Характеристика атмосферных ядерных взрывов, произведенных на испытательной площадке «Опытное поле»

4.2 Характеристика атмосферных ядерных взрывов, произведенных на испытательной площадке «Опытное поле»

Ядерные испытания в СССР впервые начали проводиться на территории СИП. На территории Павлодарской области произведена основная часть атмосферных взрывов, приведшая к существенному загрязнению дозообразующими радионуклидами как на территории полигона, так и за его пределами.

Согласно исследованиям, выполненным российскими специалистами, все атмосферные взрывы в той или иной степени обусловили радиоактивное загрязнение местности. Максимальное загрязнение происходило при проведении наземных и приземных испытаний.

Практически все наземные взрывы, произведенные в СССР, были осуществлены на территории Павлодарской области. Известно, что из 32 наземных взрывов 30 были осуществлены на территории СИП. Мощность всех наземных взрывов составила примерно 0,6 Мт. При этом 73% мощности всех наземных испытаний приходится на термоядерный взрыв, произведенный 12.08.1953г.

Наземные взрывы формировали на местности радиоактивное загрязнение в виде длинных полос, так называемых «радиоактивных следов».

Известно, что ядерные взрывы проводились с учетом метеорологических условий.

Пространственное распределение радиоактивности определялось скоростью и направлением ветра, а также атмосферными осадками. Осадки способствовали ускоренному выпадению радиоактивных частиц на местность. Поэтому ядерные взрывы проводились в период, когда атмосферные осадки не наблюдались длительное время, что способствовало уменьшению площади загрязненной территории. Следует отметить, что разбавление выброшенной в атмосферу радиоактивной смеси уже после взрыва составляло Ю-К)¹ раз.

В таблице 10 приведены коэффициенты метеорологического расслабления (K_w) Ри для погодных условий, когда скорость ветра близка к штилевой, т.е. не превышает 5 м/сек.

Таблица 19 -–K_w Ри при V< 5м/сек

Расстояние от эпицентра взрыва, км	10	30	100	200
К рас., м/с	5хЮ6	15 х 10*	5х 107	5х 108

Естественно, что при увеличении скорости ветра коэффициент метеорологического расслабления возрастает.

Как было сказано ранее, загрязнению подвергалась не только территория самого полигона, но и прилегающие к нему регионы (рисунок 2).

О загрязнении прилегающих к полигону территорий свидетельствует многолетний контроль Казгидромета, осуществляющийся на базе метеорологических станций с 1954 года. Мониторинг заключался в ежесуточном отборе проб выпадений в приземной атмосфере.

На территории Павлодарской области радиационный мониторинг осуществлялся в трех пунктах: Павлодаре, Экибастузе и Иртышске. Представленные графики показывают, что некоторые ядерные испытания обусловливали увеличение загрязненности приземной атмосферы. Наземные ядерные взрывы обусловили максимальное радиоактивное загрязнение природной среды.

Рисунок 5 -–Зоны радиоактивного загрязнения за территорией СИП по исследованиям 1956 года

Природный стронций состоит из смеси стабильных изотопов: ⁸⁴Sr (0,56 %), ⁸⁶Sr (9,86 %), ⁸⁷Sr (7,02 %), ⁸⁸Sr (82,56 %). Известны радиоактивные изотопы с массовыми числами 77—83, 85, 89—99. Наибольший токсикологический интерес представляют ⁸⁵Sr,⁸⁹Srn⁸⁹Sr.

Содержание в природе. Sr как аналог кальция активно участвует в обмене веществ у растений. Из стратосферы стронций выпадает на почву, в которой радионуклид находится в верхних слоях. В растения °Sr может поступать непосредственно при прямом загрязнении листьев или из почвы через корни. Относительно большое количество радионуклида накапливают бобовые растения, корне- и клубнеплоды и злаки.

Получение. При делении ²³⁵U образуются ⁸⁸Sr, ⁸⁹Sr и ⁹⁰Sr с выходами 3,57; 4,79; 5,77 % соответственно, а также короткоживущие изотопы с массовыми числами от 91 до 97. Благодаря медленному распаду относительное содержание ⁹⁰Sr в смеси продуктов деления урана постепенно увеличивается: через 3 мес. на долю ⁹⁰Sr приходится около 13 % суммарной активности, через 15—20 лет —25%.

⁸⁹Sr получают также в реакторе при облучении нейтронами стабильного стронция по реакции ⁸⁸Sr (п, у) Sr⁸⁹ или при облучении дейтронами стабильного стронция на циклотроне по реакции ⁸⁸Sr (d, p) Sr⁸⁹. ⁸⁵Sr и Sr образуются по реакции (п, у) в изомерном состоянии. ⁸⁵Sr можно получить при облучении рубидия протонами и дейтронами.

