Hoved / Undersøkelsen

Ikke lyver - Ikke spør

Isotopen jod-131 er radioaktiv, den brukes i medisin for diagnostisering og behandling av skjoldbruskkjertelen. I 1941 Amerikanske leger brukte først radioaktivt jod til å behandle skjoldbruskkjertelen.

131I har en halveringstid på 8,02 dager og er beta og gamma radioaktiv. Jod er veldig mobil og danner egentlig ikke uoppløselige forbindelser. Den radiologiske ekvivalente vurderingen av jod-131-aktivitet er vedtatt for å bestemme nivået av nukleære hendelser på INES-skalaen. Aktivitet, dvs. antall henfall per tidsenhet og dermed antall "radioaktive partikler", alfa og / eller beta og / eller gamma, er omvendt proporsjonal med halveringstiden.

Jod-131 dannes ved fisjon med omtrent samme "jakt" som cesium-137. Nå, hvis det var utslipp av nedbrytningsprodukter i det ytre miljø, er de største faren jod-131 ved de første øyeblikkene av disse to isotoper.

Utdanning og forfall

I nødsituasjoner, som det fremgår av store ulykker, var radioaktivt jod som en kilde til ekstern og intern eksponering den viktigste skadelige faktoren i den første perioden av ulykken. Forenklet jod-131 forfallskjema. Den viktigste kilden til radioiodin i områdene for radionuklidforurensning var lokal mat av plante- og animalsk opprinnelse.

Radioaktivt jod om radioaktivt jod inneholder mye detaljert informasjon som spesielt kan være nyttig for medisinske fagfolk. Ved forfall av cesium-137 dannes elektroner med energi opptil 1,17 MeV og gamma-quanta, hovedsakelig med en energi på 662 keV.

I den opprinnelige artikkelen I.Ya. Vasilenko, O.I. Vasilenko. Etter de radioaktive isotoper av jod og cesium, det neste viktigste elementet, de radioaktive isotoper som bidrar mest til forurensning - strontium.

De er hovedsakelig forårsaket av gassformige radionuklider (radioaktive edelgasser, 14, tritium og jod). Beta partikler dreper celler i en radius på 1 mm rundt isotopen, ødelegger kreftceller og skjoldbruskkjertelen selv. En pasient med tyrotoksikose tar en gang en kapsel eller en vandig løsning med jod-131.

Terapi med radioaktivt jod er foreskrevet i 2 tilfeller:

Jod-131 dreper svulsten sammen med skjoldbruskkjertelen, og ødelegger også metastasen fjernt fra kjertelen. Bruken av radioaktivt jod reduserer risikoen for tilbakefall og gir gode resultater av behandlingen, noe som gir pasientene en gunstig prognose. Akkumuleringen i dette øyeblikket karakteriserer kun fangsten av jod fra plasmaet gjennom kjertelen. L. Larsen og L. Jansen foreslår bestemmelse av absorpsjonen av J131 etter intravenøs administrering av en oppløsning inneholdende radioaktivt jod. Dette unngår effekten av J131 absorpsjon i fordøyelseskanalen.

Hva er skjult under det skremmende navnet "radioaktivt jod"?

Meyent og Pouchin foreslått å bestemme mengden plasma (cm3) renset fra jod av skjoldbruskkjertelen per tidsenhet. De fant at mengden jod i plasma og urin i en gitt tidsperiode er proporsjonal med innholdet av jod i skjoldbruskkjertelen. I de første 30 minuttene av studien øker aktiviteten til skjoldbruskkjertelen, og innholdet av radioaktivt jodid i vev og blod reduseres på grunn av dette.

Jodidet som sirkulerer i blodet, fjernes hovedsakelig av skjoldbruskkjertelen og nyrene. Inntil nylig ble metoder for å bestemme J131 i urinen utført ved administrering av en stor mengde radioaktivt jod til pasienten (10-100 mikrokurier). Naturligvis reflekterer dette uttrykket bare eliminering av jod fra blodet av skjoldbruskkjertelen.

Store mengder 131I oppnås i atomreaktorer ved å bestråle tellurmål med termiske nøytroner. Nesten alle av dem er radioaktive. Imidlertid er halveringstiden for de fleste av dem svært korte (minutter eller mindre) og de går raskt ned i stabile isotoper. Imidlertid er det blant annet isotoper som på den ene side lett formes under fisjon, og på den annen side har halveringstider dager og til og med år. De representerer den største fare for oss.

Således, hvis det er et like antall isotoper, vil aktiviteten til en isotop med en kortere halveringstid være høyere enn med en større. Med cesium-137, på grunn av sin relativt lange halveringstid, er denne likevekt langt. Ved normal drift av atomkraftverk er utslipp av radionuklider, inkludert jodradioisotoper, små. I geiter og sauer er innholdet av radioiodin i melk flere ganger høyere enn for kyr. I kjøttet av dyr akkumulerer hundrevis av innkommende radioiodin.

Standarder for jod-131 innhold

Radioaktivt cesium er en av de viktigste dosedannende radionuklider av fisjonsprodukter fra uran og plutonium. Blant radioisotoper av cesium er det viktigste 137Cs, kjennetegnet ved et stort utbytte i reaksjonene av separasjon og levetid (T1 / 2 = 30,2 år) og toksisitet. Radioaktivt cesium, som kommer inn i kroppen, er relativt jevnt fordelt, noe som fører til nesten jevn bestråling av organer og vev.

Radioaktivt cesium

Strontium finnes i alle plante- og dyreorganismer. I kroppen av en voksen inneholder ca 0,3 g strontium. I forhold til ulykker, spesielt store, kan utslipp av radionuklider, inkludert radioisotoper av strontium, være signifikant.

Både 89Sr og 90Sr er beta-emittere. Ved dekomponering av 89Sr dannes en stabil isotop-istrium (89Y). Under dekomponeringen av 90Sr dannes beta-aktiv 90Y, som igjen dekomponerer med dannelsen av en stabil zirkoniumisotop (90Zr).

Innholdet av strontium i hydrobioner avhenger av konsentrasjonen av nuklid i vann og graden av mineralisering. Radioaktivt strontium refererer til de osteotrope biologisk farlige radionuklider. Som en ren beta-emitter presenterer den den største faren når du kommer inn i kroppen.

Radioaktivt strontium

Radiostrontium er selektivt avsatt i beinene, spesielt hos barn, og utsetter beinene og beinmargene som er vedlagt dem til konstant bestråling. Den menneskelige skjoldbruskkjertelen produserer jodholdige hormoner thyroxin og triiodothyronin.

Samtidig er det viktig å følge regler og anbefalinger både før radioiodinbehandling og etter behandlingsforløpet. Også radioiodinbehandling er foreskrevet til pasienter dersom de nekter å utføre en operasjon på kjertelen, eller om det er umulig å utføre operasjonen av objektive grunner. Samtidig unngår pasienten kirurgisk inngrep og ulike postoperative komplikasjoner. Og gamma stråling lar deg bestemme metastaser i kroppen til en pasient med skjoldbruskkreft.

Med forfallet av jod-131, xenonatomer, gamma-kvanta og beta-partikler dannes. Frigivelsen av jod-131 i miljøet skjer hovedsakelig som et resultat av atomprøver og ulykker ved atomkraftverk. På grunn av den korte halveringstiden, noen måneder etter denne utgivelsen, faller jod-131-innholdet under følsomhetstærskelen til detektorene.

Jod halveringstid

Ved normal drift av atomkraftverk er utslipp av radionuklider, inkludert jodradioisotoper, små. I nødsituasjoner, som angitt av store ulykker, var radioaktivt jod som en kilde til ekstern og intern eksponering den viktigste skadelige faktoren i den første perioden av ulykken.

Den viktigste kilden til radioiodin i områdene for radionuklidforurensning var lokal mat av plante- og animalsk opprinnelse. En radioiodin kan strømme til en person i kjeder:

  • planter → mann
  • planter → dyr → mann,
  • vann → hydrobioner → mann.

Melk, friske meieriprodukter og løvrike grønnsaker med overflateforurensning er vanligvis den viktigste kilden til radioiodininntaket for befolkningen. Assimileringen av nuklidet av planter fra jorden, gitt kort levetid, har ingen praktisk betydning.

I geiter og sauer er innholdet av radioiodin i melk flere ganger høyere enn for kyr. I kjøttet av dyr akkumulerer hundrevis av innkommende radioiodin. I store mengder, akkumulerer radiojod i egg av fugler. Akkumulasjonskoeffisientene (overskudd over vanninnholdet) 131 I i marine fisk, alger, bløtdyr når henholdsvis 10, 200-500, 10-70.

Av praktisk interesse er isotoperne 131-135 I. Deres toksisitet er lav sammenlignet med andre radioisotoper, spesielt alfa-emitterende. Akutte strålingsskader av alvorlig, moderat og mild hos en voksen kan forventes med et oralt inntak på 131 I i mengden 55, 18 og 5 MBq / kg kroppsvekt. Toksisiteten til et radionuklid under innåndingsinntaket er omtrent dobbelt så høyt, som er forbundet med et større område av kontakt beta-bestråling.

Alle organer og systemer er involvert i den patologiske prosessen, spesielt alvorlige skader i skjoldbruskkjertelen, der de høyeste dosene dannes. Skjoldbruskdoser hos barn på grunn av sin lille masse når de mottar de samme mengdene av radioiodin, er vesentlig høyere enn hos voksne (kjertelenes masse hos barn avhengig av alder er 1: 5-7 g, hos voksne - 20 g).

I den opprinnelige artikkelen I.Ya. Vasilenko, O.I. Vasilenko. Radioaktivt jod om radioaktivt jod inneholder mye detaljert informasjon som spesielt kan være nyttig for medisinske fagfolk.

Radioaktivt cesium

Radioaktivt cesium er en av de viktigste dosedannende radionuklider av fisjonsprodukter fra uran og plutonium. Nuklid karakteriseres av høy migreringsevne i miljøet, inkludert matkjeder. Hovedkilden til radiooksid for mennesker er mat av animalsk og vegetabilsk opprinnelse. Radioaktivt cesium som kommer inn i dyr med forurenset fôr, akkumuleres hovedsakelig i muskelvev (opptil 80%) og i skjelettet (10%).

Etter forfall av radioaktive isotoper av jod er radioaktivt cesium hovedkilden til ekstern og intern eksponering.

Cesium-137 er en beta-emitter med en gjennomsnittlig beta-partikkel-energi på 170,8 keV. Dens radionuklid 137mBa har en halveringstid på 2,55 min og avgir gamma quanta med en energi på 661,6 keV under forfall.

Geiter og sau inneholder flere ganger mer radioaktivt cesium i melk enn kyr. I betydelige mengder akkumuleres det i fuglens egg. Akkumulasjonskoeffisientene (over vanninnholdet) på 13 7 Cs i fiskemuskulaturen når 1000 og mer, i bløtdyr - 100 - 700,
krepsdyr - 50 - 1200, vannplanter - 100 - 10000.

Inntak av cesium til en person avhenger av ernæringens natur. Så etter ulykken ved Tsjernobyl NPP i 1990 var bidraget av ulike produkter til det gjennomsnittlige daglige inntaket av radioaktivt cesium i de mest forurensede regionene i Hviterussland som følger: melk - 19%, kjøtt - 9%, fisk - 0,5%, poteter - 46%, grønnsaker - 7,5%, frukt og bær - 5%, brød og bakervarer - 13%. Et høyt innhold av radiookser er registrert hos innbyggere som forbruker "gaver til naturen" i store mengder (sopp, villbær og spesielt vilt).

Radioaktivt cesium, som kommer inn i kroppen, er relativt jevnt fordelt, noe som fører til nesten jevn bestråling av organer og vev. Dette skyldes den høye penetrerende kraften til gammastråler av datternuklidet 137m Ba, som er omtrent 12 cm.

I den opprinnelige artikkelen I.Ya. Vasilenko, O.I. Vasilenko. Radioaktivt cesium om radioaktivt cesium inneholder mye detaljert informasjon som spesielt kan være nyttig for medisinske fagfolk.

Radioaktivt strontium

Etter de radioaktive isotoper av jod og cesium, det neste viktigste elementet, de radioaktive isotoper som bidrar mest til forurensning - strontium. Imidlertid er andelen strontium i bestråling mye mindre.

Naturlig strontium tilhører sporstoffer og består av en blanding av fire stabile isotoper 84 Sr (0,56%), 86 Sr (9,96%), 87 Sr (7,02%) og 88 Sr (82,0%). Når det gjelder fysisk-kjemiske egenskaper, er det en analog kalsium. Strontium finnes i alle plante- og dyreorganismer. I kroppen av en voksen inneholder ca 0,3 g strontium. Nesten alt er i skjelettet.

Under betingelser for normal drift av atomkraftverk, er utslippene av radionuklider ubetydelige. De er hovedsakelig forårsaket av gassformige radionuklider (radioaktive edelgasser, 14 C, tritium og jod). I forhold til ulykker, spesielt store, kan utslipp av radionuklider, inkludert radioisotoper av strontium, være signifikant.

