Тритий в водных экосистемах Уральского региона тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.00.16, кандидат биологических наук Николин, Олег Анатольевич

• Николин, Олег Анатольевич
• кандидат биологических наук
• 2008

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Николин, Олег Анатольевич

Введение

Литературный обзор

Материал и методика

Раздел 1. Три тий в водных экосис темах кон трольного региона

Раздел 2. Мониторинг трития вводных экосистемах района 33 Белоярской АЭС им. Курча това

2.1. Водоем-охладитель

2.1.1. Харак терис тика района исследований

2.1.2. Постоянные точки наблюдений

2.1.3. Верховье водоема

2.1.4. Район плотины

2.1.5. Район Биофизической станции

2.1.6. Район Теплого залива

2.1.7. Пути водной миграции трития в водоем а) Промливневый канал б) Обводной канал 45 Резюме

2.2. Ольховское боло то

2.2.1. Харак терис тика района исследований

2.2.2. Мониторинг трития в Ольховском болоте 52 Резюме

2.3. Реки Пышма, Ница, Тура 58 Резюме

2.4. Три тий в воздушной среде, дождевых и снеговых 64 осадках

2.4.1. Воздушная среда

2.4.2. Дождевые осадки

2.4.3. Снеговые выпадения 67 Резюме

2.5. Озеро Худыш 71 Резюме

2.6. Три тий в пи тьевой воде г. Заречного 73 Резюме

Раздел 3 Три тий в районе ПО «Маяк»

3.1. Водоемы

3.2. Реки

3.3. Снег

3.4. Питьевая вода

Резюме

Раздел 4 Три тий в реках Теча, Исе ть, Миасс

Раздел 5 Три тий в воде неко торых рек Западной Сибири

Раздел 6 Тритий в питьевой воде г. Екатеринбурга

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Тритий в водных экосистемах Уральского региона»

Бурному развитию атомной промышленности и энергетики в настоящее время сопутствует поступление техногенных радионуклидов на поверхность Земли — в водные и наземные экосистемы. Поэтому ионизирующая радиация превратилась в постоянно действующий фактор внешней среды, загрязняющий биосферу в глобальном масштабе и воздействующий на все живое на нашей планете ( Булдаков, 1990; Итоги ., 1990 ). В связи с этим возникла необходимость в изучении особенностей воздействия этого фактора на сложные природные комплексы. По мере накопления научной информации сформировалось научное направление - радиоэкология, задачей которой является изучение закономерностей миграции, накопления и биологического действия искусственных и естественных радионуклидов в компонентах биосферы (Кузин, 1956; Поликарпов, 1964; Алексахин, 1970; Верховская, 1971; Куликов, 1975).

Одним из важных направлений научных исследований является пресноводная радиоэкология, в задачу которой входит изучение закономерностей миграции, накопления и биологического действия г радионуклидов в живых и косных компонентах внутренних (континентальных) водоемов (Куликов, 1988). Полученный к настоящему времени экспериментальный материал свидетельствует о том, что континентальные водоемы нельзя рассматривать в качестве пассивных разбавителей радиоактивных загрязнений. Некоторые их компоненты, в силу своих структурно-функциональных особенностей, могут накапливать радионуклиды в концентрациях, превышающих их концентрацию в водной среде на порядки величин. К числу таких компонентов можно отнести прежде всего растения и грунты, в меньшей степени - животные организмы (Корнберг, Девис, 1971; Куликов, 1971).

В плане рассматриваемой проблемы тритий занимает особое место. Этот радионуклид относится к числу наиболее широко распространенных в природе радионуклидов. Его концентрации в природных водах на несколько 4 порядков величин выше по сравнению с таковыми для широко распространенных радионуклидов 90Sr и 137Cs. Основным депо нахождения трития в природе служит вода, поэтому он вместе с водным потоком и водяными парами из мест первичного загрязнения легко перемещается на большие расстояния.

Человек, состоящий почти на 70 % из воды, всегда содержит в себе тритий. Радиационное воздействие радионуклида на организм происходит вследствие потребления человеком питьевой воды и продуктов питания, содержащих тритий. Кроме того, изотоп поступает в организм при дыхании и через кожный покров. При этом весь организм подвергается воздействию /?-излучения трития, в связи с чем его можно отнести к числу важнейших дозообразующих радионуклидов. Тритий входит в состав многих биологически значимых, в том числе и наследственных, органических соединений. В процессе своего /?-распада он превращается в газообразный изотоп гелия, что вызывает нарушение целостности молекулярных структур.

Тритий поступает в окружающую среду при работе атомных реакторов и предприятий по переработке ядерного топлива, которые являются мощными генераторами антропогенного трития. В настоящее время не существует эффективных мер улавливания трития, поэтому радионуклид вместе со сбросами и выбросами предприятий ЯТЦ поступает в природные влагосодержащие экосистемы.

Постоянный сброс трития в открытые водные резервуары, в том числе реки и моря, влечет за собой широкомасштабное загрязнение их этим радионуклидом. В результате испарения воды и переноса водных паров загрязнению подвергаются также воздушные пространства на больших территориях вокруг атомных предприятий.

Необходимость контроля за содержанием трития в водных средах и продуктах питания, прежде всего вблизи предприятий ядерно-топливного цикла, очевидна. Об это свидетельствует тот факт, что результаты мониторинга концентраций трития в питьевой воде и продуктах питания можно найти в ежегодных докладах по окружающей среде в США и других странах мира, нашей стране подобные исследования носят несистематический характер.

Литературный обзор

Тритий — радиоактивный изотоп водорода - был открыт американскими физиками в 1939 г. Это чистый Р-излучатель с периодом полураспада ~12,4 года. Максимальная энергия распада трития равна 18,6 кэВ, средняя энергия Р-частиц — 5,7 кэВ.

В естественных условиях тритий образуется в атмосфере при взаимодействии протонов и нейтронов космического излучения с водородом, кислородом и аргоном, а также в литосфере и гидросфере при взаимодействии нейтронов с литием земной коры (Schell, 1974).

Более 90 % космогенного трития находится в природе в виде тритиевой воды (НТО), которая входит в состав вод морей и океанов. Концентрация природного трития на поверхности океана составляет в среднем 0,11 Бк/л. В пресной воде она обычно выше, чем в морской. До начала проведения испытаний ядерного оружия концентрация природного трития в пресной воде не превышала 1 Бк/л; эту величину условно можно принять в качестве уровня естественного (природного) фона. Общее содержание трития на планете в это время составляло примерно 1,8 кг (640-2500 РБк, или 17-80 МКи по оценке разных авторов) (Жигаловская, 1976; Моисеев, 1974; Ларин, 2002; Kolb, 1974).

С началом испытаний ядерного оружия естественное равновесие трития на Земле было нарушено. С 1953 по 1963 гг. содержание радионуклида на планете непрерывно росло и к 1963 г. достигло 100-200 кг. Это обстоятельство побудило Международное агентство по атомной энергии и Всемирную метеорологическую организацию начать систематические исследования по глобальному распределению трития в осадках, анализу путей его миграции и определения точных запасов в экосистемах различных мест Земного шара. Для этой цели было создано более 100 станций наблюдений на суше и в океане обоих полушарий Земли. Представленные в работе (Тетчер, 1968) систематизированные данные по пяти крупным регионам Земного шара убедительно показывают тенденцию роста как общего количества трития на планете, так и его концентрации в осадках. Несмотря на различия в абсолютных количествах радионуклида от пункта к пункту, наблюдаются некоторые общие закономерности. Так, в осадках северного полушария в период массовых испытаний и в первые годы после их запрещения концентрации трития были намного выше, чем в осадках южного полушария. Например, в 1958-1960 гг. осадки континентальных участков северного полушария имели среднее значение содержания радионуклида около 120 Бк/л, а в 1963 г. - около 600 Бк/л. Осадки в южном полушарии в 1963 г. характеризовались средним значением порядка 2 Бк/л. Такие различия связаны с тем, что практически все термоядерные испытания проводились в северном полушарии, а связь атмосферы двух полушарий затруднена. Кроме того, большую часть поверхности южного полушария составляет океан, который интенсивно вымывает тритий из атмосферы за счет молекулярного обмена атмосферной влаги с водной поверхностью.

В период испытаний ядерного оружия к 1970 г. в атмосферу Земли было введено 100 ЭБк (2740 МКи) трития в северном полушарии и 30 ЭБк (820 МКи) - в южном, что значительно больше естественного содержания этого радионуклида. Установлено, что период пребывания трития в стратосфере северного полушария составляет ~1 год, а время его полу обмена между северным и южным полушарием -5 лет (Алексахин, 1982). В этот период концентрация трития в атмосферных осадках оказалась различной для разных географических зон (тенденция уменьшения к экватору). Последнее объясняется различными условиями поступления и вымывания трития. Отмечен континентальный эффект в содержании трития в осадках: для одного и того же широтного пояса оно растет по мере движения вглубь континента. Это связано с обогащением атмосферной влаги континентальных участков, удаленных от побережья океана, тритием стратосферного происхождения. Установлено, что концентрация трития в осадках увеличивается с высотой местности. Эффект четко проявляется в Северном полушарии. В Южном полушарии, ввиду отсутствия поступления систематических данных со станций наблюдения, с одной стороны, и преобладанием океана над сушей, с другой, выявление высотного эффекта оказалось затруднительным (Об экранирующем 1971).

Отмечены сезонные вариации в выпадениях трития с атмосферными осадками. Как правило, максимум выпадений приходится на весенне-летний период, что объясняется более активной связью стратосферы и атмосферы в это время года (Об экранирующем ., 1978; Miyake, 1980).

Установлена связь в атмосферных выпадениях между содержанием трития, с одной стороны, и стронция-90 и цезия-137, с другой. Как правило, пики выпадений трития следуют за пиками выпадений стронция-90 и цезия-137 с отставанием на 1-2 месяца. Отношение концентраций трития и стронция-90 в осадках изменяется с годами. Непосредственно после серии испытаний ядерного оружия доля стронция-90 бывает относительно выше. Указанное отношение отражает изменение долей тропосферных и стратосферных выпадений непосредственно после серии испытаний и в более отдаленные периоды (Тетчер, 1968).

После прекращения массовых испытаний ядерного оружия наметилась общая тенденция к снижению содержания трития в атмосферных выпадениях. Например, для европейской части нашей страны в 1961-1963 гг. концентрация радионуклида в осадках в среднем составляла 45-60 Бк/л, а к 1973-1975 гг. среднегодовое значение снизилось до 12-18 Бк/л (Тритий ., 1978; Виноградов, 1968). К 1969 г. разница концентраций трития в обоих полушариях почти сгладилась. Можно считать, что за 6-8 лет после прекращения испытаний произошло полное смешение влаги в стратосфере северного и южного полушарий (Environmental ., 1973).

В отношении содержания трития в поверхностных водах наблюдается та же тенденция, что и в осадках. С началом периода массовых испытаний происходило постоянное повышение его содержания в воде. Максимальный уровень для рек умеренных широт северного полушария (около 200 Бк/л) отмечен в 1964 г. После прекращения массовых испытаний содержание радионуклида в воде стало снижаться (период полууменьшения 3-3,6 года) (Bennett, 1973). В водах рек Западной и Юго-Западной части бывшего СССР оно составляло 10 Бк/л, Севера Европейской части страны - 15 Бк/л, Сибири и Средней Азии - 28 Бк/л (Жигаловская, 1976). Тенденция снижения концентраций трития после прекращения испытаний хорошо прослеживалась на примере р. Москвы (в 1960, 1967, 1968 гг. она составляла соответственно 43 ± 1, 13 ± 1 и 8 ± 1 Бк/л ) (Виноградов, 1968).

