авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ  БИБЛИОТЕКА

АВТОРЕФЕРАТЫ КАНДИДАТСКИХ, ДОКТОРСКИХ ДИССЕРТАЦИЙ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ

Pages:     | 1 ||

Динамическое моделирование переноса радионуклидов в гидробиоценозах и оценка последствий радиоактивного загрязнения для биоты и человека

-- [ Страница 2 ] --

Выживаемость и качество икры, таким образом, зависит от репарационного пула.

Основная схема модели представлена на рис. 13.

Ионизирующее излучение Нормальное развитие икры Репарационный пул r r r Обратимые повреждения икры Летальные повреждения икры Рис. 13. Общая схема модели, описывающей воздействие хронического облучения на икру рыб.

Система дифференциальных уравнений, описывающих эффект хронического облучения икры рыбы, может быть сформулирована следующим образом:

dx = px + yR dt dy = px y yR (11) dt dR = r R ( Rmax R ) r yR r p R dt x(0) = xmax ;

y (0) = 0;

R(0) = Rmax, где x – нормально развивающаяся икра;

y – часть икры с обратимыми повреждениями;

R – репарационный пул;

р – мощность дозы хронического облучения (мГр/сут);

– параметр, характеризующий формирование первичного повреждения икры (мГр-1);

r – параметр, описывающий радиационные повреждения репарационной системы (мГр-1);

и r – коэффициенты, описывающие восстановление обратимых повреждений икры с помощью репарационного пула ( r);

xmax – начальное количество икры;

Rmax – максимальная величина репарационного пула;

– параметр, описывающий переход обратимых повреждений в летальные;

r – скорость восстановления репарационного пула. Система дифференциальных уравнений (11) была решена численно методом Рунге-Кутта, используя компьютерную программу Mathcad 2001. Мощности дозы варьировали от 0 до 1000 мГр/сут. Значения параметров в модели были следующие: = 2.5·10-4 мГр-1;

r = 2.8·10-3 мГр-1;

r = 0.3;

= 0.24;

r = 1.5·10-2;

= 0.1;

xmax = 5;

Rmax = 5;

x, y и R определялись в относительных единицах. Влияние хронического облучения на выживаемость икры рыбы оценивалось с помощью отношения x/xmax, а на качество икры рыбы (нелетальные радиационные повреждения) – с использованием отношения R/Rmax.

На рис. 14 показана выживаемость икры щуки и семги при хроническом облучении в течение всего периода развития. В соответствии с модельными оценками, различия в выживаемости икры для двух видов рыб значительно увеличиваются с ростом мощности дозы облучения. При мощности дозы менее мГр/сут выживаемость соответствует норме для обоих видов. При облучении мощностью дозы более 20 мГр/сут выживаемость икры семги быстро уменьшается (50% при 27 мГр/сут). Полная смертность (100%) икры семги имеет место при мощности дозы 150 мГр/сут;

при такой же мощности дозы смертность икры щуки составляет только 30%. Полная смертность икры щуки имеет место при облучении более 900 мГр/сут.

Различия в радиационном ответе для икры щуки и семги не связаны с индивидуальной радиочувствительностью, но могут быть объяснены разной продолжительностью развития икры. В диссертации результаты модельных расчетов сопоставлены с экспериментальными данными по радиационном повреждениям икры рыб из базы данных EPIC. Сравнение модельных оценок и имеющихся экспериментальных данных из базы данных EPIC подтвердило способность модели описывать радиационные эффекты в икре различных видов рыб в пределах широкого диапазона хронического радиационного облучения.

Модель может быть использована для оценки возможных последствий хронического облучения икры рыб и оценок риска в случаях радиоактивного загрязнения водных экосистем.

икра щуки 0. икра семги 0. 0. 0. Эффект 0. 0. 0. 0. 0. 0 100 200 300 400 500 Мощность дозы, мГр/сут Рис. 14. Сравнительная оценка выживаемости икры щуки и семги при разных мощностях доз хронического облучения (расчет по модели) Моделирование зависимости «мощность дозы – эффекты» для изолированной популяции рыб Важнейшей задачей при разработке научно обоснованной методологии защиты природных экосистем от воздействия повышенных уровней ионизирующей радиации является обоснование пороговых уровней хронического радиационного воздействия, выше которых в биоте, естественных популяциях и экосистемах могут проявляться вредные эффекты. В данном разделе автором сформулирована и исследована математическая модель, позволяющая описывать основные типы радиобиологических эффектов в изолированной популяции рыб, подверженной хроническому радиационному облучению с разными мощностями дозы. Эффекты, вызванные хроническим облучением в популяции рыбы, описаны как суперпозиция трех процессов - создание повреждений радиацией, восстановление повреждений посредством восстановительных механизмов и естественное воспроизводство популяции.

В модели система восстановления имеет обобщенный вид "черного ящика", характеризующегося следующими общими свойствами: восстанавливающая способность системы ограничена;

репарирующие ресурсы системы тратятся в процессах восстановления и могут истощаться при более высоких уровнях повреждающего воздействия;

самовосстановление системы происходит с конечной скоростью;

система восстановления сама является радиочувствительной и испытывает повреждения от радиации и других стрессоров. Любое уменьшение в репарационном пуле ухудшает возможности репарации повреждений, как от радиации, так и от других стрессоров;

в этом случае может наблюдаться увеличение заболеваемости рыб. Наряду с системой репарации, в модели учитывается естественное воспроизводство популяции. Репродуктивная способность популяции также полагается радиочувствительной и может повреждаться ионизирующей радиацией (за исключением очень низких доз).

Рассмотрим модель, описывающую изолированную популяцию рыб, обитающую в благоприятных условиях (отсутствие хищников и ограничений по пище, оптимальная температура воды и другие экологические факторы), подвергающуюся хроническому воздействию ионизирующей радиации с мощностью дозы p (мГр/сут). Предполагается, что организмы, составляющие облучаемую популяцию, могут быть в одном из следующих состояний:

неповрежденные, обратимо поврежденные и летально поврежденные. Обратимые повреждения частично репарируются с конечной скоростью системой восстановления, при этом величина репарационного пула снижается. Увеличение заболеваемости облучаемых организмов зависят от этого уменьшения репарационного ресурса. Ионизирующая радиация вызывает также прямое повреждение репарационного ресурса. Система воспроизводства увеличивает число нормальных организмов в популяции, но также сама повреждается ионизирующей радиацией. Система дифференциальных уравнений, описывающих эффекты хронического радиационного облучения в популяции рыбы, имеет следующий вид:

dx = px + yR + ( xmax x) F dt dy = px y yR dt dR = r R ( Rmax R ) r yR r p R dt dF = f p F F ( xmax x) + f F ( Fmax F ) dt x(0) = xmax ;

y (0) = 0;

R (0) = Rmax ;

F (0) = Fmax (12) где x - неповрежденная часть популяции;

y - фракция популяции с обратимыми повреждениями;

R – репарационный пул;

F - репродуктивная способность популяции;

p – мощность дозы хронического облучения (мГр/сут);

- параметр, характеризующий образование первичных радиационных повреждений на единицу дозы (мГр-1);

r - параметр, описывающий радиационное повреждение системы восстановления (мГр-1);

f - параметр, описывающий лучевое повреждение репродуктивной системы (мГр-1);

параметр r характеризует способность системы восстановления репарировать обратимые радиационные повреждения;

параметр характеризует фактический выход восстановленных повреждений;

величина /r характеризует эффективность системы восстановления;

xmax - размер популяции в контроле (без облучения);

Rmax – первоначальная величина репарационного пула (без облучения);

Fmax – естественная репродуктивная способность популяции в контроле;

является параметром, описывающим переход невосстановленных повреждений в летальные;

r - скорость самовосстановления репарационного пула.

