Атомна енергетика України

Аналіз радіаційних характеристик показав більш високий ступінь надійності і безпеки для навколишнього середовища і населення енергоблоків із реакторними установками ВВЭР-640 і ВВЭР-1000 у порівнянні з енергоблоками попередніх поколінь як при нормальній експлуатації, так і при аваріях різноманітних класів ваги [5].

Характеристика радіоактивного забруднення довкілля внаслідок Чорнобильської катастрофи

Внаслідок вибуху ядерного реактора 4-го блоку Чорнобильської АЕС та руйнації його захисних оболонок стався потужний викид радіоактивних речовин у тропосферу. Сумарна активність на момент аварії в активній зоні реактора перевищувала 210 Ексабеккерелів (ЕБк = 1018 Бк), при цьому активність радіонуклідів з періодом напіврозпаду менше трьох діб становила близько 120 ЕБк (6). З побудовою над зруйнованим реактором захисних споруд («Укриття») викиди активності у довкілля фактично припинились.

За підрахунками різних авторів, у довкілля було викинуто до 13 ЕБк радіонуклідів. Близько 200 радіоактивних ізотопів елементів в різних фазових та хімічних формах переміщувались в атмосфері за складними траєкторіями на відстані у тисячі кілометрів від Чорнобильської АЕС і в травні 1986 року спостерігались в усіх країнах північної півкулі, на акваторіях Тихого, Атлантичного та Північного Льодовитого океанів, найпомітнішими із радіонуклідів були 131І та 137Cs. Співвідношення між різними радіонуклідами, залежно від часу викиду, суттєво відрізнялися.

Серед основних фаз активного викиду можна умовно виділити три: «експлозійну», «еманаційну низькотемпературну» та «еманаційну високотемпературну»:

перша - обумовлена поширенням переважно дрібнодиспергованих часток ядерного палива (з накопиченими під час роботи реактора продуктами поділу цього палива та його активації) і графіту, що утворилися внаслідок потужного вибуху реактора, та радіоактивних благородних газів, ізотопів йоду, тритію;

друга - характеризується повільним у часі зменшенням потужності викиду радіоактивних речовин протягом наступних за 26-м квітня п'яти днів із сумарним за активністю викидом, еквівалентним викиду першого дня [7]. Це було спричинено поступовим зниженням температури паливовміщуючих мас за низкою вжитих заходів, спрямованих на запобігання виникненню некерованої ланцюгової реакції, та зменшення викиду із зруйнованого реактора в атмосферу. Температура коливалась в межах 600-1000 °С і до атмосфери надходили найбільш летючі елементи та їх сполуки, серед яких переважали ізотопи телуру, йоду, цезію;

третя - була викликана підвищенням температури паливовміщуючих мас до 2000 °С і більше, що супроводжувалось відповідним збільшенням потужності викиду, зростанням у ньому частки тугоплавких елементів стронцію, цирконію, церію, ізотопів плутонію та інших.

Можна говорити і про четверту фазу - періодичних підйомів активності джерела викиду, яка спостерігалася ще майже до кінця травня 1986 р., проте забруднення повітря після них було у десятки разів менше, ніж під час перших трьох фаз [8].

За оцінками різних авторів, у зруйнованих приміщеннях 4-го блоку ЧАЕС залишилося від 70% [9] до 95% [10] палива від вмісту його в активній зоні на час аварії, решту разом з продуктами поділу та активації було викинуто за межі блоку, що спричинило глобальне забруднення навколишнього середовища.

З часом активність радіонуклідів, викинутих у довкілля, суттєво зменшилася і основну радіологічну небезпеку становлять трансуранові елементи та 137Cs і 90Sr

До сьогодні відсутні точні знання про особливості фізико-хімічних процесів, що відбувалися в зруйнованому реакторі в період найбільшого викиду радіонуклідів (26.04.86-06.05.86) у довкілля. Внаслідок серії вибухів 26.04.86 та тривалого існування високотемпературної маси складного змісту залишків активної зони. За межі 4-го блоку ЧАЕС було викинуто радіоактивні речовини від крупноблочних уламків активної зони, устаткування ядерного реактора, біологічного захисту, які були зосереджені на території промислового майданчика ЧАЕС, до газово-паро-аерозольної суміші з частинками мікронного та субмікронного розмірів, що поширилися по всьому світу.

Для цілей прогнозу радіоекологічних наслідків на майбутнє вченими різних наукових напрямків здійснено прискіпливе вивчення фізичних та хімічних властивостей, форм, структури, мінерального та хімічного складу матеріалів, які сформували радіоактивне забруднення навколишнього природного середовища, на різних відстанях та за різними напрямками поширення цих матеріалів від Чорнобильської АЕС [7, 11, 12].

Характерними для “чорнобильських” викидів є наявність широкого спектра форм та складу речовин, які містять радіонукліди: газова, паро-аерозольна, аерозольна суміші, паливні частинки, мінеральні частинки-носії конденсованих на них радіонуклідів, агломерати різних мінеральних форм, органічні сполуки. Склад цих матеріальних форм варіює від фактично моноелементних благородних газів, атомарного йоду, рутенію до поліелементних сполук та агрегатів, паливних частинок, графітових, силікатних та інших частинок-носіїв з різними співвідношеннями між радіонуклідами, які були напрацьовані за час експлуатації чорнобильського реактора, та їх ступенями окислення [7, 11]. За визначенням, «гарячою частинкою» може бути будь-яке мікроскопічне мінеральне утворення, яке характеризується підвищеною радіоактивністю, переважна більшість тих, що були утворені при аварії на Чорнобильській АЕС, належить до паливних частинок. Серед них розрізняють частинки [12], які покинули своє джерело під час різних фаз викиду: з не окисленим паливом (діоксидом урану) - на експлозійній фазі, та з різним ступенем окислення урану на наступних фазах, що відбувалися тривалий час за підвищених температур в активній зоні реактора (вірніше, - того середовища, що залишилося на його місці).