Основные закономерности распределения трития в водах земного шара сводятся к следующему. Как и в случае атмосферных осадков, концентрация трития в реках и озерах (при прочих равных условиях) возрастает при движении вглубь континентов. Уровни содержания радионуклида в водах открытого океана существенно ниже, чем в водах замкнутых морей, озер и рек континентов. Последнее связано с интенсивным перемешиванием атмосферных выпадений в большой толще воды океана. В глубоководных водоемах наиболее высокая концентрация трития обнаружена в поверхностных слоях воды, тесно связанных с атмосферными выпадениями (Вакуловский, 1978).

После прекращения испытаний содержание трития в атмосфере и поверхностных водах Земли стало снижаться. После стабилизации выпадений концентрация радионуклида в воде установилась на несколько более высоком уровне, чем до испытаний, очевидно за счет вклада наработанного в период испытаний радионуклида. Возможно также, что в течение этого периода часть трития вошла в тела живых организмов планеты, поглотилась почвами и донными отложениями и освобождается из них в водную среду с замедленной скоростью (Егоров, 1996; Тетчер, 1968; Стыро, 1994; Природные изотопы ., 1975).

В настоящее время основным источником техногенного трития является атомная промышленность. В 35 странах мира функционирует более 500 больших реакторов. Тритий образуется при работе ядерных реакторов всех типов. Источниками его являются реакции деления тяжелых ядер и взаимодействие быстрых нейтронов с ядрами бора, лития, дейтерия (Weinberg, 1981). По данным работ (Garbinsky, 1979; Pilmer, 1973), сбросы трития с жидкими отходами при работе реакторов разного типа составляют 5-130 ТБк/год. Заводы по переработке использованного ядерного горючего выбрасывают в окружающую среду в год около 600 ТБк трития в виде газообразных и около 15 ПБк — в виде жидких отходов. Скорость образования трития различна в разных типах реакторов. Например, в реакторе на быстрых нейтронах на Белоярской АЭС она составляет 740 ГБк на МВт электроэнергии в год. За 10 лет работы ядерного реактора на тяжелой воде образуется в среднем 700 ГБк трития (Козлов, Алексеев, 1990). Сбросы трития реактором ВВЭР-1000 на Нововорнежской АЭС составляют 15 ± 1,9 ГБк/МВт (эл.) в год (Сбросы ., 1990). По данным (Phillips, 1981), поступление радионуклида в окружающую среду от зарубежных АЭС находится в диапазоне от 1,9 до 38 ГБк/МВт (эл.) в год.

В ряде работ указывается на локальное повышение содержания трития в районах расположения крупных ядерно-энергетических комплексов. В нашей стране в пределах Уральского региона мощным источником антропогенного трития являются Белоярская АЭС и ПО «Маяк». Наряду с воздушными выбросами радионуклида зарегистрированы повышенные концентрации трития в водных экосистемах, примыкающих к указанным предприятиям. Так, в Ольховской болотно-речной экосистеме в районе Белоярской АЭС содержание трития в воде варьировало в пределах тысяч-десятков тысяч Бк/л (Куликов, 1984; Тритий 1996). Более высокие показатели концентраций радионуклида зарегистрированы в воде промышленных водоемов ПО «Маяк» - от 1 до 4 МБк/л (Ларин, 2002).

Удельная активность трития в пруде-отстойнике хозфекальных вод в районе Южно-Украинской АЭС достигала 1000-2000 Бк/л; при этом отмечено распространение радионуклида по водоносному горизонту в питьевые воды (до 100-1000 Бк/л) (Григорьева, 1999).

Средняя концентрация трития в воде озер-охладителей в районе расположения Калининской АЭС в период с 1987 по 1993 гг. изменялась в пределах от 140 до 192 Бк/л и имела тенденцию к увеличению. Максимальное содержание радионуклида в озерах составляло 260 Бк/л при уровне техногенного фона 4,8 Бк/л. За счет сбросов Калининской АЭС удельная активность трития в оз. Песьво и Удомля превышала этот уровень в 30-50 раз.

В пяти колодцах с питьевой водой, расположенных в береговой зоне оз. Песьво, концентрация трития превышала уровень техногенного фона (до 19,6 Бк/л). Содержание радионуклида в воде прудов, расположенных в непосредственной близости от указанных озер и используемых для водопоя скота, составляла 1174 Бк/л (Изучение., 1996; Изучение ., 1999).

Регистрируется периодическое повышение по сравнению с уровнем техногенного фона концентраций трития в водотоках с Красноярского горнохимического комбината и в некоторых водных экосистемах района Чернобыльской АЭС, которое, однако, не достигает уровня вмешательства, установленного для питьевой воды нормами радиационной НРБ-99 (Гудков, 1995, 1999; Исследование ., 2001).

В районе расположения наиболее крупных заводов по переработке ядерного горючего в США (Саванна-Риверское производство) в 2000-2002 гг. концентрация трития в речной воде варьировала от 40 до 500 Бк/л, а в питьевой воде - от 30 до 85 Бк/л (Hardeman, 2004).

Мониторинговые работы в окрестностях лаборатории NTLF (Национальной лаборатории меченых препаратов) в районе г. Беркли (США) в 1984-1990 гг. позволили установить концентрации трития в природной воде, превышающие уровень глобального фона для данной местности (1,9 Бк/л). В 1990 г. содержание радионуклида в грунтовой воде вблизи лаборатории составляла 700-1330 Бк/л, что в целом превышало допустимый предел для питьевой воды (740 Бк/л). В процессе выполнения научной программы были также определены уровни загрязнения радионуклидом растений в районе расположения указанной лаборатории. Концентрация трития в воде из листьев лавра в 1995 г. составляла 671 Бк/л, а максимальная концентрация радионуклида в листьях эвкалипта в непосредственной близости от лаборатории составляла 4700 Бк/л; на расстоянии 50 м она снижалась до 670 Бк/л. В 1996 г. удельная активность радионуклида в образцах растений, собранных с северной стороны от лаборатории на расстоянии 100, 200 и 300 м, была соответственно 133, 78 и 52 Бк/л. Средняя эмиссия радионуклида от предприятия в окружающую среду составляла 3,7 ТБк/год (100 Ки/год) (Responses ., 1997).

В окрестностях тяжеловодного реактора в AECL-Chalk River Laboratories (шт. Онтарио, Канада) на разном расстоянии от реактора (10-200 км) концентрация трития изменялась от 6,5 до 15,9 Бк/л. В моче сотрудников лаборатории удельная активность радионуклида варьировала от 32 до 92000 Бк/л в зависимости от уровня содержания трития на рабочем месте. При этом органически связанный тритий мочи составлял 0,8-350 Бк/л (Kotzer, 2001). В 1979 г. зарегистрированы высокие концентрации трития в грунтовых водах в районе расположения реакторов Hydro CANDU в шт. Онтарио - 215000 Бк/л. В 1994 г. этот показатель снизился до 70000 Бк/л. Чтобы улучшить ситуацию, вместо существовавших норм трития в питьевой воде 7000 Бк/л в 1994 г. местный консультативный комитет рекомендовал уменьшить этот уровень сначала до 100 Бк/л, а затем в течение последующих пяти лет — до 20 Бк/л (Seven .,2004).

В районе г. Fukui в Японии в районах размещения энергетических установок обнаружены сравнительно низкие концентрации' трития в поверхностных (1,2-1,5 Бк/л), дождевых водах (1-7 Бк/л) и парах воздуха (1-18 Бк/л) (Future .,2004). i

Мониторинг трития в районе г. Чернавода в Румынии, где с 1996 г. функционирует реактор CANDU6, показал, что концентрация трития в образцах воды в предпусковой период составляла 3 Бк/л. За время эксплуатации реактора содержание радионуклида в воздухе, почве и растительности на расстоянии до 3 км от источника увеличилось в несколько раз по сравнению с предшествующим периодом (A Data ., 2004).

Приведенный выше небольшой обзор подтверждает тот факт, что в районах расположения предприятий ядерно-топливного цикла возможно повышенное поступление трития в окружающую природную среду, и в первую очередь в водные экосистемы.

Основные формы соединений трития, поступающего в окружающую среду от предприятий ЯТЦ - тритиевая вода (НТО), тритиевый водород (НТ) и тритиевый метан (СН3Т). Тритиевый водород и тритиевый метан удерживаются в атмосфере в течение 5-10 лет, после чего в результате переработки бактериями и фотохимического окисления превращаются в тритиевую воду. Таким образом, в настоящее время тритиевая вода — наиболее распространенная форма соединений трития на Земле (Ларин, 2002).

В результате возможного локального повышения концентраций трития в районах расположения ядерно-энергетических комплексов неизбежно воздействие радионуклида на те или иные природные экосистемы, в том числе на животных и человека. Внешнее облучение тритием не представляет опасности, поскольку слой кожи защищает его от проникновения /?-частиц внутрь организма. Наибольшую опасность радионуклид представляет как источник внутреннего облучения при поступлении в организм. Наш организм почти на 70 % состоит из воды. Питьевая вода является необходимым компонентом нашего рациона. Другим источником поступления трития в организм является воздух, содержащий пары воды. При всех способах поступления тритиевая вода очень легко проникает в плазму крови и приходит в равновесие со всеми жидкостями тела. Поступление трития в плазму через легкие происходит в течение секунд, а через кожу и желудочно-кишечный тракт — нескольких минут. Скорость наступления равновесия в различных тканях зависит от состояния сосудисто-проводящей системы и значительно ниже в жире и костях по сравнению с мягкими тканями. Но для организма в целом можно считать, что при любом способе введения спустя 1-3 часа устанавливается практически полное равновесие поступившей в организм воды (Окись трития, 1968; Garston, 1979; Siri, 1962).

Выводится тритий из организма достаточно быстро (Butler, Seroy, 1965; Garston, 1979). Bennett (цит. no Garston, 1979) определил наличие 3-х компонентной модели с периодами полувыведения 9, 30 и 450 дней. Быстровыводимые фракции соответствуют той части радионуклида, которая находится преимущественно в свободной воде тканей. Медленновыводимый тритий входит в органическую структуру тела. При прочих равных условиях, период полувыведения зависит от возраста, количества выпитой воды, использования диуретиков, индивидуальной температуры организма и других факторов (Богданов, 1981).

На различных видах животных показано, что 98-99 % трития, введенного в организм в виде НТО, поступает в водную фазу и лишь 1-2 % — в тканевые структуры. В ткани радионуклид распределяется таким образом, что в расчете на грамм сырого вещества больше всего его находится в печени, затем мышцах, коже и меньше всего в костях (Богданов, 1975; Окись трития, 1968; Эванс, 1979).

Через некоторое время после однократного введения происходит перераспределение тритиевой воды в организме. Если в первые дни после введения почти весь тритий находится в водной фазе, то спустя месяц после инъекции основная его часть содержится в структурных элементах ткани. Поэтому и доза облучения в отдаленные периоды после введения радионуклида определяется преимущественно его долей, включенной в структурные элементы тканей (Журавлев, 1981; Bogen, 1976).