Значения параметров модели были отобраны из следующих соображений.

Параметры и были оценены из расчетов по модели случая острого облучения с LD50/30 без учета восстановления, роста и репродукции. Значения параметров, f были взяты типичными для популяционных моделей. Значение параметра R, было выбрано большим, чем (R), то есть процессы в репарационной системе, происходят быстрее процессов на популяционном уровне. Параметры радиочувствительности были выбраны как f r (в пределах одного порядка величины), учитывая различия в радиочувствительности эффектов на заболеваемость, воспроизводство, смертность. Начальные значения для переменных были взяты равными 100 % нормального состояния, конкретные значения для Xmax, Rmax, Fmax использовались для удобного представления результатов. Значения параметров, с которыми проводились расчеты на модели, были следующими: = 1.2·10-4 мГр-1;

r = 2.5·10-3 мГр-1;

f = 1.2·10-3 мГр-1;

r = 0. сут-1;

= 0.2 сут-1;

= 1.0·10-2 сут-1;

r = 1.5·10-2 сут-1;

f = 1.0·10-2 сут-1;

= 0.02 сут-1;

xmax = 5;

Rmax = 5;

Fmax = 5;

x, y R, F даются в относительных единицах.

Численные решения системы уравнений (12) были получены для шести значений мощности дозы хронического облучения: 1, 10, 20, 25, 30 и 50 мГр/сут.

Расчеты проводились для времени хронического облучения популяции от 100 до 1000 сут. Рассматривалось три типа эффектов – увеличение заболеваемости, снижение репродуктивной способности и снижение величины популяции.

Предполагалось, что увеличение заболеваемости связано с истощением репарационного пула (в процентах от его нормальной величины). В настоящей модели параметры системы восстановления предполагались фиксированными.

Поэтому, такое явление как адаптивное снижение радиочувствительности организмов при низких дозах облучения, не рассматривалось. Однако, адаптивные процессы могут в принципе моделироваться в рамках данного подхода, путем учета адаптивных изменений в параметрах системы восстановления.

На рис. 15(а-е) показана динамика развития радиационных эффектов в популяции рыбы при разных мощностях дозы (от 1 до 50 мГр/сут). Влияние хронического облучения на выживаемость рыб оценивалось с помощью отношения x/xmax, на репродуктивную функцию – F/Fmax, на заболеваемость – R/Rmax. При мощности дозы 1 мГр/сут, модель не предсказывает увеличения смертности или заболеваемости и ухудшения воспроизводства, рис. 15(a). При мощности дозы мГр/сут, модель не прогнозирует увеличения смертности, однако репарационный пул снижается на 40%, а потенциал воспроизводства – на 23 %, рис. 15(б).

Мощность дозы 20 мГр/сут представляет пороговый уровень, при котором репарационная система полностью истощается после приблизительно одного года хронического облучения рыб. До истощения репарационной системы, размер популяции поддерживался двумя процессами – восстановлением лучевых повреждений и естественным воспроизводством. После истощения репарационного пула все потенциально обратимые повреждения не восстанавливаются и переходят в летальную форму;

численность популяции может быть поддержана только воспроизводством. Поэтому, когда ресурсы репарационной системы исчерпываются, величина популяции снижается до нового положения равновесия, рис. 15(в). Репродуктивная способность популяции рыбы уменьшается при увеличении мощности дозы и при 25 мГр/сут становится недостаточной для поддержания размера популяции даже на более низком стационарном уровне, рис.

15 (г). При мощностях дозы хронического облучения 30 и 50 мГр/сут истощаются как репарационная система, так и репродуктивная, что приводит к лучевому повреждению и исчезновению популяции рыбы, рис. 15(д-е).

Рис. 15. Динамика развития радиационных эффектов в изолированной популяции рыбы при мощностях дозы: (a) 1, (б) 10, (в) 20, (г) 25, (д) 30, (е) 50 мГр/сут, соответственно (расчет по модели) Рис. 16 показывает набор кривых выживаемости (в процентах от нормального состояния), при различных уровнях хронического облучения. Каждая кривая соответствует фиксированному периоду времени облучения (с 100 до дней). Модель предсказывает увеличение смертности в изолированной популяции рыбы при мощностях дозы выше 20 мГр/сут. При более низких мощностях дозы снижения величины популяции не наблюдается, так как репарационная и репродуктивная системы компенсируют потери, вызванные ионизирующей радиацией. Рис. 17 показывает расчетное уменьшение репарационного пула (в процентах от начального состояния) в зависимости от интенсивности и продолжительности хронического облучения (от 30 до 1000 сут). При мощностях дозы ниже, чем 15 мГр/сут, уменьшение репарационного пула является линейной функцией мощности дозы, будучи почти независимым от полной поглощенной дозы (рис. 17). При мощностях дозы выше 15-20·мГр/сут соотношение между снижением репарационного пула и мощностью дозы становятся нелинейными, и репарационный потенциал расходуется намного быстрее при увеличении поглощенной дозы вплоть до полного истощения.

Результаты, полученные на модели, сравнивались с экспериментальными данными по радиационным эффектам в популяциях рыб из базы данных EPIC.

Увеличение заболеваемости рыб не наблюдалось при мощностях дозы меньше чем 1 - 5 мГр/сут. При мощности дозы 15 мГр/сут репарационный потенциал снижался на 40 - 60 %. Полное истощение системы восстановления происходило при мощности дозы 30 мГр/сут. При мощностях дозы меньше чем 5 мГр/сут не наблюдалось заметных радиационных эффектов на воспроизводство. При мощностях дозы 30-40 мГр/сут данные наблюдений свидетельствуют о почти полном подавлении системы воспроизводства, что находится в согласии с модельными предсказаниями.

Рис. 16. Процент выживших особей в популяции Рис. 17. Истощение репарационного пула в от нормального состояния, при различных зависимости от мощности дозы и уровнях хронического облучения. Каждая кривая продолжительности хронического облучения соответствует фиксированному периоду времени (от 30 до 1000 сут), расчет по модели облучения (от 100 до 1000 сут), расчет по модели Моделирование совместного действия хронического облучения и экологических факторов на примере системы «гидробионт – паразит» Динамика радиационных эффектов в популяции рыбы при наличии экологических взаимодействий рассмотрена на примере системы “паразит-хозяин”, представленной популяцией рыбы, зараженной паразитом. Как и в предыдущем случае, популяция рыбы предполагается обитающей в идеальных экологических условиях (отсутствие ограничения по пище, отсутствие хищников, оптимальная температура среды и т.д.). Популяция рыб подвергается хроническому - ионизирующему облучению с мощностью дозы p (мГр сут ) и заражению паразитами с начальной концентрацией z0. Предполагается, что устойчивость к радиации у паразитов намного выше чем у рыб, поэтому, лучевое повреждение паразитов не учитывалось. Как был упомянуто выше, предполагается, что механизмы системы восстановления направлены на восстановление повреждений, вызванных любыми экологическими стрессорами, включая радиацию, паразитов, яды, и т.д. Поэтому, уменьшение репарационного пула, вызванное радиацией, ослабляет способность организма сопротивляться инвазии паразита, и наоборот.

