Радиоэкологическая обстановка в северных районах Иркутской области

Радиоэкологическая обстановка в северных районах Иркутской области до недавнего времени практически не исследовалась вследствие их низкой заселенности и малой доступности. В настоящее время ведется интенсивное промышленное освоение этих территорий. Начата эксплуатация нескольких нефтяных и нефтегазоконденсатных месторождений, строятся нефтепроводы и газопроводы, осваиваются месторождения других полезных ископаемых. В таких условиях исследование радиоэкологической обстановки является актуальной задачей. Оно необходимо как для планирования дальнейшего экономического развития территорий, так и для получения фоновых значений для последующего радиационного мониторинга. 

В настоящей работе представлены результаты комплексного радиационного обследования территории, прилегающей к транспортной трассе, соединяющей несколько эксплуатируемых нефтегазоконденсатных месторождений (НГКМ). Трасса расположена в северной части Иркутской области в Катангском и Усть-Кутском административных районах. Обследован ее участок от Ярактинского НГКМ до Даниловского НГКМ протяженностью около 220 км, ориентированный с юга на север (рис. 1). 

Трасса пролегает по таежной малонаселенной местности и недоступна для наземного транспорта в летний период. Зимой по ней прокладывается зимняя автомобильная дорога (зимник). Поэтому полевые исследования проведены в конце декабря 2010 года после открытия зимника.

Рис. 2. Работы на участке между реками Непой и Нижней Тунгуской

Определение радиационного фона

Основные работы по определению фоновых характеристик территории вдоль трассы выполнены с использованием автомобильной γ-съемки. Отдельные участки, недоступные для проезда, обследованы пешим образом. 

Для автомобильной съемки использовались два дозиметра ДКГ-01 «Сталкер», установленные в передвижной лаборатории на базе микроавтобуса УАЗ-22026. Один прибор с блоком детектирования ВБ-01 работал в режиме прямой трансляции данных на бортовой компьютер. При этом на заранее подготовленных электронных картах маршрута в реальном времени отображались положение лаборатории и текущие значения мощности эквивалентной дозы внешнего γ-излучения (МЭД). Второй прибор с блоком детектирования ВБ-02 работал в автономном режиме, при котором текущие значения МЭД и географические координаты периодически записывались в его память. Блок ВБ-01 характеризуется более широким диапазоном регистрируемых значений МЭД, блок ВБ-02 – меньшей статистической погрешностью измерений. Первый прибор использовался для контроля положения лаборатории, направления движения и текущих значений МЭД во время съемки. Данные со второго прибора использовались для построения карт распределения МЭД при обработке результатов. Периодичность измерений на обоих приборах устанавливалась равной 20 с. Плотность измерения МЭД при этом составляла не менее 9-10 точек на 1 км трассы.

Рис. 3. Рабочее место оператора автомобильной лаборатории во время γ-съемки

Пешеходная γ-съемка проводилась с использованием тех же дозиметров ДКГ-01, работающих в автономном режиме. 

На основе полученных данных построена карта-схема распределения γ-поля на трассе (рис. 1). В качестве геодезической основы использована спутниковая фотография местности из геоинформационной системы «Google».

Частотное распределение значений МЭД вдоль трассы (рис. 4) хорошо соответствует закону нормального распределения случайных величин. Среднее значение МЭД составляет 0,113 мкЗв/ч. Среднеквадратическое отклонение (СКО) равно 0,012 мкЗв/ч. Относительное значение СКО составляет 10,6%, что существенно больше статистической погрешности прибора. Следовательно, полученное нами распределение отражает реальное распределение МЭД на трассе нефтепровода. С доверительной вероятностью 0,95 все значения МЭД находятся в интервале 0,08-0,15 мкЗв/ч.

Рис. 4. Кривые, экстраполирующие частотные распределения значений МЭД для трассы в целом, на северном и южном участках (в соответствии с законом нормального распределения)

Значения МЭД на участке «Ярактинское НГКМ – река Ужман» (южный участок трассы) несколько больше, чем на участке «река Ужман – Даниловское НГКМ»  (северный участок). В связи с этим мы построили частотные распределения МЭД для каждого из этих участков. Как видно на рисунке 4, оба распределения хорошо соответствуют закону нормального распределения. Среднее значение МЭД на южном участке составляет 0,121 мкЗ/ч, на северном – 0,110 мкЗв/ч. Разность средних значений составляет 0,011 мкЗв/ч (10%). 

