Радиоэкологическая ситуация в долине р. Течи, загрязненной вследствие деятельности ПО «Маяк»

Мы видели в предыдущем параграфе, что с самого начала работы ПО р. Теча стала использоваться в качестве сточной канавы для сброса ЖРО. Ситуация драматически ухудшилась в апреле—мае 1951 г, когда сильное наводнение привело к тяжелейшему загрязнению поймы р. Течи, использовавшейся для выпаса скота и заготовки сена. Люди вынуждены были продолжать пить воду, мыться, поливать сады, ловить рыбу… Оценки индивидуальных доз представлены в приложении 23. Это действительно катастрофическое в экологическом плане событие привело в 1952 г. к началу строительства системы хранения НАО и САО, которая должна была быть изолированной в гидрологическом отношении.

В 1953 г. начали, наконец, переселять¹ население самых загрязненных деревень и длилось это много лет. Наиболее загрязненную часть поймы закрыли и не более того. Как следствие, 11% населения наиболее загрязненных мест получило дозы более 500 мЗв. Для того чтобы понять масштабы этого, полезно сравнить эти данные с облучением населения в Хиросиме и Нагасаки и после аварии на ЧАЭС. Там почти никого не было с дозами более 200 мЗв.

С начала «регламентных» катастрофических сбросов в р. Теча и с момента аварии 1957 г. прошло много лет. На отчужденных после аварии территориях проводились различные радиоэкологические исследования и наблюдения. Большинство мест стало общедоступным. Однако эти места, как ни странно, продолжают подвергаться радиационным воздействиям от ПО «Маяк». Продолжаются сбросы РАО в р. Теча, в результате чего в конце 2005 г. против руководства ПО было возбуждено уголовное дело в связи с нелегальными сбросами в р. Теча > 10⁶ м^[1][2][3] РАО ежег^[4] одно^[5]. Уровень загрязнений окрестностей ПО «Маяк» и региона восточного Урала в начале 1990;х гг., когда произошла определенная стабилизация обстановки, характеризует приложение 24. Дополнительно к природному облучению в 2016 г. для населения Челябинской обл. внутреннее техногенное облучение дало добавку —150 мкЗв в год и внешнее облучение—10 мкЗв в год.

Таким образом, в первые годы работы предприятия радиационная обстановка как на ПО, так и в его окрестностях была очень тяжелой. Согласно И. И. Крышеву и Е. П. Рязанцеву, работники разных подразделений получали годовые дозы¹ в диапазоне 1,5—3,0 Гр, а иногда и более, что приводило к раннее неизвестному радиологическому эффекту — хронической лучевой болезни (ХЛБ). Кроме того, наблюдались и случаи пневмосклероза, как полагают, комбинированного происхождения — плутониевого и пылевого. Профессиональное облучение может быть как-то оправдано, и оно сопровождалось хорошими по тем временам медицинским обслуживанием и социальными условиями. Иначе обстояло дело с населением, которое длительное время было просто не информировано обо всем происходящем и вело свое хозяйство так, как и раньше.

Сельские рыбаки оказались критической группой населения по отношению к облучению^[6][7]. Индивидуальные дозы облучения жителей прибрежных сел достигали максимальных значений, получаемых профессионалами, 1,5—3 Гр/год. Высокие уровни облучения населения, проживающего на берегах реки Теча, привели к обнаружению ХЛБ и у населения. Беспрецедентный по масштабам не регламентный сброс в начале октября 1951 г. в реку Теча ЖРО активностью —45 ПБк, на —70% состоящий из ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs послужил своеобразным катализатором этого заболевания. Нигде не наблюдалось ничего подобного^[8]. Даже после того, как эти последствия радиационных воздействий стали известными, официальные сообщения продолжали быть противоречивыми, вызывая дополнительные страхи и стрессы. Предпринятые контрмеры были недостаточно эффективными вследствие их неадекватности и запоздалого характера реализации. Критическим органом у жителей прибрежных сел стала кроветворная система, что определялось значительным облучением радиочувствительного красного костного мозга (ККМ) за счет поступления ⁹⁰Sr с водой и продуктами питания местного производства. Максимальные значения дозы облучения ККМ достигали 9 Гр. Динамика формирования дозы и ее мощность на ККМ улиц с ХЛБ в 1950—2005 гг. представлены на рис. 10.3.