I begynnelsen er 89 Sr en av komponentene av miljøforurensning i sonene i nærliggende radionuklidavsetninger. 89 Sr har imidlertid en relativt kort halveringstid og over tid begynner 90 Sr. å seire.

Hos dyr kommer radioaktivt strontium hovedsakelig fra mat og i mindre grad fra vann (ca. 2%). I tillegg til skjelettet er den høyeste konsentrasjonen av strontium notert i leveren og nyrene, de laveste muskler og spesielt i fett, hvor konsentrasjonen er 4-6 ganger lavere enn i andre myke vev.

Innholdet av strontium i hydrobioner avhenger av konsentrasjonen av nuklid i vann og graden av mineralisering. Så er fisken i Østersjøen strontiuminnhold 5 ganger høyere enn for Atlanterhavet. Akkumuleringskoeffisienten når 10-100, hovedsakelig strontium deponeres i skjelettet.

Radioaktivt strontium refererer til de osteotrope biologisk farlige radionuklider. Som en ren beta-emitter presenterer den den største faren når du kommer inn i kroppen. Befolkningsnuklid kommer hovedsakelig fra forurensede produkter. Innåndingsrute er mindre viktig. Radiostrontium er selektivt avsatt i beinene, spesielt hos barn, og utsetter beinene og beinmargene som er vedlagt dem til konstant bestråling.

Alle detaljer er angitt i den opprinnelige artikkelen I.Ya. Vasilenko, O.I. Vasilenko. Radioaktivt strontium.

Radioaktiv jod-131: ekte fare?

Alle vet den høye faren for radioaktivt iod-131, noe som forårsaket mye trøbbel etter ulykker i Tsjernobyl og Fukushima-1. Selv de minste dosene av dette radionuklidet forårsaker mutasjoner og celledød i menneskekroppen, men skjoldbruskkjertelen lider mest av det. Beta- og gamma partiklene dannet under dets oppløsning er konsentrert i vevene, og forårsaker den sterkeste eksponeringen og dannelsen av kreftvulster.

Radioaktivt jod: hva er det?

Jod-131 er en radioaktiv isotop av normalt jod, kjent som radioiodin. På grunn av den relativt lange halveringstiden (8,04 dager) spres den raskt over store områder, noe som forårsaker strålingskontaminering av jord og vegetasjon. For første gang ble I-131 radioiodin isolert i 1938 av Seaborg og Livingud ved at tellurium ble bestrålt med en deuteron- og neutronflux. Deretter oppdaget han Abelson blant fisjonsproduktene av atomer av uran og thorium-232.

Kilder til radioiodin

Radioaktivt iod-131 er ikke funnet i naturen og kommer inn i miljøet fra menneskeskapte kilder:

  1. Kjernekraftverk.
  2. Farmakologisk produksjon.
  3. Test av atomvåpen.

Den teknologiske syklusen til en hvilken som helst energi eller industriell atomreaktor innebærer fisjon av uran eller plutoniumatomer, hvoretter et stort antall jodisotoper akkumuleres i planter. Over 90% av hele nuklidfamilien består av kortvarige isotoper av jod 132-135, resten er radioaktiv jod-131. Under normal drift av et atomkraftverk er den årlige utslipp av radionuklider liten på grunn av filtrering utført for å sikre nedbrytning av nuklider, og estimeres av eksperter på 130-360 Gbc. Hvis det er et brudd på tetthet av en atomreaktor, kommer radioiodien, som har høy volatilitet og mobilitet, umiddelbart inn i atmosfæren sammen med andre inerte gasser. Ved gassutslipp er det for det meste inneholdt i form av forskjellige organiske stoffer. I motsetning til uorganiske jodforbindelser, representerer organiske derivater av jod-131 radionuklid den største fare for mennesker, da de lett trenger gjennom lipidmembranene i celleveggene inn i kroppen og deretter gjennomføres gjennom blodet til alle organer og vev.

Store ulykker som har blitt en kilde til jod-131-infeksjon

Totalt er det kjent om to store ulykker ved atomkraftverk som har blitt kilder til radioaktiv forurensning av store områder, Tsjernobyl og Fukushima-1. Under Tsjernobyl-katastrofen ble alt iod-131 akkumulert i atomreaktoren, sammen med eksplosjonen, frigitt i miljøet, noe som førte til strålingskontaminering av en sone med en radius på 30 kilometer. Sterke vind og regn spredte stråling over hele verden, men territoriene i Ukraina, Hviterussland, sørvestlige regioner i Russland, Finland, Tyskland, Sverige og Storbritannia ble spesielt berørt.

I Japan oppstod eksplosjonene i den første, andre, tredje reaktoren og den fjerde enheten av atomkraftverket Fukushima-1 etter et alvorlig jordskjelv. Som et resultat av brudd på kjølesystemet skjedde flere strålelekkasjer, noe som førte til en 1250 ganger økning i antall iod-131 isotoper i sjøvann i en avstand på 30 km fra atomkraftverket.

En annen kilde til radioiodin er tester av atomvåpen. Så i 50-60-tallet i det tjuende århundre ble det på territoriet til staten Nevada i USA gjennomført bombinger av atombomber og skjell. Forskere har lagt merke til at I-131 dannet som et resultat av eksplosjoner droppet ut i de nærmeste områdene, og det var praktisk talt fraværende i semi-globale og globale forekomster på grunn av den korte halveringstiden. Det vil si at under radjonuklidet hadde radionuklidet tid til å bryte ned før de falt sammen med nedbør på jordens overflate.

Biologiske effekter av jod-131 på mennesker

Radioiodine har en høy migrasjonskapasitet, som lett trenger inn i menneskekroppen med luft, mat og vann, og går også gjennom huden, sårene og brannene. Samtidig absorberes det raskt i blodet: etter en time absorberes 80-90% av radionukliden. En større mengde absorberes av skjoldbruskkjertelen, som ikke skiller stabilt jod fra dets radioaktive isotoper, og den minste delen - av muskler og ben.

Ved slutten av dagen er opptil 30% av det totale radionuklidet festet i skjoldbruskkjertelen, og akkumuleringsprosessen avhenger direkte av organets funksjon. Hvis hypothyroidisme blir observert, absorberes radioiodin mer intensivt og akkumuleres i skjoldbruskkjertelvevet i høyere konsentrasjoner enn med redusert kjertelfunksjon.

I utgangspunktet blir jod-131 eliminert fra menneskekroppen ved hjelp av nyrene innen 7 dager, bare en liten del av den fjernes sammen med svette og hår. Det er kjent at det fordampes gjennom lungene, men det er fortsatt ikke kjent hvor mye av det utskilles fra kroppen på denne måten.

Toksisitet av jod-131

Jod-131 er en kilde til farlig β- og y-bestråling i et forhold på 9: 1, som kan forårsake både lette og store strålingsskader. Og den farligste betraktes som et radionuklid som kom inn i kroppen med vann og mat. Hvis den absorberte dosen av radioiodin er 55 MBq / kg kroppsvekt, oppstår akutt bestråling av hele organismen. Dette skyldes det store området beta-stråling, som forårsaker den patologiske prosessen i alle organer og vev. Skjoldbruskkjertelen, som intenst absorberer de radioaktive isotoper av jod-131 sammen med stabilt jod, er spesielt skadet.

Problemet med utviklingen av skjoldbruskkjertelen ble relevant under Tsjernobyl-ulykken, da befolkningen ble utsatt for I-131. Folk mottok store doser av stråling, ikke bare å puste inn forurenset luft, men også å bruke frisk kumelk med høyt innhold av radiojodin. Selv de tiltakene som myndighetene tok for å utelukke fra salg av naturlig melk, løste ikke problemet, siden omtrent en tredjedel av befolkningen fortsatte å drikke melk oppnådd fra egne kyr.

Viktig å vite!
Spesielt sterk bestråling av skjoldbruskkjertelen oppstår når meieriprodukter som er forurenset med jod-131-radionuklidet, kommer inn.

Som følge av bestråling reduseres skjoldbruskfunksjonen, etterfulgt av mulig utvikling av hypothyroidisme. Samtidig er ikke bare skjoldbruskepitelet skadet, hvor hormoner syntetiseres, men også skjoldbruskens nerveceller og kar er ødelagt. Syntesen av de nødvendige hormonene reduseres kraftig, den endokrine statusen og homeostasen til hele organismen forstyrres, noe som kan fungere som begynnelsen på utviklingen av skjoldbruskkreft.

Radioiodine er spesielt farlig for barn, siden skjoldbruskkjertelen er mye mindre enn hos en voksen. Avhengig av barnets alder, kan vekten være fra 1,7 g til 7 g, mens den i en voksen er omtrent 20 gram. En annen egenskap er at strålingsskader på endokrine kjertelen kan være i latent tilstand i lang tid og manifesterer seg bare under rus, sykdom eller under pubertet.

Høy risiko for å utvikle skjoldbruskkreft forekommer hos barn under ett år som får en høy dose stråling med isotopen I-131. Videre er den høye aggressiviteten til svulstene nettopp etablert - innen 2-3 måneder trer kreftceller inn i de omkringliggende vev og kar, metastaserer til lymfeknuter i nakke og lunger.

Viktig å vite!
Hos kvinner og barn er skjoldbruskkjertomene funnet 2-2,5 ganger oftere enn hos menn. Den latente utviklingsperioden, avhengig av dosen av radioiodin mottatt av en person, kan nå 25 år eller mer, hos barn er denne perioden mye kortere - i gjennomsnitt ca. 10 år.

"Nyttig" jod-131

Radioiodin, som et middel for giftig goiter og skjoldbruskkreft, begynte å bli brukt i 1949. Radioterapi betraktes som en relativt sikker behandlingsmetode, uten at pasientene lider av ulike organer og vev, livskvaliteten forverres og dens varighet avtar. I dag brukes isotopen I-131 som et ekstra verktøy for å håndtere tilbakevendelsen av disse sykdommene etter operasjon.

I likhet med stabil jod akkumuleres radioiodin og holdes permanent av skjoldbruskkjertelceller, som bruker den til å syntetisere skjoldbruskhormoner. Da svulstene fortsetter å utføre hormonfunksjonen, akkumuleres de jod-131 isotoper. Når de forfaller, dannes beta partikler med et område på 1-2 mm, som lokalt bestråler og ødelegger skjoldbruskkjertelens celler, og de omkringliggende friske vevene er praktisk talt ikke utsatt for stråling.

Hvordan beskytte deg mot den radioaktive isotopen I-131?

Befolkningen som bor i nærheten av et kjernefysisk anlegg eller en farmakologisk bedrift må gjennomføre uten å lykkes:

Først og fremst må du spise riktig, og for det andre ta jodforbindelser for å hindre utviklingen av goiter.

Ethvert atomkraftverk kaster periodisk radioiodin i miljøet. Innholdet i luften kan overvåkes ved hjelp av et radiometer som gjør det mulig å bestemme konsentrasjonen av jod-131 innen få minutter. Dette blir stadig mer relevant, gitt hendelsen som skjedde i februar 2017, da en stor del av Nord- og Øst-Europa var dekket av en sky av radioaktivt jod. Gitt at fullstendig forfall av dette radionuklidet tar ca. 70 dager, kan selv et lite nivå i atmosfæren føre til en økning i skjoldbruskkonsentrasjoner og uforutsigbare resultater for menneskers helse.

Jod-131

Jod-131 (jod-131, 131 I) er en kunstig radioaktiv isotop av jod. Halveringstiden er ca. 8 dager, forfallsmekanismen er beta-forfall. Først mottatt i 1938 i Berkeley.

Det er en av de betydelige fissionsproduktene av uran, plutonium og thorium, som står for opptil 3% av kjernefysjonsprodukter. Under atomtest og ulykker av atomreaktorer er et av de viktigste kortlivede radioaktive miljøgifter. Det representerer en stor fare for stråling til mennesker og dyr på grunn av evnen til å akkumulere i kroppen, og erstatte naturlig jod.

4,6 · 10 15 Bq per gram.

innhold

Jod-131 er et datterprodukt av β - - forfallet av 131 Te-isotopen (halveringstiden til sistnevnte er 25,0 (1) [2] min):

I sin tur blir tellurium-131 ​​dannet i naturlig tellurium når den absorberer nøytroner ved den stabile naturlige isotopen Tellurium-130, hvis konsentrasjon i naturlig tellurium er 34% ved:

131 Jeg har en halveringstid på 8,02 dager og er beta og gamma radioaktiv. Det oppløses med utslipp av β-partikler med en maksimal energi på 0,807 MeV (beta-decay-kanaler med maksimal energi på 0,248, 0,344 og 0,606 MeV og sannsynlighetene på henholdsvis 2,1%, 7,3% og 89,9%), mest sannsynlig, så vel som y-quanta-stråling med energi fra 0,08 til 0,723 MeV (den mest karakteristiske gamma-linjen som brukes i praksis for å identifisere iod-131 har en energi på 364,5 keV og utgis i 82% av henfallene) [3]; konverteringselektroner og røntgenkvanta blir også utsendt. Med forfall på 131 blir jeg en stabil 131 Xe:

mottak

Store mengder 131 I oppnås i atomreaktorer ved å bestråle tellurmål med termiske nøytroner. Bestråling av naturlig tellurium gjør det mulig å oppnå nesten ren jod-131 som den eneste endelige isotopen med en halveringstid på mer enn noen få timer.