На обследованном участке трассы не обнаружено радиационных аномалий, локальных радиоактивных загрязнений и радиационных источников. Радиационный фон на трассе является достаточно однородным, его значение характерно для Восточно-Сибирского плоскогорья.

Радионуклиды в почве и донных отложениях

Для отбора проб ненарушенных почв выбирались ровные плоские участки, расположение которых исключает размывы и наносы почвы под воздействием дождей, талых и паводковых вод. С помощью кольцевого пробоотборника отбирались пробы верхнего слоя почвы толщиной 5 см. В этом слое представлены естественные радионуклиды, входящие в состав почвообразующих пород, и техногенные радионуклиды, появившиеся в результате испытаний ядерного оружия и радиационных аварий.

Всего по трассе с учетом характера местности было отобрано 19 проб ненарушенных почв. Дополнительно было отобрано 12 проб на площадках, расположенных вдоль трассы, расчищенных для строительства различных объектов. Около каждой такой площадки для оценки техногенного воздействия отобрана проба ненарушенного почвенного покрова. В каждой точке отбора с помощью GPS навигатора определялись географические координаты.

Пробы донных отложений отбирались в руслах рек, в местах пересечения с трассой одновременно с пробами воды через лунку, просверленную во льду. Специальный пробоотборник позволял отбирать пробы с глубины до 2 м. К моменту выполнения работ толщина ледяного покрова открытых водоемов на обследуемой территории достигала 1 м. При этом некоторые ручьи и речки промерзли до дна, поэтому пробы воды и донных отложений в них отобрать не удалось. Пробы донных отложений на реках Непе и Нижней Тунгуски также не получили из-за каменистого дна и отсутствия рыхлых отложений на его поверхности. Названия рек, в которых отобраны пробы донных отложений, и координаты точек отбора приведены в таблице 2. Расположение точек отбора проб почвы и донных отложений представлено на карте-схеме (рис. 1). 

Таблица 1. Содержание радионуклидов в пробах почвы

Содержание радионуклидов в пробах определялось в лабораторных условиях на γ-спектрометре с полупроводниковым детектором по стандартным методикам. Значения удельной активности обнаруженных естественных радионуклидов и техногенного ¹³⁷Cs, их средние значения представлены в таблице 1. Средние значения удельных активностей естественных радионуклидов и диапазон их вариаций являются типичными для почв Восточно-Сибирского региона. Как видно, для ²²⁶Ra и ⁴⁰K они практически совпадают с данными, относящимися к почвам на территории бывшего СССР, а для ²³²Th даже несколько ниже. Среднее значения удельной активности ⁴⁰K в пробах, отобранных на южном участке трассы, составляет 594 Бк/кг, тогда как на северном – 470 Бк/кг. Это расхождение, по-видимому, объясняет несколько большие значения МЭД γ-излучения на южном участке трассы.

¹³⁷Cs является относительно долгоживущим техногенным радионуклидом. В ненарушенных почвах он находится в связанном малоподвижном состоянии, образуя устойчивые соединения и комплексы с глинистыми минералами и органическими веществами. Как правило, 90% ¹³⁷Cs находится в верхнем слое почвы. Уменьшение его удельной активности с глубиной можно приблизительно описать экспоненциальным законом [2-4]. Учитывая это, загрязнение почвы 137Cs характеризуют не удельной, а поверхностной активностью (Аs), приходящейся на единицу площади; эту величину обычно выражают в мКи/км².

Для сопоставления уровня загрязнения ¹³⁷Cs почв вдоль трассы с известными данными по загрязнению других территорий проведена оценка поверхностной плотности загрязнения в точках отбора проб. Для этого использованы следующие предположения:

• уменьшение удельной активности ¹³⁷Cs A_m(x) с глубиной описывается экспоненциальным законом A_m(x) = A_m(0)exp(-x/x₀), где х – глубина от  поверхности почвы, x₀ – параметр затухания экспоненты, A_m(x) – удельная активность ¹³⁷Cs на глубине х, A_m(0) – удельная активность ¹³⁷Cs на поверхности почвы;
• с учетом опубликованных экспериментальных данных по Восточной Сибири x₀ = 10 см;
• начальный участок экспоненты можно достаточно точно экстраполировать линейной зависимостью, поэтому усредненная по пробе измеренная удельная активность A_m-изм, значения которой приведены в таблице 2, равна удельной активности почвы на глубине 2,5 cм.

