Радіобіологія фул вершин (передмовалесс, вступлесс етс. едишн)

440

застосованість підходу з позицій моделей радіоємності для аналізу локальних екосистем чітко показана.

Спостереження в зоні ЧАЕС за перерозподілом радіонуклідів у схилових екосистемах на березі р. Уж у 30-км зоні відчуження ЧАЕС,

евристичність. Можна вважати, що аналіз радіоємності

закономірності розподілу радіонуклідів та визначати критичну біоту,

практично любого наземного ландшафту, показав можливість опису розподілу і перерозподілу радіонуклідів методами теорії радіоємності, із застосуванням камерних моделей. Дослідження показали, що швидкість переміщення радіонуклідів у ландшафті визначається, в основному, декількома характеристиками : крутизна схилу (Р1), вид покриття(Р2), изреженность? ландшафту (Р3), вертикальна(Р4) та горизонтальна міграція(Р5) (рис 4.4). Методами

показників оцінюється в діапазоні значень від 0 до 1. В силу незлежності показників ландшафту, загальна оцінка ймовірності міграції радіонуклідів по елементах ландшафту визначається –як звернута ймовірність і розраховується по формулі (13.5):

Р = Р1 х Р2 х Р3х Р4 х Р5. (13.5)

441

Рис 13.4. Реальний значення показників радіоємності ландшафту заказника «Лісники » у Кончі-Заспі біля Києва (справа) та його рельєф (зліва).

Особливу проблему представляють реальні ландшафти, коли оцінки параметрів радіоємності відносяться до великих територій, де

Визначені головні фактори впливу на параметри радіоємностікрутизна схилів, вид рослинного покриття поверхні, швидкості стоку, тип грунту тощо. Відомо з натурних досліджень за процесами руху радіонуклідів по схиловим системам, і за процесами ерозії грунтів при дії поверхневого стоку, що інтенсивність стоку різко зростає з величиною крутизни схилу. По оцінкам та літературним даним, при величині крутизни схилу в 1-3 о ймовірність стоку за рік складає 0.01- 0.05 від запасу поллютанта на даній частині схилу, а при крутизні схилу в 25-30 о, ймовірність стоку радіонуклідів і інших полютантів наближається до 1.

Використовуючи технічні можливості програмового продукту ESRI ArcGIS, розроблена модельно-аналітична ГІС (геоінформаційна система), котра дозволяє аналізувати і проводити прогнози міграції забруднюючих речовин у екосистемах. Математичною основою даноі ГІС є розроблена математична модель міграції речовинзабруднювачів в екосистемах. Основними інформаційними

442

складовими даноі моделі є фізико-хімичні та біохімічні характеристики речовин-забруднювачів, а також природні та антропогенні умови довкілля. Аналіз висхідних даних дозволяє нам вийти на ключеві блоки нашої моделі - показники швидкостей скиду та виносу забруднювачів в екосистемах.

Рис 13.5. Рівномірний розподіл радіонуклідів 137Cs на досліджуванму полігоні(висхідний стан – зліва) і перерозподіл радіонуклідів через 10 років після аварії ( справа)

В результаті обробки висхідних даних та їх аналізу в ArcGIS з використаням модулів Spatial Analyst і 3D Analyst, створюються аналітичні карти, котрі представляють собою індексовані растрові зображення, що складаються з пікселей заданого розміру. Кожний з таких пікселей має визначене цифрове, індексне або логичне значення, котре він отримує в результаті виконання розрахунків по одному з можливих алгоритмів інтерполяції даних висхідних, растрових або векторних інформаційних ГІС-шарів.

В результаті проведення ряду просторово-математичних розрахунків з растровими інформаційними шарами, ми можемо отримати набір необхідних растрово-індексних аналітичних карт з показниками швидкостей скиду, віносу та аккумуляції речовинзабруднювачів для кожного з пікселей, котрі, маючи задану

443

розмірність представляють собою елементарну просторову одиницу міцевості. Використовуючи компонент „Растровий калькулятор”, з арсеналу модуля Spatial Analyst, ми, згідно прийнятої математичної моделі, задаємо послідовність математичних операцій, котрі будуть реалізовуватися над індексними показниками аналітичних карт, а також вводимо шар з даними по забрудненню і кілкість циклів розрахунку, котрі імітують часовий проміжок, як правило в 1 рік. В результаті цих розрахунків ми отримуємо новий індексний растровий шар, із зображенням прогнозованих показників забруднення території досліджуваної через заданий проміжок часу.

