6 Оценка вклада трития в формирование дозовых нагрузок на население от сбросов и выбросов аэс

Для идентификации возможных путей облучения человека рассматривается радиоактивное загрязнение среды его обитания путем выброса радионуклидов в атмосферу или сброса в поверхностные воды.

Радиоактивные вещества, выброшенные в атмосферу, распространяются в дальнейшем ветровым потоком от точки выброса на значительные расстояния, перемешиваясь и осаждаясь на подстилающую поверхность в соответствии с атмосферными процессами. Концентрация радиоактивной примеси в приземном слое воздуха является исходным параметром, определяющим ингаляционное поступление радионуклидов в организм человека и последующее внутреннее облучение, а также внешнее облучение человека от радиоактивного облака. Поверхностное радиоактивное загрязнение почвы и водных объектов является исходным звеном в дальнейшей цепочке путей облучения человека, - внешнего облучения от подстилающей поверхности, внутреннего облучения от прямого и вторичного (ресуспензия) загрязнения растительности, а также за счет корневого поступления радионуклидов в растения. Кроме того, радионуклиды могут поступать в пищевую цепочку в результате полива сельскохозяйственных угодий или личных огородов загрязненной водой (рис. 4а).

Радионуклиды могут поступать в реки и озера либо непосредственно от атмосферных выпадений, либо в результате их смыва с загрязненной почвы, либо от их прямого сброса в реки или озера. В любом случае водные объекты будут являться потенциальным источником как внешнего, так и внутреннего облучения человека. Внешнее облучение будет обусловлено радиоактивным загрязнением воды и берегов водоемов, а внутреннее облучение будет возникать за счет поступления радионуклидов в организм человека с питьевой водой и по водной пищевой цепочке. Доза внешнего облучения человека будет определяться концентрацией радионуклидов в воде. Доза внутреннего облучения определяется концентрацией радионуклидов и потребляемым количеством питьевой воды и продуктов водной пищевой цепочки (рис. 4б) [28].

Рисунок 4 – Схема процессов облучения человека при радиоактивном загрязнении окружающей среды атмосферным (а) или водным (б) путем

В условиях нормальной эксплуатации атомных электростанций (АЭС) радионуклиды (продукты деления и продукты активации) поступают в окружающую среду с газоаэрозольными выбросами через вентиляционную трубу и с жидкими сбросами в водоем-охладитель. Эти радионуклиды приводят к загрязнению окружающей среды, накапливаются в природных комплексах и, в конечном счете, формируют дозовые нагрузки на население, проживающее в районе размещения АЭС.

Поступление радионуклидов в окружающую среду регламентируется в соответствии с санитарными правилами проектирования и эксплуатации АЭС (СП АС-03 [29]), где установлены допустимые суточные выбросы и сбросы, при которых облучаемость населения не превышает выделенной на АЭС дозовой квоты. На практике дозовые нагрузки на население оказываются существенно меньше дозовой квоты. При этом непосредственное измерение чрезвычайно низких уровней полей доз облучения населения представляет довольно сложную техническую задачу. В этих условиях более надежные данные по облучаемости населения могут быть получены расчетным путем с использованием математических моделей распространения и накопления радионуклидов в окружающей среде.

Содержащиеся в газоаэрозольном выбросе АЭС радионуклиды перемещаются и рассеиваются в атмосфере за счет ветрового переноса и турбулентной диффузии, обусловленной наличием в атмосфере достаточно крупных вихрей, взаимодействующих между собой и с поверхностью земли. При истечении из вентиляционной трубы содержащего радионуклида воздуха приводит к формированию характерного конусообразного “факела”, аналогичного по структуре выбросам дымовых газов из высотных труб тепловых электростанций.

Фактические выбросы АЭС в атмосферу на протяжении нескольких лет не превышают 20-30 % от установленных значений допустимых выбросов. В основу установления допустимых выбросов положен принцип граничной оптимизации, рекомендованный МКРЗ (Публикация 60) и МАГАТЭ (руководства по безопасности № 77 и № WS-G-2.3). При этом, в соответствии с НРБ-99/2009 и ОСПОРБ-99/2010, значения допустимых выбросов установлены исходя из нижней границы оптимизации радиационной защиты населения, равной 10 мкЗв/год индивидуальной дозы.

Допустимые сбросы радионуклидов в открытые водоемы рассчитываются и утверждаются для каждой АЭС в соответствии со специальными методическими указаниями и их соблюдение гарантирует непревышение дозы облучения населения 10 мкЗв в год.

При установлении годовых допустимых выбросов (ДВ) радиоактивных газов и аэрозолей в атмосферу учитывается тот факт, что основной вклад (свыше 98%) в дозу облучения населения в режиме нормальной эксплуатации АЭС (кроме АС с ЭГП-6) вносят инертные радиоактивные газы (аргон, криптон, ксенон), ¹³¹I, ⁶⁰Co, ¹³⁴Cs, ¹³⁷Cs (²⁴Na –для реакторов на БН), а для АЭС с ЭГП-6 – инертные радиоактивные газы (в основном ⁴¹Ar). Нормирование и контроль активности других радионуклидов нецелесообразен ввиду их пренебрежимого вклада в дозу облучения.

Таким образом, вышесказанное объясняет, почему выбросы трития и углерода-14 в атмосферу не нормируют и почему нет необходимости контролировать мощность выброса этих радионуклидов с АЭС в атмосферу. Данное положение отражает существующий на сегодняшний день подход к оценке роли Н-3 и С-14 от АЭС. Так, например, в статье "Тритий в природно - техногенной среде "АЭС - окружающая среда" журнала "Региональная экология" N1-2,2002, с. 13 представлено мнение представителя ГФУП "Концерн "Роснергоатом" Егорова Ю.А.: «Тритий, образующийся при работе АЭС и частично поступающий за ее пределы с газообразными (в атмосферу) и жидкими (обычно в водоем-охладитель) отходами, не представляет радиационной опасности для человека (в том числе для индивидуумов из населения, проживающего вблизи АЭС, индивидуумов из критической группы населения), и потому сбросы и выбросы трития с АЭС в окружающую среду не нормируются практически ни одной страной, развивающей ядерную энергетику (кроме стран, применяющих на АЭС тяжеловодные реакторы)».

Иное мнение представлено в отчете Института прикладной экологии: Изучение радионуклидного состава радиационных сбросов и выбросов Калининской АЭС, а также возможного влияния на растительный покров в окрестности отдельных населенных пунктов" 1999г. (авторы Иванов А.Б.Носов А.В.).