Токсичность трития в значительной мере определяется химической формой соединения, в виде которой он поступает в организм. Так, окись трития менее токсична, чем третированные органические соединения. Последние связываются с органическими структурами ткани и надолго задерживаются в ней, облучая радиочувствительные части клеток (Strack, 1980; Tazima, 1980).

Тритий отличается от других радиоизотопов малым пробегом /?-частиц, который значительно меньше размеров клетки (средняя длина пробега /?-частиц трития в мягкой ткани от 0,5 до 2 мкм; для сравнения - 42К - 19000 мкм, а 32Р - 8000 мкм). В связи с этим тритий создает высокую плотность ионизации. При поражении им преимущественно облучаются те структуры клеток и тканей, которые содержат изотоп или находятся в близком соседстве с атомами трития. Считается, что мягкий ^-излучатель тритий в 2-3 раза эффективнее жестких ^-излучателей. Токсический эффект этого радионуклида усугубляется тем, что его атомы превращаются в атомы инертного элемента гелия - 3Не, который выпадает из соответствующей водородной связи и разрушает ее. Этот эффект особенно заметен для тех видов живых организмов, продолжительность жизни которых соизмерима с периодом полураспада трития, в частности, для человека.

Наконец, вероятна химическая токсичность трития. Косвенным подтверждением этого служат работы К.А.Бадановой и М.И.Блейка с сотр., в которых показано, что тяжелая вода (ДгО) отрицательно влияет на рост и развитие растений (Баданова, 1956; Effect., 1968; The effect., 1969).

Весьма интересен факт периодических изменений содержания трития в водной фазе и органических структурах у живых организмов. Наблюдаемая периодичность в изменении концентраций трития в водной фазе и сухих остатках, белках и жирах объясняется существованием направленного обмена в цепочке вода- белки- жиры. Периодичность в обмене водорода, прослеженная по обмену трития между водой и органическими структурами, отражает, очевидно, присущую живому организму внутреннюю периодичность в обмене веществ. Она оказывается неоднозначно связанной с периодичностью гибели затравленных тритием животных. Было установлено, что пики смертности и моменты обострения лучевых поражений совпадают со временем проявления максимумов удельной активности трития в водной фазе организма. Для крыс это были 3-4, 13-15, 17-19, 23-24, 33-35 сутки после затравки. Кстати, такие же обострения лучевой болезни были обнаружены у людей. Следовательно, периодичность обмена веществ согласуется с периодичностью течения радиационных поражений, т.е. эта периодичность характерна для процессов в организме как в норме, так и в патологии. Высказано предположение, что связь между временными совпадениями максимумов концентраций трития в воде тела и максимумами обострения лучевой болезни обусловлена выходом определенных токсических соединений из органических структур в водную фазу, где они оказывают наиболее сильное токсическое действие на организм. Предполагается, что таковыми являются соединения класса кислот и хинонов, поскольку жировые фракции претерпевают при этом наиболее глубокие обменные превращения (Богданов и др., 1959; Окись трития, 1974; Радиотоксины., 1966; Штуккенберг, 1960).

Считается, что абсолютно смертельные уровни трития для мышей при однократном введении составляют 44 МБк/г (100 % гибель при средней продолжительности жизни 5 суток). При любом способе заражения тритием (однократном или хроническом введении) степень тяжести лучевого повреждения находится в прямой зависимости от количества введенной окиси трития. Картина развития лучевой болезни сопровождается поражением всех основных органов (нарушение обмена веществ, снижение иммунологической реактивности, поражение кроветворной ткани, нарушение функции печени, почек, патология сосудистой системы, легких, желез внутренней секреции, поджелудочной, половых желез, обширное развитие опухолей различных органов) (Окись трития, 1968).

Как уже отмечалось ранее, при поступлении трития в организм он распределяется между двумя компонентами - свободной водой тканей и органическими структурами (сухим веществом). При поступлении радионуклида в свободную воду организма концентрация его в этой фракции в условиях равновесия, как правило, бывает близка к содержанию в воде окружающей среды. Это показано многочисленными исследованиями в опытах на разных объектах (Богданов, 1981; Bleylock, 1979; Garland, 1979; Pinson, 1951; Skauen, 1963, 1964; Tompson, 1953, 1954). Исключение составляют наземные растения, поглощающие воду в основном через корни. Для них концентрация радионуклида в свободной воде различных органов и тканей ниже, чем в питательном растворе даже при условии равновесия с ним, что, по-видимому, объясняется потерей трития в процессе обмена воды между тканями растений и атмосферной влагой (Дюсе, 1960; Ленский, 1981; Сыроватко, 1981; Butler, 1965; Garland, 1979; Comparative ., 2004; Washburg, 1934).

При включении трития (НТО) в органическое вещество живых организмов происходит его дискриминация по отношению к протию (Adams, 1979; Bleylock, 1979; Elwood, 1971; Annales ., 1977; Farlane, 1976, 1979). Наблюдаемый изотопный эффект обусловлен большими разницами в массах указанных изотопов водорода, что приводит к заметным различиям в физических и химических свойствах их соединений (Дерпгольц, 1979; Jones,

1968). В частности, известно, что константы скоростей реакций различаются для аналогичных соединений, меченых и не меченых тритием (Weston, 1973).

Наряду с вышеизложенными фактами о дискриминации трития по отношению к протию при включении их в органическое вещество, имеются отдельные сведения о большем включении трития в органическое вещество по сравнению с протием. Так в работе (Annales ., 1977) исследовалось поступление трития в органическое вещество Scenedesmus obligns из жидких стоков одной радиахимической лаборатории. Оказалось, что отношение удельной радиоактивности (Т/Н) в сухом веществе ткани и во внешнем растворе варьирует от 24 до 44. В этой же работе соответствующее отношение для пресноводной рыбы Salmo trutta forma fario сотавляло 1,5-27,6. Теми же авторами исследовалось распределение трития в компонентах природной водной экосистемы, куда сбрасывались жидкие стоки из комплекса ядерных предприятий в Моле (Бельгия). Изотоп присутствовал в стоках в виде тритиевой воды и органических соединений. Тритий инкорпорировался в органическое вещество рыбы и уток в 20 раз больших количествах, чем его содержалось в речной воде. Эти данные говорят о том, что внедрение трития в биологические структуры зависит от формы нахождения его в среде. Известен целый ряд третированных соединений, которые накапливаются преимущественно в клеточных структурах (/-цитидин, тимидин, аденин-2, а-лейцин и др.). Тритий в виде окиси включается преимущественно в водную фазу (Strack et al., 1980; Tazima, 1980).

Следует отметить также наличие изотопного эффекта при дыхании животных и человека. В работе Ю.М. Штуккенберга показано, что удельная активность вдыхаемых паров у крыс и кроликов на 10-15 % ниже удельной активности воды тела. У людей удельная радиоактивность вдыхаемых паров на 5-15 % ниже удельной активности воды тела. Эти факты объясняются тем, что упругость паров НТО меньше, чем Н2О, поэтому обычная вода испаряется несколько быстрее, чем тритиевая (Окись трития, 1968; Jones, 1968).

Закономерности распределения тритиевой воды в почвах и грунтах фактически те же самые, что и для живых организмов. Концентрация трития

1 о к наиболее высокая в свободной воде; молекулярно и химически связанная вода в среднем на 15-20 % обеднена тритием. Это объясняется, с одной стороны, наличием изотопного эффекта, а с другой - изотопным разбавлением в процессе обмена трития и протия между твердой и жидкой фазами почвы. Таким образом, концентрирования трития почвами и грунтами в обычных условиях не происходит (Ленский, 1981; Рачинский, 1965 а, 1965 б, 1965 в). Тем не менее в литературе описаны случаи, когда концентрация трития в воде грунтов выше, чем в свободной воде. По данным Адамса с сотр. (Adams, 1979) при хронической затравке оз. Эри, расположенного в окрестностях Девис-Бисской атомной станции, содержание трития в донных отложениях было почти в два раза выше по сравнению со свободной водой. В другой работе (Cohen, 1973) наблюдали накопление трития в осадке р. Гудзон ниже Индийской атомной станции. Оказалось, что вода осадка имела примерно в 10 раз большую концентрацию трития по сравнению с окружающей водной средой. С нашей точки зрения, этот факт можно объяснить тем, что в данных случаях период повышенного сброса трития, когда радионуклид вошел в грунт, сменился другим периодом, когда удельная активность свободной воды снизилась, и вода грунта, содержащая повышенные количества радионуклида, еще не пришла в равновесие с ней.

Период полувыведения трития из почв продолжительнее, чем из растений и воздуха. Однако он очень сильно варьирует для почв различных климатических зон. Так для Северной Финляндии, где насыщенные влагой почвы замерзают на период до 200 дней, время полупребывания трития в почве составляет недели, месяцы, а иногда и годы, тогда как для хорошо прогреваемых почв Франции оно варьирует в пределах нескольких часов (Miettinen, 1979).

Согласно литературным данным, концентрация трития в природной воде и водяных парах атмосферы после периода испытаний ядерного оружия в атмосфере установилась на уровне около 5 Бк/л. Эту величину можно условно принять за уровень техногенного фона. Превышение этой величины укажет на дополнительное поступление радионуклида в водные экосистемы от локального источника.

Допустимая концентрация трития в питьевой воде в официальном нормировании нашей страны в разное время варьировала в несколько раз (табл.1). В последнем документе (НРБ-99) принята допустимая концентрация радионуклида в воде равной 7700 Бк/л. Указанный норматив значительно снижен по сравнению с аналогичными показателями более ранних лет. Нормативы допустимых концентраций в Европейских странах, США, Канаде и др. в целом заметно ниже, чем у нас. Очевидно, это связано с тем, что научное сообщество этих стран осознает радиационную значимость трития и ставит его в один ряд с таким опасным радионуклидом, как плутоний.

Табл. 1. Нормы предельной концентрации трития в питьевой воде

Страна Ссылка на источник Допустимый предел, Бк/л

Россия Санитарные правила № 333-60 1,1- 104

Нормы радиационной безопасности НРБ-76 1,2 -Ю3

Нормы радиационной безопасности НРБ-76/87 1,5- 105

Нормы радиационной безопасности НРБ-96 3,0-104

Нормы радиационной безопасности НРБ-99 7,7 -103

Канада Canadian Drink Water Standart, 1996 7-10-5

Онтарио (Канадская провинция) « 20

США Hanf, 2001; Moghissi, 1986; Drinking Water, 2003 740

Euratom Reference ., 1998; Drinking Water Inspectorate ., 2000 100

Румыния A Data .,2004 4000

Подводя итог, следует подчеркнуть, что проблема исследования миграции трития в природной среде в районах размещения предприятий ядерно-топливного цикла недостаточно изучена. Отсутствует информация о динамике содержания трития в водных экосистемах в районах размещения таких предприятий, особенно в нашей стране. Практически не разработан в научном и практическом смысле вопрос об очистке воды от трития. Слабо изучено биологическое действие на организм малых концентраций трития. Следует заметить, что малое количество работ по тритию отчасти объясняется методическими трудностями, связанными с определением концентраций радионуклида в природной среде, а также высокими ценами на аппаратуру для измерений концентраций трития.