Результаты более чем 65-летнего наблюдения за жителями прибрежных сел Течи, у которых был диагностирована ХЛБ, позволили исследовать клинические проявления ХЛБ в период ее формирования и восстановления в зависимости от динамики доз на другие органы, а также оценить отдаленные последствия. Анализ случаев ХЛБ дал возможность также понять патогенез начальных проявлений ХЛБ, установить критерии диагностики и обосновать патогенетические подходы к лечению данной лучевой патологии.

Рис 10.3. Динамика формирования дозы и ее мощность на ККМ у лиц с ХЛБ.

В тех селах верхнего течения реки, где регулярно проводились медицинские осмотры, ХЛБ была диагностирована у 5—17% населения. Преобладали случаи заболевания легкой степени тяжести. Распределение пациентов по степени тяжести ХЛБ было следующим: легкая степень тяжести — 899 случаев (95,5%), средняя степень тяжести — 41 случай (4,5%). Наибольшее число случаев ХЛБ было зарегистрировано в 1955—1958 гг., т. е. через 5—8 лет после начала облучения или через.

4—7 лет после радиационного воздействия с максимальной мощностью дозы.

Хроническая лучевая болезнь была зарегистрирован у 614 женщин (65,3%) и у 326 мужчин (34,7%) разного возраста, включая детей и лиц пожилого возраста. Наибольшее количество заболеваний было диагностировано у людей в возрасте 20—49 лет. У детей и подростков ХЛБ была диагностирован в 101 случае (10,7% от общего числа заболеваний). С середины 1960;х гг. по мере улучшения технологий и радиационной обстановки на атомных предприятиях новые случаи ХЛБ перестали регистрироваться.

Важно отметить, что ХЛБ протекала более благоприятно по сравнению с острым лучевым синдромом и, как правило, после прекращения облучения на начальных стадиях заканчивалась восстановлением гемопоэза. Ведущим клиническим проявлением ХЛБ у жителей прибрежных сел р. Теча было угнетение кроветворения. Восстановление гемопоэза отмечалось после снижения мощности дозы облучения ККМ до 100 мГр/год и ниже.

Улучшение кроветворной функции отмечалось у больных ХЛБ только через 12—16 лет после начала облучения. Наиболее рано в крови пациентов восстанавливалось количество лимфоцитов и тромбоцитов. Для лечения ХЛБ применялась симптоматическая и общеукрепляющая терапия.

Эпидемиологические исследования показали, что наибольший вклад в структуру общей смертности среди лиц, перенесших ХЛБ, вносили заболевания сердечно-сосудистой системы, злокачественные новообразования и заболевания органов дыхания. У них не было установлено повышения заболеваемости и смертности от лейкозов и злокачественных новообразований по сравнению с облученными людьми без ХЛБ.

Таким образом, ХЛБ представляет собой системный ответ организма как единого целого на общее хроническое облучение человека. Многолетнее динамическое наблюдение за жителями прибрежных сел р. Теча, у которых была диагностирована ХЛБ, показало, что большое значение для формирования ХЛБ имели доза облучения ККМ и фактор времени, за который она формировалась. При этом определяющее значение для формирования ХЛБ имела мощность дозы.