Система дифференциальных уравнений (12) была преобразована с учетом совместного действия ионизирующего облучения и паразита на популяцию рыбы:

dx = px + yR + ( xmax x) F x z dt dy = px y yR dt dR = r R ( Rmax R ) r yR r p R R z (13) dt dF = f p F F ( xmax x) + f F ( Fmax F ) dt dz = x z R z dt x(0) = xmax ;

y (0) = 0;

R (0) = Rmax ;

F (0) = F max;

z (0) = z 0, где z - концентрация паразита, x - коэффициент, описывающий популяционное повреждение рыбы, вызванное паразитом, и h - коэффициент, описывающий устранение паразита в результате деятельности системы восстановления. Значения коэффициентов модели, использованные в вычислениях, были теми же, что и для системы уравнений (12), параметры x, y, R и F были выражены в относительных единицах. Влияние хронического облучения на выживаемость рыб, зараженных паразитом, оценивалось с использованием отношения x/xmax.

Рис. 18 (а-е) показывают результаты расчетов по модели (13), демонстрируя объединенные эффекты хронического облучения и паразитарной инфекции.

Вычисления были выполнены для следующих значений мощности дозы: (отсутствует облучение выше естественного фона), 5, 10, 11, 15, и 30 мГр/сут, соответственно.

При отсутствии радиационного воздействия в течение начального периода после заражения паразитом (t=10 дней) размер популяции рыбы уменьшается на % (рис. 18 (а)). Репарационный пул уменьшается на 25 %, поскольку ресурсы восстановительной системы используются на борьбу с паразитом. К 80-му дню после заражения система восстановления обеспечивает почти полное восстановление от повреждений, вызванных паразитом, размер популяции, репродукционная и репарационная системы возвращаются к начальным значениям.

Объединенный эффект паразита и радиации при мощности дозы 5 мГр/сут проявляется главным образом в виде увеличения времени восстановления от паразитарной инфекции и снижением потенциала системы восстановления (рис. (б)).

При более высокой мощности дозы 10 мГр/сут модель предсказывает снижение выживаемости рыб, ухудшение воспроизводства и истощение репарационного потенциала. Из-за деятельности системы восстановления, размер Рис. 18. Объединенные эффекты действия хронического радиационного облучения и паразитарной инфекции на популяцию рыб, при мощностях дозы: (a) 0 (отсутствует облучение выше естественного фона), (б) 5, (в) 10, (г) 11, (д) 15, (е) 30 мГр/сут, соответственно (расчет по модели).

популяции восстанавливается к его начальной величине по истечении 190 сут (рис.

18(с)). Важно отметить, что в отсутствие паразита радиационные эффекты у рыб при хроническом облучении с мощностью дозы 10 мГр/сут проявляются в более мягкой форме (сравнение с рис. 15). Дальнейшее увеличение мощности дозы до мГр/сут в сочетании с инфицированием паразитом приводит к разрушению популяции рыб. Без паразитов эти эффекты менее значительны, в частности, размер популяции не изменяется.

Можно сделать вывод, что экологические взаимодействия, типа “паразит хозяин” могут значительно ухудшить повреждения, вызванные радиацией в популяции хозяина. Эти результаты показывают, что при разработке нормативов допустимых уровней облучения, обеспечивающих защищенность дикой природы от ионизирующей радиации, необходимо учитывать наличие экологических взаимодействий между видами в природных экосистемах.

Глава 5. Оценки доз и радиационного риска с учетом множественных путей радиационного воздействия Применение любой технологии обуславливает не только дополнительную пользу для общества, но и приводит к дополнительным вредным последствиям для человека и окружающей среды. В соответствии с НРБ-99, радиационный риск представляет вероятность возникновения у человека или его потомства какого либо вредного эффекта в результате облучения. В контексте воздействия на человека ионизирующего излучения эта вероятность включает в себя (ICRP, 1991;

IAEA, 1996;

NCRP, 2005): риск возникновения процессов и событий, которые могут привести к радиационному воздействию;

риск того, что человек может подвергнуться определенной дозе облучения;

вероятность того, что радиационное воздействие вызовет вредный эффект.

Шкала рисков для управления стохастическими рисками включает: уровень недопустимого (чрезмерного) риска, который является неприемлемым вне зависимости от стоимости работ, необходимых для снижения риска и каких-либо других обстоятельств. Для штатных ситуаций эксплуатации техногенных источников облучения обычно принимается, что величина пожизненного риска не должна превышать уровень 10-4;

уровень пренебрежимого риска 7.3·10-7 являющегося настолько низким, что не требуется никаких специальных мер по его снижению, соответствует годовой дозе облучения менее 10 мкЗв/год, или 1 % от допустимого предела дозы (НРБ-99). Риски, лежащие между недопустимым и пренебрежимым уровнями, являются приемлемыми, если они удовлетворяют принципу ALARA.

В главе 5 выполнена реконструкция дозы облучения и риска для жителей населенных пунктов, расположенных на реке Енисей, от потребления речной рыбы за период 1975-2000 гг. При расчетах использовались результаты модельной реконструкции загрязнения рыбы 32P, 65Zn, 137Cs и др., представленные в главе 2.

Доза на человека вычислялась по формуле:

D = DTC y R d FPC, (14) где DTC – фактор дозовой конверсии, Зв/Бк;

y - удельная активность радионуклида в рыбе, Бк/кг;

R - количество речной рыбы, потребляемой населением, кг;

d – коэффициент, характеризующий снижение активности короткоживущего нуклида из-за временной задержки между выловом и потреблением рыбы;

FPC – коэффициент, характеризующий снижение активности радионуклида при кулинарной обработке рыбы. При расчетах использовались значения факторов дозовой конверсии, указанные в публикации (IAEA, 1996) для потребления загрязненных продуктов питания взрослым человеком.

Предполагалось, что 90 % жителей городов потребляют 4 кг рыбы в год, 9 % - 22 кг рыбы в год и 1 % - 100 кг рыбы в год. Для сельского населения предполагалось, что 90 % потребляют 22 кг рыбы в год, а 10 % составляют рыбаки и их семьи, потребляющие 100 кг рыбы в год. Соотношение активности 32P в съедобной части рыб к его активности в несъедобной части (скелет, кости, чешуя) составляет примерно 1:2.

Доза облучения от потребления енисейской рыбы, загрязненной 32P, на критическую группу населения ближней зоны по данному пути облучения (рыбаки и члены их семей) составляла в период с 1975-1992 гг. 0.2-0.8 мЗв/год (максимальная доза облучения имела место в 1977 г., минимальная – в 1992 г.).