Тритий по ряду причин занимает особое место в вопросах обеспечения радиационной безопасности АЭС.

Во-первых, содержание ³Н в жидких сбросах при нормальной работе АЭС намного превосходит по абсолютному значению содержание всех остальных радионуклидов, а в газообразных выбросах в окружающую среду количество ³Н уступает только количеству радиоактивных благородных газов (РБГ).

Во-вторых, в отличие от химически инертных РБГ, инкорпорированный тритий эффективно включается в состав биологической ткани, вызывая мутагенные нарушения, как за счет бета-излучения средней энергии 5,7 кэВ, так и за счет нарушения молекулярных связей, вызванных заменой изотопа водорода нейтральным гелием, образовавшимся в результате распада трития.

В-третьих, ³Н обладает большим периодом полураспада (12,26 лет) и вследствие этого является глобальным загрязнителем природных комплексов.

Образовавшийся на АЭС тритий, в отличие от других радионуклидов, поступает в окружающую среду, минуя очистные барьеры, с жидкими стоками в виде тритиевой воды и с газовыми выбросами.

Расчеты Иванова А.Б. и Носова А.В. показали, что суммарная доза, создаваемая тремя нуклидами (^134,137Cs и ³Н), при вкладе трития 30% составляет 0,03 мЗв/год (3 мбэр/год). При расширении Калининской АЭС (КАЭС) до 3-х блоков доза облучения приблизится к 0,04 мЗв/год и вклад ³Н составит не менее 50%. В этом случае, потребуются систематические наблюдения за содержанием ³Н в воде озер и р.Съежи, так как любое повышение активности ³Н в сбросных водах будет приводить к превышению установленных СП АЭС дозовых пределов (0,05 мЗв/год). Поэтому в выводах авторов отчета представлено: «Расчетный вклад трития в общую дозовую нагрузку на население от комплексного водопользования в настоящее время не превышает 30%. Расчеты показали, что при работе Калининской АЭС в штатном режиме доза облучения от трития составляет 20 мкЗв/год при установленных СП АЭС дозовых пределах 50 мкЗв/год. При расширении КАЭС и увеличении сбросов этого нуклида в озера необходим более жесткий контроль за содержанием трития в воде озер, питьевых источников и приземной атмосфере».

Следующее мнение представлено НИИ промышленной и морской медицины Минздрава РФ в отчете: "Экологическая безопасность.Радионуклиды в пространстве северо-западного региона России сайт: http://www.eco.nw.ru/lib/data/15/doc_1_1_.pdf. «Минуя очистные барьеры, образовавшийся на АЭС тритий поступает в окружающую среду (ОС) с жидкими сбросами в виде тритиевой воды и газообразными выбросами. Загрязнение тритием грунтовых вод имеет место практически при нормальной эксплуатации большинства российских АЭС. Наличие трития вокруг АЭС скоро станет главной головной болью. Тритий легко связывается протоплазмой живых клеток и тысячекратно накапливается в пищевых цепочках. Когда тритий распадается, он превращается в гелий и испускает сильное бета-излучение. Эта трансмутация особенно опасна для живых организмов, так как может поражать генетический аппарат клеток».

По аналогичным причинам С-14 также занимает важное место в вопросах обеспечения радиационной безопасности АЭС.

Углерод-14 является изотопом основного биогенного элемента. Биологическое действие его связывают не только с радиационными, но и трансмутационными эффектами, которые возникают при превращении атомов ¹⁴С в атомы ¹⁴N в результате бета-распада. Особую опасность эти процессы могут приобрести при включении радиоуглерсда в ДНК и РНК половых клеток, так как даже единичные акты его распада ведут к неустранимым организмом точковым мутациям.

Биологическую опасность ¹⁴С одним из первых отметил академик А.Д.Сахаров (1958), который обратил внимание на непороговые биологические эффекты радиации [17,18]. Он рассчитал, что при испытании мегатонной бомбы только от ¹⁴С будет 2200 жертв наследственных болезней, а также обратил внимание на возможное увеличение раковых заболеваний и лейкемии. Одной из главных причин запрета испытаний ядерного оружия в атмосфере был прогнозируемый рост смертности людей в связи с увеличением концентрации радиоуглерода в атмосфере и его поступление в организм человека по биологическим цепочкам. Допускаемый ныне предел годового поступления (ПГП) ¹⁴С с пищей согласно НРБ-99/2009 составляет 6,3·10⁵ Бк/год (20-тикратное превышение содержания радиоуглерода в пище по сравнению с его естественным уровнем концентрации в биосфере) существенно выше тех, которые принимались во внимание политиками при принятии решения о запрете ядерных испытаний. Таким образом, существует мнение о необходимости ужесточения НРБ-99/2009 в части радикального снижения допустимого уровня поступления радиоуглерода с пищей.

Радиоуглерод, окисленный в стратосфере до ¹⁴СО₂, проникает в тропосферу и в результате перемешивания воздушных масс беспрепятственно распространяется по всему земному шару, включаясь в природный круговорот углерода. На земле за счет фотосинтеза ¹⁴С накапливается в растениях, а затем по пищевым цепочкам поступает животным и человеку. Участвуя в обменных процессах вместе со стабильным углеродом, ¹⁴С проникает во все органы, ткани и молекулярные структуры живых организмов [13].

В то же время, биологическая эффективность ¹⁴С и ³Н по сравнению с другими радиоэлементами иная, т. к. из ряда естественных нуклидов только углерод и тритий входят непосредственно в генетические структуры живых организмов. В отдельных случаях инкорпорированный радиоактивный углерод может быть в 9-25 раз более эффективным по критерию хромосомных нарушений, чем внешнее воздействие γ-излучения; мутагенный эффект от внутреннего облучения инкорпорированным ¹⁴С в 2,3-2,9 раза выше, чем аналогичный эффект от хронического внешнего γ-излучения ⁶⁰Со [30]. Обусловлено это тем, что, кроме чисто радиационного воздействия β-частиц ¹⁴С на биологические системы, не отличающегося в принципе от действия внешних источников рентгеновского и высокоэнергетического β-излучений, имеют место трансмутационные повреждения, приводящие к изменению химического строения молекулы ДНК. Принято считать, что подобные повреждения с трудом или вовсе не восстанавливаются клеточной системой репараций и являются, возможно, необратимыми.

