Миграция радионуклеидов в почвах

• на высоте до 750 м располагался задерживающий слой воздух с изотермическим ходом температуры;
• на высоте от 750 м до 2500 м находился задерживающий слой с инверсионным ходом температуры, когда температура воздуха повышается с увеличением высоты;
• выше 2500 м располагался слой воздуха с нормальным ходом температуры, то есть, чем выше от поверхности земли, тем температура воздуха ниже [60 ,32].

     Кроме такого необычного распределения температуры  по высоте наблюдался и значительный разворот ветра по направлению с  увеличением высоты (почти на 100- вправо в пределах максимальной высоты подъема облака). Сочетание этих факторов привело к образованию локального радиоактивного следа сложной конфигурации, схема которого представлена на рис. 2.5. Так, радиоактивные аэрозоли в слое от 0 до 750 м перемещались по азимуту 330- и сформировали загрязнение местности за счет выпадений из базисной волны. Нижняя часть облака взрыва, находившаяся в слое от 750 м до 2500 м, образовала «северную ветвь» следа с осью по азимуту 40-47-, а верхняя его часть, поднявшаяся выше 2500 м, перемещаясь по азимуту 70-, сформировала «южную ветвь» следа. Скорость ветра при формировании «северной ветви» составляла 22 км/ч, «южной» - 40 км/ч, а фронт базисной волны перемещался со скоростью 17 км/ч [61, 3].

     Данные  об уровнях радиации на осях и «северной», и «южной» ветвей следа приведены в табл. 13.

     Следует отметить, что повышенные уровни радиации были зафиксированы и в г. Семипалатинске, где через 3 часа после взрыва (в 15 часов по местному времени) мощность дозы гамма-излучения достигла максимума, составив примерно 8 мР/ч. Возможно, причиной этому стал повышенный выход радиоактивных продуктов в атмосферу, который по оценкам специалистов мог быть равен 20 %, из-за того, что ядерный заряд при его несколько большем (по сравнению с расчетным) энерговыделением (140 кт), был заложен на глубине, соответствующей проектной мощности, равной 100 кт [ 62, 44].

     Прохождение облака над городом продолжалось около 3 часов, однако уже в 17 часов  по местному времени уровни радиации по показаниям дозиметрических приборов стали снижаться. Доза облучения от проходящего облака могла составить примерно 0,05 мЗв, а от радиоактивных выпадений на местность - 1,0-1,5 мЗв. Через 10 дней после взрыва мощность дозы гамма-излучения в г. Семипалатинске достигла фоновых значений. В ряде населенных пунктов, расположенных на следе облака ближе к центру взрыва, а именно, в поселках Знаменка и Иса уровни радиации снизились до фоновых значений через 30 дней, а в поселке Сарапан - только через 1,5 года. 

     Таблица 13 - Мощности доз гамма-излучения  на территории радиоактивного следа подземного ядерного взрыва с выбросом грунта в скважине 1004 (взрыв «Чаган») на «Ч+24»после взрыва

     Положение радиоактивного следа и его размеры  с различными граничными параметрами (численными значениями изолиний) можно  определить, используя схему следа. Естественно, что в результате радиоактивного распада и миграции радионуклидов площадь загрязненной территории постоянно уменьшалась. Так, если по состоянию на июнь 1965 г. площадь следа, ограниченная изолинией 0,5 рентген в год (величина предельно допустимой дозы внешнего облучения населения), составляла примерно 140 км2, то через год (середина 1966 г.) она равнялась 50 км2, а еще через год, то есть в 1967 г., она уже составляла примерно 17 км2. Период уменьшения площади следа в 2 раза был равен 250 суткам. Примерно через 5 лет площадь контролируемой зоны следа составила менее 1 км2 [63 , 11].

     В результате выпадения радиоактивных  продуктов взрыва были загрязнены территории примерно 10 населенных пунктов, в которых  проживало около 2000 человек. В табл. 14 приведены данные, характеризующие радиационную обстановку в наиболее загрязненных населенных пунктах.

     Как показывают данные наиболее крупным  по числу жителей населенным пунктом, в котором возможная доза облучения  людей могла превышать один рентген, был поселок Знаменка. Жители этого поселка работали в основном в совхозе, имеющем преимущественно зерновое направление. Большинство семей имело свой молочный скот, земли, для выпаса которого находились в непосредственной близости от поселка. В зимнее время года содержание крупного рогатого скота было стойловое. Застройка села характеризовалась преимущественно домами саманного типа, водоснабжение было из колодцев, которые в своем большинстве не закрывались (не имели крышек). Снабжение поселка продуктами питания осуществлялась через торговую сеть, помимо этого, жители использовали и такие продукты местного производства, как молоко, молочные продукты и мясо (баранина, конина), а также картофель и овощи, которые хранились в подвалах домов.