I Russland blir 131 I oppnådd ved bestråling ved Leningrad NPP i RBMK reaktorer [4]. Den kjemiske isolasjonen av 131 I fra bestrålet tellurium utføres ved Institutt for kjemisk fysikk oppkalt L. Ya. Karpova. Volumet av produksjon gjør det mulig å skaffe en isotop i en mengde som er tilstrekkelig til å utføre 2... 3000 medisinske prosedyrer per uke.

Frigivelsen av jod-131 i miljøet skjer hovedsakelig som et resultat av atomprøver og ulykker ved atomkraftverk. På grunn av den korte halveringstiden, noen måneder etter denne utgivelsen, faller jod-131-innholdet under følsomhetstærskelen til detektorene.

Jod-131 regnes som den mest farlige for menneskers helse ved et nuklid dannet under atomfission. Dette forklares med følgende:

  1. Relativt høyt iod-131-innhold blant fissionsfragmenter (ca. 3%).
  2. Halveringstiden (8 dager) på den ene side er lang nok til at nukliden sprer seg over store områder, og på den annen side er liten nok til å sikre en meget høy spesifikk aktivitet av isotopen - ca. 4,5 PBq / g.
  3. Høy volatilitet. I tilfelle uhell av atomreaktorer, først og fremst, kommer inerte radioaktive gasser ut i atmosfæren, deretter jod. For eksempel, under Tsjernobyl-ulykken ble 100% av inerte gasser, 20% jod, 10-13% cesium og bare 2-3% av de gjenværende elementene utkastet fra reaktoren [353 dager kilden ikke spesifisert].
  4. Jod er veldig mobil i det naturlige miljøet og danner egentlig ikke uoppløselige forbindelser.
  5. Jod er et viktig sporelement, og samtidig et element hvis konsentrasjon i mat og vann er lav. Derfor har alle levende organismer i utviklingsprosessen utviklet evnen til å akkumulere jod i kroppen.
  6. Hos mennesker er det meste av jod i kroppen konsentrert i skjoldbruskkjertelen, men med en liten masse i forhold til kroppsvekt (12-25 g). Derfor, selv en relativt liten mengde radioaktivt jod som har gått inn i kroppen, fører til en høy lokal eksponering av skjoldbruskkjertelen.

Hovedkilden til luftforurensning med radioaktivt jod er atomkraftverk og farmakologisk produksjon [5].

Strålingsulykke

Det radiologiske ekvivalente estimatet av jod-131 aktivitet er vedtatt for å bestemme nivået av atomarrangementer i henhold til INES-skalaen [6].

Ulykken ved atomkraftverket i Fukushima I i mars 2011 førte til en betydelig økning i 131 I-innholdet i mat, sjø og rørledninger i områdene rundt atomkraftverket. Analysen av vann i dreneringssystemet i 2. enheter viste innholdet på 131 I, lik 300 kBq / cm 3, som overstiger standarden for drikkevann i Japan med 7,5 millioner ganger [7].

Sanitære standarder for innholdet av jod-131

I henhold til NRB-99/2009-strålingssikkerhetsstandardene som ble vedtatt i Russland, er beslutningen om å begrense matforbruket nødvendigvis tatt når den spesifikke aktiviteten til jod-131 i dem er 10 kBq / kg (med spesifikk aktivitet fra 1 kBq / kg, kan denne avgjørelsen avgjøres etter eget skjønn autorisert organ).

For personell som arbeider med strålekilder, er grensen for årlig inntak av jod-131 luft 2,6 · 10 6 Bq per år (doseringsforhold 7,6 · 10,9 Sv / Bq), og den tillatte gjennomsnittlige årlige volumaktiviteten i luft er 1, 1 · 10 3 Bq / m 3 (dette gjelder alle jodforbindelser, bortsett fra elementært jod, for hvilke restriksjoner er satt henholdsvis 1,0 · 10 6 Bq per år og 4,0 · 10 2 Bq / m 3 og metyldiode CH3I - 1,3 · 10 6 Bq per år og 5,3 · 10 2 Bq / m 3). For kritiske grupper av befolkningen (barn 1-2 år) ble det begrenset inntak av jod-131 med luft på 1,4 · 10 4 Bq / år. Den tillatte gjennomsnittlige årlige volumetriske aktiviteten i luften er 7,3 Bq / m 3, den tillatte grensen for inntak med mat 5,6 · 10 3 Bq / år; Doseringskoeffisienten for denne populasjonsgruppen er 7.2 · 10 -8 Sv / Bq ved inntak av jod-131 med luft og 1,8 · 10 -7 Sv / Bq ved inntak med mat.

For den voksne befolkningen, når inntaket av jod-131 med vann er dosekoeffisienten 2,2 · 10-8 Sv / Bq, og intervensjonsnivået [8] er 6,2 Bq / l. For å bruke åpen kildekode I-131, er den minste signifikante spesifikke aktiviteten (over hvilken myndighetens tillatelse kreves) 100 Bq / g; Den minste signifikante aktiviteten i et rom eller på arbeidsplassen er 1 · 10 6 Bq, hvorfor iod-131 tilhører B-gruppen av radionuklider med strålingsfare (ut av fire grupper, fra A til G, den farligste er En gruppe).

Ved mulig tilstedeværelse av jod 131 i vann (i observasjonsområdene av strålingsobjekter i kategori I og II ved potensiell fare) er bestemmelsen av dens spesifikke aktivitet i vann obligatorisk [9].

forebygging

I tilfelle av jod-131 inntak i kroppen, er dets involvering i metabolske prosessen mulig. Samtidig forblir jod i kroppen lenge, og øker varigheten av eksponeringen. Hos mennesker er den største akkumuleringen av jod observert i skjoldbruskkjertelen. For å minimere akkumulering av radioaktivt jod i kroppen i tilfelle radioaktiv forurensning av miljøet, brukes preparater som metter metabolismen med vanlig stabil jod. For eksempel, stoffet kaliumjodid. Når du tar kaliumjodid samtidig med inntaket av radioaktivt jod, er beskyttelseseffekten ca 97%; Når det tas 12 og 24 timer før kontakt med radioaktiv forurensning - henholdsvis 90% og 70%, mens det tas 1 og 3 timer etter kontakt - 85% og 50%, mer enn 6 timer - er effekten ubetydelig. [kilde ikke spesifisert 313 dager]

Jod 131, som andre radioaktive isotoper av jod (125 I, 132 I), brukes i medisin for diagnostisering og behandling av visse sykdommer i skjoldbruskkjertelen [10] [11]:

  • Behandling av sykdommer forbundet med hyperfunksjon av skjoldbruskkjertelen: hypertyreose [12], diffus giftig goiter (Graves sykdom).
  • Behandle visse typer skjoldbruskkreft, identifisere dens metastase. [13]

Isotopen brukes til å diagnostisere spredning og strålebehandling av nevroblastom, som også kan akkumulere noen jodpreparater.

I henhold til normer for strålingssikkerhet NRB-99/2009, vedtatt i Russland, er et utdrag fra klinikken til en pasient behandlet med iod-131 tillatt når den totale aktiviteten til dette nuklidet i pasientens kropp minker til et nivå på 0,4 GBq [9].

Jod-131

Jod-131 dekomponeringsskjema (forenklet)

Iod-131 (jod-131, 131 I), også kalt radiojod (til tross for tilstedeværelsen av andre radioaktive isotoper av dette elementet), er et radioaktivt nuklid av det kjemiske elementet av jod med atomnummer 53 og massenummer 131.

I forbindelse med beta-forfall forårsaker jod-131 mutasjoner og død av cellene som den har trengt inn i, og de omkringliggende vevene i en dybde på flere millimeter.

Den spesifikke aktiviteten til dette nuklid er ca 4,6 · 10 15 Bq per gram.

innhold

mottak

Store mengder 131 I oppnås i atomreaktorer ved å bestråle tellurmål med termiske nøytroner. Bestråling av naturlig tellurium gjør det mulig å oppnå nesten ren jod-131 som eneste isotop med halveringstid på mer enn noen få timer.

Utdanning og forfall

Jod-131 er et datterprodukt av β - - forfall av nuklid [2] min):

131 Jeg har en halveringstid på 8,02 dager og er beta og gamma radioaktiv. Det oppløses med utslipp av β-partikler med en maksimal energi på 0,807 MeV (beta-decay-kanaler med maksimal energi på 0,248, 0,344 og 0,606 MeV og sannsynlighetene på henholdsvis 2,1%, 7,3% og 89,9%), mest sannsynlig, så vel som y-quanta-stråling med energi fra 0,08 til 0,723 MeV (den mest karakteristiske gamma-linjen som brukes i praksis for å identifisere iod-131 har en energi på 364,5 keV og utgis i 82% av henfallene) [3]; konverteringselektroner og røntgenkvanta blir også utsendt. Med forfall på 131 blir jeg en stabil redigering] Jod-131 i miljøet

Frigivelsen av jod-131 i miljøet skjer hovedsakelig som et resultat av atomprøver og ulykker ved atomkraftverk. På grunn av den korte halveringstiden, noen måneder etter denne utgivelsen, faller jod-131-innholdet under følsomhetstærskelen til detektorene.

Jod-131 betraktes som det farligste nuklidproduktet som produseres av nukleær fisjon. Dette forklares av følgende sett med egenskaper til denne isotopen:

  1. Relativt høyt iod-131-innhold blant fissionsfragmenter (ca. 3%).
  2. Halveringstiden (8 dager) på den ene side er lang nok til at nukliden sprer seg over store områder, og på den annen side er liten nok til å gi en meget høy spesifikk aktivitet av isotopen - ca. 4,5 PBq / g.
  3. Høy volatilitet. I tilfelle uhell i kjernefysiske reaktorer fordampes inerte radioaktive gasser først, deretter jod. For eksempel ble i løpet av Tsjernobyl-ulykken 100% av inerte gasser, 20% jod, 10-13% cesium og bare 2-3% av de gjenværende elementene utkastet fra reaktoren.
  4. Jod er veldig mobil og danner egentlig ikke uoppløselige forbindelser.
  5. Jod er et viktig, og samtidig mangelfullt element. Derfor har alle levende organismer utviklet evnen til å konsentrere jod i kroppen.
  6. Hos mennesker er det meste av jod i kroppen konsentrert i skjoldbruskkjertelen, som har en liten masse i forhold til hele kroppen (12-25 g). Derfor fører selv en liten mengde radioiodin til høye doser av lokal bestråling av skjoldbruskkjertelen.

Strålingsulykke

Den radiologiske ekvivalente vurderingen av jod-131-aktivitet er vedtatt for å bestemme nivået av nukleare hendelser i henhold til INES-skalaen [4].

Ulykken ved atomkraftverket i Fukushima I i mars 2011 førte til en betydelig økning i 131 I-innholdet i mat, sjø og rørledninger i områdene rundt atomkraftverket. Vannanalyse i dreneringssystemet til 2. enhet viste et I-131 innhold på 300 kBq / cm3, som overstiger standarden for drikkevann i Japan med 7,5 millioner ganger [5].

Standarder for jod-131 innhold

I henhold til NRB-99/2009-strålingssikkerhetsstandardene som ble vedtatt i Russland, er beslutningen om å begrense matforbruket nødvendigvis tatt når den spesifikke aktiviteten til jod-131 i dem er 10 kBq / kg (med spesifikk aktivitet fra 1 kBq / kg, kan denne avgjørelsen avgjøres etter eget skjønn autorisert organ). For personell som arbeider med strålekilder, er grensen for årlig inntak av jod-131 luft 2,6 · 10 6 Bq per år (doseringsforhold 7,6 · 10,9 Sv / Bq), og den tillatte gjennomsnittlige årlige volumaktiviteten i luft er 1, 1 · 10 3 Bq / m 3 (dette gjelder alle jodforbindelser, bortsett fra elementært jod, for hvilke restriksjoner er satt henholdsvis 1,0 · 10 6 Bq per år og 4,0 · 10 2 Bq / m 3 og metyldiode CH3I - 1,3 · 10 6 Bq per år og 5,3 · 10 2 Bq / m 3). For kritiske grupper av befolkningen (barn i alderen 1-2 år) ble det innført restriksjoner på inntak av jod-131 med luft 1,4 · 10 4 Bq / år. Den tillatte gjennomsnittlige årlige volumetriske aktiviteten i luften er 7,3 Bq / m 3, grensen for matinntaket 5,6 · 10 3 Bq / år; Doseringskoeffisienten for denne populasjonsgruppen er 7.2 · 10 -8 Sv / Bq ved inntak av jod-131 med luft og 1,8 · 10 -7 Sv / Bq ved inntak med mat. For den voksne befolkningen, når inntaket av jod 131 med vann er dosekoeffisienten 2,2 · 10 -8 Sv / Bq, og intervensjonsnivået [6] er 6,2 Bq / l. For å bruke åpen kildekode I-131, er den minste signifikante spesifikke aktiviteten (over hvilken myndighetens tillatelse kreves) 100 Bq / g; Den minste signifikante aktiviteten i et rom eller på arbeidsplassen er 1 · 10 6 Bq, hvorfor iod-131 tilhører B-gruppen av radionuklider med strålingsfare (ut av fire grupper, fra A til G, den farligste er En gruppe). Ved mulig tilstedeværelse av jod 131 i vann (i observasjonsområdene av strålingsobjekter i kategori I og II ved potensiell fare) er bestemmelsen av dens spesifikke aktivitet i vann obligatorisk [7].