Наблюдалось также увеличение числа случаев смерти от новообразований, проявления иммунологической недостаточности и иммунодефицита у облученных лиц. Наибольший вклад в формирование ХЛБ у населения прибрежных сел р. Теча вносило равномерное внешнее у-излучение. Внутреннее облучение за счет ⁹⁰Sr несколько модифицировало клинические проявления и их динамику. Пороговые значения доз для развития ХЛБ у населения до настоящего времени остаются неопределенными^[9]. Видимо, они несколько ниже, чем у персонала ПО «Маяк», который представлен молодыми здоровыми лицами преимущественно мужского пола.

Хотя симптомы ХЛБ не являются специфическими, время развития отдельных симптомов и динамика их развития (или регресса) четко зависят от мощности дозы ККМ, накопления дозы и распределения ее по организму.

Река Теча длиной 243 км и с площадью водосбора 7600 км² является частью гидрологической системы Теча — Исеть — Тобол — Иртыш — Обь, принадлежащей бассейну Карского моря. До начала работы ПО «Маяк» она вытекала из озера Иртяш и протекала через озеро Кызылташ, которое теперь, после постройки плотины, является искусственным водоемом накопителем отходов. Река Теча имеет несколько притоков, которые кроме рек Мишеляк и Зюзелга маловодны и могут пересыхать летом. Ширина реки достигает 30 м, глубина изменяется от 0,5 до 2 м. Течение медленное. В донных отложениях преобладают торфяно-илистые и глинистые отложения. Вдоль русла тянутся болота.

Наиболее заболоченные участки поймы расположены в районе впадения р. Зюзелги (Асановские болота), а также перед с. Муслюмово. Ширина заболоченной поймы составляет от 300 м до 1 км. Центральная часть поймы сложена торфяно-болотными почвами, края поймы — дерново-луговыми почвами.

Участок от истока до поселка Муслюмово сильно заболочен, с неявно выраженным руслом и медленным течением. Второй участок (среднее и нижнее течение р. Теча) простирается от поселка Муслюмово до устья. Для этого участка характерна слабая заболоченность и хорошо выраженное русло. Верхний по течению участок р. Теча обладает более высокой сорбционной емкостью, поэтому удельная активность и общее загрязнение всех компонентов речной системы на верхнем участке р. Теча значительно более высокое, чем на нижнем участке.

Таблица 10.2

Среднегодовые активности радионуклидов в воде р. Теча, вблизи с. Муслюмово, Бк/л (Трапезников 2014).

Постоянно заболоченная пойма верхнего участка реки стала источником вторичного радиоактивного загрязнения нижнего участка реки. Радионуклиды, входящие в состав сбросов, существенно различаются по своей миграционной способности — наименьшей обладают ⁹⁵Zr и ⁹⁵Nb, практически полностью оседающие в донных отложениях и пойме на протяжении 10—20 км от источника сбросов. Слабую миграционную способность имеют также ¹⁰³Ru, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁰Ва, ¹⁴¹Се, ¹⁴⁴Се. Более подвижным является ¹³⁷Cs и наибольшей миграционной способностью характеризуется ⁹⁰Sr, активность которого в устье р. Теча снижается всего в 3—4 раза, несмотря на возрастание расхода воды в реке.

Радиоактивное загрязнение поймы р. Теча характеризуется значительной неоднородностью. Диапазон изменений плотности загрязнения речной поймы составляет: по ⁹⁰Sr — 30—6100 кБк-м^-2; по ¹³⁷Cs — 30—5600 кБк-м^-2; по 239,24ор_и — о, 4—4,1 кБк-м^-2. С удалением от источника сбросов плотность загрязнения поймы уменьшается, оставаясь, однако, значительно выше регионального фона.

В начале 2000;х гг. были развиты методы расчета доз, получаемых различными представителями биоты, в том числе и водной, чего 15—20 лет тому назад можно было только желать. В табл. 10.3 приведены результаты таких расчетов.

Таблица 10.3

Оценки мощности дозы облучения водных и околоводных организмов в период максимальных радиоактивных сбросов в р. Теча в 1950—1951 гг., Гр-сут-1.