Сформулированные предположения справедливы только для ненарушенных почв, поэтому оценка поверхностной активности ¹³⁷Cs сделана только для соответствующих проб. Из таблицы 1 видно, что поверхностная активность ¹³⁷Cs варьируется в довольно широких пределах, что характерно для региона [2, 3]. Неоднородности пространственного распределения ¹³⁷Cs характеризуются размерами от нескольких метров до десятков километров.

Вместе с тем среднее значение плотности распределения ¹³⁷Cs в почвах вдоль трассы – 63 мКи/км² – достоверно характеризует степень загрязнения данного региона в целом. Плотность глобального загрязнения ¹³⁷Cs территории Сибири в средних широтах разными авторами оценивается в пределах 34-45 мКи/км² в пересчете активности на 2010 год [2, 5, 6]. Тот факт, что плотность загрязнения ¹³⁷Cs обследованной территории существенно выше, свидетельствует о локальных загрязнениях, представляющих собой дальние следы ядерных взрывов, осуществленных, по-видимому, на ядерном полигоне на Новой Земле [7].

Величины значений удельной активности естественных радионуклидов в донных отложениях, как видно из таблицы 2, – того же порядка, что и в почвах. Такая корреляция обусловлена тем, что донные отложения формируются в результате смыва почвообразующих пород в реки атмосферными осадками. Вместе с тем геохимические условия в почве и водоемах существенно отличаются. Поскольку ²³²Th в природе существует в основном в виде слаборастворимых соединений, его содержание в донных отложениях практически то же, что и в почвах. Средние значения удельных активностей ²²⁶Ra и ⁴⁰K, которые в большей степени подвержены выщелачиванию, меньше, чем в почвах, на 30% и 18% соответственно.

Таблица 2. Содержание радионуклидов в донных отложениях

Содержание техногенного ¹³⁷Cs в донных отложениях очень мало, поскольку этот радионуклид находится в связанном состоянии и только в верхних слоях почвы и слабо смывается в реки. 

Радиоактивность природных вод

В ходе работ исследованы суммарные удельные активности α- и β-излучающих радионуклидов и радона (²²²Rn) в пробах воды из всех доступных открытых водоемов, а также из скважин, пробуренных до водоносных горизонтов на некоторых промышленных площадках вдоль трассы. 

Удельная активность радона измерялась радиометром Alpha-Guard непосредственно после отбора пробы с использованием пробоотборного устройства ПОУ-4, а суммарные удельные α- и β-активности – в лабораторных условиях радиометром УМФ-2000 по утвержденным методикам [8, 9, 10].  

Таблица 3. Радиационные параметры природных вод

Как видно из таблицы 3, все обследованные источники воды характеризуются низким содержанием радона: его удельная активность значительно меньше уровня вмешательства для питьевой воды – 60 Бк/кг [11]. Суммарная удельная β-активность также существенно меньше контрольного уровня 1 Бк/кг, установленного для питьевой воды [11]. 

Для контроля содержания α-излучающих радионуклидов был принят предварительный критерий:

А_α + ΔА_α ≤ 0,2 Бк/кг, 

где А_α – суммарная удельная α-актив­ность,

ΔА_α – абсолютная погрешность определения суммарной α-активности.

Вода скважин №№1-3, а также рек Ужмана, Береи и Гаженки удовлетворяет этому требованию. Она также характеризуется достаточно низкой минерализацией и при соответствии санитарным нормам по химическим и микробиологическим показателям может быть использована в качестве питьевой.

Суммарная α-активность воды скважин №4 и №12 превышает контрольный уровень. Для выяснения возможности ее использования для питья необходимо радиохимическое определение удельной активности наиболее жестко нормируемых α-излучающих естественных радионуклидов (²¹⁰Po, ^226,228Ra). Необходимо также более корректное определение минерализации воды этих скважин: получение сухого остатка для радиометрических измерений [9] предполагает сульфатирование солей, и в некоторых случаях значения массы остатка могут отличаться от полученных методами, которые специально используются для определения минерализации воды. Применение воды с минерализацией более 1 г/л в качестве питьевой не допускается. 

При необходимости использования воды рек Учаки и Болванинки также необходим дополнительный радиохимический анализ на содержание наиболее токсичных α-излучающих радионуклидов.