Казалось бы, естественная концентрация ¹⁴С настолько мала (~1атом изотопа на 10¹² атомов углерода), что не может играть какую-либо роль в смертности живых организмов. Однако ряд численных значений (период полураспада для ¹⁴С– T=5730 лет; количество атомов углерода, входящих в состав молекул ДНК человека, – N₀ = 5·10²⁵) позволяет рассчитать количество трансмутационных эффектов, возникающих в организме человека, например, за год - N_t=1 по формуле:

N_t=1=10^-12 · N₀ · (1-2^-1/T).

И оказывается, что в организме человека в целом ежегодно происходит около 6 ·10⁹ трансмутационных эффектов или сотни ежесекундно. В то же время, значимость повреждений, связанных с ядерными превращениями ¹⁴С→¹⁴N в структуре ДНК человека, до сих пор остается непонятной. Эта неопределенность связана, вероятно, еще и с тем, что формально скорость ядерных превращений на несколько порядков ниже скорости образования спонтанных повреждений ДНК.

Но, если считать, что способность организма к существованию определяется уровнем сохранности неискаженной информации, записанной в коде ДНК, то невосстанавливаемые системой клеточной репарации ядерные превращения ¹⁴С→¹⁴N в структуре ДНК человека (в отличие от других спонтанных повреждений) могут оказаться ничем иным, как ядерно-биологическими часами, отмеряющими продолжительность его жизни [13].

Корреляция между величинами естественной смертности населения и концентрации ¹⁴С в тропосфере описана в работе [13]. После усвоения организмом ¹⁴С, когда становится возможным его воздействие на молекулы ДНК человека, начинается стадия, связанная с потерей генетической информации. Количественно эту потерю можно охарактеризовать величиной естественной смертности населения, которая является наиболее объективным интегральным показателем ослабления жизненных функций организма человека.

На рисунках 5 и 6 приведена динамика естественной смертности населения и вариации концентрации радиоуглерода в тропосфере Западной Европы.

Рисунок 5 - Историческая динамика естественной смертности мужского населения Германии в возрасте 40 лет и вариации концентрации радиоуглерода в тропосфере Западной Европы, где 1 – смертность; 2 – вариаций концентрации радиоуглерода в тропосфере

Таким образом, повышение концентрации ¹⁴С в организме человека в результате увеличения содержания радиоуглерода в составе природного радиационного фона (ПРФ) приводит к увеличению естественной смертности. И, наоборот, при снижении количества ¹⁴С в организме – происходит увеличение продолжительности жизни человека [13].

Рисунок 6 - Динамика естественной смертности населения Дании в возрасте 67 лет [43]. Линии 1,2,3 – мужчин; линии 4,5,6 – женщины; 1 и 4 – смертность;

2 и 5 – вероятный ход кривых смертности после 2002 года; 3 и 6 – основной тренд исторической динамики смертности

Благодаря своему большому периоду полураспада (5730 лет), углерод-14 в большом количестве накапливается в биосфере, замещая обычный углерод в органических соединениях и, в связи со своей биологической активностью, имеет важное значение.

Пути миграции трития и радиоуглерода пересекаются в органических веществах, в органически связанном тритии (ОСТ). Процессы в цепочке миграции С-14 растянуты во времени и довольно сложные: фотосинтез, рост, разложение биологических клеток и т.д. Глобальный природный фон концентраций трития и радиоуглерода по величине активности совпадают - единицы Бк/кг. Вблизи предприятий с ядерными установками происходит накопление радиоуглерода-14 и трития в растительности, в животных (а также и в воде) до уровней несколько десятков Бк/кг. С-14 поступает в организм человека с вдыхаемым воздухом, с продуктами питания и водой.

Необходимо отметить, что уровни вмешательства по содержанию в питьевой воде трития в России в соответствии с НРБ-99/2009 (таблица 9 и 10) примерно на порядок больше, чем в США (7600 Бк/л против 740 Бк/л), и более чем в 75 раз выше норм Евросоюза (100 Бк/л). Отечественные нормативы соизмеримы, пожалуй, только с установленными в Канаде, где атомная энергетика, в отличие от российской, основана на использовании тяжеловодных реакторов CANDU (при их эксплуатации образуется на два порядка больше трития, чем в легководных реакторах).

Зафиксированный в НРБ-99/2009 предел годового поступления (ПГП) биологически значимого ¹⁴С в организм человека составляет 6,3·10⁵  Бк/год, уровень вмешательства для углерода-14 в питьевой воде составляет 240 Бк/кг, ПГП_пища неорганических соединений трития составляет 2,1·10⁷  Бк/год, органических соединений трития 8,3·10⁶ Бк/год.

Значения дозовых коэффициентов для критических групп населения, ДОА_нас и ПГП через органы дыхания и ПГП через органы пищеварения, приведены в таблице 9.

Таблица 9

Значения дозовых коэффициентов, пределов годового поступления с воздухом и пищей и допустимой объемной активности во вдыхаемом воздухе отдельных радионуклидов для критических групп населения (Приложение 2 к НРБ-99/09)

Радионук­лид	Период полураспада	Поступление с воздухом					Поступление с пищей
		Крити­ческая группа [2]		Дозовый коэф­фициент,	Предел годового поступ­ления,	Допусти­мая среднегодовая объемная актив­ность,	Крити­ческая группа [1]		Дозовый коэффи­циент,	Предел годового поступ­ления,
РН	Т1/2	КГ		, Зв/Бк	, Бк в год	, Бк/м3	КГ		, Зв/Бк	, Бк в год
H-3	12,3 лет		#2	2,7·10-10	3,7·106	1,9·103	[3]	#2	4,8·10-11	2,1·107
							[4]	#2	1,2·10-10	8,3·106
C-14	5,73·103 лет		#5	2,5·10-9	4,0·105	5,5·101		#2	1,6·10-9	6,3·105

^[] За исключением случаев, отмеченных особо, регламентированные значения относятся ко всем возможным соединениям радионуклидов, поступающим в организм с воздухом, пищей и водой.

^[2[ Обозначение критических групп: #1 - новорожденные дети до 1 года; #2 - дети в возрасте 1-2 года; #3 - дети в возрасте 2-7 лет; #4 - дети в возрасте 7-12 лет; #5 - дети в возрасте 12-17 лет; #6 - взрослые (старше 17лет).

^[3] Неорганические соединения трития.

^[4] Органические соединения трития.