Применение. ⁸⁵Sr и ⁸⁹Sr находит широкое применение в методе меченых атомов. В медицине радиоактивный стронций используют в качестве аппликаторов при лечении кожных и глазных болезней.

Антропогенные источники поступления в окружающую среду. Небольшие количества ⁹⁰Sr, образующиеся в ядерных реакторах, могут поступать в теплоноситель из-за дефектов в оболочке ТВЭЛа. При очистке теплоносителя радионуклид попадает в газообразные и жидкие отходы. В результате крупных ядерных испытаний выход ⁹⁰Sr составляет 3,5 %.

Поступление, распределение и выведение из организма. Радиоактивный стронций поступает в организм через ЖКТ, легкие и кожу. Уровни всасывания стронция из ЖКТ колеблются от 5 до 100%. Растворимые соединения стронций хорошо всасываются из ЖКТ, величина резорбции составляет 0,1—0,6; этот показатель у плохо растворимых соединений <0,01. Величина всасывания стронция у человека равна 0,3. ⁹⁰Sr быстро всасывается из легких. Через 5 мин после интратрахеального введения в количестве 1,48-10⁴ Бк/г в легких остается 33,3% введенного количества, через сутки — 0,39%. При поступлении изотопов стронция через кожу в количестве 24,05x10⁴ Бк/см³ фиксация происходит сразу же после загрязнения кожной поверхности. Всасывание ⁹⁰Sr в количестве 18,5 х 10⁵ Бк через неповрежденную кожу крыс за 6 ч составляет 0,3 % нанесенного количества; через 12 ч в скелете крыс содержится до 4 %.

Важное значение при резорбции стронция из ЖКТ имеет диета, физико-химические свойства радионуклида, физиологические факторы (возраст, лактация и беременность, состояние минерального обмена, нервной и эндокринной системы и др.). Так, величина всасывания радионуклида из ЖКТ уменьшается: с увеличением возраста, с повышением содержания кальция и фосфора в диете, при введении высоких доз тироксина. Применение альгината натрия за 20 мин до введения ⁸⁵Sr понижает содержание его в крови в 8—10 раз. В период лактации всасывание стронция увеличивается в 2 раза. Лактоза, лизин и аргинин удваивают величину всасывания стронция из ЖКТ. Витамин Д увеличивает всасывание стронция (с 55 до 70 %) у молодых крыс, больных рахитом; повторное введение экстракта паращитовидных желез также усиливает всасывание Sr из ЖКТ. Коэффициент резорбции стронция из ЖКТ повышен у беременных и лактирующих крыс.

Независимо от пути и ритма поступления в организм растворимые соединения радиоактивного стронция избирательно накапливаются в скелете. В мягких тканях задерживается менее 1 %. Однако в ранние сроки определяются значительные количества ⁹⁰Sr в мягких тканях. Так, у собак через 6 ч после в/б введения стронция содержание (на весь орган) составляет: в крови 23,6; в печени 4,7; в мышцах 4,2; в легких 3,4; в скелете 35,8 % введенного количества; у крыс — в мышцах 3,5; в печени 0,17; в почках 0,11; в скелете 52,5 %. Через 16 сут в мягких тканях обнаруживаются лишь следы радионуклида.

Через сутки после перорального введения концентрация ⁹⁰Sr (на 1 г сырой массы) в костях крысы в 40—60 раз выше, чем в почках, селезенке и мышцах. В более поздние сроки различия в уровнях концентрации становятся еще значительнее. Так, через 4 сут после введения радионуклида концентрация его в скелете в 120— 330 раз выше, чем в семенниках, почках, селезенке и мышцах; через 16 сут — в скелете 0,116, в мышцах 0,004 %, через 256 сут в скелете — 0,07 % введенного количества. После ингаляции в легких задерживается примерно 10 % стронция. Радиоактивный стронций полностью всасывается из легких в течение первых суток. Выводится из легких 97,8 % радионуклида с Те, равным 12,8 мин; 2,1 % — 10 ч, 0,1 % — 10 сут. Через сутки после ингаляции в легких содержится всего 0,045% Sr, в скелете — 31,6 %. Высокий процент в скелете — результат не столько всасывания радионуклида из легких, сколько следствие резорбции из ЖКТ(до32,1 %).

Через 100 сут после в/в введения в организме крыс, обезьян и кошек задерживается 47, мышей 33, кроликов 7,5, собак 26, человека 20 % введенного стронция.