Jod halveringstid

Kapittel 6

HOVED DOSING FORMING TECHNOLOGY RADIONUCLIDES

Hydrogenisotopen tritium, 3 N (halveringstid T 1/2 = 12,3 år), som radiokarbon, blir konstant dannet i atmosfæren som et resultat av samspillet mellom kosmisk stråling og nitrogenkjernes, oksygen- og argonatomer (for eksempel ved reaksjon 14 7 N + 1 0 n → 12 6C + 3 1 H), samt i spalting av kjerner av forskjellige elementer ved høy-energi kosmiske stråler.

Kunstig tritium blir introdusert i det ytre miljøet på to måter: 1. Under atom- og termonukleære eksplosjoner, som fører til en økning i konsentrasjonen på 3 H i regnvann med en faktor 10 til 100 (figur 6.1). 2. Ved produksjon av kjernekraft i to stadier av drivstoffsyklusen: drift av reaktorer og opparbeidelse av brukt brensel. Konsentrasjonen av naturlig tritium i vannet i Verdenshavet er beregnet til 0,1 Bq / l.

Dannet av atomreaktorer kan 3 N være i form av H 3 BUT, D 3 BUT, H 3 H, 3 N2, tritidmetaller, organiske derivater. På grunn av lekkasjer og mangler i avfallshåndteringsteknologi, hvor 3 N praktisk talt ikke er fanget, frigjøres tritium til miljøet med gassformig og flytende avfall.

Ved opparbeidelse av bestrålet brensel frigjøres 3 N fra brukte brenselelementer.

En hypotetisk plante med en kapasitet på 1500 tonn / år kan dumpe rundt 30 KBq / år tritium i atmosfæren.

I andre stadier av produksjon av kjernefysisk energi til kildene på 3 H i biosfæren skal tilskrives lagring av radioaktivt avfall. Oppbevaring og avhending av lavt og mellomliggende nivåavfall i jordens overflatelag fører til frigjøring av diffuserende 3 N til overflaten.2 og Н 3 НО, samt dannelsen og frigjøringen av tertiærmetan, СНз 3 Н og andre organiske forbindelser, til utseendet på Н 3 Н О i grunnvann.

De fleste tritium i vannlegemer har blitt studert i Urals (Utkin et al., 2004). Ifølge disse forfatterne er den teknogene bakgrunnen for tritium ca. 5 Bq / l.

I reservoaret til Beloyarsk kjernekraftverk lå konsentrasjonen av tritium fra 5-7 til 100 eller mer Bq / l (figur 6.2, 6.3).

Innholdet av tritium i vannet i elver og innsjøer i Sverdlovsk og Chelyabinsk-regionen er høyere enn i Perm og Orenburg-regionen. I r. Techa denne figuren er 55-134 Bq / l, i elva. Iset 13 Bq / l (ris 6,4).

3 N kommer inn i kroppen i form av gass og tritium vann 1 H 3 H O gjennom lungene, huden og mage-tarmkanalen.

Det har blitt fastslått at 3 H i menneskekroppen eksisterer som to separate forbindelser: Fritt tritiumvann 1 H 3 MEN og organisk bundet 3 N.

Tritium er en ren p-emitter med en gjennomsnittlig strålingsenergi på 0,018 MeV, som er to størrelsesordener mindre enn energien til β-strålingen av radiokarbonen. I tilknytning til dette er det særegne tritium vevskader. Ved å ha den minste energi av β-partikler, oppretter tritium en betydelig tetthet av vevsionisering (antall ionpar dannet av en ladet partikkel per enhet av sin bane). Videre er kjørelengde på tritium-p-partikler meget mindre geometrisk størrelse celle, slik at skaden er lokalisert i nærheten av tritium isotop i seg selv, og det totale tap avhenger av geometrien av dens fordeling i kroppsvevet og mikrogeometrien fordelingen i cellen (Mushkachova et al., 1994 et al.).

Tritiumatomer erstatter hydrogenatomer i vevsmolekyler.

Den biologiske effekten av tritium forsterkes av det faktum at når den faller, blir inert He 2 dannet 3, Derfor vil hydrogenbindinger på dette stedet bryte, og dette bør påvirke både brudd på syntesen av organiske strukturer under individets liv og påvirke arveligheten, muligens fjernt.

Det følger av det ovenstående at det er nødvendig å kontrollere tritiuminnholdet i miljøet og næringsmidlene, først og fremst nær NFC-produksjonen.

Radiokarbon (T 1/2 = 5730 år) dannes på jorden som følge av følgende kjernereaksjoner: 14 N (n; P) 14 C; 17O (n; a) 14C; 13 С (n; y) 14 С.

Disse reaksjonene forekommer både i den øvre atmosfæren under påvirkning av kosmisk stråling (under dannelsen av naturlig 14 C) og under dannelsen av teknogen radiokarbon som følge av atomeksplosjoner og drift av atomreaktorer, både industri og transport og forskning.

Hovedleverandøren på 14 C er den første reaksjonen på grunn av det høye nitrogeninnholdet (78%) i luften. Videre er det i vanngrafittreaktorer (det er denne typen reaktor ved Siberian Chemical Combine) som dannes på nitrogen 14 C bæres nesten helt til atmosfæren. I tillegg kommer en del av den resulterende 14 C i reaktorer av denne typen inn i miljøet med væskeutslipp i form av oppløselige karbonater og karbondioksid.

Det er konsepter for lokal og global radiokarbonforurensning.

Kilden til lokal forurensning kan betraktes som ikke bare en atomeksplosjon, men også hver NPP, NFC-bedrift, isotopproduksjoner for forberedelse av preparater merket med 14 С, forskningsinstitusjoner.

Gjennomsnittlig inntak av reaktoren 14 C i lokalsamfunnet som bor i driften av en slik kilde, kan være i sonene 0-10 km -0,32,10-20 km -0,08 μCi / år.

Global radiokarbonforurensning av miljøet er knyttet til utviklingen av kjernekraft generelt og kjernevurdering. Ved termonukleære eksplosjoner skyldes 90% av strålingsbakgrunnen i atmosfæren C-14. Beregninger (Rublevsky et al., 1979) viser at det årlige inntaket på 14 C i menneskekroppen med mat vil overstige den naturlige inntaksstien på 14 C innen 2010 med 5 ganger, og den årlige dosen til hele kroppen vil øke fra 0 til 1975, 04 til 7 mRD, dvs. vil øke nesten 200 ganger (figur 6.5) og, ifølge Yarmonenko S.P.s beregninger, vil påvirke 11.000 år, som påvirker 300 generasjoner av mennesker. Figur 6.6 viser dynamikken i C-14 akkumulering i hår og blod av mennesker fra å teste kjernevåpen i atmosfæren.

De farlige konsekvensene av slik dynamikk er relatert til det faktum at radiokarbon, som deltar i metabolske prosesser sammen med atomer av stabilt karbon, trenger inn i alle organer og vev i kroppen, inkludert direkte inn i molekyler av organiske forbindelser.

Den skadelige effekten av 14 C, som er en del av proteinmolekyler og spesielt DNA og RNA i en levende organisme, bestemmes først og fremst av strålingseffekten av β-partikler og nitrogen-rekylkjerner som skyldes 14 C-decayet i henhold til 14 C → 14 N; For det andre, ved å endre molekylets kjemiske sammensetning på grunn av transformasjonen av 14 C-atomet i 14 N-atomet (transmutasjonseffekt).

Slike DNA-skader fører ofte til andre- og tredje-ordsgenmutasjoner, som er praktisk talt irreversible.

Derfor kan en økning i innholdet av 14 C isotopen i biosfæren føre til akkumulering av skadelige mutasjoner, som er fulle av alvorlig trussel mot menneskeheten. Problemet med overvåking 14 C er en av hovedområdene på atomkraftverk og atombrensel.

En av de første som noterer seg den biologiske faren for C-14 er den store statsborgeren i Russland Sakharov AD (1958), som viste oppmerksomhet mot de ikke-terskelbiologiske effekter av stråling. Han regnet ut at når man testet en megatonbombe bare fra C-14, ville det være 2200 ofre for arvelige sykdommer, og også oppmerksom på mulig økning i kreft og leukemi.

Sakharov A.D. anslått at de totale tapene fra radiokarbonforsøk (

50 Mt er ca 330000 mennesker (Sakharov, 1958), og hvis du tar hensyn til påvirkning av radioaktivt cesium og radiostrontium, vil de totale tapene utgjøre 10 000 personer per 1 tonn.

Det var da den humanistiske forskeren Sakharov A.D. Kategorisk motsatt testing av atomvåpen i atmosfæren, og hans anstrengelser endret beslutningen om å detonere 108 Mt bomber på Novaya Zemlya (bare 58 Mt eksploderte).

Av de radioaktive isotoper av den åttende gruppen i det periodiske bordet er isotopen 85 K r av største interesse.

Ifølge Thomas Cochran et al. (1992) utgir Siberian Chemical Combine 3 isotoper av denne gruppen i atmosfæren:

85 K r 330 000 kCi / år

131 Xe 190 kCi / år

133 Xe 540 kCi / år.

Cg-89 som lekker gjennom isolasjonsbelegget av drivstengler er mindre farlig fordi den dekomponerer for radioaktivt strontium, er en ubetydelig brøkdel, i tillegg til at halveringstiden er 3 minutter, og derfor er det bare viktig innenfor soner nær reaktoren.

Livet til Xe-isotoper beregnes i flere dager, og etter 10-30 timer er de helt fjernet fra kroppen. 85 K r har en halveringstid på 10,72 år, og dens effekt på kroppen krever seriøs vurdering og videre studier.

I små mengder er 85 K r tilstede i miljøet på grunn av spontan og neutron-fremkalt fisjon av naturlig uran, samt på grunn av nøytronbestråling av kosmisk stråling fra atmosfærenes atmosfærer 85 K r.

Imidlertid har mengden 85 K r i atmosfæren de siste årene økt vesentlig (figur 6.7), og ifølge prognoser kan doseringshastigheten av hudeksponering på grunn av denne faktoren øke med mer enn 100 ganger i 2000 og nå omtrent 0,03 Sv / år.

I dag er plutoniumproduksjonsanlegg hovedkilden til 85 K r utslipp til miljøet. I tillegg kan 85 K r slippes ut i atmosfæren fra atomeksplosjoner for fredelige formål og fra atomreaktorer, inkludert marine motorer, men utslippene deres er og vil forbli ubetydelige sammenlignet med plutoniumproduksjonsanlegg.

Forfallet på 85 K r er ledsaget av utslipp av en β-partikkel, eller en β-partikkel og et γ-kvantum i henhold til skjemaet:

Å være inert, går det ikke inn i kjemiske forbindelser, men akkumuleres i atmosfæren, er ikke involvert i biologiske prosesser, men adsorberes i kroppsvev når det inhaleres og oppløses i biologiske væsker. Det er preget av lav oppløselighet i blod, høy oppløselighet i lipider og rask diffusjon i vev. Det er tegn på en høy absorpsjon av 85 K r ved binyrene.

Organet mest utsatt for 85 K r er huden, men det er også den mest motstandsdyktige mot stråling. Imidlertid kan parallell eksponering for ultrafiolett stråling øke den negative effekten.

Begge effektene er både mutagene og kreftfremkallende. Mekanismen for mutagenese av disse to faktorene er forskjellig β-emitterende 85 K r produserer en pause i DNA-kjedene, og UVR danner tymindimerer i dem). Karsinogen effekten av disse faktorene er i prinsippet ikke forskjellig.

I forbindelse med den fortsatte utviklingen av kjernefysisk energi på kloden må spørsmålet om rensing av gassavfall fra radioaktive gasser betraktes internasjonalt (på IAEA og ICRP).

For tiden er det kjent 24 isotoper av jod, hvorav 2 isotoper, jod-131 og jod-129 representerer en radioøkologisk fare.

Halveringstiden til jod-131 er bare 8,04 dager. Dette skyldes den relativt lave risikoen og muligheten for medisinsk behandling.

Jod-129 er blant de mest radiologisk signifikante nuklider på global skala, på grunn av dets halveringstid, som anslås til 17 millioner år. Dens bidrag til miljøet i det lange løp vurderes å være betydelig. Aktivt involvert i den globale syklusen, har iod-129 vært et potensielt globalt fôr i millioner av år. Dessverre er jeg 129 som regel ikke vurdert som strålingsfarlig faktor, selv om total utslipp til atmosfæren var 10 12 Bq (Utkin et al., 2004).

Antropogene kilder til disse isotoper kan være planter for opparbeidelse av bestrålet atomkraft, atomkraftverk og atomeksplosjoner. Direkte i fissionsreaksjonen er utbyttet av disse isotoper liten, men de dannes i betydelige mengder fra deres radioaktive forløpere: 129 I av 129 m Te og 129 Te, en 131 I av 131 m Te og 131 Te.