Вода рек Непы и Нижней Тунгуски характеризуется превышением контрольного уровня по суммарной α-активности. Кроме того, она не может быть использована в питьевых целях без предварительной обработки вследствие чрезвычайно высокой минерализации (4,40 г/л в реке Непе, 2,18 г/л в Нижней Тунгуске). Пробы воды из реки Непы отбирались приблизительно в 30 км выше по течению от места ее впадения в Нижнюю Тунгуску, а из Нижней Тунгуски – в 30 км ниже по течению от места впадения Непы. Следовательно, минеральные соли из реки Непы попадают в Нижнюю Тунгускe, где их концентрация уменьшается приблизительно в два раза.

Наблюдаемая корреляция удельной активности радионуклидов в воде с ее минерализацией указывает на то, что радионуклиды в воде исследованных скважин и рек имеют естественное (геохимическое) происхождение. 

Проведенное комплексное радиоэкологическое исследование довольно обширной территории на севере Иркутской области показывает, что радиоэкологическая обстановка в этом регионе в настоящий момент является благополучной. На обследованной территории отсутствуют естественные радиоактивные аномалии. Загрязнение техногенными радионуклидами, обусловленное испытаниями ядерного оружия, в настоящее время опасности не представляет. Содержание естественных радионуклидов в подземных и поверхностных водах находится на уровне природных вариаций. Воды некоторых открытых водоемов и подземных водных горизонтов по радиационным параметрам могут быть использованы для питьевого водоснабжения при освоении прилегающих территорий. 

Полученные значения радиационных параметров природных объектов могут быть использованы в качестве фоновых (контрольных) значений при организации мониторинга радиационной обстановки на обследованной территории, необходимого в качестве элемента общего мониторинга техногенного воздействия на окружающую среду. 

Авторы

Литература

1. Алексахин Р.М. Ядерная энергия и биосфера / Р.М. Алексахин. – М.: Энергоиздат, 1982. – С. 216.
2. Маликова И.Н. Экологическое состояние почв Алтайского края: загрязнение радиоцезием / И.Н. Маликова, В.Д. Страховенко, Ф.В. Сухоруков, А.Ю. Девятова // Сибирский экологический журнал. – 2005. – №6(12). – С. 985-998.
3. Радиационная экология на территории Иркутской области. Отчет по НИР (программа «Радон») за 1993-1996 гг. Рук. А.И. Непомнящих. – Иркутск, 1996.
4. Черняго Б.П. «Глобальный» цезий-137: от Байкала до Северного Ледовитого океана / Б.П. Черняго, В.Г. Бычинский, Г.И. Калиновский // Материалы II международной конференции «Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания челоека» – Томск: ИД «Тандем-Арт». – 2004. – С. 647-648.
5. Медведев В.И. Радиационное воздействие Семипалатинского ядерного полигона на Южную Сибирь (опыт многолетних исследований по Восточной и Средней Сибири и сопоставление результатов с материалами по Западной Сибири) / В.И. Медведев, Л.Г. Коршунов, Б.П. Черняго // Сибирский экологический журнал. – 2005. – №6(12). – С. 1055-1071.
6. Болтнева Л.И. Глобальное загрязнение ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr и дозы внешнего облучения на территории СССР / Л.И. Болтнева, Ю.А. Израэль и др. // Атомная энергия. – 1977. – Т. 42, вып. 5. – С. 355-360.
7. Булатов В.И. Россия радиоактивная / В.И. Булатов. – Новосибирск: ЦЭРИС, 1996. – 271 с.
8. Методика экспрессного измерения объемной активности радона-222 в поде с помощью радиометра радона типа РРА. Утверждена Директором Центра метрологии ионизирующих излучений В.П. Ярыной 10.07.1998.
9. Подготовка проб природных вод для измерения суммарной альфа- и бета-активности. Методические рекомендации. Утверждены Директором Центра метрологии ионизирующих излучений В.П. Ярыной 28.02.1997.
10. Методика измерения суммарной альфа- и бета-активности водных проб с помощью альфа-бета-радиометра УМФ-2000. Утверждена Директором Центра метрологии ионизирующих излучений В.П. Ярыной 10.06.97 года.– М.: НПП «Доза», 2001.
11. СанПиН 2.6.1 2523-09. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009).