Доза облучения от 32P сельского населения, не входящего в критическую группу, составляла от 0.07 до 0.25 мЗв/год. Доза облучения городского населения от 32P составляла от 0.03 до 0.07 мЗв/год, что на порядок ниже, чем доза на критическую группу населения. После вывода из эксплуатации двух промышленных реакторов в 1992 году, сбросы 32P в Енисей существенно сократились, как следствие, снизились и уровни облучения населения от потребления речной рыбы. По расчетным оценкам, дозы от потребления рыбы, загрязненной 32P, на критическую группу населения ближней зоны, начиная с 1993 года, не превышали (1-2)·10-2 мЗв/год.

Доза от 32P в рыбе на сельское население, не относящееся к рыбакам, составляла после 1993 года (3–6)·10-3 мЗв/год, а на городское население (6–16)·10-4 мЗв/год.

Вклады остальных радионуклидов в дозу облучения населения от потребления рыбы из Енисея, выловленной в ближней зоне, на протяжении почти всего рассматриваемого периода времени был значительно ниже, чем вклад 32P, не превышая 5 % от суммарной дозы облучения населения.

Оценки вклада различных компонент в облучение критической группы населения прибрежных населенных пунктов Енисея согласуются с результатами исследований для жителей в зоне влияния Хэнфордского ядерного центра (США), где было показано, что основной вклад в риск (92 %) вносило внутреннее облучение критической группы населения от потребления рыбы, загрязненной 32P, тогда как вклады риска от потребления молока и мяса составляли только 1 % и 0. %, соответственно (RAC, 2002). В табл. 2 приведены расчетные оценки радиационного риска для разных групп населения прибрежных населенных пунктов.

Выполнена реконструкция дозы и радиационного риска для населения, проживающего в окрестностях озера Кожановского. До 1986 года и в течение лет после чернобыльских выпадений потребление рыбы, выловленной в озере Кожановском, являлось важнейшим компонентом рациона местных жителей.

После того как несколько исследований и экспедиционных работ выявили и подтвердили очень высокие уровни загрязнения озерной рыбы 137Cs (Sansone and Voitsekhovitch, 1996;

Ryabov et al., 1996), в 1998 году озеро Кожановское получило статус радиоэкологического заказника, вылов и продажа озерной рыбы были официально запрещены. Однако на практике запрет на вылов озерной рыбы может нарушаться. В соответствии с расчетными оценками, доза от потребления рыбы из оз. Кожановского для критической группы населения и для местных жителей даже через 10 лет после Чернобыльской аварии существенно превышала дозовый предел в 1 мЗв/год. В табл. 3 приведены расчетные оценки годовых доз и радиационного риска для населения, потребляющего рыбу из оз. Кожановского. В соответствии с расчетными оценками для населения уровни риска в течение всего периода 1990 – 2000 гг. находились выше уровня 10-4, а также не соответствовали принципу ALARA, поскольку могли быть значительно снижены путем исключения из рационов населения рыбной пищевой цепочки. Таким образом, уровни риска для населения от вылова рыбы из озера Кожановского являются неприемлемыми, что подтверждает необходимость соблюдения запрета на рыболовство в данном водоеме.

Таблица 2. Годовой риск от потребления рыбы из реки Енисей у населения ближней и дальней зон влияния КрГХК, 1975 – 2000.

Год Городское Сельское Критическая Сельское Критическая население, население, группа население, группа 100 км от 100 км от населения, 800 км от населения, КрГХК КрГХК 100 км от КрГХК 800 км от КрГХК КрГХК (5.6±2.4)·10-6 (2.1±0.9)·10-5 (6.9±2.9)·10-5 (3.0±1.3)·10-6 (1.0±0.4)·10- (5.1±2.2)·10-6 (1.9±0.8)·10-5 (6.4±2.8)·10-5 (2.3±1.0)·10-6 (7.7±3.4)·10- (3.6±1.7)·10-6 (1.3±0.6)·10-5 (4.5±2.1)·10-5 (1.6±0.7)·10-6 (5.3±2.4)·10- (1.5±0.7)·10-6 (5.6±2.5)·10-6 (1.9±0.9)·10-5 (5.5±2.5)·10-7 (1.9±0.9)·10- (1.2±0.5)·10-7 (4.5±1.9)·10-7 (1.5±0.6)·10-6 (4.2±1.8)·10-8 (1.4±0.6)·10- (6.8±2.8)·10-8 (2.5±1.0)·10-7 (8.3±3.4)·10-7 (2.8±1.2)·10-8 (9.6±3.9)·10- Таблица 3. Расчетные оценки годовых доз и рисков от потребления рыбы из озера Кожановское, 1990-2000 гг.

Год Мощность дозы от потребления рыбы, Риск от потребления рыбы за 1 год мЗв/год проживания Критическая Сельские жители Критическая Сельские жители группа населения группа населения (рыбаки) (рыбаки) (8.1±3.4)·10-4 (3.3±1.4)·10- 1990 11.2 ± 4.7 4.5 ± 1. (7.9±3.3)·10-4 (3.2±1.3)·10- 1991 10.8 ± 4.5 4.4 ± 1. - (2.7±1.1)·10- 1994 9.0 ± 3.8 3.7 ± 1.5 (6.6±2.8)· (4.9±2.1)·10-4 (2.0±0.8)·10- 1997 6.7 ± 2.6 2.7 ± 1. - (1.6±0.7)·10- 2000 5.4 ± 2.3 2.2 ± 0.8 (3.9±1.6)· В заключительной части главы 5 с помощью радиоэкологического моделирования множественных путей облучения человека выполнены оценки допустимого содержания радионуклидов в почве для различных значений потенциального облучения населения и способов использования загрязненных территорий, которые могут быть использованы для их предварительного категорирования. Актуальность этой проблемы обусловлена наличием на территории России загрязненных радионуклидами территорий и водных объектов.

Площадь загрязненных территорий на объектах Минатома РФ оценивается в км2, в том числе земли – 376 км2, водоемы – 104 км2 (Состояние природной среды на предприятиях Минатома России, 2002). Наибольшая часть этих загрязненных территорий находится в районе ПО «Маяк» (452 км2, или 94 %), включая бассейн реки Теча, озера на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа.

Загрязненные радионуклидами территории имеются также в районе Сибирского химического комбината, Красноярского горно-химического комбината, объектов СевРАО (губа Андреева), ДальРАО и др.

Контрольные уровни содержания радионуклидов в почве оценены для следующих значений потенциального облучения: 0.2 мЗв/год (квота 20% от допустимого предела дозы для населения);

1 мЗв/год (предел дозы для населения по НРБ-99);

10 мЗв/год (уровень дозы, при котором в соответствии с международными рекомендациями (IAEA, 2003) ставится вопрос о необходимости реабилитации загрязненных территорий). Представленные значения дозы соответствуют уровням пожизненного риска от годового радиационного воздействия в диапазоне от 10-5 (при дозе 0.2 мЗв/год) до 510-4 (при дозе мЗв/год). Для расчетов контрольных уровней содержания радионуклидов в почве с учетом множественных путей облучения человека были разработаны пять основных сценариев использования территории, каждому из которых соответствуют свои пути облучения человека: сценарий 1 – постоянное проживание человека и неограниченное сельскохозяйственное использование данной территории;

сценарий 2 – постоянное проживание человека и ограничение на сельскохозяйственное использование данной территории (приусадебное хозяйство);

сценарий 3 – постоянное проживание человека в городской застройке без хозяйственного использования территории;

сценарий 4 – временное нахождение на территории с индустриальным использованием земли;

сценарий 5 – временное нахождение на территории и рекреационное использование данной территории (туризм), при этом предполагается, что человек находится на данной территории 1 месяц в году.