Багатофазовий процес руйнації ядерного реактора обумовив певні залежності у формуванні особливостей радіоактивного забруднення територій, різновіддалених від Чорнобильської АЕС.

Більш ніж 90% 90Sr, 141,144Ce, ізотопів Pu, 241Am було викинуто у вигляді паливних частинок розміром близько 10 мікрон і менше. Поширення 137Сs в межах зони відчуження майже на 75% пов'язано із паливними частинками [12]. Частинки з паливними, майже незміненими, співвідношеннями між радіонуклідами спостерігаються переважно в межах Зони відчуження. Південно-західний слід характеризується ознаками високого рівня фракціонування легколетких радіонуклідів, північний слід теж має подібні ознаки, а от у випадах на південних напрямках від ЧАЕС співвідношення близькі до паливних. Конденсаційні частинки, які мають розмір менший за паливні, більшою мірою характерні для територій, віддалених від ЧАЕС не менше як на 30-40 км.

Радіонукліди, які входять до їх складу, мають переважно легкорозчинну форму [13].

Найбільшу відстань від ЧАЕС подолали 103,106Ru, 131,133I, 132Te, 134,137Cs та радіоактивні інертні гази у складі паро-аерозольної, газової суміші та частинок субмікронного розміру, що і зумовило формування досить значних за площею радіоактивних „плям” на території більшості європейських країн. Ці ж радіоізотопи у значній кількості спостерігалися в Тихому та Атлантичному океанах, у випадіннях на території Північної Америки та Азії.

На території Зони відчуження 90Sr та 134,137Cs у перші роки після аварії були переважно у нерозчинній формі [14] і входили до складу гарячих частинок, але з часом відбувалася руйнація цих частинок і 90Sr та 134,137Cs набувають більшої рухливості у зоні гіпергенезу, особливо перший з них, який стає більш біодоступним, водночас - 134,137Cs залишається фактично на місці, зв'язуючись у малорухливі форми глинистими мінералами ґрунтів [15].

Особливості формування радіоактивного забруднення довкілля

Масштаби забруднення і фактори, що їх зумовили

Найбільшого забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи зазнали Білорусь, Росія та Україна. Проте, оскільки повітряні маси, насичені радіоактивними речовинами, мандрували над північною частиною земної кулі протягом декількох тижнів, то забруднення торкнулось майже всіх країн Європи, але більше за інших - країн Скандинавії та Альпійського регіону. Зона з підвищеними рівнями радіоактивного забруднення фактично сформувалася у перші десять днів. Їх наявність, на відстанях понад 50 км від Чорнобильської АЕС, зумовлюється декількома факторами:

Ш викидом забруднених радіоактивних мас у атмосферу на висоту ~2000 м;

Ш випаданням дощів над територіями, де сталося забруднення;

Ш наявністю складних ландшафтних форм, які обумовлювали зміну напрямків та висоти руху повітряних мас, забруднених чорнобильським викидом.

Висота викиду радіоактивних речовин визначила глобальний характер забруднення, а дощі та ландшафти обумовили строкатість (плямистість) забруднення територій.

В Україні, у першу чергу випадінням дощів у Народицькому та Лугинському районах Житомирської області, південних районах Київської області, на Черкащині, Поділлі та Прикарпатті зумовлено формування там зон з підвищеною щільністю забруднення 134,137Cs. Дощі зумовили вимивання радіоактивних часток, аерозолів із тропосфери, і утворення, відповідно, зон радіоактивного забруднення на значній території Білорусі і Росії, а також у Швеції, Фінляндії, Німеччині, Австрії, Швейцарії, Греції, Болгарії, Румунії, Грузії.

При вивченні особливостей розподілу зон з підвищеним рівнем 137Cs з віддаленням від Чорнобильської АЕС, на відстанях 800-1400 км, відзначається поява локального максимуму, зумовленого впливом гірських масивів на переміщення повітряних потоків, у тому числі на збільшення атмосферних опадів у передгір'ях (Альпи, Балкани), отже, і на збільшення щільності випадінь 137Cs.

Результати оцінки розподілу 137Cs на території Європи свідчать про те, що:

Ш найвища щільність забруднення (qCs-137) зосереджена в межах 30-км зони навколо ЧАЕС, а рівні забруднення, які перевищують глобальний фон, спостерігаються на відстані до 3000 км від місця аварії;

Ш на території України, Білорусі, Європейської частини Росії, в межах кола з радіусом 400 км від ЧАЕС, на площі, яка складає близько 5,5% від загальної площі території Європи, знаходиться майже 40% викинутої за межі промислового майданчика ЧАЕС кількості 137Cs (QCs-0137);

Ш загальна кількість 137Cs, який випав на території Європи, складає близько 80 ПБк, що в межах похибки визначення узгоджується з оцінкою загальної кількості радіонукліда, яка була викинута за межі промислового майданчика ЧАЕС [8].