Для сравнения приведена и дозовая нагрузка на человека в этот период. Последний столбец характеризует положение дел через —40 лет после начала сбросов. В скобках указан диапазон изменений мощности дозы.

Методология радиоэкологических исследований пресноводных экосистем, разработанная в начале XXI в., позволила получать количественную оценку распределения радионуклидов по основным компонентам пресноводных экосистем и проводить ретроспективные оценки последствий загрязнений 1950—1965 гг. Например, В. Н. Трапезников с сотрудниками показали, что расчет запасов радионуклидов в компонентах водных экосистем, играющих роль депо радиоактивных веществ, служит количественной оценкой барьерной функции этих биогеоценозов по отношению к переносу нуклидов за пределы данной экосистемы.

Из работ многих ученых следует, что основным депо радионуклидов в пресноводных биогеоценозах являются донные отложения, которые поглощают 80% и более нуклидов. Активность вод колеблется от процента до 20%. Гидробионты содержат менее процента от суммарной активности в водоеме.

В водных экосистемах наиболее уязвимыми для воздействия радиации оказались растительноядные рыбы — карп и карась. Так как, во-первых, они питаются водорослями (с высоким уровнем радиоактивного загрязнения), а во-вторых, проводят зиму, зарывшись в радиоактивный ил. Высокие дозы привели к заметному снижению их воспроизводства и численности в первые 2—3 года. Начавшиеся в 1960 г. регулярные контрольные отловы карася и карпа не выявили нарушений в структуре их популяций. На остальные, более устойчивые звенья водных экосистем (планктон, беспозвоночные, растительность), вредного влияния облучения обнаружено не было. Основной вклад в дозу для водной биоты давали такие радионуклиды, как ⁸⁹Sr, ⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru, ¹³⁷Cs, ¹⁴⁴Ce. Впоследствии дозы облучения водных организмов значительно уменьшились до уровней малых доз—10 раз более высоких по сравнению с природным фоном.

В дозы, представленные в табл. 10.3, основной вклад давали инкорпорированные радионуклиды, радиологическая значимость которых существенно различалась для разных экологических групп организмов. Для планктона основными дозообразующими нуклидами являлись ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁴Се и изотопы плутония, для моллюсков — ⁸⁹>⁹⁰S_r, ¹⁰⁶Ru и ¹⁴⁴Се, для рыб и водоплавающих птиц — ⁸⁹>⁹⁰Sr _и i37Cs.

В 1950—1951 гг. поглощенная доза для водных организмов в р. Теча, согласно расчетным оценкам, в среднем была в 100—300 раз выше, чем для человека. Однако в целом можно утверждать, что экологические последствия радиоактивного загрязнения природных сред на р. Теча, оцениваемые по общебиологическим и радиобиологическим показателям, не были ощутимыми. Длительный отрезок времени, прошедший с момента тотального загрязнения окружающей среды, и относительное постоянство радиоэкологической обстановки в этом районе не были, к сожалению, сопряжены с довольно широкими экологическими исследованиями. Территориям, загрязненным в связи с аварией 1957 г., в этом плане «повезло» больше.

Наиболее значимым во всем мире хранилищем РАО и источником загрязнения приповерхностных вод радионуклидами стало «Озеро Карачай» и то, во что оно было преобразовано. В начале это было болото верхового типа, которое иногда пересыхало и становилось лугом. На топографических картах водоем был обозначен как «болото Карачай». Решение о направлении ЖРО в водоем было принято специальной комиссией. Предполагалось производить сбросы два месяца, но они производились несколько десятилетий, начиная с 28 октября 1951 г., и озеро, получившее название водоем В-9, перестало быть пересыхающим. Водный баланс водоема стал складываться из сбросов жидких отходов, притока воды с водосбора, осадков и потерь воды вследствие испарения и фильтрации через дно. В результате фильтрации через ложе водоема непосредственно под ним сформировалась линза радиоактивных вод — уникальный по мощности источник загрязнения окружающей среды радионуклидами.