Оценка допустимого (контрольного) уровня (ДУ) для i-го радионуклида, присутствующего в почве проводилась с учетом соотношения:

ДУi = КЗi · Сs,i, где ДУi – допустимый уровень содержания i-го радионуклида в почве, Бк/м2;

Сs,i – плотность загрязнения почвы i-м радионуклидом, Бк/м2;

КЗi – коэффициент запаса для i-го радионуклида, определяемый по формуле КЗi = ДДН / РДНi. Здесь РДНi – полная доза на население от i-го радионуклида, с учётом всех путей облучения (внешняя доза, ингаляция, потребление местных продуктов питания), рассчитанная на единичное загрязнение почвы;

ДДН – дозовая квота дополнительного облучения населения с учетом сельскохозяйственных цепочек.

Расчет дозы на население от проживания на загрязненной территории производился по формуле: РДН i = H ing,i + H inh,i + H ext,i, где Hing,i – годовая доза внутреннего облучения населения от поступления радионуклида с пищевыми продуктами и водой (вклад i-го радионуклида, содержащегося в загрязненной почве);

Hinh,i – годовая доза внутреннего облучения населения за счет ингаляции от пыли (вклад i-го радионуклида, содержащегося в почве);

Hext,i – годовая доза внешнего облучения населения, включающая облучение от загрязнённой радионуклидом поверхности земли (вклад i-го радионуклида, содержащегося в почве).

Выбор параметров для расчетов базировался на рекомендациях Руководства по установлению допустимых выбросов радиоактивных веществ в атмосферу (ДВ 98). Значения дозовых коэффициентов внутреннего облучения населения от потребления продуктов питания и ингаляции взяты в соответствие с Нормами радиационной безопасности (НРБ-99). В соответствии с рекомендациями ДВ- при расчетах контрольных уровней 137Cs и 90Sr были рассмотрены 4 основных типа 137 90 Таблица 5. Допустимые уровни содержания Cs, Sr, Pu в почве для критерия предела дозы для населения 1 мЗв/год, сценарий Плотность загрязнения почвы, Бк/м Тип почвы 90 137 Sr Cs Pu 3 1.87 8.2 10 7.0 Дерново-подзолистая песчаная и супесчаная 1.4 104 1.0 105 1.87 Дерново-подзолистая суглинистая 4.3 104 1.6 105 1.87 Серая лесная 4.8 104 1.8 105 1.87 Чернозем Таблица 6. Допустимые уровни содержания 137Cs, 90Sr, 239Pu в почве для критерия предела дозы для населения 1 мЗв/год, сценарий Плотность загрязнения почвы, Бк/м Тип почвы 90 137 Sr Cs Pu 4 2.4 1.8 10 1.1 Дерново-подзолистая песчаная и супесчаная 2.8 104 1.3 105 2.4 Дерново-подзолистая суглинистая 7.1 104 2.0 105 2.4 Серая лесная 8.5 104 2.2 105 2.4 Чернозем Таблица 7. Допустимые уровни содержания 137Cs, 90Sr, 239Pu в почве для критерия предела дозы для населения 1 мЗв/год Плотность загрязнения почвы, Бк/м Сценарий 90 137 Sr Cs Pu 7.0104 1. 1* 8. 1.1105 2. 2* 1. 2.61106 5.26105 4. 7.94109 1.81106 7. 1.41105 2.21105 1. * для дерново-подзолистых песчаных и супесчаных почв почв: дерново-подзолистая песчаная;

дерново-подзолистая суглинистая;

серая лесная;

чернозем.

Допустимые уровни содержания 90Sr, 137Cs, 239Pu в почве, оцененные для критерия предела дозы для населения 1 мЗв/год для разных сценариев использования загрязненной территории, представлены в таблицах 5-7.

Наибольшие значения допустимой плотности загрязнения почвы 90Sr, 137Cs, 239Рu характерны для индустриального использования территории. Наименьшие значения допустимой плотности загрязнения почвы для всех трех радионуклидов характерны для сельскохозяйственного использования территории;

в частности, для 239Рu 1.87·104 Бк/м2, для 137Cs 7.0·104 Бк/м2. При сравнении допустимой плотности загрязнения почвы 90Sr, 137Cs, 239Рu при сельскохозяйственном и индустриальном использовании территории показано, что для 137Cs значение допустимой плотности загрязнения почвы при индустриальном использовании загрязненных территорий примерно в 10 раз больше, чем при сельскохозяйственном;

для 90Sr – в 100 000 раз;

для 239Рu – в 500 раз. Такая разница объясняется тем, что 137Cs является -излучателем и помимо внутренней дозы формирует внешнюю дозу от поверхности почвы. Таким образом, необходимо учитывать радионуклидный состав загрязнения при выборе оптимального способа использования территорий.

Представляет интерес сравнить полученные значения контрольных уровней содержания радионуклидов 90Sr, 137Cs и 239Pu в почве с критериями плотностей загрязнения местности, использовавшихся для территорий, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате Кыштымской аварии (29 сентября г.) и аварии на Чернобыльской АЭС (26 апреля 1986 г.). В 1958 году в качестве предельно допустимого уровня содержания 90Sr в почве, не требующего ограничений на сельскохозяйственное использование территорий, устанавливалась величина 7.4·104 Бк/м2 (для земель, расположенных на территории ВУРС) (Крышев, Рязанцев, 2000). Это значение примерно в 3.5 раза выше полученной в диссертации оценки допустимого уровня содержания 90Sr в почве для сценария 1, при критерии предела дозы на население 1 мЗв/год (0.8-4.8)·104 Бк/м2.

Уровень загрязнения почвы 137Cs 555 кБк/м2 после аварии на ЧАЭС был принят в 1986-1987 гг. как предельно возможный для ведения сельского и приусадебного хозяйства без обязательной дезактивации. Изолиния 5.55·105 Бк/м является границей территории, где считалось возможным проживание людей без привозных продуктов. Уровень 1480 кБк/м2 (1.48·106 Бк/м2) был определен в 1987 1989 гг. как предельно возможный для проживания людей (при условии их согласия). Допустимый уровень содержания 137Cs в почве при неограниченном сельскохозяйственном использовании территории, рассчитанный при критерии предела дозы на население 1 мЗв/год находится в пределах (0.7-1.8) ·105 Бк/м2, при сценарии ведения приусадебного хозяйства (сценарий 2) (1-2) ·105 Бк/м2.

В первые месяцы после аварии на ЧАЭС была рассчитана и утверждена примерная «допустимая» плотность загрязнения местности 239Pu 0.1 Ки/км2 (3.7· Бк/м2), как предельно возможная для ведения сельского и приусадебного хозяйства без обязательной дезактивации земель (Израэль и др., 1990). Это значение совпадает с рассчитанным уровнем величины допустимого уровня содержания Pu в почве при неограниченном сельскохозяйственном использовании (сценарий 1) при критерии предела дозы для населения 0.2 мЗв/год.