Økende konsentrasjoner av radioaktive isotoper av jod er registrert på alle områder av SNFC (Chelyabinsk, Tomsk, etc.). Figur 6.8 viser innføringen av I 131 i atmosfæren på PO Mayak.

Analyse av denne kurven, utført av Utkin VI et al., 2004, viser at til tross for den betydelige variabiliteten av data på kraften av utslipp av 131 I i atmosfærisk luft, er det vist visse regulariteter av disse utslippene over tid. Spesielt tilstrekkelig kraftige utslipp refererer jeg til perioden 1957-1959, da utslippsindikatorene var 01-1 Ku / cy t. (3,7-37 GBq / dag). I 1957 ble Plant B stengt, i 1959, et nytt produksjonsanlegg, DB Plant, som hadde høyere teknologiske og miljømessige indikatorer, ble satt i drift. Perioden fra 1965 ble preget av en betydelig reduksjon i utslippene av 131 I i atmosfæren, som er knyttet til den gradvise begrensningen av produksjonen av våpenplutonium i Mayak-anlegget. På fig. 6,7 viser dynamikken i radionuklidutslipp i perioden fra 1949 til 1985. (1949 til 1957. data oppnådd ved gjenoppbygging av utslipp).

Generelt er to topper 1 tydelig synlige på utslipps dynamikkkurven - siden de første produksjonsanleggene i Mayak produksjonsanlegg ble bestilt til 1953, da jeg økte utslippene fra flere dusin til 4000 Ci / måned (148 TBq / mss> Dette kan skyldes teknologiske mangler i konstruktionsfeilene og funksjonene i kontrollsystemet, 2- 1961-1963, da utslippene av 131 I økte med om lag to størrelsesordener, var denne økningen på grunn av behandling av en sats med brensel med redusert varighet utdrag før th oppløsende (Utkin et al., 2004).

Ved normal drift av et atomkraftverk er jodutslipp også liten, men i nødsituasjoner forårsaker den radioaktive fare (i den første perioden) at jodisotoper kommer inn i kroppen, hovedsakelig oralt og gjennom luftveiene.

Har høy migrasjon, det går raskt i biologiske kjeder og blir en kilde til ekstern og intern stråling. Spesielt store doser dannes i skjoldbruskkjertelen av barn, på grunn av sin lille størrelse, og kan være 2 til 10 ganger høyere enn dosen av bestråling av kjertelen hos en voksen.

Figur 6.9 viser avhengigheten av akkumulert ved slutten av 1980 ekvivalent dose av skjoldbruskkjertelen fra t p p c c t til mennesker (som Utkin et al., 2004 notat). Generelt er denne avhengigheten i tilfredsstillende avtale med dynamikken i jodutslippene i atmosfæren. Av alle aldersgruppene som ble vurdert, ble den maksimale årlige dosen (1,57 Sv) mottatt av personer født 1952 i 1953. Maksimal ekvivalent dose fra 131 I-utslipp (4 Sv) ble akkumulert av representanter for aldersgruppen født i 1951.

Radioaktivt jod fra kroppen av en gravid kvinne går inn i fosteret, i kjertelen som den absorberte dosen er ti ganger mer enn i kjertelen til moren.

Problemet med jod-129 er at dette radionuklidet praktisk talt overses. Metodene som for tiden er utviklet for å isolere iod-129 sammen med avfall, sikrer denne isolasjonen i bare noen få århundrer, så vil lagringsanleggene kollapse og all jod-129 vil løsne seg i biosfæren.

Som et eksempel på en slik tilnærming ved vurdering av strålingsfaktorer, kan man sitere data fra IAEA Bulletin (nr. 3, 1996, s. 25) om resterende radioaktive stoffer i 30-km-sone i Tsjernobyl-NPP (tabell 6.1).

Fra analysen av denne tabellen er det klart at i 2056 vil nivået av gjenværende radioaktivitet i sonen bestemmes av Cs 137, Sr 90, Am 241, konsentrasjonen av sistnevnte øker fra 1986 til denne gang 400 ganger og vil øke hvert år på grunn av henfallet pu.

I tabellen er tilstedeværelsen av I 129 ikke engang reflektert, til tross for at dens utgang i fissionsreaksjonen

1% av I 131 utbytte, dvs. 2 - 17 PBK og nivået innen 2056 (i 70 år) vil nesten ikke endres, da halveringstiden er millioner av år (kan sammenlignes med Pu 239, hvis halveringstid er 240 tusen år).

Beregninger av utvaskningshastighet, migrasjon med grunnvann, konveksjonstransport under hensyntagen til sorption og halveringstid for jod-129 viste at etter 1000 år fra lagringsanlegget inn i biosfæren er det mulig å gå inn i 13 GBq / år (Choline, 1983).

Globalt bidrag av jod-129 til forventet stråledose på grunn av NFC skyldes integrasjonsperioden fra 10 til 10 8 år, som kommer fra TVEL-opparbejdningsanlegg og vil være 40 GBq per 1 GW (e) * år. Til nå har den totale utgivelsen av jod-129 i atmosfæren nådd 10 12 Bq. Ved planlagt tempo for utvikling av kjernefysisk energi i år 2000 vil 4 * 10 14 Bq iod-129 akkumuleres.

Specificiteten av jod ligger i mangfoldet av dets kjemiske forbindelser. De mest aktive former inkluderer elementært jod, som under påvirkning av ulike faktorer danner mange kjemiske forbindelser, interagerer med faste atmosfæriske partikler, blir adsorbert på overflaten.

Av det ovennevnte følger at problemene med jod radioekologi er mangesidig og krever etablering av en modell for den biogeokjemiske sirkulasjonen av jod i global skala, både kortsiktige og langsiktige prognoser.

Naturlig strontium er stabil. Det er en del av mikroorganismer, planter, dyr og mennesker, som er byggematerialet av beinvev. Et overskudd av strontium i det (over 0,02%) kan forårsake beinfraghet, rickets og andre sykdommer.

Radioaktive isotoper av strontium dannes ved atomeksplosjoner på grunn av lekkasjer og ulykker ved atomreaktorer. Den farligste av dem anses 90 Sr. Halveringstiden er 28,5 år, og halveringstiden fra kroppen (biologisk halveringstid) er ganske lang, 11 år.

Ved inntreden i miljøet er 90 Sr innarbeidet (hovedsakelig med Ca) i metabolske prosesser av planter, dyr og mennesker. I planter kan 90 Sr komme direkte gjennom bladene eller fra jorden gjennom røttene. Relativt mer enn 90 Sr akkumulerer belgfrukter, knoller og røtter, mindre korn. I frø og frukt er det mye mindre enn i bladene og stilkene.

Mann 90 Sr kommer hovedsakelig fra kumelk og fisk.

Mengden sediment 90 Sr i kroppen avhenger av alder. Så, hos barn, på grunn av det raskt voksende beinvevet, er det en størrelsesorden høyere enn den for en voksen.

Den biologiske effekten av 90 Sr er forbundet med arten av dens fordeling (akkumulering i skjelettet) og avhenger av den dose av β-stråling som genereres av den og dens datterradio-isotop yttrium (Y-90). Med langvarig inntak av 90 Sr i kroppen, selv i relativt små mengder, kan leukemi og benkreft utvikles som følge av kontinuerlig bestråling av beinvev.

Konklusjonen i 1963 i Moskva i traktaten Banning Nuclear Weapon Tests i atmosfæren, Space and Under Water førte til nesten fullstendig utgivelse av atmosfæren fra 90 Sr og reduksjonen av dens mobile former i jorden.

I naturen oppstår dette sølvhvite metall i form av en stabil Cs-133 isotop. Det er et sjeldent element med et gjennomsnittlig innhold i jordskorpen på 3,7 * 10 -4%. Cesium er en permanent kjemisk mikrokomponent av organismen av planter og dyr. Hovedlagringen av cesium i pattedyr er muskler, hjerte, lever. Den har lav toksisitet, dets biologiske rolle i kroppen er ikke fullstendig avslørt.

137 Cs er en β-y-emitterende radioisotop av cesium, en av hovedkomponentene i menneskeskapte radioaktive forurensninger av biosfæren. Det dannes som et resultat av atomfissionreaksjoner. Inneholdt i radioaktivt nedfall, utslipp, avfall av radiokjemiske anlegg. Intensivt sorbert av jord og bunn sedimenter. Akkumulasjonsgraden er spesielt høy i ferskvannsalger og arktiske terrestriske planter, spesielt lav, fra dyr i ren, gjennom mosen som de lever på.

Hos mennesker blir 137 Cs fordelt mer eller mindre jevnt og det har ingen signifikant skadelig effekt, men rationering av territoriet i henhold til forurensningsgraden med radionuklider utføres primært på cesium-137.

6.7.1. Generell informasjon

Plutonium (Pu) er et kjemisk element oppdaget i 1940 av Seaborg GT, A. Val, og J. W. Kennedy (Berkeley, California, USA), som mottok det når uran ble bestrålt med tungt hydrogenkjerne (deutoner). Dette var det andre kunstig avledede elementet (den første var neptunium, 1940), som ga opphav til de såkalte transuranelementene (TEU), som er en del av aktinidgruppen, dvs. elementer med radioaktivitet.

Kjeden av radioaktive henfallsserier av den mest kjente TEM er vist på fig. 6.10.

På tidspunktet for dens oppdagelse i naturen er elementet ikke oppfylt. I dag er det data som tyder på at Pu hadde foreldreisotoper i den eksisterende serien uran og thorium.

Til nå er 15 (inkludert nukleære isomerer) Pu isotoper kjent.

De atom-fysiske egenskapene til Pu isotoper er gitt i tabell. 6.2.

I de fleste isotoper produserer radioaktivt henfall en a-partikkel med en energi på ca. 4,2-5 MeV, mindre ofte g-quanta, b-partikler. Langleverandørene (T t / 2> 1000 år) blant dem er: Pu 244, Pu 242, Pu 241, Pu 239 og Pu 240.

Dette er det som bestemmer sin høye potensielle fare for levende organismer, så vel som den ekstreme vanskeligheten med å oppdage Pu i naturlige gjenstander.

Pu er et radioaktivt sølvmetall, aktivt samvirker med oksygen, vanndamp, syrer, men ikke alkalier.

Brukes i produksjon av atomvåpen, som atombrensel og som en kompakt energikilde.

Pu 239 under påvirkning av nøytroner (i likhet med U 235) kan deles inn i to fragmenter med frigjøring av energi og nye nøytroner som støtter kjernekjedets fissionsreaksjon.

Den kritiske massen av Pu for optimal geometrisk form (en ball med en diameter på ca 8 cm) er ca. 7 kg og passer lett inn i en persons håndflate.

Ifølge innholdet i våpen-grade Pu 239 er alle plutoniummaterialer fra US Department of Energy (US DOE) delt inn i flere grupper ("Plutonium.....", 1992):

1) Pu av høyeste frekvens 97-98% Pu 239 2-3% Pu 240

2) Pu Arms Over 93% Pu 239.240

3) Pu drivstoff 81-93% Pu 239 240

4) Pu-reaktor 239.240

De viktigste kildene til plutonium i miljøet er først og fremst store bedrifter for å skaffe og behandle Pu for militære formål, teste kjernevåpen ved hjelp av Pu warheads, først og fremst i atmosfæren, drift av atomreaktorer, kjernefysiske sentre og laboratorier, ulykker med romfartøy, med strukturelle elementer som bruker Pu (det mest slående eksempelet på en SNAP satellittkrasj) og fly som bærer atomvåpen.

Omtrentlig mengde og sammensetning av Pu fra ulike mottakskilder er presentert i tabell. 6,3, 6,4.

Noe forskjellige data er gitt av UNSCEAR (1982) (tabell 6.5).

Det skal bemerkes at til tross for det ekstremt lave Pu-innholdet i naturen, dannet ved vekselvirkning av naturlig U 238 med nøytroner av kosmisk og terrestrisk opprinnelse i henhold til ordningen:

- For planetens historiske tidsskala (4,5 * 10 9 år) ble rundt 1000 tonn Pu dannet fra naturens isotop av uran. Men det er ekstremt spredt i terrestrisk materie, at inntil nylig var det ingen analytiske metoder for deteksjon. Studier i de siste tiårene har gitt oss mulighet til å estimere Pu-innholdet i naturlige prøver og fremfor alt i rike uranmalmer.

Så, forskning David Curtis e. a. (1999) viste at rike uranmalm i Canada Cigar Lake (Canada) har en nøytronflux fra 1,43 til 2,81 nøytroner per minutt per 1 gram U, som et resultat av samspillet med U 238 Pu 239 dannes. Pu 239-innholdet er 2 * 10-12 g / g, med Pu 239 / U-verdier på 14,3 * 10-12.

Samtidig med Pu 239, T e 99 og Cl 36 (D. Curtis e. A., 1999) ble I 129 (D. Roman e. A., 1988) registrert i disse malmene.

Pu ble også funnet i prøver av vulkanske bergarter, hvor forholdet til U (Pu / U) var 1,6 * 10-9 til 9,5 * 10-11 (S. Frid e. A., 1985).