Путь поступления влияет на величину отложения стронция в скелете. Так, при интратрахеальном поступлении депонируется 76, ингаляционном — 31,6, в/ж — 20—60, в/б — 81,2, накожном — 7 %.

На поведение стронция в организме оказывает влияние вид, пол, возраст животного, а также беременность, лактация и другие факторы. Наибольшее содержание стронция в скелете определено у собак, кошек и ужей через 4 сут (75, 60 и 70 % соответственно), у крыс через 2 сут (82 %), у лягушек через 8 сут (70 %), у морских свинок через 6 ч (47 %) с момента поступления изотопа в организм. В скелете самцов отложение этого радионуклида выше, чем в скелете самок. Эти различия отсутствовали у старых животных. Введение фолликулина и питуитрина до и после инкорпорации стронция уменьшало отложение в скелете. Кастрация самок способствовала увеличению содержания нуклида в скелете, которое становилось таким же, как у самцов. У взрослого населения, получавшего питьевую воду с повышенным содержанием кальция, накопление ⁹⁰Sr оказалось достоверно ниже, чем у лиц из контрольной группы (в среднем на 17 %). В костной ткани мужчин ⁹⁰Sr и кальций накапливается больше, чем у женщин.

С увеличением возраста независимо от способа введений и вида животных, понижается величина отложения ⁹⁰Sr в скелете. Величина депонирования ⁹⁰Sr в скелете собак в зависимости от возраста при пероральном поступлении колеблется от 19.7 до 71,5 %. Отмечено, что в мягких тканях у старых животных ⁹⁰Sr откладывается в несколько большем количестве, чем у молодых. При увеличении возраста крыс от 1,5 до 7 мес. величина отложения стронция в скелете уменьшается с 40,8 до 14,7 %. При содержании кальция в диете в количестве 1,4 % величина отложения стронция у крыс в возрасте 3 мес. уменьшается с 17,3 до 3,7 %. В условиях хронического поступления, количество радиоактивного стронция, ранее фиксированное в скелете самок, не влияет заметным образом на величину накопления в эмбрионе.

При введении изотопа в/м или перорально в разные сроки беременности большее количество его (до 50—70 %) откладывалось в плодах в последние дни беременности. Если беременность наступала через 10 дней после введения стронция, то в организме крысят содержалось только 0,2 % введенного количества. При введении стронция в разные сроки лактации большие его количества передавались детенышам с молоком на 7 сут (до 45 %). Отмечено значительное (в 1,5—2,5 раза) снижение содержания радиоактивного стронция в скелете лактирующих крыс. Однако способность лактации уменьшать содержание стронция в скелете матери возможна только тогда, когда изотоп попадает в организм в период кормления или незадолго до его начала. Стронций, который отложился в костях в отдаленные сроки до начала лактации, выводится с молоком крайне слабо.

Распределение изотопов стронция в различных частях одной и той же кости и в разных костях скелета неравномерное. Так, в эпифизе и метафизе у крыс начальная концентрация стронция в 2,5 раза выше, чем в диафизе. У собак максимальная концентрация обнаружена в метафизе бедра, в эпифизе и ребрах, минимальная — в костях черепа и зубах. Это свидетельствует о том, что стронций откладывается в участках костей, обладающих наибольшей зоной роста. Показано сравнительно равномерное распределение стронция в минеральной части кости. Стронций концентрируется под эпифизарным хрящом, эндостом в метафизарной области и периостом в середине стволовой части кости, т. е. в участках, где происходит усиленное образование кости. При повторном или длительном поступлении радионуклида в организм распределение такое же, как при однократном поступлении. Так, у крыс через 140—365 сут после ежедневного перорального введения ⁹⁰Sr (1,48-10⁴ Бк) содержание в скелете составляет 32—36 % введенного количества. Содержание в ткани печени 1,49—1,6, в мышцах 0,05—0,11, в почках 0,01—0,07%. Концентрация стронция в костях остается выше, чем в других органах и после прекращения поступления радионуклида.

Учитывая функцию удержания и выведения через почки стабильного и радиоактивного стронция (с массовыми числами 85, 89, 90), дозу, создаваемую поступившим ⁹Sr и ⁹⁰Sr на поверхностном слое кости и красного костного мозга, и дозу, создаваемую поступившим ⁸⁵Sr на все тело, Абрамов и Голутвина рассчитали дозу на поверхности кости при однократном и хроническом введении радионуклидов в количестве 37 кБк/сут (таблица 20):

Таблица 20. Доза при однократном и хроническом введении радионуклидов

Время после введения, сут	Доза Ю8г, мЗв	Доза '°Sr, мЗв
	Однократное введение
10	0,16	0,3
50	0,43	1,2
100	0,60	2,2
1000	0,70	13,0
10000	0,70	41,0
	Хроническое введение
10	0,9	1,8
50	14,0	33,0
100	40,0	110,0
1000	650,0	7000,0

Разработана возрастная модель отложения щелочноземельных элементов в кости человека во всем возрастном диапазоне, начиная с рождения. Показано, что ожидаемые эквивалентные дозы для костного мозга при поступлении ⁹⁰Sr в первые месяцы на порядок, а для ⁸⁹Sr на два порядка выше, чем при поступлении в организм взрослого человека.