Таблица 10

Значения дозовых коэффициентов  (мЗв/Бк) при поступлении радионуклидов в организм взрослых людей с водой и уровни вмешательства УВ (Бк/кг) по содержанию радионуклидов Н-3 и С-14 в питьевой воде (Приложение 2а к НРБ-99/09)

Нуклид	, мЗв/Бк	УВ, Бк/кг
H-3	1,8·10-8	7600
C-14	5,8·10-7	240

Как было отмечено выше, сброс радиоуглерода, выброс трития и радиоуглерода на российских АЭС не контролируется и не нормируется. За глобальный природный фон трития по данным НПО "Тайфун" [19] за 2010г. принимается величина равная (2,2±0,7) Бк/л, за техногенный фон – 5 Бк/л, 10 Бк/л по радиоуглероду, можно считать природными и фоновыми. Концентрации углерода С-14 в моче персонала составляют 50-250 Бк/л.

При этом концентрация углерода С-14 во влаге конденсата воздуха (в выбросе АЭС) составляла, по данным [14], около 500 Бк/л, т.е. примерно в 10 раз меньше, чем концентрация трития во влаге воздуха. Учитывая, что дозовый коэффициент для радиоуглерода больше дозового коэффициента трития приблизительно в 100 раз, следует ожидать, что дозы для персонала и населения от углерода ¹⁴С приблизительно в 100 раз больше, чем от трития [14].

Если принять за концентрацию в моче населения 2,2 Бк/л по тритию и 10 Бк/л по радиоуглероду, то фоновая для контрольного пункта доза населения составит 0,02 мкЗв/год по тритию и 0,1 мкЗв/год по радиоуглероду [14].

У трития в зависимости от физико-химической формы разные дозовые коэффициенты:

• 4,8∙10^-11 Зв/Бк (дети в возрасте 1-2 года; неорганические соединения трития);

• 1,2∙10^-10 Зв/Бк (дети в возрасте 1-2 года; органические соединения трития).

Из-за низкой растворимости трития в жидкой фазе организма обычно считают, что НТО представляет большую биологическую опасность, чем тритий газообразный. Опасность облучения газообразным тритием, по крайней мере, в 1000 раз меньше, чем опасность облучения тритий содержащей водой, так как только незначительная доля газообразного трития (0,04-0,10%) задерживается в организме вследствие непосредственного растворения и биологического окисления.

То есть тритиевая вода (НТО) представляет большую опасность, чем газообразный тритий, поскольку вода распределяется по всему организму равномерно, в то время как часть Т₂ может быть выведена из легких в процессе дыхания. В свою очередь органически связанный тритий (ОСТ) представляет еще большую опасность, чем тритиевая вода.

ОСТ представляет более серьезные факторы риска, чем тритиевая вода при одинаковом количестве поглощения трития, так как половина тритиевой воды выходит из организма каждые 10 дней, при этом удаление половины ОСТ из организма занимает от 21 до 76 дней. Для некоторых молекул с очень медленной скоростью перехода это время может увеличиться до 280-550 дней. Экспертная оценка рекомендует 40 дней.

За последнее время появилось много экспериментальных данных о роли органически связанного трития (ОСТ) в воде, почве, растительности, в пищевых продуктах, в организме человека и т.д. Существующий регламент и системы контроля трития не обеспечивают контроль этого вида трития.

В общепринятых дозиметрических методиках, основанных на измерении НТО, может значительно недооцениваться опасность ОСТ, т.к. период полувыведения некоторых соединений ОСТ из организма человека более года (по данным Публикации 67 МКРЗ [31] принимается 40 суток), а НТО - 10 суток. Нормирование трития следует проводить для ОСТ, так как нормы для него (согласно НРБ-99/2009) в 2,5 раза меньше, чем для НТО [14].

Эти и некоторые другие специфические особенности позволяют отнести тритий к числу наиболее радиационно-опасных долгоживущих нуклидов, которые способны загрязнять биосферу не только в районе непосредственного размещения источника, но и в региональном и глобальном масштабе. Очевидно, что эти соображения и привели к включению трития в список контролируемых радиологических параметров в Директиве ЕС по качеству питьевой воды №98/83/ЕС от 3 ноября 1998 года. ЕС регламентирует индикаторные параметры для трития в питьевой воде [32]:

- параметрическая величина 100 Бк/л;

- общая индикационная доза 100 мкЗв/год (0,10 мЗв/год).

(Показатели, при помощи которых в первую очередь необходимо отслеживать взаимосвязь человеческой деятельности с конечным влиянием на окружающую среду, для оценки действенности экологической политики, можно назвать индикаторными.)

В случае несоответствия параметрическим величинам необходимо обеспечить запрет распространения воды, предназначенной для употребления людьми, или ограничить ее использование, или принять другие необходимые меры для защиты здоровья людей. Потребители должны быть немедленно извещены и проинструктированы.

Государства-члены должны принять все меры для проведения регулярного мониторинга воды, предназначенной для употребления людьми, чтобы убедиться, что вода, поступающая к потребителю, отвечает требованиям данной Директивы по параметрическим величинам.

Расчет дозы внутреннего облучения – сложная процедура, при которой используются различные радиобиологические модели, учитывающие транспорт радионуклидов в организме человека за счет биологических обменных процессов.

Исходными данными для расчетов служит информация об удельной активности радионуклидов во вдыхаемом воздухе и потребляемых человеком воде, пище.

По данным [33] основной вклад в годовую эффективную дозу для населения от выбросов АЭС с реактором ВВЭР-1200 вносит углерод-14 (59,7%), затем тритий (23,7%), йод-131 (10,1%) и криптон-85 (3,2%) (рисунок 7).

Рисунок 7 – Вклад различных радионуклидов в годовую эффективную дозу для населения от выбросов АЭС с реактором ВВЭР-1200

Следует отметить, что имеются литературные данные, показывающие высокие уровни загрязнения компонентов окружающей среды тритием и углеродом-14.

Среднее поступление реакторного ¹⁴С в организм местных  жителей, проживающих в районе действия АЭС, может составить в зонах 0-10 км – 1,18·10⁴ Бк/год (0,32 мкКи/год) (32,3 Бк/сутки; Аравн.= 1900 Бк) 10-20 км – 2,9·10³ Бк/год (0,08 мкКи/год) [16].

Реальные годовые дозы населения, проживающего в районах размещения АЭС, за счет углерода-14, поступающего в атмосферу с их газоаэрозольными выбросами, при работе реакторов АЭС в штатном режиме, могут достигать 70 мкЗв/год. [14]. Что составляет 7% от предела дозы для населения (1мЗв/год).