I fosfatstoffet av meteoritter var konsentrasjonen av Pu 244 opp til 20 * 10-9 ppb (Ghislaine Crozaz e / a / 1989), og forholdet mellom Pu 244 og U 238 i meteoritter varierte fra 0,06 til 0,046 (John H. Jones, 1982).

Sammenligning av Pu og Am produsert årlig (dannet når Pu 241 faller) med den naturlige mengden Pu som er dannet over 4,5 * 10 9 år, er ennå ikke til fordel for menneskelige hender (figur 6.11). Men det må huskes at naturlig Pu er spredt, mens kunstig er lokalt konsentrert i biosfæren eller konsentrert i det øvre 30 cm lag av jord.

Den virkelige skalaen til Pu-produksjonen er vanskelig å vurdere i dag. Ulike forskere, som har en eller annen mengde informasjon, citerer forskjellige figurer, som spenner fra 800-1050 tonn (det vil si at de er nær sin naturlige mengde på hele planeten).

De mest kunnskapsrike eksperter innen Pu-relaterte problemer Arjuim Makhijani e. a. (1992) anslått i 1990 mengden våpen-grade plutonium på nivået 205 tonn (Plutonium..., 1992).

De viktigste landene og produsenter av dette materialet er presentert i tabell 6.6.

Mengden Pu som brukes til sivile formål i 1990 kan dømmes fra dataene i Tabellen. 6.7. Den totale mengden er ca 120 tonn.

6.7.2. Hovedkilder til inntekt

Hovedparten av Pu kom inn i miljøet under produksjon og testing av atomvåpen på deponier.

Dette er mer enn eloquently si tallene i tabellen. 6.8 på Pu jordforurensning i områder der planter, forskningslaboratorier og kjernefysiske teststeder i USA er lokalisert.

Den totale aktiviteten til Pu som kom inn i jorden i disse områdene, og dette deponeringsmiljøet er grunnleggende for dette radionuklid, ligger på nivået på 17 000 Ku (17000 С i), som tilsvarer omtrent 2700 kg Pu 239. Av denne mengden er den overveldende massen av Pu konsentrert i området for Handford Defense Nuclear Complex, som i hovedsak er en analog av de russiske fasilitetene "Mayak", Seversk, Krasnoyarsk, både i henhold til de vedtatte teknologiske ordninger, bearbeidingskapasitet og produksjonsvolum og arbeidets varighet. Dette gjør det mulig å anta en sammenlignbar skala av Pu i miljøet, først og fremst i Chelyabinsk og Tomsk-regionene, siden tilsynelatende er det adopterte radionuklidutladningssystemet i Krasnoyarsk-26 noe annerledes.

Omfanget av forurensning av Pu-miljøet i området Chelyabinsk-45 (byen Ozersk) kan dømmes fra Ural-forskningsmaterialer (Utkin, Chebotina, Evstigneev et al., 2004).

PO Mayak (Chelyabinsk-45, Ozersk) har produsert våpenplutonium siden 1948. Siden 1977 ble RT-1 anlegget bestilt på dette anlegget for å behandle bestrålet brensel fra kraftreaktorer for å trekke ut plutonium fra det (lukket kjernekraft) for gjenbruk.

Undersøkelser datert 1975-1977 viser at den isotopiske sammensetningen av plutonium i øvre jordhorisont faktisk korresponderte med den totale sammensetningen av plutonium fra global nedbør (37-100 Bq / m2) og våpen-grade plutoniumutslipp fra Mayak. Innenfor en radius på 100 km fra anlegget var andelen 238 Pu 3-5% av summen av 239.240 Pu isotoper (Utkin et al., 2004).

Etter igangsetting av RT-1-anlegget begynte andelen plutonium 238 Pu i jord å vokse som et resultat av opparbeidelse av drivstoff fra VVER-440 reaktorer. I en spesiell studie ble det funnet at konsentrasjonen på 238 Pu i det brukte kjernevirksområdet i VVER-440-reaktorene øker dramatisk sammenlignet med 239.240 Pu, og isotopforholdet på 238 Pu / 239.240 Pu når en verdi på 2,9.

I 1994, på mange steder i EURT, nådde dette forholdet 2-3 enheter.

I 1994-1996 Uralspesialister gjennomførte en storstilt overvåkning av plutonium i jordene i Kasli, Troitsk og Bredinsky-distriktene i Chelyabinsk-regionen.

Disse studiene viste at den totale konsentrasjonen av plutoniumisotoper (238.239.240 Pu) i Troitsky-regionen i toppsjiktet 0-20 cm varierte fra 0,08 til 10 Bq / kg lufttørr jord med en gjennomsnittlig konsentrasjon på 1,5 Bq / kg. Koncentrasjonsforholdet mellom isotoper på 238 Pu / 239,240 Pu varierte fra 0,03 til 3,0, med en gjennomsnittlig verdi på 0,72. I nabolaget Oktyabrsky-distriktet var gjennomsnittskonsentrasjonen av summen av plutoniumisotoper 0,75 Bq / kg, og gjennomsnittskonsentrasjonsforholdet på 238 Pu / 239,240 Pu var 0,63. En undersøkelse av Bredinsky-distriktet i Chelyabinsk-regionen, som ligger 350-400 km fra PO Mayak, gjorde det mulig å fastslå total konsentrasjon av alle tre plutoniumisotoper 0,04-10,4 Bq / kg med en gjennomsnittlig verdi på 2,0 Bq / kg. Forholdet mellom 238 Pu / 239.240 Pu isotoper var 0,03-14,0 med en gjennomsnittsverdi på 1,24 (Utkin et al., 2004).

Studien av den romlige fordeling av total plutoniumbeholdning i jorddekselet i observasjonssonen rundt Mayak Production Association ble utført av ONIS BY LIGHT. Ifølge dataene fra faktiske målinger for 1995, over hele det undersøkte området, er innholdet av dette elementet i overflødig jord karakteristisk for territoriet ved siden av bedriftens sanitære beskyttelsesområde (2-40 kBq / m2, 4,8-95 Bq / kg), så vel som til hodet til det radioaktive sporet. Spesielt i området Novogorny er tettheten av forurensning med et radionuklid 10 kBK / m 2 (23,7 Bq / kg), noe som er omtrent 2,5 ganger høyere enn det tillatte nivået som ble etablert for områdene i Tsjernobyl ulykkesonen 1986. plutonium observeres i retning av de nåværende nordøstvindene. På en avstand på 10-70 km fra bedriften, reduseres forurensningsdensiteten i gjennomsnitt fra 2,5 til 0,07 kBq / m 2 til en dybde av det arable lag på 30 cm).

Undersøkelsen av jorddekning i området Øst-Ural radioaktivt spor dannet fra ulykken i 195 bekreftet de tidligere oppnådde resultatene på nærvær av forhøyede konsentrasjoner av plutonium i jordene i EURT-sonen sammenlignet med kontrollområdet utenfor vakningen (Utkin et al., 2004). I nesten alle observasjonspoeng (med unntak av to) var tettheten av jordforurensning av 239.240 Pu høyere enn i kontrollen. De høyeste prisene er notert i avsnittene. Muskaeva og Hudayberdinsk. Den økte forurensningsdensiteten på 238 Pu ble registrert i en avstand på opptil 50 km fra Mayak PO. I et fjernere område var forurensningen av dette radionukliden ikke forskjellig fra kontrollen (Tabell 6.9).

Utkin V.I. et al. (2004) anslår total mengden av Pu som kom inn i miljøet som følge av kun atomkjernehendelser i Mayak ved 10 12 Bq (ca. 100 Ku).

Disse forskerne bemerker at i jord med uforstyrret struktur på territoriet til observasjonssonen rundt Mayak, er 80-90% Plutoniummasse er konsentrert i et lag på 0-10 cm, bare spor av elementet er funnet under 20 cm. I jordbruksplanter er fordelingen av plutoniummasse noe annerledes - 99,5% ligger i et lag opptil 25 cm, resten fordeles til en dybde på 60 cm (Utkin et al., 2004), som bekreftes av mange andre forskere (FI Pavlotskaya og et al.).

De merker at plutonium er ganske sterkt forbundet med jordabsorberende kompleks. Vannoppløselige og utvekslingsbare former utgjør ikke mer enn 2% av den totale bestanden, og syreoppløselige opp til 10-20%. Resten av radionukliden er praktisk talt ikke fjernet fra jorda. I agerbar jord er 12% av plutoniummassen bundet til 1-5 μm jordpartikler og 84% 0 til 5-10 μm partikler. (Utkin et al., 2004).

En undersøkelse av Pu i vann- og bunnsedimentene i denne regionen viste at konsentrasjoner på 239.240 Pu i vannet i elver og innsjøer på EURTs territorium varierer innenfor (2-11) * 10 -3 Bq / l med gjennomsnittlige verdier (5-2) * 10 -3 Bq / l. Generelt avviger de fra tilsvarende verdier for territoriet ved siden av EURT, men overskrider det maksimale nivået av plutonium i vannet på den nordlige halvkule vannkropp. Det økte innholdet på 239.240 Pu i vannet i reservoarene til sedimenteringstankene er indikert: nr. 4-160 ± 6, nr. 10- fra 0,6 ± 0,1 til 3,0 ± 0,3, nr. 11-0,8 ± 0,1 Bq / l. (Utkin et al., 2004).

Konsentrasjonen av radionuklidet i bunnsedimentene av de mest forurensede elvene Techa og Karabolka varierer fra 34 til 91 Bq / kg tørrvekt med en gjennomsnittlig verdi på 59 Bq / kg. Innenfor EURT er det lite forskjellig fra det i de tilstøtende områdene.

Innhold på 239.240 Pu i bunnsedimenter av sedimenterende dammer reduseres nedstrøms: Nr. 4-6240 ± 210, nr. 10 - fra 0,0 til 1000 ± 40, nr. 11 - fra 0,2 ± 0,04 til 3,4 ± 0, 2 Bq / kg tørrvekt av jorda. Spesielle studier har fastslått at 239.240 Pu i vannet i sedimenterte dammer ligger overveiende (ved 80-90%) i kationiske og anioniske former. I bunnsedimenter øker styrken av fiksering av radionuklidet, da dets andel i jordens surløselige fraksjoner øker. (Utkin et al., 2004).

Disse Utkina V.I. et al. (2004) er i tilfredsstillende overensstemmelse med materialene citeres av Pozolotina V.N. (2003).

Denne forskeren foreslår å ta total tetthet på 239.240 Pu 60 Bq / ku 2 for bakgrunnen Pu nivå fra global nedfall, som omtrent svarer til 0,14 Bq / kg 2 jord med densitet på 1500 kg / m 3 og en tykkelse på 30 cm eller 0,5 Bq / kg per lag tykkelse 10 cm.

I jordene på EURT-territoriet er hovedverdien av Pu konsentrert i området 0-20 cm. Tettheten av jordforurensning med radionuklider i dette området er vist i tabell. 6.10.

Fra analysen av denne tabellen kan det ses at jordens spesifikke aktivitet er ca. 0,2-0,5 Bq / kg i bakgrunnsområder og når 12,4 Bq / kg i 32 km nordøst for hendelsen (Tabell 6.10).

Pu 238 og Pu 239 + 240-tallene som ble oppnådd av dem, var 0,01115-0,0024, som er ca. 3 ganger mindre enn de verdiene som er typiske for globale nedfall fra å teste kjernevåpen og betydelig lavere enn i brenselceller av atomreaktorer (Pozolotina, 2003).

Omfanget av Pu-inngang i områdene PNTC-plassering i Tomsk og Krasnoyarsk kan vurderes av den spesifikke jordaktiviteten i disse regionene (tabell 6.11).

Fra analysen av disse dataene er det tydeligvis sett at i spesifikasjonssonen av atomkraftproduksjon (Tomsk, Krasnoyarsk) observeres høye spesifikke jordaktiviteter for Pu, spesielt i flomplatene. Jenisej.

De romlige egenskapene ved lokalisering av forhøyede Pu-konsentrasjoner i jorda understreker ganske klart den lokale naturen av radionuklidinntaket fra denne typen kilder i Krasnoyarsk territoriet (figur 6.12) og Tomsk-regionen (figur 6.13), det ligner det i nærheten av nukleare virksomheter i andre land i verden,, England i Sallafield-området (figur 6.14).

Det skal bemerkes at et noe annet bilde, både når det gjelder Pu-akkumulering i naturlige miljøer og forurensningsskalaen enn i Chelyabinsk, Tomsk og Krasnoyarsk-regionen, observeres i området for slike kjernekraftanlegg i Frankrike, for eksempel i Marcoul-virksomheten.

Således viste en detaljert studie utført av Celine Duffa i 2001 på territoriet til den nedre delen av Rhône-elvbassenget i kjernefysisk sentrum i Marcoult (Frankrike) at til tross for at anlegget drev tre kjernereaktorer til å produsere våpen-grade Pu G 1, G 2, G 3) og fra 1958 til 1997. Det var en plante for prosessering av kjernevirksomhet UP 1, utslippene til miljøet er svært små.