Актуальность проблемы. В настоящее время проблему тритиевого загрязнения водных экосистем в районах размещения предприятий ЯТЦ можно считать одной из ключевых в радиоэкологии. Это обусловлено, с одной стороны, его относительно высокими концентрациями в природных водах, на несколько порядков величин превышающих таковые по 90Sr, 137Cs и другим антропогенным радионуклидам, высокой миграционной способностью трития, а с другой - отсутствием надежных систем локализации и удержания этого радионуклида. В результате указанных причин тритий становится глобальным загрязнителем природных водных экосистем Земли.

Поскольку при работе АЭС и других предприятий ядерно-топливного цикла тритий поступает в окружающую природную среду нерегулярно и быстро мигрирует из мест первичного загрязнения, единичные и не систематические измерения его не позволяют выявить реальные масштабы загрязнения водных систем. Поэтому необходимо проводить регулярный мониторинг трития. Данная работа служит в качестве примера такого мониторинга радионуклида в районе функционирования Белоярской АЭС на Урале, где в настоящее время работает третий энергоблок АЭС и ведется строительство четвертого блока.

Исследуемая проблема весьма актуальна для Уральского региона, т.к. здесь воздействие радиационного фактора на природные экосистемы происходит на фоне сильного загрязнения региона тяжелыми металлами и другими химическими веществами антропогенного характера. Давление радиационного фактора в целом сравнительно велико. Северная часть региона находится в зоне влияния Новоземельского полигона ядерных испытаний, средняя - Белоярской АЭС им. Курчатова, а южная часть — Производственного объединения «Маяк», где в 1957 г. произошла тяжелейшая радиационная катастрофа, оставившая после себя Восточно-Уральский радиоактивный след. На территории региона проводились массовые подземные технологические взрывы, испытания ядерного оружия, сосредоточено производство и хранение ядерных боеприпасов, производится переработка ядерного горючего, ведется добыча и первичная переработка урана и тория. Кроме того, район испытывает загрязнение от природных источников. В настоящее время в регионе функционирует 8 ядерных реакторов, 6 мощных центров по переработке радиоактивных материалов, 6 центров по захоронению ядерных отходов. Кроме того, в пределах Уральского региона было произведено 38 технологических ядерных взрывов, из них 5 - с выбросом на поверхность (Радиоактивные беды Урала, 2000). В Уральском регионе размещены и долгое время функционируют два крупнейших предприятия, являющиеся мощными источниками антропогенного трития - Белоярская АЭС им. И.В. Курчатова и Производственное объединение «Маяк». На Белоярской АЭС начато строительство четвертого энергоблока БН-800 и планируется строительство пятого энергоблока с реакторной установкой Брест-ОД-ЗОО. Все сказанное выше говорит об актуальности проблемы исследования тритиевого загрязнения Уральского региона. Недаром Государственной Думой РФ от 5 декабря 1995 г. был принят, а Президентом России от 9 января 1996 г. утвержден закон РФ «О радиационной безопасности населения России», который направлен на защиту населения России от негативного воздействия радиации.

Цель наших исследований — оценить масштабы тритиевого загрязнения водных экосистем Уральского региона, образовавшегося в результате работы предприятий ядерно-топливного цикла.

Основные задачи исследования:

1. Мониторинг трития в водных экосистемах района расположения Белоярской АЭС им. Курчатова;

2. Оценка масштабов тритиевого загрязнения водных экосистем в районах Производственного объединения «Маяк»;

3. Оценка масштабов тритиевого загрязнения воды рек Уральского региона;

4. Оценка загрязнения тритием питьевой воды г. Екатеринбурга, Заречного, Озерска.

Научная новизна. Впервые проведен многолетний мониторинг трития в водоеме-охладителе Белоярской АЭС им. Курчатова, позволивший оценить масштабы тритиевого загрязнения одного из самых крупных искусственных водоемов Свердловской области, который долгое время использовался для производственного разведения рыбы в садках и отдыха населения. Впервые выявлены пути поступления радионуклида от атомной станции в водоем-охладитель. Впервые оценена роль различных блоков Белоярской АЭС в процессе их функционирования на сброс трития в водоем. Новыми являются данные о загрязнении радионуклидом дождевой и снеговой воды в районе БАЭС.

Основные положения, выносимые на защиту:

1. Мониторинг трития в Белоярском водохранилище выявил систематическое превышение уровня глобального и техногенного фона радионуклида в воде водоема-охладителя, включая его верховье, в промливневом и обводном каналах, что свидетельствует об БАЭС как источнике поступления радионуклида в окружающую природную среду.

2. Мониторинг трития в воде Ольховской болотно-речной экосистемы, принимающей стоки БАЭС после прохождения их через систему водоочистки, установил, что загрязнение тритием водной артерии от сбросного канала до устья р. Ольховки значительно снизилось после изменения технологического режима сбросов станции.

3. Исследование дождевых и снеговых выпадений в районе Белоярской АЭС позволило квалифицировать их в качестве биоиндикаторов загрязнения тритием воздушного пространства вокруг БАЭС.

4. Оценка современных уровней содержания трития в воде озер и в снежном покрове вокруг Производственного объединения «Маяк» свидетельствует о широкомасштабном загрязнении тритием водных экосистем вокруг этого предприятия.

Теоретическая и практическая значимость работы. В настоящее время проблема тритиевого загрязнения водных экосистем - одна из главных в радиоэкологии. Это обусловлено отсутствием надежных систем локализации радионуклида в системах водоочистки. Высокая миграционная способность делает этот радионуклид глобальным загрязнителем водных экосистем Земли. В диссертации на примере Белоярской АЭС предложен подход к оценке масштабов загрязнения водных экосистем в районах размещения подобных предприятий путем проведения систематического мониторинга этого радионуклида в течение продолжительного периода времени. Мониторинг позволил оценить динамику изменения концентраций радиоактивного загрязнителя в процессе работы различных энергоблоков и установить пути его поступления в окружающую природную среду. Проведенная работа выявила картину надфоновых загрязнений водной среды тритием в масштабах значительной части Уральского региона, охватывающей 36 водоемов и 8 рек, а также снеговые и дождевые выпадения. Основное внимание в работе уделено таким мощным источникам антропогенного трития, как Белоярская АЭС и производственное объединение «Маяк». Результаты работы могут быть использованы при разработке мероприятий по охране окружающей среды от радиоактивного загрязнения и расчете доз облучения населения в районах предприятий ЯТЦ.

Апробация работы. Основные положения диссертационной работы докладывались на конференции молодых ученых в Институте экологии растений и животных УрО РАН (Екатеринбург, 1998 г.); на семинаре «Проблемы развития атомной энергетики и радиационной безопасности населения регионов Урала и Западной Сибири» (Тюмень, 1998); на 5-й Международной конференции «Environmental Pollution 1СЕР» (Волгоград-Пермь, 2001); на IX Международном экологическом симпозиуме «Урал атомный, Урал промышленный» (Екатеринбург,2001); на Вторых научных чтениях Ю.П. Булашевича «Ядерная геофизика. Геофизические исследования литосферы. Геотермия» (Екатеринбург, 2003); на 2-й Международной конференции «Окружающая среда и экология Сибири, Дальнего Востока и Арктики» (Северск-Томск, 2003); на 2-й Международной конференции «Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека» (Томск, 2004); на Международной конференции «Современные проблемы генетики, радиобиологии, радиоэкологии и эволюции» (Ереван, 2005); на Международной конференции «Семипалатинский испытательный полигон. Радиационное наследие и проблемы нераспространения» (Курчатов, 2005). Работа также представлена на 15 Международный симпозиум «Экология 2006» в Болгарии (5-9 июля 2006 г.).

1С

Материал и методика исследований

Объектами наших исследований служили различные водные системы в Уральском регионе (водоемы, реки, родники, скважины, колодцы,снеговые и дождевые осадки). При этом особое внимание уделялось району Белоярской АЭС (Средний Урал, Свердловская область), где с 1980 г. проводится систематический мониторинг трития в различных водных экосистемах, находящихся в зоне влияния станции (водоем-охладитель, Ольховское болото, р. Ольховка и Пышма). Эпизодические работы проводились в других регионах Уральского региона (территории Челябинской, Курганской областей), а также в Западной Сибири. В качестве контрольных служили наиболее удаленные от источников загрязнения тритием территории, в том числе расположенные на севере Свердловской области (г. Кытлым, г. Краснотурьинск).

Воду для определения содержания в ней трития отбирали по 0,5-1 л на повторность в 3 повторностях. Пробы снега брали в конце периода снеготаяния (марте) на всю глубину снежного покрова с площади 15x15 см в трех повторностях. Дождевые осадки собирали с мая по октябрь в стеклянные емкости во время дождя. Из емкостей для анализа отбирали среднюю пробу воды в количестве 1 л. Все пробы, в том числе из растаявшего снега, фильтровали через бумажный фильтр, дистиллировали и хранили в холодильнике в плотно закрытых сосудах.

Для оценки поступления трития через воздух на крыше Биофизической станции, расположенной примерно в 400 м от БАЭС в пределах санитарно-защитной зоны, размещали открытые стеклянные сосуды с дистиллированной водой. Аналогичные сосуды ставили в помещении биофизической станции. Экспозицию длительностью в 1 сутки проводили в разное время года в течение ряда лет. Сосуды помещали на экспозицию во времени произвольно. После экспозиции проводили анализ воды на содержание в ней радионуклида по принятой нами методике.

Для количественного определения трития в пробах воды проводили предварительное обогащение методом одноступенчатого электролиза с одним

26 или двумя доливами (Чиркова, 1974). Метод основан на значительной разнице в скорости выделения легкого (протия) и тяжелых (дейтерия и трития) изотопов водорода при разрядке ионов на катоде в ходе электролитического разложения воды. Выделяющийся при этом молекулярный водород обогащается протаем, а электролит — соответственно тритием и дейтерием (последнего в пробах мало, поэтому при количественном определении трития им можно пренебречь). Обогащение производили с помощью специально сконструированной электролитической установки, представляющей собой плексигласовую ванну, которая наполняется дистиллированной водой (рис.1). На верхней панели крепятся два ряда электролизеров. В верхней части ванны имеется система металлических трубок, через которые осуществляется подача и сброс проточной воды, обеспечивающей охлаждение системы. Температура воды в ванне поддерживается на уровне не более 30° С.

Электролизеры представляют собой стеклянные трубки, изготовленные из термо- и химически стойкого стекла. В электролизеры вставляются электроды, представляющие собой пять параллельных пластин, изготовленных из мягких сортов стали, между которыми имеется свободное пространство. Пластины соединены между собой через одну, образуя катод и анод. Электроды сверху зафиксированы пробками, в которые вставлены стеклянные трубки, выводящие образующийся газ (водород) за пределы помещения.

В электролизеры заливается по 150 мл исследуемой воды, в каждый вносят по 3 г химически чистого КОН, служащего электролитом. После полного растворения реактива включают установку и проводят электролиз при силе тока 10 А. Длительность одного электролиза - от 8 до 12 суток.

По окончании электролиза замеряется объем воды после обогащения, затем ее помещают в колбы из термостойкого стекла и добавляют в каждую по 9 г нитрата свинца для нейтрализации электролита. Это необходимо для того, чтобы извлечь водород из КОН во избежание изотопных эффектов. Воду отгоняют путем дистилляции до сухого состояния осадка.