Сбросы привели к росту уровня воды в хранилище. Из-за блюдцеобразной формы озерной впадины площадь водного зеркала в 1956 г. достигла 44 га. Уровень воды водоема превысил уровни окружающих водоемов на 30—40 м, что определило объем и направление фильтрации из водоема. Более плотные жидкие промышленные отходы, радиоактивные и не радиоактивные, начали фильтроваться в подземные воды и формировать ореолы загрязнения подземных вод. Гидрогеологические условия расположения озера Карачай оказались неблагоприятными для обеспечения радиационной безопасности окружающей среды.

За весь период эксплуатации в водоем было сброшены РАО с активностью -2−10¹⁹ Бк. По состоянию на 1985 г. в водоеме с учетом периода полураспада было 4,5−10¹⁸ Бк (3-излучателей. Образовалось 1,9−10⁵ м³ техногенных отложений — высокоактивных подвижных илов. В 1950—1960;х гг. на береговой полосе водоема экспозиционная доза достигала 3 Р/мин! Из-за поступления сбросов ПО «Маяк» в 1962 г. площадь его зеркала стала >53 га. Весна 1967 г. оказалась засушливой и с маловодным паводком. Его площади сократилась на 20—30 га и сильными ветрами с оголенной поверхности дна и береговой полосы было вынесено значимое количество радиоактивных аэрозолей. В результате этого площадь загрязнения с плотностью > 3,7 кБк-м~² по ⁹⁰Sr и > 7,4 кБк-м^-2 по ¹³⁷Cs составила около 1800 км². На этой территории жило —40 тыс. человек^[10].

Благодаря ветровому разносу руководство отрасли решило просто ликвидировать озеро — засыпать его. В ходе начавшихся работ наблюдалось вытеснение материалом засыпки подвижных донных отложений, вплоть до выхода их над поверхностью воды. Обнажение подвижных донных отложений, фактически являющихся высокоактивными отходами, создавало предаварийную ситуацию. В районе производства работ резко ухудшалась радиационная обстановка.

На 1992 г. активность ⁹⁰Sr в озере составляла — 6,3−10⁷ Бк-л^-1, ¹³⁷Cs —4,4−10⁸ Бк-л-^[10]. Суммарная активность на 1997 г. была —4400 ПБк. В конце 1990;х гг. в В-9 поступали ЖРО с удельной активностью —6−10⁸ Бк-л^-1 объемом —20 000 мЗ-год-^[10].

Работы по ликвидации водоема неоднократно начинались и прекращались. В начале 2000 гг. в связи с изменение метеоусловий, уровень водоема достиг наивысших отметок, на 3,4 м превысив начальный уровень озера Карачая. В сложившейся ситуации был разработан новый проект «Консервация водоема В-9, третья очередь». 26 ноября 2015 г. работы по засыпке водоема были закончены. Возникло «новое» не имеющее прецедентов открытое хранилище РАО. Появление его находится в очевидном противоречии с законом «Об обращении с радиоактивными отходами» и Водным кодексом. Основная опасность — загрязнение радионуклидами подземных вод так же актуальна, как и прежде.

Все мероприятия, проводившиеся до 2018 г. включительно, не преследовали цели осуществить радиационно-экологическую реабилитацию загрязненной речной системы и ее поймы. Наличие ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs и ²³⁹— ²⁴⁰Ри в водных и наземных экосистемах обусловливает их долговременное загрязнение. Неоднократно проводились оценки экологических последствий радиоактивного загрязнения р. Теча и ее поймы.

По таким показателям, как видовое разнообразие и биологическая продуктивность экосистем, территория санитарной зоны вдоль р. Теча не отличается от сходных экосистем региона, за исключением изменений в сукцессии, вызванной прекращением хозяйственного использования воды и поймы. Создание режима заповедника на территории санитарной зоны привело к увеличению численности и росту биологической продуктивности популяций отдельных видов животных: рыб, водоплавающей птицы, ондатры, бобров. Подобное наблюдается и в некоторых местах, изъятых из общего пользования в результате аварии на ЧАЭС.