При работе Калининской АЭС в штатном режиме доза облучения от трития составляет 20 мкЗв/год. Удельная активность трития в воде оз. Дрисвяты составляла 17 Бк/л, а грунтовых водах до 17 кБк/л после 5 лет работы Игналинской АЭС. Наиболее высокие концентрации трития в водозаборах и родниках обнаружены в окрестностях г. Обнинска и ПО «Маяк».

Причем в большинстве публикаций, где приводятся уровни загрязнения, нет данных расчета дозовых нагрузок на население, соответствующим этим загрязнениям, а где приводятся дозовые нагрузки, нет данных по загрязнению, определяющие эти дозы.

В связи с этим мы провели расчеты производных пределов в соответствии с последними рекомендациями МКРЗ для разных квот доз, установленных санитарными правилами при эксплуатации реакторов АЭС (СП АЭС-03).

В целях недопущения превышения предела дозы техногенного облучения населения для действующих АЭС устанавливается квота на облучение населения, равная 250 мкЗв в год (200 мкЗв – газоаэрозольные выбросы, 50 мкЗв – жидкие сбросы), а для строящихся и проектируемых АЭС (проект АС-2006 и последующие) – 100 мкЗв в год (50 мкЗв – газоаэрозольные выбросы, 50 мкЗв – жидкие сбросы) [29].

Данные квоты устанавливаются на суммарное облучение населения от всех источников радиоактивных газоаэрозольных выбросов в атмосферу и жидких сбросов в поверхностные воды в целом для АЭС независимо от количества энергоблоков на промышленной площадке.

Значение квоты рассматривается, как верхняя граница возможного облучения населения от радиационных факторов при оптимизации радиационной защиты населения в режиме нормальной эксплуатации АЭС.

В качестве нижней границы дозы облучения от отдельного радиационного фактора при оптимизации радиационной защиты населения в режиме нормальной эксплуатации АЭС принимается минимально значимая доза, равная 10 мкЗв в год.

Таким образом, расчет удельной концентрации Н-3 и С-14 в питьевой воде, создающей определенную дозу на население, проводилось для значений эффективной дозы: 1; 3; 5; 10; 20; 50 и 100 мкЗв.

Для трития и С-14 наиболее облучаемой группой людей является взрослое население, проживающее вблизи АЭС и заводов по регенерации ядерного топлива. Распределение между вкладами различный путей поступления Н-3 в организм человека имеет следующий вид: вклад поступления трития с вдыхаемым воздухом составляет 15-20% от дозы, обусловленной фактическим содержанием трития в организме, пероральное поступление с продуктами питания и питьевой водой составляет 80-85%, на сорбцию сквозь кожу приходится 1-3%. Для Н-3, среди всех путей попадания радионуклида в организм, потребление питьевой воды дает наибольший вклад в дозовую нагрузку населения, то есть критическим продуктом питания является вода.

Основное воздействие С-14 осуществляется через пищевые продукты, доля воздействия за счет ингаляции — 1 %.

На предприятиях ЯТЦ при нормальной эксплуатации происходит постоянный выброс и сброс Н-3 и С-14 в окружающую среду, поэтому речь идет о хроническом поступлении этих радионуклидов в организм человека. Повышение уровня трития в окружающей среде приводит к повышению содержания трития в растениях, организмах животных и людей.

При хроническом поступлении радионуклидов с водой и пищей в организм человека при расчете дозы внутреннего облучения необходимо использовать значение равновесной концентрации радионуклида в организме. Равновесное содержание НТО в организме человека устанавливается приблизительно за 30 дней, ОСТ и С-14 за 130 дней. Расчет дозовой нагрузки от потребления питьевой воды проводился для наиболее облучаемой категории населения - взрослое население, проживающее вблизи АЭС. Рассчитанные значения равновесной концентрации Н-3 и С-14 в организме взрослого человека, удельной концентрации НТО и ОСТ, С-14 в питьевой воде (Бк/кг), значения годовой эффективной дозы (мкЗв) приведены в таблицах 11 - 15.

Таблица 11

Рассчитанные значения равновесной концентрации НТО и ОСТ в организме взрослого человека (Бк) и эффективной дозы (мкЗв)

Удельная концентрация, Бк/кг	НТО		ОСТ
	Aравн, Бк	Эффективная доза, мкЗв	Aравн, Бк	Эффективная доза, мкЗв
7600	3,63E+05	165	8,34E+05	380
300	1,42E+04	6,0	3,25E+04	15
100	4,72E+03	2,0	1,08E+04	5,0
3	1,42E+02	0,06	3,25E+02	0,2

Таблица 12

Рассчитанные значения удельной концентрации НТО и ОСТ в питьевой воде (Бк/кг) и равновесной концентрации в организме взрослого человека (Бк)

Эффективная доза, мкЗв	Aравн в организме, Бк	Ауд НТО в питьевой воде, Бк/кг	Ауд ОСТ в питьевой воде, Бк/кг
100	2,20E+05	4660	2030
50	1,10E+05	2300	1000
20	4,40E+04	930	410
10	2,20E+04	470	200
5	1,10E+04	230	100
3	6,59E+03	140	60
1	2,20E+03	47	20
0,04	8,79E+01	1,9	0,80

Таблица 13

Рассчитанные значения равновесной концентрации С-14 в организме взрослого человека (Бк) и эффективной дозы (мкЗв)

Удельная концентрация, Бк/кг	С-14
	Aравн, Бк	Эффективная доза, мкЗв
240	4,16E+04	19
100	1,73E+04	8,0
60	1,09E+04	5,0
10	1,73E+03	0,8

Таблица 14

Рассчитанные значения удельной концентрации С-14 в питьевой воде (Бк/кг) и равновесной концентрации в организме взрослого человека (Бк)

Эффективная доза, мкЗв	С-14
	Aравн в огранизме, Бк	Ауд в питьевой воде, Бк/кг
100	2,20E+05	1300
50	1,10E+05	630
20	4,40E+04	250
10	2,20E+04	130
5	1,10E+04	60
3	6,59E+03	38
1	2,20E+03	13
0,5	1,10E+03	6,0

Таблица 15

Значения рассчитанных удельных концентраций НТО, ОСТ и С-14 в питьевой воде, создающих соответствующие годовые эффективные дозы (1-100 мкЗв/год)

Эффективная доза, мкЗв	Ауд С-14 в питьевой воде, Бк/кг	Ауд НТО в питьевой воде, Бк/кг	Ауд ОСТ в питьевой воде, Бк/кг
100	1300	4660	2030
50	630	2300	1000
20	250	930	410
10	130	470	200
5	60	230	100
3	38	140	60
1	13	47	20

Суточное поступление воды взрослым человеком, включая воду из пищи, принималось 3 кг/сутки. Поступившая в организм НТО быстро смешивается с водой тела так, что через 2 - 4 часа устанавливает равномерное распределение НТО в жидкой фазе организма и удельное содержание ее в поте, слюне, моче, крови и в выдыхаемом паре через 2 часа одинаково.