Ifølge estimatene fra denne forskeren, på et område på ca. 30 km 2 rundt dette senteret, var den ekstra (til globale) radioaktiviteten til TUE isotoper (Pu, Am) ca. 2,8 * 10 3 Bq (C. Duffa, 2001).

Nivået på spesifikk aktivitet av Pu og Am 241 isotoper og forholdet mellom Pu-isotoper i jordene i dette territoriet er vist i fig. 6,15 og 6,16.

Analyse av disse dataene viser at gjennomsnittlig opphopningsnivå for Pu 239 + 240 er ca. 0,11 Bq / kg (til en dybde på 30 cm, med en jordtetthet på 1400 kg / m 3), Pu 238 ca. 0,003 Bq / kg og Am 241 ca. 0, 05 Bq / kg, med et gjennomsnittlig forhold på Pu 238 til Pu 239 + 240 0,03.

Maksimal konsentrasjon av Pu er 239 + 240 i jord, som ble fikset av C. Duffa i virksomhetssone Markul utgjorde 1,1 Bq / kg, og bare i noen mossprøver, som er en utmerket sorbent, var spesifikk aktivitet på 4,77 Bq / kg (Kodols distrikt, nær kirken).

Det kan antas at Marcoule-kjernefasiliteten, som har spesiell tillatelse til å utstede disse komponentene, på grunn av fransk lovgivning som forbyder frigjøring av frigjørende radionuklider i miljøet, bruker svært effektive teknologier for å fange disse komponentene og dermed oppnå ekstremt lave nivå av miljøforurensning. Faktisk er det 2-3 ganger lavere enn den sibirske regionale bakgrunnen som vi aksepterer.

Ved testing av kjernefysiske våpen er Pu-konsentrasjonen betydelig høyere og anslås til nivået av titalls til hundrevis av Bq / kg jord. Dermed viser analysen av tilgjengelige materialer på Semipalatinsk-teststedet (CIP, Kasakhstan) at tiår etter slutten av forsøket på atomvåpen i atmosfæren, forkortet de kortvarige og mellomstore TRE, den relativt langlivede Sr 90 og Cs 137 delvist oppløst, og også migrert fra overflaten til dypere horisonter jord, eller i prosessen med areal erosjonell aktivitet overført til innsjøer, depressioner og andre negative former for lettelse. Derfor reflekterer den tradisjonelt brukte teknologien til å studere den radiososiale situasjonen i hovedsak ikke den virkelige situasjonen. Og det er ikke overraskende at i publikasjoner om dette emnet, selv av INP, er det mulig å møte med påstanden om at i forhold til Sr 90 og Cs 137-akkumulering, forskjeller jordene som studeres på teststedet, ikke er forskjellig fra det generelle globale nivået, og MED reflekterer innholdet av naturlige radioaktive elementer (U, Th, K).

For gamma-emitterende komponenter ser bildet ut akkurat som dette (tabell 6.12).

Japanske eksperter (Yamamoto, 1999) bemerker at forholdet mellom Pu 240 og Pu 239 i området SIP er 0,02 ÷ 0,05, og når i individuelle tilfeller 0,1-0,12, som er betydelig lavere enn dette forholdet i globale nedleggelser som tilsvarer 0,18.

Og bare mer detaljerte studier viser at Pu, Am-konsentrasjoner er høye i disse områdene. Utenfor CIP, ligger tettheten av jordforurensning for plutonium fra 0,37 * 10 3 til 3,4 * 10 3 Bq / m 2, som er omtrent 3 ÷ 28 Bq / kg jord med en tetthet på 1500 kg / m 3 og til dybden av utvalget prøver på 10 cm.

Am 241 akkumulasjonsnivå i jord varierer fra den første Bq / kg til tier Bq / kg, fra maksimal akkumulering, for eksempel i regionen Kaynar (25 km sør for CIP grensen) på en dybde på 10-20 cm.

Den radioekologiske situasjonen i NPI og områdene ved siden av dem er for tiden bestemt for nivået av akkumulering av alfa-emitterende langlivede radionuklider, primært Pu og Am.

Den virkelige situasjonen med forurensning av det naturlige miljøet Pu og andre TUEs er ennå ikke studert.

Først av alt er det globale nivået av tapet ikke bestemt. Analyse av en rekke publikasjoner i verdens ledende radioekologiske tidsskrifter, inkludert de på Russlands territorium, viser at Pu spesifikk aktivitet på nivået 0,2-0,3 Bq / kg (M. Baskaran, J. Kirk Cochran et al.) Kan tas som sådan. ).

Undersøkelser utført i Krasnoyarsk territorium i Krasnoyarsk territorium i regionene i Sibir tyder på at dette nivået overskrides med en faktor på 2-3 eller flere, og på flere steder - en størrelsesorden (flomfelt av Yenisei-elven, Baikal-regionen osv.). På grunnlag av disse materialene ble dokumentet "Kontrollnivået for PU-forurensning i jordene i Krasnoyarsk-territoriet" vedtatt, godkjent av Chief Sanitary Doctor Kurkatov S.V. i 2001. Dette dokumentet fastslår at registreringsnivået eller nivået av unntak fra handling er den spesifikke aktiviteten til Pu i jord mindre enn eller lik 1 Bq / kg. Et nivå på mer enn 1 Bq / kg er studienivået eller aktivitetsnivået (Aturova, 2001).

Det ser ut til at det er nødvendig å følge nøyaktig disse nivåene av spesifikk aktivitet av Pu i jordene når man vurderer den radioekologiske situasjonen, inkludert ved INP.

Til en viss grad er dette i ganske tilfredsstillende avtale med dataene om innholdet av Cs 13 og Pu 239 gitt av V.Suslin. i 2001 for beitejord i regionene i Russland fra 1965.

Analyse av disse dataene (Suslin VP viste dessverre ikke den nøyaktige kilden til disse materialene) viser at nivået av akkumulering av Pu 239 i jord er fra 0,06 Bq / kg (Tambov-regionen) til 0,33 Bq / kg (Irkutsk-regionen), med en gjennomsnittlig verdi på 0,17 Bq / kg, som ligger nær estimatet av det globale tapet av Pu fra et atomvåpenprøve.

Naturen av nedfallet av global radioaktivt nedfall inneholdt i Pu er ujevnt, som tydelig kan ses fra de skjematiske kartene over Pu 239 nedfallstetthet i jordene i Novosibirsk-regionen (figur 6.17, 6.18). Samtidig er det en rask reduksjon i nivået av Pu-akkumulering i jord med dybde. Så, i forhold til det øvre samplingsintervallet (0-5 cm), ved et dybdeintervall på 5-10 cm, reduseres mengden med nesten 5 ganger, og i en dybde på 10-15 cm ved 30 ganger.

6.7.3. Estimering av globale og regionale plutoniumlagringsnivåer

Globalt er Pu-avsetningstetthet produsert i forskjellige naturlige miljøer.

Dermed viste studiet av evig isbjørn, utført i forskjellige land og på forskjellige tidspunkter, at nedbørsnivået avhenger betydelig på bredden av området der prøvene ble tatt (tabell 6.13).

Analyse av fordelingen av Pu 238 og dens forhold til Pu 239 + 240 med hensyn til dybden av valg av is. (Fig. 6.19, 6.20) lar deg registrere i tide alle hendelsene knyttet til testing av våpen og ulykker fra satellitten.

Det ble notert at i perioden 1955-1959 faller den maksimale mengden av Pu 239 + 240 ut i isen i Antarktis, hvis aktivitet i snøprøver (snøsmeltevann) i denne tidsperioden varierte fra 0,945 Bq / per 100 liter til 0,47 Bq / per 100 liter, når forholdet Pu 238 / Pu 239 + 240 er ca. 0,0026. Maksimal topp av akkumulering av Pu 238 er observert i perioden 1965-1966. Dens overflateaktivitet var 0,05 Bq / m 2 i 1 år. Dette skyldes hovedsakelig ulykken til den amerikanske satellitten SNAP -9 A i 1964 på den sørlige halvkule (G. Cutter e. A., 1979).

Analyse av nivået av Pu akkumulering i andre stratifiserte (suksessivt dannende) formasjoner antyder at global Pu-avsetning på planeten også er begrenset til bestemte tidsintervaller.

En undersøkelse av innsjøsedimentene i Sveits viste således at den maksimale opphopningen av Pu, så vel som Sr 90 og Cs 137, faller på nedbør, dannelsen av denne skjedde i 1963-1965. Den spesifikke aktiviteten til Pu 239 + 240 nådde 6,1 Bq / kg og Pu 238 - 0,1 Bq / kg. Forholdet mellom protoner Pu 238 og Pu 239 + 240 var samtidig 0,02. I nedbør dannet i 1934-1939. Pu 239 + 240 spesifikk aktivitet var mindre enn 0,001 Bq / kg. Den første signifikante økningen i den spesifikke aktiviteten for utfelling til 0,2 Bq / kg skjer i 1947 (Wan e. A., 1986).

Akkumulasjonsnivået av Pu i dyphavsrød leire varierer fra 0,04 Bq / kg tørr masse øverst i kolonnen av disse formasjonene.

På en dybde på 8-10 cm fra den øvre kanten av kolonnen under studien, er dens spesifikke aktivitet 0,002 Bq / kg. Under 12 cm finnes ikke Pu-kolonnen i røde leire (Druffel e. A., 1984).

En undersøkelse av nivået av Pu-akkumulering i kystnære marin sedimenter utenfor den nordøstlige kysten av USA antyder at dens spesifikke aktivitet varierer fra 3,8 til 0,05 Bq / kg tørrvekt. I dette tilfellet ble maksimumsverdien notert i den såkalte Wilkinson Basin (område av Boston-Massachusetts-kysten), og minimumsverdien på kontinentalsokkelen. Mengden plutonium faller sjelden i dybden av sedimentet.

15-20 cm fra sin øvre kant Pu inneholder mye mindre enn detekteringsgrensen, metoden som brukes.

Det er en høy korrelasjon mellom Pu og Cs 137 (figur 6.21), som kan indikere en enkelt kilde for inntektene.

Studien av kyst-marine sedimenter av det arktiske bassenget i Russland i sammenløpet mellom Yenisei og Ob elver, i vasken som kjernekraftbrenselforetakene ligger, utført av M. Baskagan e. a. (1996) viste at bunnsedimenter i området 0-5 cm er preget av relativt høy spesifikk aktivitet (Tabell 6.14), som overskrider nivået i de røde dypvannsmudene med 50 ganger eller mer. Forholdet mellom Pu 238 og Pu 239 + 240 er også noe høyere. Alt dette kan tyde på at Pu kommer fra kontinentet ved vannstrømmene fra Yenisei og Ob elver. (M.Baskagan et al., 1996).

Den spesifikke aktiviteten på 0,24 Bq / kg kan betraktes som en regional sibirisk bakgrunn for plutonium, dersom vi tar hensyn til avstandsområdet for Yenisei og Ob elver. Dette nivået av Pu-aktivitet i marine sedimenter ligger nær gjennomsnittet for Pu i jordens kontinentale nordlige halvkule fra den globale nedfallet (Hardy e. A., 1973).

Konsentrasjonen av Pu i overflaten og undergrunnen sjøvann i New York Bay i 1977 varierte fra 0,001 til 0,002 Bq / per 100 liter. Aktivitetsforholdet mellom Pu 238 / Pu 239 + 240 var ca. 0,03-0,04 (Peter H. Santschi et A., 1980).

Samtidig blir det observert en forholdsvis høy korrelasjon mellom Pu's spesifikke aktivitet og den totale saltholdigheten av vann og dets innhold av Fe og organisk karbon (Glen T. Shen e. A. 1983).

Den samlede aktiviteten til Pu i sjøvann har en tendens til å øke til en dybde på 500-710 meter, og under dette nivået ligger konsentrasjonen utenfor grensene for deteksjon av analysemetoden. Så, på en dybde på 15 cm, er konsentrasjonen 0,0018 Bq / 100 kilo vann, mens den på en dybde på 500-700 meter er verdien 0,01. (Vaughan T. Bowen et al., 1979).

Analyse av global Pu-avsetning (Tabell 6.15, 6.16) E. P. Hardy e. a., (1973) viser at dens arealaktivitet i jord er sterkt avhengig av terrengets breddegrad som ble tatt for Pu 239 + 240, denne indikatoren varierte på den nordlige halvkule fra 0,10 ved en breddegrad på 80-90 o til 2,2 mK u / km 2 i en breddegrad på 40-50 o.

På den sørlige halvkule ved samme breddegrader var disse verdiene 4-10 ganger lavere (tabell 6.15).

Området aktiviteten til Pu 238, forårsaket av testing av atomvåpen i atmosfæren på den nordlige halvkule på henholdsvis samme breddegrader, er 0,002 og 0,053 m Ku / km 2. Forholdet mellom Pu 238 / Pu 239,240 varierer fra 0,02 til 0,024. Disse beregningene ble gjort uten å ta hensyn til Pu 238, som falt til overflaten av planeten fra SNAP-9 A satellittkrasj. Dens maksimale tap fra denne ulykken observeres i den sørlige halvkule, hvor den står for hovedparten av Pu 238 (Tabell 6.16), og Pu-forholdet 238 / Pu 239.240 kan nå 0, n.