Рис 13.6. Перерозподіл радіонуклідів через 20 років після аварії (

вибраного полигону –заказник «Лісники » в Конче-заспе біля Києва, на березі річки. На рис 4.4- показані карти показників радіоємності ландшафту висхідного полигону -(справа на рис 13.4) та структури його рельефа – (на рис 4.4.–зліва). Використовуючи параметри, що

виходячи з параметрів через 10 років після аварії (справа на рис 13.5). Видно, що очікується помітний перерозподіл поллютанту у досліджуваному ландшафті. Цей процес підсилюється (рис 13.6)

444

через 20 років оцінки (зліва на рис 13.6), а через 30 років після аварії прогнозна карта (рис 4.6 – справа) показує гостро виражене концентрування радіонуклідів в зонах пониження ландшафту (більш темна червона фарба).

Окрім оціночних та прогнозних карт, розроблена методика, що предоставляє можливість проводити реконструкцію процесу забруднення території, а також, по результатах точкових замірів, отриманих в польових умовах, реалізовувати екстраполяцію показників забруднення на весь район досліджень та у динаміці часу.

13.5.Контрзаходи в радіоекології

Екологічні нормативи, та стан забруднення екосистем суттєво залежить від використання різних контрзаходів.

В умовах існування можливості радіонуклідних викидів і скидань від ядерних підприємств та установок прийнято розробляти і вживати спеціальні контрзаходи для захисту населення і навколишнього середовища від потрапляння радіонуклідів і впливу радіонуклідного забруднення. Контрзаходи можуть бути локального характеру — у місці забруднення і загального, що впливають на всю забруднену радіонуклідами територію.

Радіоекологічна оцінка ефективності контрзаходів. В усіх випадках розроблення, планування і реалізації контрзаходів прийнято оцінювати і прогнозувати їх ефективність. Критеріями для оцінки ефективності контрзаходів є ступінь зменшення середньої індивідуальної дози для персоналу чи населення і/чи зменшення

колективної дози випромінювання. Після оцінки зменшення індивідуальної та колективної дози внаслідок певного контрзаходу проводять розрахунок співвідношення користь — шкода. Розраховують вартість

застосування певного контрзаходу та інші витрати, а також оцінюють зменшення (економію) еквівалентної колективної дози випромінювання, що досягається при цьому. Знаючи вартість 1 люд.- Зв (люд.-бер), неважко розрахувати вартість позитивного ефекту, досягнутого завдяки застосуванню певного контрзаходу. Порівняння вартості досягнутого позитивного ефекту і вартості шкоди (тобто вартість контрзаходу та його наслідків) дає змогу оцінити різницю між ними, що дістала назву

445

справжньої (чистої) користі. Якщо справжня користь істотно перевищує шкоду внаслідок певного контрзаходу, його застосування є радіоекологічне доцільним. Якщо це розходження невелике чи негативне, то використовувати такий контрзахід у конкретних умовах недоцільно. Аналіз усієї системи контрзаходів дав змогу встановити певну загальну закономірність, яка полягає в наявності граничного рівня дози випромінювання, вище за який застосування контрзаходів доцільне, а нижче — неефективне. На графіку, який демонструє цю закономірність, наведено три криві (див. рис. 12.11). Перша крива показує, що за високих значень індивідуальних доз випромінювання для персоналу і населення ефективність контрзаходів є набагато вищою, ніж у разі низьких. На графіку помітний плавний спад за ефективністю. При цьому вартість заходів захисту населення (друга крива) також істотно збільшується зі зниженням рівня індивідуальної дози, за якої цей контрзахід застосовано. Третя крива на графіку показує суму вартості користі і збитку (шкоди) від різних контрзаходів. Чітко видно мінімум на цій кривій, положення якого визначає той рівень середньої індивідуальної дози опромінення, вище за який використання контрзаходів є доцільним, а нижче ні, оскільки витрати на захист набагато перевищують користь від очікуваного зменшення еквівалентної дози випромінювання.

Контрзаходи в умовах радіаційних аварій. У систему планування втручань у випадках радіаційних аварій МКРЗ закладено три принципи:

1.Уникати виникнення значних нестохастичних ефектів впливу йонізуючого випромінювання на людину вжиттям заходів щодо обмеження індивідуальної дози до рівнів, нижчих від граничних для виникнення цих (соматичних) ефектів.

2.Обмежувати ризик від стохастичиих (генетичних) ефектів за допомогою захисних заходів, за яких досягається справжня користь.

3.Обмежувати загальну кількість випадків стохастичних ефектів, наскільки це припустимо, шляхом зменшення колективної дози випромінювання (видозмінений принцип ALARA - Один з основних принципіврадіаційного захисту: поглинена доза випромінювання має бути настільки низькою, наскільки цс припустимо з урахуванням економічних і соціальних чинників).

Для прийняття рішень щодо вибору контрзаходів в умовах радіаційної аварії вважають за доцільне поділяти перебіг аварії на тимчасові етапи: ранній, проміжний і відновний.