Після аварії майже на 75% території України (в 10 областях майже 100%) рівні забруднення 137Cs більш ніж вдвічі перевищували доаварійні, а його загальна активність, що виявлялася за межами об'єкта „Укриття” (без урахування тієї кількості, що була розміщена як радіоактивні відходи у відповідних сховищах та тимчасових пунктах зберігання), перевищила 13 ПБк. найбільшого за масштабами (близько 100%) та рівнями (понад 1 МБк/кв. м) забруднення зазнали Київська та Житомирська області. На територіях Рівненської, Черкаської та Чернігівської рівні вдвічі менші. Майже на 100% території Донецької, Івано-франківської, Луганської, Сумської та Чернівецької областей забруднення більш ніж вдвічі перевищили глобальні доаварійні рівні 1967-1968 років.

Проте, не завжди високий рівень радіоактивного забруднення є причиною виникнення радіоекологічних проблем. За наявності ґрунтів, в яких 137Cs набуває більшої біодоступності, критичними для життєдіяльності можуть стати території із порівняно помірними (близько 40 кБк/кв. м) рівнями забруднення.

Значна частина лісів, особливо Українського Полісся, належить до таких територій. Взагалі більш ніж 80% площі лісів зазнали значного забруднення 137Cs.

Масштаби значного забруднення території України 90Sr, ізотопами Pu, 241Am в порівнянні із 137Cs суттєво менші Ці радіонукліди належать до групи важколетких, і їх основна кількість надійшла до атмосфери переважно у першу фазу аварії після серії вибухів активної зони 26.04.86 р. У наступні дні їх вихід у потоці паро-аерозольно-газової суміші був зумовлений горінням графіту, а також після підвищення температури в активній зоні до 2000 °С і більше за рахунок утворення більш летких поліелементних сполук, абсорбції на мінеральних частинках [7, 11].

Особливе місце у формуванні радіоактивного забруднення довкілля займають ізотопи радіоактивного йоду 131,132,133,135І, які належать до групи легколетких елементів та є коротко існуючими радіонуклідами. (При цьому варто відзначити, що високою радіологічною значимістю відрізняється тільки 131І, з інших ізотопів йоду лише 133І зробив значимий внесок у зальну дозу опромінення щитоподібної залози дітей м. Прип'яті та навколишніх сіл).

При підвищенні температури активної зони ізотопи йоду фактично майже повністю були викинуті до атмосфери і поширилися з повітряними масами по всій північній півкулі. Відсутність належної моніторингової мережі не дозволила оцінити масштаби поширення цих радіонуклідів.

Природні процеси розпаду радіонуклідів за 20 років, що минули після аварії на Чорнобильській АЕС, внесли суттєві корективи у структуру розподілу радіонуклідів 137Cs та 90Sr на території України. Майже вдвічі збільшилася площа території України, де рівні забруднення 137Cs співставні із доаварійними і більш ніж у двічі скоротилася площа території, де рівень забруднення 90Sr перевищував доаварійний.

Рівень і масштаби забруднення території України ізотопами Pu фактично не змінилися. Активність 241Am поступово зростає, за рахунок розпаду 241Pu.

Деякі особливості формування забруднення урбанізованих територій

На відміну від природних, територій сільськогосподарського використання, забруднення урбанізованих територій характеризується низкою певних відмінностей. По-перше: формування радіоактивного забруднення відбувалось як за рахунок сухих та мокрих випадів, так і за рахунок транспортних засобів, по-друге: на урбанізованих територіях переважають непроникні поверхні, які на відміну від сільськогосподарських (проникних) характеризуються певною адсорбуючою здатністю, що обумовлює неоднорідний перерозподіл забруднення при змиванні його з непроникних поверхонь. До особливостей забруднення урбанізованих територій належать: наявність точкових та лінійних аномалій, які формуються під ринвами, вздовж доріг, між бордюрами, водозливними риштаками, під окремими деревами, вздовж дамб; існування об'ємних джерел опромінювання в паркових зонах; утримання забруднення даховими покриттями (від 25 до 90% утриманого 137Cs); наявність в місцях неорганізованого обмивання автомобілів невеликих площинних аномалій [17]. Водночас рівень зовнішнього опромінення на урбанізованих територіях нижче, ніж у сільській місцевості або в лісі.

Радіоактивне забруднення водних систем

З часом радіонукліди поступово мігрують з поверхні у більш глибокі шари, значна їх кількість переміщується у просторі з поверхневими водами. Річки і дотепер залишаються основними транспортними системами перенесення забруднення. Радіоактивне забруднення водних об'єктів відбувалося як внаслідок прямих випадінь радіоактивних аерозолів, так і за рахунок вторинних ефектів змиву з поверхонь водозборів, перетікання із більш забруднених об'єктів до чистіших, а також внаслідок масообміну між донними відкладами та водними масами.

За 1986-2005 роки тільки водами р. Прип'яті винесено понад 123 ТБк 137Cs та 148 ТБк 90Sr. Водозбірні території річок Прип'яті і Дніпра є однією із найбільших водних систем у Європі. За існуючими оцінками [18], у басейні річок Дніпра і Прип'яті зосереджено близько 19,6 ПБк 137Cs; і 2,3 ПБк 90Sr. Кількість радіонуклідів, яка потрапляє у воду, пропорційна:

Ш величині активності у верхньому, так званому ефективному, шару ґрунтів водозборів;

Ш долі обмінних форм радіонуклідів, що можуть переходити у ґрунтовий розчин (для різних типів ландшафтів вона відрізняється);

Ш геохімічному складу ґрунтів;

Ш кількості води (шару стоку), що формується на забрудненій території в впродовж гідрологічної події.