Det er således mulig med en høy grad av sannsynlighet at den globale spesifikke Pu-aktiviteten i jord på våre breddegrader vil være i nivået 0,7-1,2 Bq / kg i en dybde på 0-5 cm med en jordtetthet på 1,5 kg / dm 3 og 0,1-0,2 Bq / kg per lag med jordbær med en kapasitet på opptil 30 cm, hvor intervallet inneholder 95-97% av hele lageret av et gitt radionuklid.

Det er dette nivået av spesifikk aktivitet for jordene på den nordlige halvkule som kan tas som bakgrunn av globalt tap. Forholdet mellom Pu 238 og Pu 239 + 240 kan estimeres som 0,024.

6.7.4. Biologiske farer og nivåer av Pu akkumulering i biologiske materialer

Spesialister som håndterer disse problemene, merker at den biologiske faren for plutonium er relatert til det faktum at flertallet av plutoniumisotoper har en lang halveringstid (238 P u -87,7 år, 239 Pu -2,41 * 10 4 år, 240 Pu - 6737 år, 242 Pu -3,74 * 10 3 år, 244 Pu -8,26 * 10 7 år). Plutonium er en a-emitter, hver a-partikkel gir 15 millioner ionepar; derfor, når det tas inn, forårsaker det stor biologisk skade på alle organer og vev. I henhold til graden av radiooksisitet er isotoper 238. 240. 242. 244 Du tilhører gruppe A (svært giftig) og 241, 243 Pu - til gruppe B (giftig). Per vektenhet av en partikkel, 238 P u er 240 ganger mer aktiv enn 239 Pu (Utkin et al., 2004).

Kommer inn i biosfæren, migrerer plutonium langs jordens overflate, inkludert i biokjemiske sykluser. Den spesifikke aktiviteten er 200.000 ganger høyere enn for uran, og i tillegg er frigjøring av legemet fra plutonium som har gått inn i det praktisk talt ikke forekommet i hele menneskelivet. Plutonium kalles "atomgift", det tillatte innholdet i kroppen er estimert i nanogram. Faktum er at Pu-239 er en alfa-emitter, og hver av dens tt-partikler i biologisk vev danner 150.000 par ioner langs sin korte vei, skadelige celler, og produserer forskjellige kjemiske transformasjoner. Mens i kroppen blir plutonium en permanent kilde til a-stråling for mennesker, forårsaker beintumorer, leverkreft og leukemi, og er derfor en av de farligste kreftfremkallende stoffene.

Hos mennesker blir plutonium avsatt i lungene, leveren, bein og annet vev og er svært dårlig eliminert. Spesielt er halveringstiden til et element fra skjelettet 50-80 år, noe som tilsvarer varigheten av en persons liv. Det er avledet fra leveren med halveringstid på 20 år, og fra kjønnsorganene - 280-340 dager. Sistnevnte forårsaker en stor sannsynlighet for genforstyrrelser i etterfølgende generasjoner (Utkin et al., 2004).

Ifølge ledende eksperter innen radioekologi (Dmitriev A.M., Dyakov A.S. et al., 1994) vil bruken av Pu-239 i videreutviklingen av kjernekraft gi flere nye problemer enn energiproblemer vil løse.

Utvekslingen av Pu ved å komme inn i lungene ved innånding av luft avhenger i stor grad av spredning av aerosoler. Dermed viser studier at radioaktive aerosoler er halvdispergerte og har verdien av den aktive median aerodynamiske diameteren (AMAD) fra submikron til titalls mikrometer.

Så, Lyzlov A.F., Melenteva R.V. og Shcherbakova LM viste ved bruk av spesielle metoder for optisk-radiografisk analyse overbevisende at andelen aktive fine aerosoler (MDF) i plutoniumproduksjon bare for perioden 1972-1980. økt fra 54 til 94,5%, og dermed økt risiko for eksponering for lungene.

I tillegg, i en spesiell studie utført av Shcherbakova L.M. Ved Institutt for biofysikk i byen Ozersk, basert på analysen av verdens databank, ble det etablert at den spesifikke aktiviteten til plutonium i jord og atmosfærisk luft er direkte relatert til hverandre, nemlig med en økning i den spesifikke aktiviteten til overflaten (0-5 cm) jordlag aktiviteten til luftstøv øker (figur 6.22). Forholdet mellom dem kan beskrives med følgende ligning:

hvor q VP - Den spesifikke aktiviteten til plutonium i luftstøv (Bq / kg, en q n 0-5 - spesifikk aktivitet av plutonium i jordlaget på 0-5 cm (Bq / kg).

Dermed var de nåværende effektive dosene av intern eksponering for voksne i byen Ozersk på begynnelsen av 90-tallet på grunn av inntaket av plutonium og americium ca. 100 μSv / år. De var en størrelsesorden høyere enn dosene av intern stråling fra 90 Sr og 137 Cs (henholdsvis 10 og 6 μSv / år).

Og hvis vi tar i betraktning at Pu i jordene også er i form av "varme partikler", som representerer MDF (hovedsakelig nanostørrelsespartikler), kan det antas at de aksepterte estimatene av doselaster på lungene bør revideres, med tanke på AMAD-faktorene og tilstedeværelsen av "varme partikler".

I hele den vitenskapelige referanselitteraturen, for eksempel i J.Emsli-boken "Elements" (Oxford, 1991), er det bemerket at Pus biologiske rolle er fraværende, forekommer ikke i naturen, og det finnes ingen data om innholdet i menneskekroppen, "... men sannsynligvis null "(J.Emsley, 1991).

Dessverre, som studier av det siste tiårsshowet, er dette ikke tilfellet i lang tid.

Således har detaljerte studier av uralsforskere (Chebotina og andre) vist at Pu er funnet i alle studerte naturlige miljøer, inkludert biologiske objekter og materialer, inkludert mennesker.

Så ifølge Utkin VI et al., 2004, med en gjennomsnittskonsentrasjon på 239.240 Pu i edenvegetasjonen av EURT (7,0 ± 2,0 Bq / kg luft-tørr masse) var omtrent to ganger høyere enn territoriet rundt EURT (3,5 ± 1,0 Bq / kg). Over gjennomsnittet er det forurensning av vegetasjon i landsbyene Tatarskaya Karabolka (5,2 Bq / kg), Kasli (6,8 Bq / kg), Poldnevo (8,2 Bq / kg), Kanzagarovo (7,9 Bq / kg), Ust- Bagaryak (3,8 Bq / kg).

Disse forskerne merker at det er informasjon om akkumulering av plutonium i kroppen av ville dyr som bor i EURT. Spesielt, i områder med en plutoniumkonsentrasjon i jorda på 30-100 kBq / kg, akkumulerer små pattedyr som skogsmus, alminnelig skrubbe, vanlig fugle dette radionuklid i mengden 2 til 9 Bq / kg og store pattedyr i deres vev (rådyr, elg, villsvin, ulv) inneholder omtrent 4 kBq plutonium per kg tørr kroppsvekt.

De gir også en grundig analyse av fordelingen av Pu i kroppen av en voksen (Utkin et al., 2004).

Fordelingen av plutonium i voksenbefolkningen i observasjonssonen til Mayak PO ble studert av ansatte i avdeling nr. 1 ved Institutt for biofysikk ved russiske føderasjonsdepartementet ved post mortem radiometri av vev tatt under obduksjon av de døde beboerne i Ozersk som befinner seg innenfor denne sonen. Det er blitt fastslått at en viktig faktor som bestemmer akkumulasjonsnivået og distribusjonsmønsteret for radionukliden i kroppen, er lengden på oppholdet i observasjonssonen. Spesielt for folk som bor i byen siden begynnelsen av 50-årene, økte det totale innholdet av plutonium i kroppen nesten lineært til begynnelsen av 90-tallet. Samtidig var gjennomsnittlig årlig vekst med en gjennomsnittlig masse av en ansatt på 60 kg fra 0,11 til 0,14 Bq / år. For folk som kom til byen i 1940-1959, var gjennomsnittlig nivå av isotopopphopning over 40 år 4,5-5,6 Bq (figur 6.23), som er omtrent 40 ganger høyere enn bakgrunnsgrunnlaget for plutonium av global opprinnelse (0, 07 - 0,12 Bq).

I de siste årene har økningen i isotopopphopning blant innbyggerne i Ozersk blitt redusert: personer med oppholdsperiode i byen i over 40 år har en tendens til å redusere innholdet i kroppen. Tilsynelatende kan akkumuleringen av langlivet plutoniumradionuklid i kroppen betraktes som den viktigste kilden til intern eksponering av mennesker forårsaket av Mayak-produksjonen. Til tross for et betydelig overskudd av bakgrunnsnivået, er plutoniuminnholdet i innbyggerne i Ozersk bare noen få prosent av det tillatte nivået i henhold til NRB-76/87-standardene. Det gjennomsnittlige radionuklidinnholdet i skjelettet til beboerne i denne byen som bor i det siden oppstart av bedriften til nåtid er omtrent 30 ganger lavere enn det tillatte innholdet for personer i kategori B.

Det har blitt fastslått at plutonium av forskjellig opprinnelse (global bakgrunn og teknogen avsetting i observasjonssonen rundt virksomheten og lokalene til radiokjemisk produksjon) distribueres i menneskets kropp på forskjellige måter. Den spesifikke aktiviteten til plutonium av global nedfall i humane lymfeknuter var ikke mer enn 10 ganger høyere enn i lungene. I observasjonssonenes befolkning øker dette forholdet til 10-40, og i Mayak-personell overskrider den spesifikke aktiviteten til isotopen i lungelymfomene i noen tilfeller det i lungene med tre størrelsesordener (ca. 1000 ganger). Disse forskjellene kan være relatert til det faktum at plutoniumpartikler i globale utslipp av virksomhetsutslipp har forskjellige størrelser og former for forbindelser, som i stor grad bestemmer deres løselighet i ulike biologiske medier.

Det menneskelige skjelettet fungerer som hovedlegemet for plutoniumavsetning i kroppen. Relativt sunne mennesker har et gjennomsnittlig nuklidinnhold i skjeletthår (med hensyn til innholdet i kroppen) ca. 3 ganger høyere enn i leveren (skjelett / lever = 3: 1). For fagfolk som arbeider med plutonium, selv om det ikke er uttalt endringer i levervev, skifter dette forholdet til en økning i det relative isotopinnholdet i leveren (skjelett / lever = 1,6: 1). Undersøkelser utført i byen Ozersk har vist at omfordelingen av deg mellom skjelettet og leveren av mennesker, avhenger ikke så mye av varigheten av radionuklidinntaket, men på tilstanden av helsen. Når patologiske forandringer forekommer i leveren vev, distribuerer Pu fra leveren til skjelettet. For eksempel, hos individer med uttalt patologi (leukemi, cirrose og leverkreft), kan innholdet av plutonium i skjelettet overskride konsentrasjonen i leveren 6 ganger (Utkin et al., 2004).

Samtidig ble de laveste plutoniumkonsentrasjonene funnet hos nyfødte (lunger - 11 mBq / kg, lever - 19 mBq / kg, skjelett - 311 mBq / kg). Med alder øker konsentrasjonen av plutonium, mens det er en kvantitativ omfordeling av elementet i kroppen: hos mennesker eldre enn 30 år er gjennomsnittsverdiene 165 mBq / kg for lungene, 410 mBq / kg for leveren og 245 mBq / kg for skjelettet (figur 6.24, Utkin et al., 2004).

Rapporterte akkumulasjonsnivåer av Pu i menneskelige organer fra Mayak-området er betydelig høyere enn de som skyldes globalt tap og ulykken ved Tsjernobyl NPP (Tabell 6.17).

Hviterussiske forskere bemerker at konsentrasjonen av Pu i håret til barn i Gomel-regionen overskrider nivåene forårsaket av radioaktive nedfall fra tester av atomvåpen i atmosfæren.

Samtidig er det i barn av hår som bor i sonen av radioaktiv forurensning fra Tsjernobyl-ulykken mange ganger høyere enn for de som bor utenfor denne sonen (Tabell 6.18).

Det er nødvendig å anta at en lignende situasjon vil bli registrert på alle områder av FLTC og INP. Så, for eksempel, i vev av sauer som beite på oversvømmede beite grenser til Irlandsjøen, hvor avfall fra PFCC Sellafield (England) er mottatt, er tilstedeværelsen av Pu fast (figur 6.25), som tilsynelatende kommer inn i dyrets vev periodisk.

Andre Artikler Om Skjoldbruskkjertelen

Kjære venner, hallo! Har du merket noen hvite flekker i halsen? Hva er det Rester av mat eller et symptom på alvorlig sykdom? Nå vil alle vite om du leser artikkelen selvfølgelig.

I denne artikkelen vil du lære:En diett med autoimmun tyroiditt og en spesiell livsstil er en integrert del av en omfattende behandling som tar sikte på å eliminere symptomene på sykdommen og forbedre livskvaliteten.

Den menneskelige bukspyttkjertelen produserer proteinolinsulin med høy molekylvekt.Hvis det av en eller annen grunn ikke er nok, bør ytterligere injeksjoner av dette stoffet brukes til å forbedre helsen.