Из содержащихся в организме НТО примерно (0,5 - 4,0) % атомов трития обратимо замещают водород (Н) связях ОН, NH, SH органических молекул и около 1 % активности постепенно внедряется в устойчивые связи СН - органически связанный тритий (ОСТ). Вклад в дозу от облучения ОСТ составляет примерно 4 % от облучения тритием, содержащимся в жидкой фазе организма.

Период полувыведения НТО из организма стандартного человека находится в пределах 6 - 12 суток, в среднем составляет 10 суток, ОСТ – 40 суток, согласно Публикации 67 МКРЗ [31]. Значение 40 суток является экспертной оценкой и определяется исходя из ежедневного баланса углерода и количества углерода в организме.

Критическим органом являются мягкие ткани человека, масса которых, за исключением массы костей (7 кг для стандартного человека), составляет 6,3·10⁴ г (70 кг - 7 кг = 63 кг), так как при равномерном распределении окиси трития в жидкой фазе организма принимается, что происходит практически равномерное облучение всех мягких тканей.

Принимается, что тритиевая вода распределяется равномерно по всем мягким тканям в любой отрезок времени после поступления и концентрация трития в мягких тканях, поступившего в виде тритиевой воды, определяется путем деления содержания трития в организме на массу мягких тканей (для взрослого на 63000 г).

В ЖКТ продукты питания, содержащие органические соединения трития подвергаются перевариванию, в результате которого образуются легко усваивающиеся молекулы. Вероятно небольшая часть трития будет присутствовать в не перевариваемых волокнах и не будет усвоена организмом. Однако, предполагается, что не усваиваемые органические соединения трития представляют очень малую часть общего количества органических соединений трития, содержащихся в пище.

Для практических целей радиационной защиты принято, что тритий полностью усваивается при поступлении в организм в форме органических соединений, т.е. коэффициент отложения равен 1 (f₁=1).

Точные пропорции органических соединений трития в различных молекулярных компонентах диеты человека не известны. Сравнение относительного накопления трития из тритиевой воды и из органических соединений трития в основные ткани предполагает, что примерно в девять раз больше трития накапливается в нелетучих органических фракциях из органических соединений трития, чем из тритиевой воды. Консервативно предполагается, что 50% всего трития из органических соединений трития инкорпорировано углеродно-водородными связями в тканях, и что его метаболизм будет ближе скорее к углероду, чем к водороду.

Если выведение радионуклида происходит по экспоненциальному закону, то кинетика накопления его в критическом органе при непрерывном поступлении выражается уравнением:

Здесь С_t – концентрация радиоактивного изотопа в органе или ткани к моменту времени t₁, С₀ – концентрация изотопа в питьевой воде, Бк/л, F – скорость поступления радионуклида в орган или ткань (поступление воды в организм 3 кг/сут), λ_эфф=λ_б+λ_1/2 – эффективная постоянная выведения в процессе экспозиции человека в атмосфере радионуклида, сут^-1.

Концентрацию данного элемента в органе или ткани при установившемся равновесии можно определить из соотношения:

C_t = C₀ ·F / λ_эфф

Ниже приведен пример расчета эффективной годовой дозы для взрослого человека за счет употребления питьевой воды в количестве F = 3 кг/сут (включая воду из пищи) с удельной активностью равной УВ для трития (7600 Бк/кг):

Средняя энергия β-частиц Н-3 E_ср = 5,687·10³ эВ; 1эВ = 1,6·10^-19 Дж, тогда:

5,687·10³ · 1,6·10^-19 = 9,1∙10^-16 Дж/распад,

λ_б(НТО) = 10 суток, λ_1/2(НТО) = 12,26 лет = 4479 суток,

λ_эфф (НТО) = λ_б+λ_1/2 = 0,693/10 + 0,693/4479 = 0,0694 сут^-1,

За величину C₀ принимаем уровень вмешательства согласно НРБ-99/2009 для трития 7600 Бк/кг,

Равновесное содержание в организме C_t (НТО) = 0,97·C₀ ·F / λ_эффНТО + 0,03·C₀ ·F / λ_эффОСТ = 0,97·(7600  3 / 0,0694) + 0,03·(7600  3 / 0,0173)= 3,60·10⁵ Бк = 360 кБк,

(Расчет для ОСТ: C_t (ОСТ) = 0,5·C₀ ·F / λ_эффНТО + 0,5·C₀ ·F / λ_эффОСТ = 0,5·(7600  3 / 0,0694) + 0,5·(7600  3 / 0,0173)= 834 кБк),

Количество секунд в год 3,15·10⁷ с, тогда:

3,60·10⁵  3,15·10⁷ = 1,1·10¹³ распадов/год,

Поглощенная энергия 1,1·10¹³  9,1·10^-16 = 1,0·10^-2 Дж,

Поглощенная доза мягкими тканями равна D_T,R = 1,0·10^-2 / 63 = 165 мкГр,

Эквивалентная доза H_T = W_R · D_T,R = 1 · 165 = 165 мкЗв,

Эффективная доза E = W_T · H_T = 1 · 165 = 165 мкЗв.

Годовая эффективная доза на взрослое население, проживающее вблизи АЭС от НТО составляет 165 мкЗв при ежедневном потреблении 3л воды (с учетом воды в пище) с А_уд = 7600 Бк/кг.

Аналогичные расчеты были проведены для удельных концентраций НТО и ОСТ в питьевой воде 7600, 300, 100 и 3 Бк/кг; а также для удельных концентраций С-14 в питьевой воде 240 (УВ для С-14), 100, 60 и 10 Бк/кг (таблицы 11 и 13).

На рисунке 8 приведена диаграмма, построенная на основании данных таблицы 15, отражающая значения рассчитанных удельных концентраций НТО и С-14 в питьевой воде, создающих соответствующие годовые эффективные дозы (1-100 мкЗв/год).