Ранній етап складається з двох стадій:

446

1)від існування загрози значного викиду з ядерної установки до того моменту, коли він відбувається чи встановлюється контроль над ядерною установкою (станцією);

2)протягом кількох годин (до 1,5 год і більше) від початку викиду радіонуклідів. У випадку аварії на ЧАЕС цей етап тривав понад 10 діб.

Для раннього етапу розвитку аварії характерно, що всі контрзаходи і рішення щодо їх вжиття стосуються керування ядерним підприємством. Складність ситуації полягає у неможливості передбачення розвитку подій.

Аварійні плани і сценарії на цьому ранньому етапі передбачають необхідні захисні заходи і моніторинг середовища навколо ядерного підприємства. Можливі два варіанти опромінення людей:

1)унаслідок зовнішнього впливу випромінювання;

2)через вдихання радіонуклідів.

Це опромінення стосується практично тільки персоналу підприємства. Проміжний етап аварії охоплює період від кількох годин від початку аварії і до кількох діб, коли викид уже відбувся. Якщо викид складався не тільки з радіоактивних інертних газів, то ймовірне випадання радіонуклідів. Можливе також продовження неконтрольованого викиду. На цьому етапі аварії можуть спостерігатися три варіанти (шляхи)

опромінення людей:

1)зовнішнє — від радіонуклідів, що випали, і від смолоскипа (хмари);

2)внутрішнє — від уживання води та їжі;

3)інгаляційне.

Аварійні плани і вжиття необхідних заходів залежать від даних моніторингу. Проводять консультації з групою експертів для визначення необхідності контрзаходів щодо захисту населення. Склад групи експертів визначають заздалегідь. Відновний етап аварії — це період

прийняття рішень і вжиття необхідних заходів щодо повернення до нормального життя. Цей період може бути тривалим (щодо аварії на ЧАЕС він триває й досі). На цьому етапі завершують і припиняють заходи захисту персоналу і населення. Усі рішення щодо вживання контрзаходів та їх характеру приймають з урахуванням соціальних, економічних і технічних чинників. У табл. 13.5. систематизовано основні контрзаходи для різних етапів розвитку аварії на ядерних підприємствах.

447

Таблиця 13.5. Контрзаходи на різних етапах розвитку радіаційної аварії

* Неефективність використання такого контрзаходу на відповідному етапі розвитку радіаційної аварії

Таблиця 13.6. Основні заходи захисту людей залежно від шляхів впливу іонізуючого випромінювання

448

обробка, дезактивація територій Потрапляння в організм із Контроль харчових продуктів і продуктами харчування і водою води, використання заготовлених для тварин кормів

Із таблиць 13.5 та 13.6 випливає, що деякі контрзаходи доцільно проводити тільки на окремих етапах аварії, коли вони ефективні. Кожний із зазначених контрзаходів спрямований на різні шляхи впливу і формування дози випромінювання. У табл. 4.6. наведено рекомендовані МКРЗ заходи захисту населення при різних шляхах впливу йонізуючого випромінювання.

Принципи вибору контрзаходів, Визначення необхідності вживання того чи іншого контрзаходу залежить від співвідношення ризик — збиток для людей, які зазнали впливу іонізуючого випромінювання. Соціальний збиток і ризик, пов'язані з заходами захисту населення, мають бути менші, ніж ризик від відверненої завдяки цьому контрзаходу еквівалентної дози випромінювання. На підставі розрахунків встановлюють оперативні рівні втручання залежно від дози випромінювання. Ці дози розраховують заздалегідь. Установлюють верхній рівень дози випромінювання, вище за який застосування певного контрзаходу вважають обов'язковим. Нижній рівень індивідуальної еквівалентної дози випромінювання відповідає тій дозі, нижче за яку недоцільно використовувати певний контрзахід, тому що, як зазначалось, збиток буде перевищувати позитивний ефект від його застосування. Верхній і нижній рівні, за якими визначають необхідність певних контрзаходів, встановлюють національними нормативами. Якщо доза випромінювання перебуває в межах цих рівнів, вибір певного контрзаходу і визначення необхідності його вжиття ґрунтуються на конкретних розрахунках, а також на економічних і технічних

можливостях країни, де відбулася радіаційна аварія. У табл. 4.7. наведено рекомендовану МКРЗ систему рівнів доз для вибору контрзаходу, які місцеві органи можуть змінювати і коригувати. Гранична еквівалентна доза випромінювання для людини, вище за яку більшість контрзаходів є обов'язковими, становить 0,5 Зв (50 бер). Розглянемо характеристику деяких контрзаходів.

Укриття і найпростіший захист органів дихання:

а) перебування у приміщенні, що зменшує дозу зовнішнього випромінювання у 2 —10 разів; б) закриття вікон, дверей і вимкнення системи вентиляції;