Найбільші рівні забруднення поверхневих водних об'єктів спостерігалися безпосередньо протягом періоду випадання аерозолів на їх акваторію. Протягом перших післяаварійних тижнів у річках Прип'ять, Тетерів, Ірпінь, Дніпро, навіть на відстані у декілька десятків кілометрів від ЧАЕС, рівні забруднення вод перевищували санітарні норми у десятки, сотні і навіть у тисячі разів. Найбільш високі рівні забруднення у воді спостерігалися у р. Прип'ять біля м. Чорнобиль, де активність води по 131I досягала 4440 Бк/л.

Саме перевищення в десятки разів існуючих на той час гранично-допустимих концентрацій (ГДК) забруднення води питного водопостачання і невизначеність щодо подальших перспектив забруднення і контрзаходів, які, здавалося, можна було протиставити у подальшому розширенню радіоактивності із водними стоками, зумовили панічні настрої. Проте, вже протягом перших тижнів після завершення періоду аерозольних випадань, за рахунок фізичного розпаду короткоіснуючих радіонуклідів, а також відносно швидкої фіксації радіонуклідів у ґрунтах водозборів і донних відкладах водойм, спостерігалося швидке зниження рівнів забруднення поверхневих вод.

З часом основними компонентами радіоактивного забруднення водних екосистем стали 137Cs і 90Sr, їх концентрації у Дніпровській водній системі спостерігалися на відносно низьких рівнях, тимчасово підвищуючись у річках під час весняних повеней і дощів. Основними джерелами вторинного постачання, перш за все 90Sr, у Дніпровську водну систему у зв'язку з природними процесами транспорту вод стали забруднені території заплави р. Прип'ять у Зоні відчуження ЧАЕС, а також фільтраційні стоки із водойм і підтоплених територій. Саме вони стали основними об'єктами радіаційного контролю і водоохоронних заходів, які тривали з певними періодами затухання і активізації протягом всього післяаварійного періоду.

Проблема стоку радіонуклідів і забруднення річок. Процеси змиву радіоактивності у річки з поверхневим стоком на водозборах стали домінуючим фактором розповсюдження забруднення на значні території за межами Зони відчуження ЧАЕС. Проте, щорічне зменшення кількості радіонуклідів через природний змив з поверхні забруднених ґрунтів виявилося незначним, а саме: від кількох десятих до 1% загальної радіоактивності в басейнах річок. На більшості водозборів.

Радіоактивне забруднення озер і водосховищ. Озера і водосховища були також спочатку забруднені переважно через аерозольні випадання і постачання радіонуклідів у водойми з прилеглих територій. Концентрації радіонуклідів в озерах і водосховищах також зменшувалися достатньо швидко протягом першого року випадань, але суттєво залежали від складових їх водного балансу. У деяких випадках (це стосується переважно поведінки 137Cs у замкнених водоймах із органічними ґрунтами водозборів і донних відкладів) рівень їх радіоактивного забруднення залишався досить високим протягом всього післяаварійного періоду і знижувався дуже повільно.

У замкнених водоймах Зони відчуження ЧАЕС протягом останнього десятиріччя спостерігалися підвищені рівні забруднення 90Sr за рахунок вилужування його у воду із подрібнених частинок ядерного палива.

Найбільш забрудненими озерами зони відчуження є закриті водойми на забруднених ділянках заплав річок, водойма-охолоджувач ЧАЕС, а також штучні водойми, що утворилися на забруднених територіях як наслідок спорудження гідротехнічних споруд або неефективної роботи дренажних систем на підтоплених територіях. Характерними прикладами таких водних об'єктів на території Зони відчуження є озеро Глибоке, водойма-охолоджувач ЧАЕС і штучні водойми підтоплення в басейнах річок Сахан, урочища Родвіно та інші.

Озеро Глибоке являє собою особливу водну систему. Воно розташоване на найбільш забрудненій ділянці лівобережної заплави річки Прип'яті на відстані декількох кілометрів від ЧАЕС. На водозборах озера і у намулах дна, навіть майже через 20 років після аварійного викиду ЧАЕС збереглася значна кількість паливних часток зруйнованого реактора. Руйнування і вилужування радіонуклідів із цих часток ядерного палива є основним джерелом високих рівнів радіоактивного забруднення водойми 90Sr в діапазоні від 100 до 200 Бк/л, що не тільки не спадає, а протягом останніх років зберігає тенденцію до підвищення.

Водойма-охолоджувач ЧАЕС є найбільшою із замкнених водойм площею понад 22 км² і об'ємом води до 149 млн. м³, що була забрудненою радіоактивними випаданнями під час аварії, а також скидами з об'єктів промислового майданчика ЧАЕС.

Щорічний винос 90Sr у р. Прип'ять із водойми за рахунок фільтрації із водойми становить всього кілька відсотків від стоку даного радіонукліду річкою за останні роки. Сучасний вміст 90Sr у водоймі становить 1-2 Бк/л. Сезонні варіації вмісту 137Cs у водних масах водойми є результатом коливання біомаси фітопланктону у водоймі відповідно до його сезонної динаміки [25].