В процессе приготовления проб в специальные флаконы из бескалиевого стекла наливали по 11 мл сцинтилляционной жидкости (ЖС-8) и добавляли по

1 мл очищенной путем дистилляции пробы. Тщательно закрытые пузырьки помещали в гнезда счетчика на сутки для стабилизации.

Просчет проб осуществляли на американской установке «Дельта-300». Определение концентрации трития проводили относительным методом, путем сравнения со стандартным раствором. Для этого в процесс электролиза включали контрольный электролизер с известным содержанием трития в воде. Такой раствор предварительно готовили на основе стандартного раствора, полученного от фирмы «Изотоп».

При определении концентрации трития в пробе выполняли следующие процедуры:

1. Измерение фона счетной установки Дельта-300 (N,pi имп/мин.);

2. Определение эффективности счета (Е) для каждой партии проб, используемой в электролизе. Эффективность счета представляет собой отношение показателя счета стандарта с известным содержанием трития (расп./мин./мл) к показателю счета счетной установки (имп./мин./мл);

3. Определение начальной (W0) и конечной ('NK) удельной активности контрольной пробы с известным содержанием трития за вычетом фона;

4. Определение коэффициента обогащения (R) как отношения конечной и начальной удельной активности контрольной пробы (R—NK / 'N0) ;

5. Определение коэффициента сокращения объема (К) как отношение объема контрольной пробы до электролиза к объему этой пробы после электролиза;

6. Определение коэффициента разделения ( Д), который указывает на степень потерь трития при электролитическом обогащении: /? = , jj ;

7. Измерение удельной активности исследуемой пробы (.Nnposbl) после электролиза за вычетом фона (Ncp) ;

8. Определение коэффициента сокращения объема воды данной пробы ('К) как отношение начального объема пробы (V0) к конечному ее

Рис 1. Общий вид установки для электролитического обогащения водных проб тритием

1 - плексигласовая ванна; 2 - змеевик (холодильник); 3 - электролизеры; 4 - электроды; 5 - блок питания; 6 - регулятор тока; 7 — вытяжной компрессор; 8 - вывод; 9 - конденсор; 10 - газовыводящие трубки; 11 - манометр; 12 — соединительные провода; 13 - кран для подачи холодной воды; 14 - исследуемый раствор объему после электролиза ( VK);

9. Учет потери трития при откачке газов из электролизеров (к): к ;

10. Вычисление абсолютной радиоактивности анализируемой пробы о после электролиза Ск : Ск = (Ыпробы - N0) • 1000 • 37 / v • Е -2,22 -10 , где v - объем пробы при просчете в счетчике (1 мл); 1000 — коэффициент для о пересчета объема пробы на 1 литр; Е - эффективность счета; 2,22 -10 и 37 -табличные значения коэффициентов пересчета результата от расп./мин. к беккерелям.

Ошибка бэта-счета на счетной установке не превышает 5 %, чувствительность метода составляет 3 Бк/л.

Для оценки надежности метода была произведена сверка методик количественного определения трития, принятых в Институте экологии растений и животных УрО РАН и во ВСЕГИНГЕО Министерства природных ресурсов (пос. Зеленый Московской области). Для этой цели в двух пробах воды был определен тритий указанными выше организациями. Результаты определения свидетельствуют о достаточно хорошей сходимости методов.

Статистическая обработка результатов заключалась в определении среднеарифметического значения и среднеквадратических ошибок среднего арифметического (Стрелков, 1966). Результаты в случае необходимости обрабатывали с помощью ^-критерия и другими способами (Бейли,1959; Плохинский, 1978).

Раздел h

Тритий в водных экосистемах контрольного региона

Для выявления вклада локальных источников в загрязнение тритием природной среды необходимо, в первую очередь, определить уровень техногенного фона, который установился на земной поверхности после прекращения испытаний ядерного оружия в атмосфере. Согласно данным Росгидромета, концентрация трития в реках России в 1997 г. составляла 2-7 Бк/л при среднем показателе 4 Бк/л (цит. по Иваницкой, 2001). В Киевском водохранилище после аварии на Чернобыльской АЭС определен уровень техногенного фона по тритию 5 Бк/л (Гудков, 1995, 1999). В связи с вышесказанным, величину 5 Бк/л можно условно принять за уровень техногенного фона в поверхностных водах нашей страны. Это вполне согласуется с данными концентраций радионуклида в атмосферном воздухе (осадках) на территории России, которые отражают поступление трития в атмосферу от естественных и техногенных источников на поверхности Земли (Иваницкая, 2001).

Для подтверждения установленного выше показателя уровня техногенного фона по тритию для Уральского региона в 2002 г. нами были обследованы различные водные источники на севере Свердловской области (г. Кытлым, г. Краснотурьинск). В обозначенном районе отсутствуют предприятия ядерно-топливного цикла, кроме того, этот регион достаточно удален от крупных промышленных объектов. Мы полагали, что в указанном выше районе концентрация трития в водных средах должна примерно соответствовать уровню техногенного фона.

Действительно, как видно из табл. 2, концентрация трития на северной территории области колеблется вокруг средней величины 5 Бк/л. Следовательно, этот показатель может служить в качестве реперной величины для характеристики уровня техногенного фона исследуемого радионуклида для Уральского региона.

Табл. 2. Концентрация трития в водных системах северного района

Свердловской облает и

Источник Название, Тритий, Бк/л п.п. воды мес торасполо жен

1 Река Лойва 8,4 ±1,9

2 « Иов 7,1 ±0,4

3 « Серебрянка 4,9 ± 1,2

4 Водоем г. Красно турьинск 4,5 ± 1,0

5 Дождевая вода г. Кытлым 4,1 ± 1,6

6 Снеговая вода Косьвинское плечо 3,8 ±0,3

8 Колодезная вода Г. Кытлым 4,3 ±0,5

Среднее 4,6 ±0,6

В дальнейшем будем считать, что превышение этого показателя в конкретных водных экосистемах свидетельствует о дополнительном пос туплении радионуклида в них о т локального ис точника.

Раздел 2.

Мониторинг трития в водных экосистемах района Белоярской

АЭС им. И.В. Курчатова

Белоярская атомная электростанция — первая крупная промышленная АЭС и первый крупный гражданский объект ядерной энергетики в мире — расположена на Среднем Урале в Свердловской области, в 40 км к востоку от г. Екатеринбурга. Она была пущена в эксплуатацию в 1964 г. Первая очередь БАЭС состояла из первого и второго энергоблоков. На обоих блоках использовался уранграфитовый реактор канального типа. Первый блок был выведен из эксплуатации в 1981 г., второй блок проработал с 1967 по 1989 гг. В 1980 г. был пущен в эксплуатацию третий энергоблок на быстрых нейтронах корпусного типа с жидкометаллическим теплоносителем, который работает до настоящего времени (Колтик, 1997).

Мониторинг трития в Белоярском водохранилище был начат сотрудниками Отдела континентальной радиоэкологии Института экологии растений и животных УрО РАН в 1980 г., когда работали 1 и 2 энергоблоки АЭС (Чеботина, 1984; 1988 а; 1988 б; 1990; Куликов, 1984). Диссертант включился в работу и стал продолжать ее с 1996 г., когда первый и второй блоки были уже сняты с эксплуатации и работал только 3 энергоблок. Поскольку мониторинг трития в водоеме-охладителе представлял собой непрерывный процесс, при изложении диссертационного материала будет проводиться сравнение вновь полученных данных с теми результатами, которые получены ранее.

Заключение диссертации по теме «Экология», Николин, Олег Анатольевич

Выводы

1. Для выявления вклада локальных источников в загрязнение тритием водных сред экспериментально установлен уровень техногенного фона по этому радионуклиду для относительно «чистой» территории на севере Свердловской области 5 Бк/л, который согласуется с литературными данными.

2. Многолетний мониторинг трития в воде различных зон Белоярского водохранилища — водоема-охладителя Белоярской АЭС — показал, что в подавляющем большинстве случаев концентрация радионуклида была выше уровня техногенного фона. В районе плотины, на сбросе воды в р. Пышму, в среднем она была достоверно выше, чем в верховье водоема (соответственно 28 и 11 Бк/л). В районе Биофизической станции средняя концентрация трития в воде варьировала вокруг величины 14 Бк/л, а в районе сброса подогретых вод (Теплый залив) составляла ~ 19 Бк/л. Эти показатели соответственно в 3 и 4 раза превышали уровень техногенного фона. Установлены основные пути поступления трития в водоем-охладитель. Таковыми являются промливневый и обводной каналы.

3. Мониторинг трития в воде Ольховской болотно-речной экосистемы в период исследований позволил установить пределы варьирования концентраций радионуклида в экосистеме (20-1300 Бк/л при среднем значении 330 Бк/л). Зарегистрированы пиковые сбросы радионуклида в болото в отдельные периоды наблюдений, что свидетельствует о неравномерности поступления трития в исследуемую водную экосистему в результате работы БАЭС. Установлено, что после изменения технологического режима сбросов в Ольховское болото концентрация трития в воде заметно снизилась. К настоящему времени значительная часть болота практически очистилась от радионуклида: на основной его части содержание радионуклида в воде лишь в несколько раз превышает уровень техногенного фона.

4. Концентрация трития в воде р. Пышмы ниже места впадения воды из Ольховского болота с 1990 по 2001 гг. снизилась в среднем с 42 до 13 Бк/л. В отдельные периоды наблюдений в реке регистрировались пиковые сбросы радионуклида, связанные с нештатными ситуациями на АЭС и, возможно, СФНИКИЭТ. Они носят временный характер и не влияют на ситуацию в целом, однако они свидетельствуют о необходимости контроля за этой рекой. Концентрации трития в реках Тура и Ница близки к уровню техногенного фона (Тура - 2-12 Бк/л, Ница - 3-7 Бк/л).

5. Экспериментально установлено, что наряду с жидкими стоками тритий поступает от БАЭС в окружающую среду с воздушными выбросами. На примере Биофизической станции показано, что ввиду исключительной подвижности этого радионуклида он может проникать из окружающей воздушной среды внутрь зданий, загрязняя находящиеся там водные среды.

6. Концентрация трития в дождевой воде в районе Белоярской АЭС и близкорасположенных территориях существенно выше, чем в контрольном районе с относительно чистой по радиационному фактору природной средой.

7. Снежный покров в районе БАЭС характеризуется относительно нестабильными показателями, которые варьируют от года к году в несколько раз. В некоторых временных точках зарегистрированы повышенные концентрации трития в снежных выпадениях, превышающие средние показатели в 10-100 раз. Практически все пробы снега в районе БАЭС по содержанию исследуемого радионуклида оказались выше уровня техногенного фона, характерного для контрольного региона.

8. Отмечена положительная динамика концентраций трития в воде оз. Худыш. В период с 1988 по 2002 гг. содержание радионуклида снизилось с 950 до 30 Бк/л. Последнее связано с проведением технологических мероприятий по ремонту трубопровода, отводящего слаборадиоактивные стоки в Ольховское болото.

9. Произведена оценка современных уровней содержания трития в 34-х водоемах, расположенных вокруг Производственного объединения «Маяк». Концентрация радионуклида в них варьировала от 7 до 113 Бк/л при среднем значении 16 Бк/л. Прослежено четкое уменьшение содержания трития в воде исследуемых озер по мере удаления от ПО «Маяк».