Значения контрольных концентраций радионуклидов в почве, выполненные для значений дозы 0.2 мЗв/год и 1 мЗв/год могут использоваться в задачах комплексной оценки радиационной обстановки в качестве допустимых при различных целях и сценариях использования территорий. Оценки контрольных концентраций радионуклидов для дозы 10 мЗв/год могут рассматриваться в качестве референтных уровней при определении оптимальной стратегии использования загрязненных территорий, в том числе в пределах санитарно защитной зоны вокруг радиационно опасного объекта (например, при принятии решения о необходимости реабилитации загрязненных участков территории).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ВЫВОДЫ Проведенные в диссертационной работе исследования дали возможность получить следующие результаты и сформулировать выводы:

1. Впервые разработан комплекс динамических моделей оценки последствий поступления радионуклидов в водные экосистемы. Модель включает в себя взаимосвязанные блоки расчета миграции радионуклидов в гидробиоценозах, доз облучения водных организмов и радиоэкологических эффектов, рисков для населения от водопользования.

2. Сформулирована оригинальная радиоэкологическая модель расчета миграции радионуклидов в гидробиоценозах, с учетом эколого-физиологических характеристик гидробионтов и факторов окружающей среды. Разработанная автором динамическая модель впервые позволила описать все известные типы размерного эффекта в накоплении 137Cs рыбой. Применение модели для расчета накопления Cs в биоте водоема-охладителя Чернобыльской АЭС и сравнение результатов моделирования с данными наблюдений подтвердило, что модель адекватно описывает динамические эффекты в накоплении радионуклидов гидробионтами не только качественно, но количественно. Тестирование модели выполнялось по данным, не использовавшимся при определении параметров модели.

3. Разработанная в диссертации радиоэкологическая модель применена для реконструкции динамики загрязнения гидробионтов озера Кожановское (Брянская область), одного из наиболее загрязненных водоемов на территории Чернобыльского радиоактивного следа в России. Модель адекватно описала эффект трофических уровней, в соответствии с которым активность 137Сs в хищной рыбе через 10 лет после аварийного загрязнения превышает активность этого нуклида в нехищной рыбе в 2-2.5 раза, что согласуется с данными наблюдений практически для всех водоемов, подвергшихся действию чернобыльских выпадений.

Выполнена оценка зависимости равновесного коэффициента накопления 90Sr 4.

в рыбе от концентрации Ca в воде на основе обобщения и статистического анализа большого количества данных наблюдений (115 точек). Получена статистическая обратная зависимость между этими параметрами, позволяющая до 50 раз сократить неопределенность оценки равновесного коэффициента накопления 90Sr в рыбе.

Выполнены оценки коэффициентов дискриминации в аккумуляции 90Sr в рыбе по сравнению с Ca.

5. На примере озера Урускуль (Челябинская область), одного из наиболее загрязненных водоемов на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа, показано, что значение коэффициента накопления 90Sr в рыбе, не отличающееся более чем на 50% от равновесного, достигалось только на 12-й год после аварийного загрязнения. Сделан вывод, что адекватное описание поведения Sr в компонентах озерной экосистемы в течение длительного периода после аварийного загрязнения возможно только с помощью методов динамического моделирования. Разработана модель для оценки динамики накопления 90Sr в рыбе при неравновесных условиях. Сравнение расчетов аккумуляции 90Sr в рыбе озера Урускуль с данными многолетних наблюдений свидетельствует о работоспособности модели.

6. Выполнена адаптация радиоэкологической модели для описания накопления и биологического переноса 32P, 65Zn, 137Cs в гидробионтах реки Енисей, включая различные экологические группы рыб. Модельные оценки показали наличие обратной зависимости между весом рыбы и аккумуляцией 32P и отсутствие зависимости от ее трофического статуса, что согласуется с имеющимися данными наблюдений. При этом показано наличие зависимости в накоплении 65Zn и 137Cs рыбой реки Енисей от ее положения в трофической структуре экосистемы и типа питания. Предложен метод расчета биологического переноса радионуклидов мигрирующими видами рыб, которые проводят большую часть жизни в дельте, губе и Енисейском заливе и поднимаются в реку только на нерест. В соответствии с модельными расчетами, удельная активность 137Cs в мигрирующей рыбе ниже, чем в оседлых видах из-за меньшего времени нахождения в реке и отсутствия питания в период нереста.

7. Сформулирован подход к выбору референтных видов биоты для оценок доз облучения и последствий радиоактивного загрязнения с учетом экологических и дозиметрических критериев, доступности для мониторинга, радиочувствительности, способности вида к самовосстановлению. Для гидробиоценозов рекомендовано выбирать референтные организмы из следующих типов водной биоты: рыбы, моллюски, крупные ракообразные, водоплавающие птицы, водные млекопитающие, водные растения.

8. Выполнены оценки динамики доз облучения гидробионтов водоема охладителя Чернобыльской АЭС, озер Урускуль и Бердяниш, рек Теча и Енисей.

Показано, что имеют место значительные различия в мощностях доз облучения биоты в начальный (острый) период аварийных ситуаций или повышенных значений сбросов, и период хронического радиационного воздействия. Эта закономерность обусловлена присутствием в начальный период радиационных аварий большого количества относительно короткоживущих нуклидов. В частности, показано, что короткоживущие радионуклиды вносили основной вклад в дозу облучения референтных видов биоты водоема-охладителя ЧАЭС в апреле августе 1986. Для всех рассмотренных гидробиоценозов наиболее уязвимой компонентой в отношении радиационного воздействия является бентосная трофическая цепочка. Причинами уязвимости бентосных цепочек является внешнее облучение от радионуклидов, содержащихся в донных отложениях, а также повышенные уровни аккумуляции 32P и 90Sr в моллюсках.

9. Сформирована база данных по радиоэкологическим эффектам хронического облучения гидробионтов по данным более 300 публикаций, начиная с 1950-х годов по настоящее время. Формат базы данных обеспечивает возможность анализа соотношения доза - эффект для различных типов биоты и сценариев радиационного воздействия. На основе анализа базы данных разработана количественная шкала соотношения «мощность дозы – эффекты» для рыб северных и умеренных климатических зон.

10. Предложена оригинальная математическая модель зависимости доза-эффект для икры рыб, подвергшейся хроническому облучению в период развития.

Выполнены модельные расчеты радиобиологических эффектов для мощности дозы хронического облучения в диапазоне от 10 до 300 мГр/сут. Модель описывает различия в радиобиологических эффектах для икры с относительно коротким ( недели) и длинным (более 20 недель) периодами развития. Сравнение модельных расчетов и экспериментальных данных о выживаемости икры рыб свидетельствует об адекватности модели в широком диапазоне мощности дозы хронического облучения.

11. Разработана оригинальная математическая модель оценки эффектов хронического облучения в изолированной популяции рыб с учетом радиационных повреждений, их репарации посредством восстановительных механизмов и естественного воспроизводства популяции. Определены параметры модели с использованием данных радиобиологических экспериментов и опыта популяционного моделирования. Выполнены модельные оценки эффектов выживаемости, воздействия на воспроизводство и заболеваемости для популяции рыб в диапазоне мощности дозы 0 - 100 мГр сут-1 и времени хронического облучения до 1000 сут.

