержание урана в молоке (как и во всех отобранных пробах воды, почвы и донных отложений) превышает содержание других радионуклидов и составляет 1,1 Бк/кг (рис. 7).

Рис . 7. Содержание ²³⁸U, ¹³⁷Cs, ²³²Th и ²²⁶Ra в пробе молока.

Выполнена оценка годового поступления 238U в организм человека вследствие употребления молока, загрязненного радионуклидами. В рационе питания жителей сельской местности на исследуемой территории потребление молока составляет 230 л/год на человека. Таким образом, годовое поступление 238U может достигать 253 Бк/год. Поскольку рассчитанное значение намного меньше предела годового поступления (ПГП) этого радионуклида в организм человека (8,4·103 Бк/год) [3], молоко является чистым для употребления его в пищу.

Анализ результатов мониторинга территории, прилегающей к бывшему предприятию ЛПО «Алмаз», позволил выделить несколько объектов, в непосредственной близости от которых наблюдается повышенное содержание радионуклидов в компонентах природных экосистем. К таким объектам относятся штольни № 16, 9 и 32.

Следует подчеркнуть, что шахтная вода, вытекающая из штольни № 9 (концентрация 238U в воде составляет 89 Бк/кг), используется для водопоя крупного рогатого скота (КРС), а растительность на отвалах (концентрация 226Ra – 18 Бк/кг) является частью рациона домашнего рогатого скота. Уровень вмешательства поступления с водой 238U для населения составляет 3,1 Бк/кг, 226Ra и 232Th – 0,5 Бк/кг и 0,6 Бк/кг соответственно [3]. Шахтные воды от штольни № 32 используются для полива садовых участков, в результате чего содержание 238U в почве достигает 140 Бк/кг.

Наиболее загрязненная радионуклидами территория расположена в непосредственной близости от штольни № 16, шахтная вода которой используется для полива садовых участков и содержит 238U с концентрацией, достигающей 1315 Бк/кг. Удельная активность урана в почве на этой территории составляет 4057 Бк/кг, в растительности (сопряженные пробы) – 35 Бк/кг. Для сравнения, среднемировые значения удельной активности 238U в почве составляет 29 Бк/кг, а для 232Th – 26 Бк/кг [2]. Содержание 238U в районе штольни № 16 в высохшем и зарастающем растительностью пруду – отстойнике № 2 – достигает 219600 Бк/кг, что заслуживает особого внимания. В состав луговой экосистемы, формирующейся на месте высохшего пруда, входят травянистые растения, почвенные организмы, наземные пресмыкающиеся и различные по видовому составу мелкие грызуны.

На основе анализа полученных результатов можно заключить, что «критичным объектом» на территории, прилегающей к бывшему уранодобывающему предприятию ЛПО «Алмаз», является штольня № 16. В связи с этим представляется необходимым выполнить, в первую очередь, оценку дозовых нагрузок на компоненты окружающей среды, расположенные в непосредственной близости от этого объекта.