10. Оценены современные уровни концентраций трития в снежном покрове вокруг ПО «Маяк», которые варьируют в пределах от 6 до 262 Бк/л снеговой воды. Наиболее высокие показатели зарегистрированы в непосредственной близости от предприятия.

11. Проведена оценка современного уровня содержания трития в питьевых водах городов Екатеринбурга, Заречного, Озерска. Концентрация радионуклида для них составила соответственно 11, 18 и 37 Бк/л. Оценены дозы облучения жителей указанных городов за счет употребления питьевой воды. Индивидуальные дозы облучения составили соответственно 0,38, 0,63 и 1,21 мкЗв/год, а коллективные дозы - соответственно 0,5, 0,017 и 0,1 чел-Зв/год.

12. В целом, проведенное исследование показало, что значительная часть территории Уральского региона, особенно примыкающая к Белоярской АЭС и ПО «Маяк», характеризуется повышенными уровнями содержания трития в воде по сравнению с уровнем техногенного фона. Учитывая, что уровень глобального фона для этого радионуклида составляет 1 Бк/л, можно считать, что практически весь тритий в исследуемом регионе, в том числе и на контрольных территориях, имеет антропогенное происхождение.

Заключение

Диссертационная работа посвящена изучению миграции в природных водных экосистемах трития - радиоактивного изотопа водорода, который относится к числу наиболее распространенных в природе радиоактивных водных мигрантов. Будучи /^-излучателем, он включается во все структуры организма и поэтому является важным дозообразующим радионуклидом.

Уровень природного фона трития в воде составляет 1 Бк/л, а техногенного фона этого радионуклида ~ 5 Бк/л. Допустимые концентрации этого радиоуклида различны для разных стран мира и варьируют от 20 до 7700 Бк/л. Последнее значение допустимого предела установлено для нашей страны в 1999 г., до этого периода соответствующий показатель допустимого предела был значительно выше.

На территории Уральского региона располагаются и функционируют два крупных предприятия ядерно-топливного цикла, которые являются источниками загрязнения тритием окружающей природной среды. Это -Белоярская АЭС им. И.В. Курчатова в Свердловской области и Производственное объединение «Маяк» в Челябинской области.

На Белоярской АЭС в настоящее время находится в эксплуатации один (3-й) энергоблок, но в перспективе планируется строительство и пуск 4-го энергоблока. Кроме того, в непосредственной близости от БАЭС функционирует экспериментальный реактор в Свердловском филиале научно-исследовательского и конструкторского института энерготехники (СФНИКИЭТ).

Мониторинг трития в водоеме-охладителе Белоярской АЭС, проводился в постоянных точках наблюдений, охватывающих акваторию всего водоема, а также сбросных каналов, по которым в него поступают стоки станции. Мониторинг позволил выявить уровни загрязнения воды тритием, превышающие уровень техногенного фона, во всех точках наблюдений, включая верховье водоема. При этом концентрация радионуклида варьировала в районе верховья, расположенного на расстоянии 15 км вверх по течению, от уровня техногенного фона до 60-70 Бк/л. В остальных точках наблюдений она была достоверно выше, чем в верховье, что свидетельствует о вкладе Белоярской АЭС в загрязнение тритием экосистемы водоема-охладителя.

Анализ ранее полученных в лаборатории данных и сопоставление их с нашими результатами позволил отметить тенденцию к снижению концентрации трития в воде Белоярского водохранилища во времени. Особенно четко она проявилась после вывода из эксплуатации 2-го энергоблока (1989 г.), когда содержание радионуклида в воде водоема снизилось примерно в 2 раза.

Основными водными путями поступления трития в Белоярское водохранилище являются промливневый и обводной каналы. Первый из них принимает стоки с территории БАЭС и от соседнего предприятия СФНИКИЭТ; обводной канал дренирует территорию, прилегающую к БАЭС, котельной, водоочистным сооружениям. Концентрация трития в воде указанных водотоков варьировала от уровня техногенного фона до нескольких тысяч Бк/л. После вывода из эксплуатации 2-го энергоблока содержание радионуклида в воде каналов заметно снизилось. В настоящее время, несмотря на проводимые на БАЭС мероприятия по снижению поступления трития в водоем, не исключаются отдельные случаи залповых поступлений радиоизотопа. Так как Белоярское водохранилище широко используется в народно-хозяйственных целях (зона отдыха населения, для рыборазведения и т.д.) - необходим тщательный контроль за сбросами трития в водоем.

Концентрация трития в воде Ольховской болотно-речной экосистемы в первые 35 лет после пуска БАЭС в целом была относительно высокой и варьировала в среднем в пределах 500-10000 единиц (Чеботина, 2005). После вывода из эксплуатации второго энергоблока она заметно снизилась. Следует иметь ввиду, что вода открытых водоемов, содержащая повышенные количества трития, в жаркое время года легко испаряется и загрязняет воздушное пространство окружающих территорий. Водяные пары легко переносятся ветром на смежные территории, создавая тем самым очаги повышенного трнтневого загрязнения. Несмотря на то, что в последние годы концентрация трития в болотной экосистеме снизилась, проблема тритиевого загрязнения не исчезла, особенно если иметь ввиду предстоящее строительство и пуск 4-го энергоблока.

После изменения технологического режима сбросов БАЭС в Ольховское болото наблюдалось дальнейшее снижение содержания радионуклида в болотно-речной экосистеме. Картирование болота позволило оценить современные уровни загрязнения тритием всей его территории. Установлено, что к настоящему времени значительная часть болота практически очистилась от радионуклида. Об этом свидетельствует тот факт, что концентрация трития в свободной воде по периферии и в конце болота на основной части его территории теперь лишь в несколько раз превышает уровень техногенного фона. Изменение технологического режима сбросов в Ольховское болото следует рассматривать как весьма положительную меру, направленную на очистку от радиоактивных загрязнений территории, которая представляла собой склад радиоактивных отходов.

Река Пышма, принимающая на себя содержащие радионуклид стоки из Белоярского водохранилища и Ольховской болотно-речной экосистемы, несет в себе тритий в концентрациях, в несколько (от 2 до 20) раз превышающих уровень техногенного фона. В целом, наблюдается постепенное снижение концентрации радионуклида в воде этой реки, однако периодически наблюдаются всплески повышенных концентраций трития вниз по течению реки. Последнее говорит о необходимости контроля за этим участком реки.

Мониторинг трития в воде оз. Худыш, располагающемся недалеко от Белоярской АЭС, позволил зарегистрировать повышенные концентрации радионуклида начиная с 1988 г. (около 1000 Бк/л). В последующий период времени, после проведения БАЭС соответствующих технологических мероприятий по ремонту трубопровода, отводящего слаборадиоактивные стоки в Ольховское болото, а также в связи с остановкой второго энергоблока содержание трития в озере стало снижаться. В настоящее время содержание радионуклида в воде озера примерно в шесть раз превышает уровень техногенного фона.

Экспериментально установлено, что наряду с водными системами в районе расположения Белоярской АЭС тритий загрязняет воздушную среду, в результате чего вода дождевых и снеговых осадков содержит радионуклид в концентрациях, иногда существенно превышающих уровень техногенного фона. Аналогичная ситуация наблюдается в отношении питьевых вод в районе БАЭС (колодцы, скважины, родники, централизованное водоснабжение).

Концентрация трития в водоемах района ПО «Маяк» уменьшается в зависимости от расстояния от предприятия. Последнее указывает на ПО «Маяк» как источник загрязнения радионуклидом водных экосистем. В 20-25 км зоне вокруг предприятия концентрация трития в водоемах в среднем в 4-10 раз превышает уровень техногенного фона, на более дальнем расстоянии уровень загрязнения превышает этот показатель в 2-3 раза. Отмечена положительная тенденция снижения содержания радионуклида в воде исследованных водоемов в 2001-2002 гг. по сравнению с периодом 1982 и 1986 гг. (соответственно в 8 и 6 раз). Последнее говорит о том, что данная территория постепенно очищается от трития за счет снижения его поступления в окружающую среду и процесса радиоактивного распада.

Концентрация трития в снежном покрове вокруг указанного выше предприятия также зависит от расстояния. Наиболее высокие показатели содержания радионуклида обнаружены в непосредственной близости от предприятия (до 260 Бк/л). На расстоянии 30-45 км концентрация трития в снеговой воде составляет в среднем 26 Бк/л, что примерно в 5 раз превышает уровень техногенного фона.

Реки, подверженные в той или иной степени воздействию стоков с предприятий ЯТЦ (Теча, Исеть, Миасс), несут в себе воду, содержащую тритий в количествах, превышающих в несколько раз уровень техногенного фона. Наиболее загрязненной оказалась р. Теча, в которую поступают воды из водоемов-отстойников ПО «Маяк».

В процессе выполнения работы нами было оценено качество питьевой воды по уровню содержания в ней трития для трех больших групп населения, проживающих в гг. Екатеринбург, Заречный, Озерск. Средние концентрации радионуклида в питьевой воде составляли для жителей г. Екатеринбурга 10 Бк/л, г. Заречного — 18 Бк/л, г. Озерска — 34,5 Бк/л. Индивидуальные дозы облучения для жителей указанных городов составили соответственно 0,38 , 0,63 и 1,2 мкЗв/год, а коллективные дозы — соответственно 0,5 , 0,017 и 0,1 чел-Зв/год.

В целом, наши исследования показали, что значительная часть Уральского региона, особенно примыкающая к Белоярской АЭС и ПО «Маяк», характеризуется повышенными уровнями содержания трития в воде по сравнению с уровнем техногенного фона, характерного для контрольных территорий. Учитывая то обстоятельство, что уровень глобального фона для этого радионуклида составляет 1 Бк/л, можно считать, что практически весь тритий в исследуемом регионе, в том числе и на контрольных территориях, имеет антропогенное происхождение. Поскольку очевидно, что предприятия ядерно-топливного цикла являются основными загрязнителями природной среды тритием, следует рекомендовать эксплуатирующим организациям разрабатывать и сооружать технологические узлы для задержания и локализации этого радионуклида в районах размещения подобных предприятий.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Николин, Олег Анатольевич, 2008 год

1. Алексахин P.M. Состояние и задачи лесной радиоэкологии / Алексахин P.M., Тихомиров Ф.Ф., Куликов Н.В. // Экология. 1970. № 1. С. 27-39.

2. Алексахин P.M. Ядерная энергия в биосфере / Алексахин P.M. М., Энергоиздат, 1982.

3. Бейли Н. Статистические методы в биологии / Бейли Н. М.:Сов. наука. 1959. 270 с.

4. Баданова К.А. Влияние тяжелой воды на растения / Баданова К.А. // Физиология растений. 1956. Т. 3. Вып. 1. С. 43.

5. Бескрестнов Н.В. Опыт организации дозиметрического контроля за водоемом-охладителем АЭС / Бескрестнов Н.В., Фатькин А.Г., Колтик И.И. // Проблемы радиоэкологии водоемовохладителей атомных электростанций. Свердловск, 1978. С. 61.

6. Богданов К.М. Определение общей активности трития в живом организме / Богданов К.М. //Медицинская радиология. 1975. № 1. С. 89.

7. Богданов К.М. Биофизические закономерности обмена тритиевой воды в организме / Богданов К.М., Романовская JI.JI. М., Энергоатомиздат, 1981.

8. Булдаков JI.A. Радиоактивные вещества и человек / Булдаков JI.A. М.:Энергоатомиздат, 1990. 158 с.