Якщо припинити регулярне поповнення втрат води на фільтрацію і випаровування із водойми за рахунок роботи насосної станції, рівні води у водоймі поступово впадуть і досягатимуть тих же відміток, що і у річці Прип'ять. Через 3-5 років після припинення підкачування води фільтрація із водойми припиниться, а частина дна із забрудненими донними відкладами буде оголеною для можливого вітрового підйому та перенесення. Після спуску водойми вона трансформується на систему відокремлених водойм, рівні води у яких будуть коливатися відповідно до сезону і водності року. Частина оголеного дна з високими рівнями радіоактивного забруднення піддаватиметься вітровій ерозії. Водночас, як свідчать дослідження останніх років, суттєвого впливу на формування близько розташованих територій від розповсюдження радіоактивних часток дна не буде, донні відклади досить швидко заростуть рослинним покривом і навіть за відсутності будь яких запобіжних заходів колишня водойма-охолоджувач ЧАЕС, відокремлена захисною дамбою, не буде суттєво впливати на вторинне забруднення прилеглих територій [26].

Сучасний стан водойми і варіанти застосування різних стратегій щодо спуску і реабілітаційних заходів на водоймі охолоджувачі ЧАЕС розглядалися в рамках кількох проектів міжнародного співробітництва, результати яких запропоновано використати у плануванні оптимального і небезпечного управління цією водоймою у зоні відчуження ЧАЕС.

Дніпровські водосховища. Водосховища Дніпровського каскаду також були забруднені радіоактивними аерозолями, що осіли на водну поверхню, і через постачання із річковими водами. Радіонукліди, що надходили із річковим стоком, частково перерозподілялися в системі між водними масами і дном, як результат їх седиментації у донних відкладах. Процес виведення радіоцезію із водних мас у донні відклади і їх геохімічна фіксація стали основним фактором самоочищення водної системи і причиною того, що 137Cs, який надходив у водосховища із річками, практично не досягав Чорного моря.

Домінуючими радіонуклідами у водних масах водосховища з плином часу став 90Sr, а із спектру чорнобильських радіонуклідів у донних відкладах переважає 137Cs. Кількісні оцінки стану забруднення дна водосховищ було виконано майже 10 років тому, і на 2005 р. можна припустити, що надані раніше величини суттєво не змінилися. Це сталося тому, що зменшення кількості радіонуклідів у водосховищах за рахунок фізичного розпаду і виносу їх у Чорне море було частково компенсовано притоком радіонуклідів з водозборів басейну із річковим стоком [22, 27]. Завдяки активним процесам седиментації тільки незначна кількість 137Cs, що надходить у водні маси, потрапляє до водосховищ нижньої течії Дніпра, а рівні забруднення, наприклад, Каховського водосховища, у 2004-2005 рр. практично повернулися до рівнів, що спостерігалися до аварії на ЧАЕС 1986 р.

З іншого боку, концентрації 90Sr зменшуються по довжині дніпровської водної системи на відстані від зони ЧАЕС всього на 30-40% переважно шляхом розбавлення чистими притоками і досягають Чорного моря без суттєвого накопичення у донних відкладах.

Радіонукліди в морських екосистемах Сумарну кількість 137Cs в атмосферних опадах на акваторію Чорного і Азовського морів оцінено величиною приблизно 2,8 ПБк на всю поверхню моря, що майже подвоїло кількість 137Cs, який потрапив до акваторії, ще за рахунок глобальних випадінь від ядерних вибухів (3,1 ПБк) [28-30].

За даними широкого кола наукових досліджень українських і міжнародних організацій, найбільші рівні забруднення вод моря спостерігалися на початку травня 1986 р. і спостерігалися в діапазоні 15-500 Бк/м3. Але вже на осінь 1986 р. динамічні процеси переміщення водних мас привели до вирівнювання поля забруднення до 40-70 Бк/м3 [29]. Через 15 років експедиційні дослідження стану моря засвідчили, що сучасні рівні забруднення моря зменшилися до 20-35 Бк/м3 [30].

Динаміку накопичення радіонуклідів Чорнобильського походження, порівняно з тими, що потрапили в басейн моря протягом 50-60-х років минулого сторіччя, можна відстежувати за результатами вивчення вмісту радіоцезію у глибоководних осадах Чорного моря (глибина до 2000 м). За даними українських моніторингових досліджень, у шарах 0,8-1,0 см ґрунту чітко спостерігається пік чорнобильського забруднення, а в шарах від 1,5 до 2,5 см простежуються сліди забруднення періоду широких випробувань ядерної зброї.

За роки після аварії додаткове привнесення радіонуклідів з річковими водами було незначним порівняно із початковим забрудненням за рахунок випадань з атмосферними опадами [27].

Аерозольне привнесення 90Sr з атмосферними опадами і винос його в море річковим стоком збільшили кількість накопиченого стронцію у морі після періоду бомбових випробувань приблизно на 19% і було оцінено близько 1760 TБк [29, 30]. Сьогодні кількість радіонуклідів у морі продовжує зменшуватися у зв'язку з фізичним розпадом радіонуклідів і частковим виведенням радіоактивності у глибоководні зони моря. Проте, за даними Інституту біології Південних морів НАНУ, більша частина радіоактивності ще зосереджена у верхньому (0-100 м) шарі Чорного моря. В Азовському морі радіонукліди переважно рівномірно розповсюджені по акваторії і накопичені у донних відкладах на рівнях трохи вище дочорнобильського фону.

Біоакумуляція радіонуклідів чорнобильського походження у гідробіонтах Чорного моря була суттєво нижчою, ніж у прісноводних системах, завдяки більш високому вмісту конкуруючих йонів у солоній морській воді. Типові рівні накопичення радіонуклідів у молюсках становили 1-2 Бк/кг для 137Cs, 90Sr і 1,6-2,5^10-3 Бк/кг для 239,240Pu. Рівні забруднення чорноморської хамси протягом періоду 1999-2003 років не перевищували в різних районах узбережжя моря 1-3 Бк/кг для радіоцезію і 0,1-0,7 Бк/кг для радіостронцію. Біологічних ефектів забруднення не було виявлено [30].