12. Разработана модель оценки роли экологических взаимодействий на развитие радиационных эффектов в популяции рыбы на примере системы «паразит-хозяин».

Выполнены модельные оценки объединенных эффектов хронического облучения и паразитарной инфекции для диапазона мощности дозы 0 - 100 мГр сут-1. Опыт моделирования зависимости «дозы – эффект» для популяции рыб в системе «паразит-хозяин» позволяет сделать вывод, что при развитии научной методологии разработки нормативов допустимых уровней облучения, обеспечивающих защищенность биоты от ионизирующей радиации, необходимо учитывать существование экологических взаимодействий между видами в природных экосистемах.

13. Выполнена реконструкция дозы и радиационного риска для жителей прибрежных населенных пунктов реки Енисей за многолетний период эксплуатации Красноярского ГХК (1975 – 2000 годы). Показано, что основной вклад в дозу облучения населения и риски (более 90 %) дает потребление рыбы.

Основным дозообразующим радионуклидом в ближней зоне влияния сбросов комбината (0-100 км от Красноярского ГХК) является 32P. Во всех случаях уровни радиационного риска относятся к категории приемлемых, начиная с 1993 г.

практически не превышают уровень пренебрежимого риска от годового радиационного воздействия (10-6).

14. Выполнена реконструкция дозы и радиационного риска для населения, проживающего в окрестностях озера Кожановского (Брянская область) на территории Чернобыльского радиоактивного следа, в период 1990-2000 годы.

Показано, что доза от потребления рыбы из озера Кожановского для местных жителей заметно выше дозового предела в 1 мЗв/год. Уровень радиационного риска от потребления рыбы из озера Кожановское относится к категории неприемлемого. Анализ риска свидетельствует о необходимости усиления контрольных и административных мероприятий по соблюдению действующего в настоящее время запрета на рыболовство в данном водоеме.

15. Предложена модель категоризации загрязненных радионуклидами территорий в зависимости от способов их использования с учетом множественных путей облучения: внешнего облучения, вдыхания, потребления сельскохозяйственных и природных продуктов. Разработаны 5 сценариев использования территории, каждому из которых соответствуют свой набор путей облучения человека. Выполнены модельные оценки контрольных уровней содержания 90Sr, 137Cs, 239Pu в почве для значений пожизненного риска от годового техногенного радиационного воздействия в диапазоне от 10-5 (при дозе 0.2 мЗв/год) до 510-4 (при дозе 10 мЗв/год). Модельные оценки контрольных уровней содержания радионуклидов 137Cs, 90Sr и 239Pu в почве для сценария сельскохозяйственного использования территорий при нормировке на соответствующий предел дозы хорошо согласуются с критериями плотностей загрязнения местности, использовавшихся для территорий, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате Кыштымской радиационной аварии (1957 г.) и аварии на Чернобыльской АЭС (1986 г.).

Список основных работ, опубликованных по теме диссертации 1. Крышев А.И., Абраменков А.А., Аврамова Д.А., Березаева Е.Б., Галата С.А. и др.

Опыт валидации моделей радиоактивного загрязнения 137Cs экосистемы Чернобыльского водоема-охладителя. Известия вузов. Ядерная Энергетика, 1996.

№ 3, с. 16 – 20.

2. Sazykina T.G., Kryshev I.I., Kryshev A.I. Doses to marine biota from radioactive waste dumping in the fjords of Novaya Zemlya. Radiation Protection Dosimetry, 1998. Vol. 75 (1-4), p. 253 – 256.

3. Kryshev A.I. Modelling of accidental radioactive contamination and assessment of doses to biota of the Chernobyl NPPs cooling pond // Proceedings of the UIR Topical Meeting, Mol, 1 – 5 June 1998. Balen (Belgium), BVG, 1998, p. 32 – 38.

4. Алексеев В.В., Крышев А.И. Модель гистерезиса при аллогенных сукцессиях // Возобновляемая энергетика. Сборник научных трудов. Москва, МГУ, 1999, с.

125 – 132.

5. Kryshev I.I., Sazykina T.G., Hoffman F.O., Thiessen K.M., Blaylock B.G., Feng Y., Galeriu D., Heling R., Kryshev, A.I. et al. Assessment of the consequences of the radioactive contamination of aquatic media and biota for the Chernobyl NPP cooling pond: model testing using Chernobyl data. Journal of Environmental Radioactivity, 1999. Vol. 42 (2-3), p. 143 – 156.

6. Крышев А.И., Рябов И.Н. Моделирование различных типов размерного эффекта в накоплении 137Cs рыбой водоема-охладителя Чернобыльской АЭС.

Радиационная биология. Радиоэкология, 2000. Т. 40, № 1, с. 108 – 112.

7. Kryshev A.I., Ryabov I.N. A dynamic model of 137Cs accumulation by fish of different age classes. Journal of Environmental Radioactivity, 2000. Vol. 50 (3), p.

221 – 233.

8. Sazykina T.G., Alekseev V.V., Kryshev A.I. The self-organization of trophic structure in ecosystem models: the succession phenomena, trigger regimes and hysteresis. Ecological Modelling, 2000. Vol. 133, p. 83 – 94.

9. Крышев А.И. Реконструкция радиоэкологического состояния водоема охладителя Чернобыльской АЭС в ранний период после аварии // Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях. Международная конференция, Москва, 24 – 26 апреля 2000: Сборник трудов. Санкт-Петербург, Гидрометеоиздат, 2000. Т. 2, с. 361 – 366.

10. Kryshev A.I., Sazykina T.G., Kryshev I.I., Strand P., Brown J.E. Radioecological modelling and the computer codes for calculation of doses to marine biota and man in the Arctic. Environmental Modelling and Software, 2001. Vol. 16 (8), p. 697 – 709.

11. Крышев И.И., Романов Г.Н., Исаева Л.Н., Крышев А.И., Холина Ю.Б.

Радиоэкологическое состояние озёр Восточно-Уральского радиоактивного следа // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин. (Ред. А.В.

Трапезников, С.М. Вовк). Заречный, Техноцентр, 2001. Вып. 4, с. 107 – 122.

12. Kryshev A.I., Sazykina T.G., Strand P., Brown J.E. Radioecological model for dose estimation to Arctic marine biota // Proceedings of the 5th International Conference on Environmental Radioactivity in the Arctic and Antarctic, St.Petersburg, 16 – 20 June 2002. NRPA, Norway, 2002, p. 326 – 329.

13. Kryshev I.I., Kryshev A.I., Sazykina T.G. (2002). Radioecological impact from radionuclide releases into the rivers. Radioprotection, 2002. Vol. 37. Issue C1. No. 1, p. 51 – 56.

14. Kryshev A.I. Modelling the accumulation of 137Cs by age-structured fish population.

Radioprotection, 2002. Vol. 37. Issue C1. No. 2, p. 627 – 632.

15. Kryshev A.I., Sazykina T.G., Strand P., Brown J.E. Assessment of doses for Arctic marine biota. Radioprotection, 2002. Vol. 37. Issue C1. No. 2, p. 887 – 891.