9. Верховская И.Н. Задачи, методы и перспективы радиоэкологических исследований в различных биоценозах / Верховская И.Н. // Методы радиоэкологических исследований. М., 1971.С. 3-15.

10. Виноградов А.П. Современное состояние трития в природных водах / Виноградов А.П., Девирц А.Л., Добкина Э.И. // Геохимия. 1968. № 10. С. 1147.

11. Григорьева Л.И. Оценка степени загрязнения тритием поверхностных водоемов и некоторых источников питьевой воды в районе Южно-Украинской АЭС / Григорьева Л.И., Томилин Ю.А. // Укр. Радиол. Ж., 1999. № 4. С. 433-437.

12. Гудков Д.И. Тритий в воде Днепра и его водохранилищ / Гудков Д.И. // Гидробиол. ж. 1995. №3. Т. 31. С. 95-102.

13. Гудков Д.И. Динамика содержания трития в пойменных водоемах р. Припять и пруде-охладителе Чернобыльской АЭС / Гудков Д.И. // Радиационная биология. Радиоэкология. 1999. №6. Т. 39. С. 605-608.

14. Дерпгольц В.Ф. Мир воды / Дерпгольц В.Ф. Ленинград, Изд-во «Недра», 1979. С. 27.

15. Демин С.Н. Радиационно-гигиеническая оценка загрязнения внешней среды тритием и дозовые нагрузки на население в районе радиохимического предприятия / Демин С.Н., Телушкина Е.Л. // Бюллетень радиохимической медицины. 1987. № 1. С. 23-28.

16. Демин С.Н. Тритиевая проблема гигиенические аспекты / Демин С.Н. // Тритий - это опасно. Челябинск, 2001. С. 13-21.

17. Дюсе Г. Поглощение воды отрезанными корнями / Дюсе Г., Вандеваль Г. // Физиология растений. 1960. № 7. С. 407.

18. Егоров Ю.А. Еще раз о тритии, образующемся при работе АЭС, и его переносе в окружающей АЭС среде / Егоров Ю.А. // Экология регионов атомных станций. М.:АЭП. 1996. С. 237-250.

19. Жигаловская Т.Н. Тритий в реках умеренных широт северного полушария // Жигаловская Т.Н., Колосков И.А. и др. Тр. Ин-та экспериментальной метеорологии Гл. упр. Гидрометслужбы при Сов. Мин. СССР. 1976. Вып. 4. (56). С. 21.

20. Журавлев В.Ф. Органически связанный тритий / Журавлев В.Ф. // Мед. радиология. 1981. № 6. Вып. 26. С. 67.

21. Иваницкая М.В. Источники поступления трития в окружающую среду / Иваницкая М.В., Малофеева А.И. // Тритий это опасно. Челябинск, 2001. С. 22-29.

22. Изучение содержания трития в водных объектах и приземной атмосфере в районе Калининской АЭС / Дельвин Н.Н., Иванов А.Б., Крылов В.А., Носов А.В. // Экология регионов атомных станций. 1996. Вып. 5. С. 264-265.

23. Итоги изучения и опыт ликвидации последствий аварийного загрязнения территории продуктами деления урана. М., Энергоатомиздат, 1990. 143 с.

24. К проблеме нормирования радиоактивного загрязнения водных экосистем в зоне АЭС / Кононович А.Л. Молчанова И.В., Трапезников А.В., Караваева Е.Н., Куликов Н.В. // Экология. 1988. № 4. С. 29-34.

25. Колтик И.И. Разработка методических основ оценки радиационного состояния внешней среды в районе расположения атомной станции (на примере Белоярской АЭС) / Колтик И.И. // Автореф. канд. дисс. Екатеринбург, 1997. 24 с.

26. Корнберг X. Пищевые цепи в пресных водах / Корнберг X., Девис Д. // Радиоактивность и пища человека. М. 1971. С. 272-297.

27. Кузин A.M. Охрана природы и некоторые вопросы радиоактивно-экологических связей / Кузин A.M., Передельский А.А. // Охрана природы и заповедного дела в СССР. М., 1956. Бюл. 1. С. 65-78.

28. Куликов Н.В. Радиоэкология пресноводных растений и животных / Куликов Н.В. // Радиоактивность и пища человека. М., 1971. С. 367-384.

29. Куликов Н.В. Тритий в воде болотно-речной экосистемы / Куликов Н.В., Реч Т.А., Чеботина М.Я. // Экология. 1984. № 4. С. 85-86.

30. Куликов Н.В. Континентальная радиоэкология / Куликов Н.В., Молчанова И.В. // М.: Наука. 1975. 183 с.

31. Исследование выноса трития водотоками с территории Красноярского ГХК / Носов А.В., Мартынова A.M., Шибанов В.Ф. и др. // Атомная энергия. Т. 90. Вып. 1. С. 77-80.

32. Козлов Ф.А. Влияние технологических параметров на перенос трития а АЭС с реакторами на быстрых нейтронах с натриевым теплоносителем / Козлов Ф.А., Алексеев

33. B.А. // Атомная энергия. 1990. Т. 68. Вып. 2. С. 94-98.

34. Куликов Н.В. Радиоэкология пресноводных экосистем / Куликов Н.В., Чеботина М.Я. // Свердловск, 1988. 126 с.

35. Ларин В. Тритиевая проблема на комбинате МАЯК / Ларин В. // Энергия. 2002. № 6. С. 44-49.

36. Ленский Л.А. Тритий во влагосодержащих системах / Ленский Л.А. // М.: Энергоиздат, 1981. 77 с.

37. Моисеев А.А. Справочник по дозиметрии и радиационной гигиене / Моисеев А.А., Иванов В.И. // М., Атомиздат, 1974. С. 336.

38. Мокров Ю.Г. Реконструкция и прогноз радиоактивного загрязнения реки Теча. Часть 1. / Мокров Ю.Г. // Библиотека журнала «Вопросы радиационной безопасности», № 2. Озерск, 2002. 173 с.

39. Мокров Ю.Г. Реконструкция и прогноз радиоактивного загрязнения реки Теча. Часть 2 / Мокров Ю.Г. // Библиотека журнала «Вопросы радиационной безопасности», № 2. Озерск, 2002. 142 с.

40. Молчанова И.В. Некоторые итоги радиоэкологического изучения природных экосистем в районе Белоярской АЭС / Молчанова И.В., Караваева Е.Н., Куликов Н.В. //Экология. 1985. № 5. С. 30-34.

41. Нифонтова М.Г. 90Sr и 137Cs в торфяных отложениях низинного болота в зоне влияния Белоярской АЭС / Нифонтова М.Г., Маковский В.И., Куликов Н.В. // Экология. 1986. № 3.1. C. 30-35.

42. Нормы радиационной безопасности НРБ-76. М.: Атомиздат, 1978. 55 с.

43. Нормы радиационной безопасности НРБ-76/87 и Основные санитарные правила ОСП-72/87. М.: Энергоиздат, 1988. 159 с.

44. Нормы радиационной безопасности НРБ-96. Гигиенические нормативы ГН 2.6.1.054-96. М., Госкомсанэпиднадзор России, 1996. 126 с.

45. Нормы радиационной безопасности НРБ-99. 1999. 115 с.

46. Окись трития / Под ред. Ю.И. Москалева. 1968.

47. Об экранирующем эффекте континетов, определяющем изотопный состав атмосферной влаги / Сойфер В.Н., Романов В.В., Гасилина Н.Н., Рослый Н.Н. // Докл. АН СССР. 1971. № 1. Т. 201. С. 78.

48. Поликарпов Г.Г. Радиоэкология морских организмов / Поликарпов Г.Г. Киев: Наук. Думка, 1964. 295 с.

49. Плохинский Н.А. Биометрия. Новосибирск / Плохинский Н.А. Изд-во Сиб. отделения АН СССР, 1961. 370 с.

50. Правила работы с радиоактивными веществами и другими источниками ионизирующих излучений. М., Наука, 1984. 300 с.

51. Природные изотопы как индикаторы глобальных и региональных процессов движения воды на Земле / Ферронский В.И., Брезгунов B.C., Онуфриев В.Г., Романов B.B., Купцов В.М. //Вод. Ресурсы. 1975. № 6. С. 3-29.

52. Радиотоксины, их природа и роль в биологическом действии радиации высокой энергии. М., Атомиздат, 1966.

53. Распределение 90Sr и 137Cs по компонентам болотно-речной экосистемы / Молчанова И.В., Караваева Е.Н., Чеботина М.Я., Куликов Н.В. // Экология. 1982. № 2. С. 45-49.

54. Радиоэкологическая оценка состояния Ольховского болота / Кононович A.JL, Луппов В.А., Маковский В.И. и др. // Влияние Ольховского болота на экологическое состояние района расположения Белоярской АЭС. Екатеринбург, 1991. С. 25-36.

55. Радиоактивные беды Урала / В.И. Уткин, М.Я. Чеботина, А.В. Евстигнеев, А.А. Екидин, Е.Н. Рыбаков, А.В. Трапезников, В.А. Щапов, А.К. Юрков. Екатеринбург, 2000. 91 с.

56. Рачинский В.В. Изотопные эффекты при сорбции почвами меченой тритием воды / Рачинский В.В., Ленский Л.А. // Изв. ТСХА. № 1. 1965 а.

57. Рачинский В.В. Изотопный обмен водорода в почвах в статических и динамических условиях / Рачинский В.В., Ленский Л.А. // Изв. ТСХА. 1965 б. № 3.

58. Рачинский В.В. Исследование взаимодействия меченой тритием воды с почвами. Сообщение 2 / Рачинский В.В., Ленский Л.А. // Изв. ТСХА. 1965 в. Вып. 3. С. 218.

59. Санитарные правила работы с радиоактивными веществами и источниками ионизирующих излучений (№ 333-60), М., Госиздат, 1960. 118 с.

60. Сбросы и выбросы трития ВВЭР-1000 5-го блока Нововоронежской АЭС / Бабенко А.Г., Мехедов Б.Н., Подпоринова JI.E. Попов С.В., Шалин А.И. // Атомная энергия. 1990. Т. 68. Вып. 4. С. 285-287.

61. Стрелков Р.Б. Метод вычисления стандартной ошибки и доверительных интервалов средних арифметических величин с помощью таблицы / Стрелков Р.Б. Сухуми: Алашара, 1966. 15 с.

62. Стыро Д.Б. Объемная активность трития в водах Балтийского моря в 1987-1989 гг. / Стыро Д.Б., Коротков В.П. // Атомная энергия. 1994. Т. 76. Вып. 5. С. 441-443.

63. Сыроватко В.А. О накоплении трития растениями / Сыроватко В.А., Антоненко Т.М. // Радиоактивные изотопы в почвенных и пресноводных системах. Свердловск, 1981. С. 35.

64. Тетчер JI. Тенденции в глобальном распределении трития начиная с 1961 г. / Тетчер JL, Пейн Б., Камерон Дж. // Радиоактивные выпадения от ядерных взрывов. Перевод с англ. Под ред. Ю.А. Израэля. М., Мир, 1968. С. 284.

65. Тритий в атмосферных осадках, реках и морях, омывающих территорию Советского Союза / Вакуловский С.М., Воронцов А.И., Катрич А.И. и др. // Атомная энергия. 1978. Т. 44. Вып. 5. С. 432.