Радіонукліди в підземних водах. Найбільш розгалужену мережу спостережень за станом підземних вод було збудовано у Зоні відчуження ЧАЕС навколо місць стаціонарного і тимчасового поховання радіоактивних відходів, об'єктів спеціалізованого гідротехнічного будівництва, промислового майданчика ЧАЕС, а також у місцях тимчасового проживання персоналу, що працює у Зоні відчуження ЧАЕС та на ділянках, де проводяться фонові спостереження [31]. За результатами спостережень, у цілому рівні забруднення підземних вод, за винятком ділянок розташування і впливи пунктів поховання радіоактивних відходів, впливи фільтраційних стоків із забруднених водойм і промислового майданчика ЧАЕС, є відносно низькими і становлять величини у межах порядку від 0,1 і менше до 1,0 Бк/л для 137Cs і від 1 до 10 Бк/л для 90Sr на найбільш забруднених територіях зони відчуження. Швидкість розповсюдження реалу забруднених підземних вод у напрямку їх розвантаження у річки є дуже повільною, навіть для радіостронцію [32].

У цілому для Зони відчуження і на прилеглих територіях забруднення підземних вод не набуло катастрофічних наслідків, як це очікувалося у найбільш консервативних прогнозах протягом перших років після аварії. Експертні оцінки показали, що навіть у разі повернення місцевого населення у села Зони відчуження із гіпотетичним використанням колодязної води і води із забруднених горизонтів для питного водопостачання, дози опромінення таких людей порівняно із факторами зовнішнього опромінення і дозами за рахунок споживання місцевих продуктів харчування будуть залишатися досить низькими [33].

Інтегральний стік радіонуклідів за рахунок розвантаження підземних вод у річки зони відчуження є і залишатимуться у майбутньому відносно низькими порівняно з потоками радіонуклідів з поверхневим стоком на забруднених територіях і не можуть сформувати будь-які суттєві радіаційні ризики для населення України, що проживає за межами Зони відчуження ЧАЕС [30, 31].

Протягом останнього десятиріччя і на сьогодні відносно високі рівні забруднення вод, а у деяких випадках такі, що перевищують у десятки і сотні разів ГДК для вод питного постачання, спостерігаються тільки у межах безпосереднього поховання радіоактивних відходів, що були споруджені без спеціальних протифільтраційних геохімічних або інших інженерних бар'єрів.

У деяких свердловинах по напрямку потоку підземних вод району ПТЛРВ «Рудий ліс» рівні забруднення вод 90Sr навіть протягом 2004-2005 рр. досягали порядку 100 і навіть 1000 Бк/л. Виняток також становлять деякі специфічні ділянки території із явно вираженими депресійними морфологічними формами рельєфу.

Згідно із прогнозними оцінками, фронт найбільшого забруднення підземних вод, у цілому інтегровано по Зоні відчуження ЧАЕС, почне розвантажуватися у р. Прип'ять не раніше, ніж через 50 років[29].

Протягом наступних років максимальне розвантаження має дорівнювати 100-120 ГБк (або 3,0-3,5 Кі). Порівняно із очікуваним стоком радіостронцію із поверхневими водами підземна складова стоку не буде перевищувати 10-15%.

Після спуску водойми охолоджувача, початок якого очікується в період між 2007 і 2010 роками, потоки забруднених вод із зони розташування промислового майданчика ЧАЕС уповільняться, і це є оптимістичним очікуванням на припущення несуттєвого можливого забруднення дніпровської водної системи за рахунок радіонуклідів, що накопичені у підвалинах і підземних водах під зруйнованим реактором № 4 ЧАЕС. За результатами модельних розрахунків, які було виконано М. Железняком і С. Ківою, потік підземних вод із зони розташування сучасного об'єкта «Укриття» практично не досягатиме р. Прип'ять, бо навіть через сто років фронт 90Sr розповсюдиться не далі, ніж на 600 м, а тому за період досягнення русла річки рівні забруднення вод стануть практично незначними.

РОЗДІЛ 4. ДОЗИ ОПРОМІНЕННЯ НАСЕЛЕННЯ УКРАЇНИ ВНАСЛІДОК ЧОРНОБИЛЬСЬКОЇ АВАРІЇ

Відповідно до структури чорнобильського джерела та шляхів формування доз опромінення населення України внаслідок Чорнобильської катастрофи виділяються чотири основних контингенти опромінених:

Ш ліквідатори (цивільні та військові), які у 1986 та 1987 роках брали безпосередню участь у роботах на ЧАЕС, її промисловому майданчику і в межах 30-км зони;

Ш населення, що у травні 1986 р. було евакуйоване з міст Прип'ять, Чорнобиль та інших населених пунктів 30-км зони;

Ш населення, що проживає на радіоактивно забруднених територіях;

Ш діти та підлітки, які у 1986 р. отримали значні дози опромінення щитовидної залози.

Дози опромінення населення ґрунтуються на результатах дозиметричного моніторингу активності 131I у щитоподібній залозі (понад 150 тис. прямих вимірювань) та вмісту 137,134Cs у організмі жителів (близько 30 тис. вимірювань), виконаних у 1986 р., а також на результатах широкомасштабного еколого-дозиметричного моніторингу, що проводився впродовж 1987-2005 рр.: понад 800 тис. вимірювань і більш ніж 300 тис. вимірювань концентрації 137,134Cs у молоці корів приватного сектору.