Ввиду отсутствия научных данных о состоянии планктона и бентоса в р. Теча до начала сбросов и в 1950;е гг., невозможно оценить угнетающее действие радиоактивного загрязнения вод на состояние популяции местных видов рыбы. Вполне возможно, что радиобиологические эффекты у представителей речной фауны в тот период имели место, но ретроспективное восстановление картины произошедшего невозможно. С течением времени эти эффекты могли быть компенсированы усилением регенерационных популяционных процессов.

Все мероприятия по стабилизации положения дел здесь были крайне малоэффективны. Их начинали и о них «забывали». Условно говоря, они происходили в двух направлениях:

• 1) совершенствование технологий, направленных на снижение радиоактивных сбросов во внешнюю среду;
• 2) вмешательство в жизнедеятельность населения с целью снижения дальнейшего облучения населения.

Как это и должно было быть, первое направление, связанное с воздействием на источник, было существенно более эффективным для людей, чем второе. Более того, мероприятия, соответствующие второму направлению, часто дополнительно ухудшали положение людей.

Во всех случаях, как «острого» облучения, так и последующего периода хронического радиационного воздействия, уровни облучения биоты были значительно выше по сравнению с облучением человека. Это указывает на целесообразность самого внимательного рассмотрения проблемы обоснования радиоэкологических критериев радиационной безопасности человека и природных биоценозов при радиационной аварии. Для тех экосистем, с которыми мы имели место в долине р. Течи, несмотря на 100-кратные различия в дозах, несоблюдение гигиенических нормативов привело к неблагоприятным воздействиям на человека, но не ухудшило заметным образом экологическую ситуацию.

• [1] янии до 50 км. Половина из них получила дозы по этому каналу облучения > 100 мЗв.
• [2] 2 Продолжавшийся более двух лет судебный процесс над ген. директором привел
• [3] к его осуждению, но ничего в практическом плане не улучшил.
• [4] Даже из с. Метлино, находящегося на берегу Метлинского пруда-отстойника РАОв 7 км от места сброса, все жители (1242 человека) были отселены только к 1956 г. Естьуказания на то, что у ряда жителей села в 1951 г. значения мощности дозы достигало
• [5] Гртод1. Всего было эвакуировано 7500 человек из деревень, находящихся на рассто
• [6] Согласно «Общим санитарным нормам и правилам» охраны здоровья работающихна объектах Комбината № 817 (теперь «Маяк»), дневная норма при шестичасовой сменеустанавливалась в 1 мЗв (т.е. за год не более 300 мЗв). В случае аварии допустимымсчиталось однократное облучение в дозе 250 мЗв за период не более 15 мин.
• [7] В 1950—1953 гг. доза облучения населения с. Муслюмово от потребления1 кг загрязненной речной рыбы составляла около 0,1 Зв.
• [8] Аклеев А. В. Хронический лучевой синдром у населения бассейна реки Теча.
• [9] Akleyev A.V. 2014 г.
• [10] Хотя суммарный выброс в случае ветрового разноса составляет только —0,03%от выброса при взрыве в 1957 г. емкости для хранения ВАО, эту аварию по воздействиюна окружающую среду часто включают в десятку самых сильных разовых воздействий.
• [11] Хотя суммарный выброс в случае ветрового разноса составляет только —0,03%от выброса при взрыве в 1957 г. емкости для хранения ВАО, эту аварию по воздействиюна окружающую среду часто включают в десятку самых сильных разовых воздействий.
• [12] Хотя суммарный выброс в случае ветрового разноса составляет только —0,03%от выброса при взрыве в 1957 г. емкости для хранения ВАО, эту аварию по воздействиюна окружающую среду часто включают в десятку самых сильных разовых воздействий.