66. Тритий в регионе Белоярской АЭС на Урале / Куликов Н.В., Реч Т.А., Трапезников А.В., Чеботина М.Я. // Экология регионов атомных станций. М., 1996 . Вып. 5. С. 251-263.

67. Усачев В.Д. Тритий в промышленных водоемах ПО «МАЯК» / Усачев В.Д. // Тритий -это опасно. Челябинск, 2001. С. 41-56.

68. Чеботина М.Я. Планктон и его роль в миграции радионуклидов в водоеме-охладителе АЭС / Чеботина М.Я., Гусева В.П., Трапезников А.В. // Екатеринбург: УрО РАН, 2002. 170 с.

69. Чеботина М.Я. Экспериментальное изучение поведения трития в системе вода-грунт / Чеботина М.Я., Реч Т.А., Лисовских В.Г. // Радиоэкологические исследования в зоне АЭС. Свердловск: УрО РАН, 1988. С. 57-59.

70. Чеботина М.Я. Тритий в донных отложениях болотно-речной экосистемы / Чеботина М.Я., Реч Т.А., Куликов Н.В. // Радиоэкологические исследования в зоне АЭС. Свердловск, 1988. С. 57-59.

71. Чеботина М.Я. Тритий в воде и снежном покрове в зоне Белоярской атомной станции / Чеботина М.Я., Реч Т.А., Куликов Н.В. // Экология. 1984. № 3. С. 74-76.

72. Чеботина М.Я. Тритий в зоне Белоярской АЭС им. И.В. Курчатова / Чеботина М.Я., Реч Т.А., Куликов Н.В. // Экология. 1990. № 2. С. 34-39.

73. Чеботина М.Я. Радиоэкологические исследования Белоярского водохранилища / Чеботина М.Я., Трапезников А.В., Трапезникова В.Н., Куликов Н.В. // Свердловск: УрО АН СССР, 1992. 76 с.

74. Чеботина М.Я. Радиоэкологические исследования трития в Уральском регионе / Чеботина М.Я., Николин О.А. // Екатеринбург: УрО РАН, 2005. 87 с.

75. Чиркова В.Г. О методах концентрирования при измерении трития в природных водах // Тр. ин-та эксперим. метеорологии / Чиркова В.Г. 1947. Вып. 3(42). С. 105.

76. Щтуккенберг Ю.М. Применение трития в биологических исследованиях / Щтуккенберг Ю.М. М., 1960.

77. Эванс Э. Тритий и его соединения / Эванс Э. Пер. с англ. Атомиздат, 1970.

78. Ярушина М.И. Видовой состав и экологическая характеристика водорослей водоема-охладителя Белоярской АЭС / Ярушина М.И., Гусева В.П., Чеботина М.Я. // Экология. 2003. № 1. С. 23-29.

79. Adams L.W. Tritium behavior in aquatic plants and animals in a freshwater ecosystems / Adams L.W., Peterle T.J., White G.C. // Behavior of tritium in the environment. IAEA, Vienna, 1979. P. 231.

80. Effect of heavy water on the germination of number of species of seeds / Blake M.I., Crane F.A., Uphous R.H., Katz J.J. // Planta. 1968. V. 78. P. 35.

81. Bogen D.C. Fallout tritium destribution in the environment / Bogen D.C., Welford G.A. // Health Physics. 1976. V. 30. P. 203.

82. Butler H.L. Observation of biological half-life of tritium / Butler H.L., Seroy J.H. // Health Physics. 1965. V. 11. P. 283.

83. Canadian Drink Water Standarts, Tue, 5 Nov. 1996.

84. Data Base for Tritium Level around a Chronic Source / Galeriu Dan., Paunescu N., Mocanu N., Melintescu A. A // Report WP3 IDRANAP 58-03/2003.

85. Garbinsky L. Vyuzitie monitorov radoiaktivity v zivotnom prostredi / Garbinsky L., Psenicka L. // Zb. 4-Vcd. Konf. SVST:Tvorba a jchr. Zivot. Prostred., Bratislava, 1979. Zvaz. 1. Bratislava, 1979. P. 260.

86. Garland J.A. Incorporation of tritium in grain plants / Garland J.A., Ameen M. // Healts Phys. 1979. V. 36. Garston A.L. Tritium in the environment / Garston A.L. // Adv. Radiat. Biol. 1979. № 1.1. V. 8. P. 419.

87. Cohen L.K. Environmental tritium studies at a PWR power plant / Cohen L.K., Kneip T.J. // Tritium (Moghissi A.A., Carter M.W., Eds.). Messenger Graphics, 1973. P. 632.

88. The effect of deuterium replacement on seed development: Influence of excedes embrios / Grane F.A., Blake M.I., Uphous R.A. and Katz J.J. // J. Bot., 1969. V. 47. P. 1465.

89. Drinking Water Radionuclide Contamination. Florida, Departament Protection. 2003.

90. Drinking Water Inspectorate / Annual Report of Department rof Environment, Dood and Rural, Affains (DEFRA), 2000.

91. Elwood J.W. Tritium behavior in fish from a chronically contaminated lake / Elwood J.W. // Radionuclides in ecosystems (Nelson D.J., Ed.). National Technical Information Service, Springfield, 1971. P. 435.

92. Environmental isotopic data: world survey of isotope concentrations in precipitation. № 1 (1953-1963); № 2 (1964-1965); № 3 (1966-1967); № 4 (1968-1969). IAEA, Vienna, 1969, 1970, 1971,1973.

93. Farlane M.C. Tritium fractionation in plants / Farlane M.C. // Environ. Exp. 1976. V. 16. P. 9.

94. Farlane M.C. Tritium in plants / Farlane M.C., Beckert W.F., Brown K.W. // J. Environ. Qual. 1979. V. 8. P. 269.

95. Jones W.M. Vapor pressures of tritium oxide and deuterium oxide. Interpretation of isotope effect / Jones W.M. // J. Chem. Phys. 1968. V. 48. P. 207.

96. Future Tritium Monitoring around Nuclear Power Plant / Hayakava H., Matsura H., Jgarashi S. and Tokuyama H. // Fukiu Pref. Environmental Radiation Research & Monitoring Center, Hamare-cho, 39-4, Fukiu 910-825, Japan, 2004.

97. Hanf R.W. Radiological superveillance of Handford Site Drinking water / Hanf R.W. Kelly L.M. // Annual Environmental Report. 2001. Report № 4.3.

98. Hardeman J. A. Whole note about Central Savannah River Area sampling results / Hardeman J.A. // Radiation monitoring in Georgia. March 2004. P. 4.

99. Annales de Г Association beige de Radioprotection / Kirchmann R., Piron C., Meurice M. et al. // 1977. V. 2,3. P. 163.

100. Kolb N. Radionuclide concentrations in ground level air from 1971 to 1973 in Brunswick and Tromso / Kolb N. // Physical-Technische Budesanst talt report PTB-Ra-4. Brunschweig, 1974, September. 1974.

101. Responses to Questions Submitted to Berkeley Lab at the November 12.2004. Berkeley City Council Meeting., 2004. 40 p.

102. Kotzer T. Dosimetric Implications of Atmospheric Dispersal of Tritium near a Heavy-water Research Reactor Facility / Kotzer T. and Trivedi A. // Radiation Protection Dosimetry. 2001. V. 93. P. 61-66.

103. Miyake Y. Seasonal variation of tritium fractionation and 90Sr fallout on the Earth / Miyake Y., Saruhashi K., Brown K.W. // Radiat. Res. 1980. V. 21. P. 68.

104. Miettinen J.K. Transfer and uptake mechanism of tritium in soil / Miettinen J.K. Behavior of tritium in the Environment. IAEA, Vienna, 1979. P. 339.

105. Moghissi A.A. Background infosmation for the dewelopment of a standart for tritium in drinking water / Moghissi A.A., Cothern C.R. // Radiation Protection Dosimetry. 1986. Report 16. P. 175-179.

106. Phillips J. Sources of Tritium / Phillips J., Easterly C. // Nucl. Safety. 1981. № 5. y. 22. P. 612-626.

107. Pinson E.A. The body absorption, distribution and excretion of tritium in man and animals / Pinson E.A. // USAEC Report LA-1218, Los Alamos Scientific Laboratory, Mar. 12. 1951.

108. Pilmer D.F. Comprasion of predicted and measured radoinuclide concentrations in marine animals near an operating PWR / Pilmer D.F., Denovan J.T. //Trans Amer. Nucl. Soc., 1972. № 1. V. 17. P29.

109. Reference values for radioactivity concentration in drinking water European Unition // Council Directive 98/83/ES of 3 November 1998 on the quality of water intended for human consumption. Official Journal L 330 (05/13/98), 1998.

110. Responses to Questions Submitted to Berkeley Lab at the November 12, 2004. Rerkeley City Council Meeting. 2004. 40 p.

111. Siri W. Tritium exchange in biological systems / Siri W., Evers J. / Tritium exchange in biological systems // Tritium in hhisical and biological Sciences. Hroc. Symp. Vienna, 1961. IAEA, V. 2. 1962. P. 71.

112. Skauen D.M. The effects of tritium oxide on aquatic organisms / Skauen D.M. // Summary and Progress Rept. TID-18499, 1963. P. 10.

113. Skauen D.M. The effects of tritium oxide on aquatic organisms / Skauen D.M. Final Rept. NYO-3039-1. 1964. P. 16.

114. Seven Ontario Hydro CANDU Reactors to shut down / Nuclear Awareness Project, Ontario, Canada L9P 1M6. 1.04.2004.

115. Schell W.R. World distribution of environmental tritium / Schell W.R., Gauzay G., Payne W.R. // Phys. Behav. Radioactive Contaminated Atmos., Vienna, 1974. P. 375. Discuss., p. 396.

116. Strack S. Radioactive contamination of the marine environment. Uptake and distribution of 3H in Dunaliella bioculata / Strack S., Bonotto S., Kirchmann R. // Helgoland. Meeresuntersuch. 1980. № 1-4. V. 33. P. 153.

117. Comparative biokinetics of tritium in rats during contaminations ingestion of tritiated water and tritiated food (53) / Takeda H., Miyamoto K., Fuma S., Yanagisama K., Ishii N., KusodaN. // Annual Report 1999-2000. 2004. P. 1-3.

118. Tazima Y. Biological effects of tritium particularlarly of tritiated water / Tazima Y. // Radiat. Res. 1980. .№1.V. 21.P.3.

119. Thompson R.S. Studies of metabolic turnover with tritium as a tracer. П. Cross studies on the rat / Thompson R.S. // J. Biol. Chem. 1953. V. 200. P. 731.

120. Thompson R.S. Studies of metabolic turnover with tritium as a tracer. IV. / Thompson R.S. Metabolically inert lipide and protein fractions from the rat // J. Biol. Chem. 1954. V. 208. P. 883.

121. Washburg E.W. The isotopic fractionation of water by physiological processes / Washburg E.W., Smith E.R. // Science. 1934. V. 79. P. 188.

122. Weinberg A.M. The future of nuclear energy / Weinberg A.M. // Phys. Today. 1981. № 3. V. 34. P. 48, 56.

123. Weston R.E. Kinetic and equilibrium isotope effects of tritium substitution / Weston R.E. // Tritium (Moghissi A.A., Carter M.W., Eds.). CONF 710809, Messenger Graphics, Phoenix, AZ and Los Vegas. NV, 1973. P. 289.