Учасники ЛНА на ЧАЕС (відомі також як «ліквідатори») становлять одну з найчисельніших і найбільш опромінену когорту постраждалих внаслідок аварії на ЧАЕС. Проте, ситуація із картиною опромінення ліквідаторів тривалий час лишалася невизначеною. Так, серед ліквідаторів 1986-1990 рр., включених до Державного реєстру України (ДРУ) осіб, що постраждали внаслідок аварії на ЧАЕС, лише близько половини мають записи про індивідуальні дози. Неясною також лишалась якість наявних дозиметричних записів, а також загальна успішність або неуспішність системи протирадіаційного захисту ліквідаторів під час виконання ними робіт з ліквідації наслідків аварії [1].

Тому протягом саме останніх п'яти років було заплановано та значною мірою втілено в життя великий комплекс робіт, спрямованих на привнесення ясності щодо реальних доз опромінення ліквідаторів та ретроспективної оцінки результатів дозиметричного контролю під час ЛНА.

З огляду на вище зазначене, ширше розглянемо проблеми безпеки АЕ. Відомо, що процеси, на яких засноване одержання електроенергії на АЕС - реакції розподілу атомних ядер, потенційно набагато більш небезпечні, ніж, наприклад, процеси горіння. Однак саме тому ядерна енергетика вперше в історії розвитку промисловості при одержанні енергії реалізує принцип максимальної безпеки при найбільшій можливій продуктивності. Сучасна ядерна енергетика порушує питання не просто про виробництво електроенергії, мова йде саме і тільки про безпечне її виробництво. Так само питання про збереження і утилізацію відходів вирішується тільки в рамках безпечного збереження відходів. Вимога, щоб прогрес був безпечний для людини, очевидна. Світова енергетика, будучи основою промислового виробництва, постійно підсилює вимоги до безпеки й одночасно розширює сферу використання ядерної енергії.

Зараз дискусії з питань прийнятності або неприйнятності ядерної енергетики пішли на спад, стало зрозуміло, що світ не може знову зануритися в пітьму або упокоритися з украй небезпечним впливом на атмосферу двоокису вуглецю й інших, шкідливих для людини, продуктів горіння органічного палива. Уже протягом 1990 року 10 нових АЕС були підключені до електричних мереж. Будівництво нових АЕС не зупиняється: станом на кінець 1999 року в світі в експлуатації знаходилося 436 енергоблоків АЕС у порівнянні з 434, зареєстрованими в 1998 році. Загальна електрична потужність працюючих у світі енергоблоків близько 335 Гвт (1Гвт = 1000 Мвт = 109 Вт). Діючі атомні електростанції забезпечують покриття 7% світових потреб в енергії, а їх частка у світовому виробництві електричної енергії складає 17 %. Тільки в Західній Європі атомні електростанції виробляють в середньому близько 50% усієї електроенергії.

Якби зараз замінити всі діючі у світі атомні електростанції на теплові, світовій економіці, усій нашій планеті і кожній людині зокрема був би нанесений непоправний збиток. Цей висновок заснований на тім факті, що одержання енергії на АЕС одночасно запобігає щорічному викиду в атмосферу Землі до 2300 мільйонів тон двоокису вуглецю, 80 мільйонів тон двооксиду сірки і 35 мільйонів тонн оксидів азоту за рахунок зменшення кількості органічного палива, що спалюється на теплових електростанціях. Крім того, згоряючи, органічне паливо (вугілля, нафта) вивільняє в атмосферу величезну кількість радіоактивних речовин, що містять, в основному, ізотопи радію з періодом напіврозпаду близько 1600 років! Вилучити всі ці небезпечні речовини з атмосфери і убезпечити від їхнього впливу населення Землі в цьому випадку не можливо.

Конкретний приклад - закриття у Швеції атомної станції Барсебек-1. Одразу після Чорнобильської аварії Швеція оголосила про свій намір стати повністю без'ядерною країною. Через 13 років, у 1999-му, Швеція зупинила енергоблок Барсебек-1. Для заміщення його потужностей сусідня Данія збільшила виробництво “вугільної” електроенергії й почала продавати її у Швецію. Незабаром це викликало екологічні проблеми у Південній Швеції (куди спрямована роза вітрів із данських електростанцій), а саме кислотні дощі та збільшення забруднення атмосфери. Крім того, це призвело до порушення Швецією своїх зобов'язань щодо захисту навколишнього середовища (прийнятих на конференції з кліматичних змін у Кіото грудні 1997 р.).

Багаторічний досвід експлуатації АЕС у всіх країнах показує, що вони не роблять помітного шкідливого впливу на навколишнє середовище. Цей факт не залежить від терміну роботи АЕС - у складі парку діючих у світі АЕС наявні енергоблоки різних поколінь. До 1998 р. середній період експлуатації діючих АЕС склаладав 20 років. Надійність, безпека й економічна ефективність атомних електростанцій спираються не тільки на жорстку регламентацію процесу функціонування АЕС, але і на зведення до абсолютного мінімуму впливу АЕС на навколишнє середовище.

Минуло 15 років. За весь цей час у світі не було жодного серйозного атомного інциденту. (Для порівняння: кожні кілька місяців ми чуємо про загибель вугільних шахтарів.) Пристрасті почали вгамовуватися, і з'явилася можливість розглянути питання атомної енергетики зважено та об'єктивно.