     Результаты расчетов доз внешнего и внутреннего облучения жителей поселка Сарапан с учетом поступления трития в организм людей приведены в табл. 8. Приведенные данные позволяют констатировать, что в течение первого года после взрыва «Чаган» в поселке Сарапан, как и в других населенных пунктах, расположенных на радиоактивном следе от этого взрыва, максимальному облучению подвергалось детское население, у которого основным критическим органом является щитовидная железа.

     При длительном проживании в зоне радиоактивного загрязнения дозы облучения костной ткани и всего тела могли увеличиться примерно в два раза.

       Эксперимент «Чаган» в полной  мере продемонстрировал, что полигон  в период проведения ядерных  испытаний являлся потенциальным  источником радиоактивного загрязнения  окружающей среды, хотя в течение всей его деятельности, вплоть до закрытия в 1989 г. особое внимание уделялось вопросам обеспечения безопасности населения и изучению радиационной обстановки. 

     Таблица 14 - Радиационная обстановка в 1965 г. в  населенных пунктах, территории которых были наиболее сильно загрязнены радиоактивными выпадениями после взрыва «Чаган»

     Таблица 15 - Возможные дозы внешнего и внутреннего  облучения критических органов жителей поселка Сарапан за период с января 1965 г. по апрель 1966 г.

      Систематическая оценка степени радиоактивного загрязнения почвы и растительности на СИП началась только после наземного  ядерного взрыва, произведенного 24.08.1956г. и ставшего причиной выпадения радиоактивных осадков, в том числе вместе с дождем, на территории Семипалатинской и Восточно-Казахстанской областей. Распределение плотностей радиоактивного загрязнения по следу этого взрыва было неравномерным. Максимальное радиоактивное загрязнение местности, вызванное выпадением атмосферных осадков, произошло в районе г. Усть-Каменогорска [64 , 22].

     Проведенные после взрыва измерения показали, что степень загрязнения почвы  пропорциональна уровням радиации на местности. Данные о степени загрязнения почвы и растительности на 25.09.1956 г. в районах, расположенных вблизи Семипалатинского полигона, представлены в табл. 16.

     Из  данных следует, что, во-первых, наибольшая степень загрязнения почвы была отмечена в Семипалатинской области, на территории которой сформировалось большинство радиоактивных следов наземных ядерных взрывов, и, во-вторых, содержание естественного радионуклида калия-40 в почве и растительности практически не отличалось от содержания в них продуктов ядерных взрывов, что нужно учитывать при проведении расчетов. По результатам исследования послойного загрязнения почвы было установлено, что на целинных участках земли спустя несколько лет после осуществления взрывов наиболее загрязненным оказался поверхностный слой почвы глубиной до 1 см. Он содержал в 5-10 раз больше активности, чем слой почвы на глубине от 3 до 4 см. Загрязнение вспаханных участков местности происходило на глубину пахоты, т.е. до 16-20 см [65 , 33].

     После 1958 г. по мере внедрения методов радиохимии и появления спектрометрической аппаратуры стали проводиться исследования по определению содержания в различных объектах внешней среды таких биологически опасных радионуклидов, как стронций-90, цезий-137 и йод-131. В поверхностном слое почвы на следе взрыва 1956 г. стронция-90 содержалось примерно 8% от величины общей активности. Наличие радиоактивных веществ в почве приводило к проникновению их в наземную растительность [66 , 10].

     В 1956 г. специалистами комплексных  экспедиций Института биофизики и полигона были проведены радиометрические исследования проб травы и злаковых растений. Результаты проведенных радиометрических исследований показали также, что содержание радиоактивных веществ в наземной части растений и в корневой системе было примерно одинаковым. В растениях, имеющих важное значение для сельскохозяйственного производства, был обнаружен стронций-90, находившийся в подвижной (водорастворимой) форме. Переход радионуклидов в растворимое состояние зависел от физических свойств радиоактивных частиц, основная часть которых после наземного ядерного взрыва находилась в оплавленном состоянии. 

     Таблица 16 - Степень радиоактивного загрязнения  почвы и растительности (разнотравья) по состоянию на 25.09.1956 г.