Рисунок 8 – Рассчитанные удельные концентрации НТО и С-14 в питьевой воде, создающие соответствующие годовые эффективные дозы

В результате проведенных расчетов была определена удельная концентрация трития в питьевой воде, создающая годовую эффективную дозу облучения взрослого населения (учтен только путь - потребление воды) 10 мкЗв: НТО – 470 Бк/кг, ОСТ – 200 Бк/кг, С-14 – 130 Бк/кг, при этом значения удельных активностей не достигают уровней вмешательства для трития (7600 Бк/кг) и углерода-14 (240 Бк/кг). Но поскольку данная квота устанавливается на суммарное облучение населения от всех источников радиоактивных газоаэрозольных выбросов в атмосферу и жидких сбросов в поверхностные воды в целом для АЭС независимо от количества энергоблоков на промышленной площадке, и, учитывая данные по Калининской АЭС о том, что расчетный вклад трития в общую дозовую нагрузку на население от комплексного водопользования достигает 30%, определили удельную концентрацию НТО – 140 Бк/кг и ОСТ – 60 Бк/кг, которые создают годовую эффективную дозу 3 мкЗв на взрослое население при употреблении 3 л/сутки питьевой воды. Полученные данные хорошо согласуются с величиной, установленной Директивой ЕС для питьевой воды, 100 Бк/кг. Удельная активность С-14 в питьевой воде, создающая годовую эффективную дозу 5 мкЗв на взрослое население при употреблении 3 л/сутки питьевой воды – 60 Бк/кг.

При обобщении представленных данных можно отметить, что по расчетам, при принятых фоновых значениях 3 Бк/л по тритию, и 10 Бк/л по радиоуглероду, годовая эффективная доза для населения от пути поступления радионуклидов через потребление питьевой воды составит 0,06 (НТО) и 0,8 мкЗв в год соответственно (0,6% и 8% от минимально значимой дозы, равной 10 мкЗв в год).

При употреблении питьевой воды с удельной концентрацией ¹⁴С 240 Бк/кг (УВ для ¹⁴С) годовая эффективная доза составит 19 мкЗв, что превышает значение нижней границы возможного облучения населения 10 мкЗв, при употреблении питьевой воды с удельной концентрацией ³Н 7600 Бк/кг (УВ для ³Н) годовая эффективная доза составит 165 мкЗв, что превышает значение верхней границы возможного облучения населения от радиационных факторов в режиме нормальной эксплуатации АЭС - для строящихся и проектируемых АЭС (проект АС-2006 и последующие) – 100 мкЗв в год.

Следует так же отметить, что время установления равновесной концентрации трития в объектах окружающей среды при постоянном поступлении Н-3 приблизительно 40 лет, таким образом, при снятии с эксплуатации АЭС, после 60 лет работы, в объектах окружающей среды установится равновесная концентрация трития и она будет в 10 раз выше, чем в первые годы эксплуатации АЭС. Равновесная концентрация С-14 в объектах окружающей среды из-за большого периода полураспада (5730 лет) не достигается за период эксплуатации АЭС, тем не менее, происходит увеличение концентрации (аккумуляция) углерода-14 в компонентах природной среды.

Повышение уровня содержания трития и углерода-14 в окружающей среде приводит к повышению содержания их в растениях, организмах животных и людей и соответственно к концу эксплуатации атомной станции дозовые нагрузки на население от каждого радионуклида возрастут как минимум на порядок.

Существующие нормы основаны на энергетическом показателе (энергия поглощенная организмом в Дж), но важно отметить, что Н-3 и С-14 являются органогенными радионуклидами и при каждом акте распада, образующиеся гелий и азот вызывают разрушение органических молекул. Так, например, при равновесном содержании окиси трития в организме 86,6 Бк, устанавливающимся при ежедневном употреблении питьевой воды с удельной активностью трития 3 Бк/л, происходит 2,73·10⁹ распадов/год, и эти генетические нарушения в расчетах никак не учитываются. Принято считать, что имеющие место трансмутационные повреждения, приводящие к изменению химического строения молекулы ДНК с трудом или вовсе не восстанавливаются клеточной системой репараций и являются, возможно, необратимыми.

При расчетах главной неопределенностью радиобиологической модели является установление периода полувыведения для разных соединений трития. Так период полувыведения НТО из организма стандартного человека находится в пределах 6 - 12 суток, экспертная оценка рекомендует 10 дней; ОСТ - от 21 - 76 дней до года, экспертная оценка рекомендует 40 дней [31] (погрешность приведенных вычислений, таким образом, составляет 50%).

Также к неопределенностям относятся предположение о равномерности распределения радионуклидов по мягким тканям и принятые на основе экспертных оценок величины взвешивающих коэффициентов излучения для мягкого β-излучения трития. Так, например, недавно предметом многочисленных дискуссий были относительная биологическая эффективность (ОБЭ) бета-излучения трития и весовой фактор излучения (W_R), которые должны применяться для трития в повседневной радиационной защите. Есть некоторые доказательства того, что, по крайней мере при некоторых обстоятельствах, значение ОБЭ для трития может составлять 2 по сравнению с гамма-лучами в отношении индукции рака низкими дозами. Это, в свою очередь, вызвало вопросы о том, почему МКРЗ по-прежнему рекомендует для трития W_R, равное 1 [34]. В отношении углерода-14 известно, что не все органы и ткани человека одинаково быстро накапливают ¹⁴С, (это особенно проявилось в период ядерных испытаний в атмосфере).

Также на сегодняшний день нет четкого определения понятия «органически связанный тритий (ОСТ)». Органически связанный тритий — это частный случай трития, входящего в структуру вещества. В общем случае тритий может содержаться в цепочках О—Н или N—Н без углерода. ОСТ, кроме трития, содержит также углерод (в частности, ¹⁴C), а также кислород, так как тритий замещает водород в цепочке О—Н.

Необходимо также рассматривать возможность замены водорода тритием в сульфгидрильных (S—H) и в амидных соединениях, а также аминогруппах (N—H). По мнению [35], наравне с термином «органически связанный тритий» следует использовать термин «окисленные углеводородные соединения, содержащие тритий». Под такое определение подходят угольная кислота и её соли — гидрокарбонаты, этиловый и другие спирты, гуминовые кислоты, углеводороды и их производные, содержащиеся в воде, крови, моче, растениях [35].