Партія «зелених», член правлячої коаліції в Німеччині, прийшла до влади на хвилі обіцянок негайно закрити всі атомні станції. Але потрапивши у владу, партія зіткнулася з тим, що негайне закриття атомних станцій викличе енергетичний голод і колапс усієї німецької економіки. Піти на такий крок може тільки політичний самогубець. Для збереження існуючого рівня виробництва електроенергії необхідно буде вводити в дію заміщуючі теплові станції. А Німеччина вже сьогодні є чи не найбільшим порушником “Кіотського протоколу”. Щоб “зберегти лице”, партія “зелених” проголосила намір протягом 30 років закрити німецькі АЕС. А за цей час до влади прийде вже інший уряд -- отож нехай він і скасовує цю програму.

На сьогодні АЕС виробляють 34% електроенергії в Європі, що убезпечує від викидів в атмосферу 700 млн т вуглекислого газу щорічно (що мало б місце, якби ця європейська електроенергія вироблялася на ТЕС). Чимало західних країн не матимуть змоги виконувати свої зобов'язання щодо захисту навколишнього середовища відповідно до “Кіотського протоколу”, якщо закриють свої атомні станції.

Таким чином, уряди розвинених європейських держав переконуються, що оголосити про плани закриття АЕС значно легше, ніж здійснити ці плани на практиці. Деякі країни, зокрема Великобританія та Швейцарія, вже схвалили продовження терміну експлуатації своїх наявних АЕС. Отож цілком може статися так, що стурбованість світової громадськості безпекою атомної енергетики (ця стурбованість відбилася у низці випадків заборони будівництва нових АЕС), парадоксальним чином призведе до підриву цієї самої безпеки. Адже заради виконання екологічних вимог доведеться продовжувати експлуатацію застарілих, з майже випрацьованим ресурсом, а отже, й менш надійних та менш безпечних станцій замість того, щоб запроваджувати удосконалені й безпечніші реактори нового покоління.

Але поступово ставлення до ядерної енергетики змінюється. У 1998-99 рр. уряди Бєларусі та Польщі організовували конференції, присвячені питанню, чи потребують їхні країни створення власної атомної енергетики. Хоча в обох випадках було вирішено відкласти будівництво АЕС на пізніший термін, але саме порушення питання урядами цих країн уже багато про що каже. Набирає обертів ядерна енергетика у країнах Азії, де не було такого потужного “Чорнобильського психозу”. З'являються нові країни -- власники АЕС. Як бачимо, росте позитивне ставлення до “мирного атому” і в США.

ДОДАТОК

Атомні енергоблоки України

Чорнобиль 1

Прип'ять, Київська обл.; Зупинений назавжди Модель: РБМК-1000 Загальна потужність: 925 МВт Дата пуску: 08/1977 Дата закриття: 12/2000

Чорнобиль 2

Прип'ять, Київська обл.; Зупинений назавжди Модель: РБМК-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 05/1979 Дата закриття: 08/1991

Чорнобиль 3

Прип'ять, Київська обл.; Зупинений назавжди Модель: РБМК-1000 Загальна потужність: 925 МВт Дата пуску: 06/1981 Дата закриття: 12/2000

Чорнобиль 4

Прип'ять, Київська обл.; Зупинений назавжди Модель: РБМК-1000 Загальна потужність: 925 МВт Дата пуску: 04/1984 Дата закриття: 04/1986

Хмельницький 1

Нєтішин, Хмельницька обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 08/1988 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Хмельницький 2

Нєтєшин, Хмельницька обл.; Будується Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 MВт Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Хмельницький 3

Нєтєшин, Хмельницька обл.; Будується Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 MВт Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Хмельницький 4

Нєтєшин, Хмельницька обл.; Будується Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 MВт Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Рівненська АЕС

Рівне 1

Кузнецовськ, Рівненська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-440 V213 Загальна потужність: 361 МВт Дата пуску: 09/1981 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Рівне 2

Кузнецовськ, Рівненська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-440 V213 Загальна потужність: 384 МВт Дата пуску: 07/1982 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Рівне 3

Кузнецовськ, Рівненська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 MВт Дата пуску: 05/1987 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Рівне 4

Кузнецовськ, Рівненська обл.; Будується Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 MВт Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Південноукраїнськ 1

Південноукраїнськ; Миколаївська обл. В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 10/1983 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Південноукраїнськ 2

Південноукраїнськ; Миколаївська обл. В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 04/1985 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Південноукраїнськ 3

Південноукраїнськ; Миколаївська обл. В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 12/1989 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Південноукраїнськ 4

Південноукраїнськ; Миколаївська обл. Будується Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Ленінградський металургійний завод Структура: Атоменергопроект

Запоріжська АЕС 

Запоріжжя 1

Енергодар, Запоріжська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 04/1985 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Запоріжжя 2

Енергодар, Запоріжська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 10/1985 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Запоріжжя 3

Енергодар, Запоріжська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 01/1987 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Запоріжжя 4

Енергодар, Запоріжська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 01/1988 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Запоріжжя 5

Енергодар, Запоріжська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 10/1989 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект

Запоріжжя 6

Енергодар, Запоріжська обл.; В експлуатації Модель: ВВЕР-1000 Загальна потужність: 950 МВт Дата пуску: 12/1995 Постачальник реактора: Мінтяжмаш Постачальник парогенератора: Харківський турбінний завод Структура: Атоменергопроект