16. Kryshev A.I. The dynamics of exposure to hydrobionts in the highly contaminated Ural lakes // Proceedings from the International Conference on Radioactivity in the Environment, Monaco, 1 – 5 September 2002. NRPA, Norway, 2002, p. 172 – 175.

17. Kryshev A.I. Model reconstruction of 90Sr concentrations in fish from 16 Ural lakes contaminated by the Kyshtym accident of 1957. Journal of Environmental Radioactivity, 2003. Vol. 64 (1), p. 67 – 84.

18. Sazykina T.G., Kryshev A.I. EPIC database on the effects of chronic radiation in fish:

Russian/FSU data. Journal of Environmental Radioactivity, 2003. Vol. 68 (1), p. 65 – 87.

19. Sazykina T.G., Kryshev A.I. Effects of ionizing radiation to aquatic organisms: The EPIC Database // International Conference on the Protection of the Environment from the Effects of Ionizing Radiation, 6 – 10 October 2003, Stockholm, Sweden.

Contributed Papers. IAEA-CN-109, Vienna, 2003, p. 91 – 94.

20. Kryshev I.I., Sazykina T.G., Kryshev A.I. The Chernobyl accident and aquatic biota.

In: Modelling Radioactivity in the Environment (Ed. by M. Scott). Oxford, Elsevier Science Ltd., 2003, p. 391 – 416.

21. Kryshev A.I. Evaluation of the biological transfer of 32P, 137Cs and 65Zn by fish in the Yenisei River. The Science of the Total Environment, 2004. Vol. 322 (1-3), p. 191 – 207.

22. Вакуловский С.М., Крышев А.И., Тертышник Э.Г., Чумичёв В.Б., Шишлов А.Е., Савицкий Ю.В., Кудинов К.Г. Накопление 32P в рыбе Енисея и реконструкция дозы облучения населения. Атомная энергия, 2004. Т. 97, № 1, с. 61 – 67.

23. Kryshev A.I., Sazykina T.G. Comparative analysis of radiosensitivity of fish eggs from northern and temperate climate. Radioprotection, 2005. Vol. 40 (1), p. 217 – 221.

24. Крышев А.И., Рябов И.Н. Модель расчета загрязнения рыб 137Cs и ее применение для озера Кожановского (Брянская область). Радиационная биология. Радиоэкология, 2005. Т. 45, № 3, с. 338 – 345.

25. Крышев А.И., Носов А.В. Радиоэкологическая модель переноса 90Sr и 137Cs в речной системе Исеть – Тобол – Иртыш. Известия вузов. Ядерная Энергетика, 2005. № 3, с. 16 – 25.

26. Kryshev A.I., Kryshev I.I. Doses to biota and man from the radionuclide discharges into the Yenisei River // Proceedings of the 7th International Symposium of the Society for Radiological Protection, Cardiff (United Kingdom), 12 – 17 June 2005.

Cardiff, SRP, 2005, p. 379 – 383.

27. Kryshev A.I., Kryshev I.I. Estimation of dose and radiation risk for pike (Esox lucius) in the river system Techa – Ob // Proceedings of the 2nd International Conference on Radioactivity in the Environment, Nice (France), 2 – 6 October 2005. sters (Norway), NRPA, 2005, p. 150 – 153.

28. Kryshev A.I., Sazykina T.G. Bioaccumulation of artificial radionuclides and dose assessment to biota in the Yenisei River (Russia) // Isotopes in Environmental Studies. Proceedings of an International Conference, Monaco, 25 – 29 October 2004.

IAEA, Vienna, 2006, p. 352 – 353.

29. Крышев А.И., Бадальян К.Д., Сазыкина Т.Г., Крышев И.И. Оценка допустимого содержания радионуклидов в почве по уровням радиационного риска для населения с учетом целей землепользования // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин (Ред. А.В. Трапезников). Екатеринбург, Российская Экологическая Академия, 2006. Вып. 8, с. 174 – 195.

30. Kryshev A.I. 90Sr in fish: a review of data and possible model approach. The Science of the Total Environment, 2006. Vol. 370 (1), p. 182 – 189.

31. Kryshev A.I., Sazykina T.G., Badalian K.D. Mathematical simulation of dose-effect relationships for fish eggs exposed chronically to ionizing radiation. Radiation and Environmental Biophysics, 2006. Vol. 45 (3), p. 195 – 201.

32. Никитин А.И., Чумичев А.Б., Крышев А.И., Крышев И.И. (2006). 239,240Pu в компонентах речной системы Теча – Обь. // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин (Ред. В.И. Мигунова, А.В. Трапезников).

Екатеринбург, Российская Экологическая Академия. Вып. 9, с. 112 – 121.

33. Крышев А.И., Крылов А.Л., Носов А.В., Бадальян К.Д. Моделирование распределение 90Sr в воде и биоте реки Теча для сценария потенциальной аварии на гидротехнических сооружениях ПО «Маяк» // Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях. Труды международной конференции, Москва, 5 – декабря 2005. Санкт-Петербург, Гидрометеоиздат, 2006. Т. 3, с. 129 – 135.

34. Крышев А.И., Бадальян К.Д., Сазыкина Т.Г. Оценка контрольных уровней содержания радионуклидов в почве в зависимости от целей землепользования // Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях. Труды международной конференции, Москва, 5 – 6 декабря 2005. Санкт-Петербург, Гидрометеоиздат, 2006. Т. 3, с. 371 – 376.

35. Kryshev A.I., Sazykina T.G., Badalian K.D. Modelling the dose-effect relationships for fish population affected by chronic irradiation // International Conference on Environmental Radioactivity: From Measurements and Assessments to Regulation (Vienna, 23-27 April 2007). Book of Extended Synopses. IAEA-CN-145, Vienna, 2007, p. 330-331.

36. Vives i Batlle J., Balonov M., Beaugelin-Seiller K., Beresford N., Brown J., Cheng J. J., Copplestone D., Doi M., Filistovic V., Golikov V., Horyna J., Hosseini A., Howard B., Jones S., Kamboj S., Kryshev A. et al. Inter-comparison of absorbed dose rates for non-human biota. Radiation and Environmental Biophysics, 2007. Vol. 46 (4), p. – 373.

37. Крышев А.И. Биологический перенос радионуклидов в экосистеме реки Енисей и оценка дозы облучения природной биоты. Известия вузов. Ядерная Энергетика, 2007. № 4, с. 31 – 39.

38. Kryshev A.I., Sazykina T.G., Sanina K.D. Modelling of effects due to chronic exposure of a fish population to ionizing radiation. Radiation and Environmental Biophysics, 2008. Vol. 47 (1), p. 121 – 129.

39. Крышев А.И. Моделирование загрязнения рыб 90Sr в зависимости от концентрации кальция в воде. Радиационная биология. Радиоэкология, 2008. Т.

48, № 3, с. 372 – 377.

40. Kryshev, A.I., Sazykina, T.G. Categorization of the contaminated territories using the radiation risk levels // ISTC Science Workshop at the International Conference on Contamination Soil (ConSoil 2008), 3 – 6 June 2008, Milano (Italy). Moscow, ISTC, 2008, p. 30 – 33.



Pages:     | 1 ||
 




 
2013 www.netess.ru - «Бесплатная библиотека авторефератов кандидатских и докторских диссертаций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.