Потенциальная опасность облучения населения за счет трития будет возрастать при продолжающихся работах на предприятиях ЯТЦ и вводе в эксплуатацию новых реакторов АЭС, особенно на быстрых нейтронах. Если в настоящее время эффективная доза, обусловленная тритием, не превышает в среднем на одного человека 0,05% от естественного фона, то с увеличением числа работающих реакторов во всех странах она может через 60-70 лет достигнуть 1% (это без учета потенциальной возможности возникновения радиационных аварий).

Для ВВЭР нормализованная ожидаемая коллективная доза составляет в среднем 0,3 чел∙Зв/(ГВт∙год), РБМК – 2,6 чел∙Зв/(ГВт∙год). Для наиболее распространенных зарубежных АЭС с PWR и BWR она составляет 0,29 и 0,97 чел∙Зв/(ГВт∙год) соответственно. Основной вклад в ожидаемую дозу для легководных реакторов вносят выбросы ¹⁴C. Наиболее высокая ожидаемая доза характерна для тяжеловодных HWR – около 14 чел∙Зв/(ГВт∙год). Основной вклад в эту дозу вносят выбросы ¹⁴C и ³H.

В настоящее время проблему тритиевого и углеродного загрязнения экосистем в районах размещения предприятий ЯТЦ можно считать одной из ключевых в радиоэкологии. При работе АЭС тритий и углерод-14 поступают в окружающую природную среду и быстро мигрируют из мест первичного загрязнения, поэтому единичные и несистематические измерения этих радионуклидов не позволяют выявить реальных масштабов загрязнения водных систем. В связи с этим необходимо проводить регулярный мониторинг трития и углерода-14.

Заключение

В данной дипломной работе были рассмотрены основные физико-химические и ядерно-физические свойства трития и углерода-14; обобщены данные по источникам поступления ³H и ¹⁴C в окружающую среду; рассмотрены особенности миграции ³H и ¹⁴C в природных средах и биологическое действие ³H и ¹⁴C на живые организмы; приведена оценка характерных величины сбросов и выбросов ³H и ¹⁴C с АЭС при нормальной эксплуатации и степени воздействия АЭС на содержание ³H и ¹⁴C в природных средах; дана оценка вклада трития и углерода-14 в формирование дозовых нагрузок на население от сбросов и выбросов АЭС при нормальной эксплуатации.

В настоящее время проблему загрязнения экосистем в районах размещения предприятий ЯТЦ тритием и углеродом-14 можно считать одной из ключевых в радиоэкологии. При работе АЭС тритий и углерод-14 поступают в окружающую природную среду и быстро мигрируют из мест первичного загрязнения, распространяются глобально, приводя к дополнительному облучению всего населения Земли поэтому единичные и несистематические измерения этих радионуклидов не позволяют выявить реальных масштабов загрязнения водных систем. В связи с этим необходимо проводить регулярный мониторинг трития и углерода-14.

Содержание трития в жидких сбросах при нормальной работе АЭС намного превосходит по абсолютному значению содержание всех остальных радионуклидов, а в газообразных выбросах в окружающую среду количество трития уступает только количеству радиоактивных благородных газов (РБГ).

Сравнительно быстрый выход трития в поверхностные воды суши при нормальной эксплуатации предприятий ядерного топливного цикла приводит к его неравномерному географическому распределению. Возникает региональная опасность значительного повышения концентрации в природных объектах в районах расположения АЭС пропорционально электрической мощности последних.

Физиологическая роль углерода и трития определяется тем, что эти элементы входят в состав всех органических соединений, принимают участие практически во всех биохимических процессах в организме и входят непосредственно в генетические структуры живых организмов. Главная опасность повышения концентрации ¹⁴С и ³Н связана с накоплением груза генетических повреждений в популяции людей.

В связи с этим тритий и углерод-14 являются генетически значимыми факторами радиационной опасности глобального масштаба.

В общепринятых дозиметрических методиках, основанных на измерении НТО, может значительно недооцениваться опасность ОСТ, так как период полувыведения ОСТ из организма человека более года, а НТО — 10 дней. Если в пробах внешней среды ядерных установок содержится в основном ОСТ, то нормирование трития следует проводить также и для ОСТ, нормы на который согласно НРБ-99/2009 в 2,5 раза меньше, чем для НТО [35].

Вышесказанное демонстрирует крайнюю необходимость в изучении особых химических форм трития, в особенности, органически связанных.

При обобщении представленных в дипломной работе данных можно отметить, что по расчетам, при принятых фоновых значениях 3 Бк/л по тритию, и 10 Бк/л по радиоуглероду, годовая эффективная доза для населения от пути поступления радионуклидов через потребление питьевой воды составит 0,06 (НТО) и 0,8 мкЗв в год соответственно (0,6% и 8% от минимально значимой дозы, равной 10 мкЗв в год).

При употреблении питьевой воды с удельной концентрацией ¹⁴С 240 Бк/кг (УВ для ¹⁴С) годовая эффективная доза составит 19 мкЗв, что превышает значение нижней границы возможного облучения населения 10 мкЗв, при употреблении питьевой воды с удельной концентрацией ³Н 7600 Бк/кг (УВ для ³Н) годовая эффективная доза составит 165 мкЗв, что превышает значение верхней границы возможного облучения населения от радиационных факторов в режиме нормальной эксплуатации АЭС - для строящихся и проектируемых АЭС (проект АС-2006 и последующие) – 100 мкЗв в год.

Повышение уровня содержания трития и углерода-14 в окружающей среде приводит к повышению содержания их в растениях, организмах животных и людей и соответственно к концу эксплуатации атомной станции дозовые нагрузки на население от каждого радионуклида возрастут как минимум на порядок.

Необходимо отметить, что уровни вмешательства по содержанию в питьевой воде трития в России в соответствии с НРБ-99/2009 примерно на порядок больше, чем в США (7600 Бк/л против 740 Бк/л), и более чем в 75 раз выше норм Евросоюза (100 Бк/л).

Российские нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009), ограничивают содержание ¹⁴С в природной среде, но допускают его 20-кратное превышение по сравнению с уровнем его естественной концентрации в биосфере.

По-видимому, допустимость столь высоких концентраций обусловлена, главным образом, с недооценкой опасности трансмутационного воздействия этих радионуклидов.

С учетом этих обстоятельств и перспектив развития атомной энергетики тритиевой и радиоуглеродной проблеме уделяется исключительное внимание во всем мире и наблюдается тенденция к пересмотру и ужесточению норм по содержанию этих радионуклидов в компонентах окружающей среды.