Выведение стронция из организма происходит с калом и мочой. При пероральном поступлении больше выделяется с калом. Так, за 8 сут суммарное выделение ⁸⁹Sr составляет 77,9 %, из них 5 % с мочой. Установлено несколько периодов полувыведения ⁹⁰Sr из организма. Короткий период полувыведения (2,5—8,5 сут) характеризует выведение стронция из мягких тканей, длинный период (90—154 сут) — преимущественно из костей. Выведение ⁹⁰Sr из организма собак выражается суммой пяти экспонент. При этом 45 % ⁹⁰Sr выводится с Тб, равным 1 сут, 20 % — 8 сут, 9 % — 58 сут, 10 % — 365 сут, 16 % — 3360 сут (Mays, Dongerty); Введение ⁸⁵Sr мужчинам-добровольцам в/в показало, что 70 % введенного количества экскретируется за 30 сут, 15 % с Те, равным 50 сут, 15 % выводится очень медленно.

При длительном пероральном или парэнтеральном введении в организм ⁹⁰Sr период полувыведения из скелета значительно увеличивается, а начальный короткий период полувыведения или отсутствует или очень мал.

С молоком у животных и человека после однократного перорального поступления радионуклида во время лактации выделяется от 0,04 до 4 % на 1 л молока от введенного; при хроническом поступлении Sr в организм с молоком выделяется 0,05— 6,3 % на 1 л по отношению к дневной норме.

Токсическое действие, животные и среднесмертельные количества ⁸⁹Sr и ⁹⁰Sr приведены в таблице 21.

Таблица 21 -–Среднесмертельные количества ⁸⁹Sr и ⁹⁰Sr

Радионуклид	Животные	Путь введения	Введенное количество радионуклида, кБк/г	Срок гибели, сут
89Sr	Мыши	В/в	185,5	30
	Крысы	В/в	25,9	360
			62,9	120
			185,0	30
			370,0	10
		В/б	37,0	230
			99,9	130

Таблица 22 -–Среднесмертельные количества ⁹⁰Sr

Радионуклид	Животные	Путь введения	Введенное количество радионуклида, кБк/г	Срок гибели, сут
90Sr			185,0	30
	Кролики	В/6	111,0	30
	Козы	В/в	29,6	30
	Крысы	В/в	7,4	360
			11,1	90—120
			18,5	30
			111,0	6—10
		В/б	7,4	50
			14,8	10—15
			111,0	30
		Подкожно	7,4	60
		В/в	18,5	30
		Перорально	185,0	30
		В/в	7,4	30
		В/в	11,1	30
			29,6	10

При пероральном поступлении ⁹⁰Sr для крыс ЛДюо/зо-45= 370 кБк/г, для обезьян ЛДюолз ⁼ 74 кБк/г; при в/в введении для крыс ЛДюо/зо ⁼ 18,5 кБк/г, для собак — 11,1 кБк/г; при подкожном введении для собак ЛДюо/зо = 18,5—37,0 кБк/г.

Введение остроэффективных количеств ⁹⁰Sr вызывает развитие типичной картины острой лучевой патологии. Возникают выраженные изменения со стороны периферической крови: лейкопения, лимфопения, нейтропения, ретикулопения. Анемия достигает максимума через 2—3 недели. Из других изменений красной крови выявлены сильная полихромазия, пойкилоцитоз, резкий анизоцитоз. Наблюдается ускорение реакции оседания эритроцитов, замедление свертываемости крови, увеличение объема плазмы.

Морфологические исследования крыс, павших в острой фазе заболевания при поражении радиоактивным стронцием, обнаружили обильные кровоизлияния в конъюнктиву век, подкожную клетчатку, лимфатические узлы, слизистую кишечника, желудка, легкие и серозные оболочки, деструкцию костного мозга (исчезновение кроветворных клеток, кровоизлияния в строму, отек, набухание и т. д.), некробиоз лимфоидной ткани селезенки и лимфатических узлов, жировую дегенерацию и некрозы центральных частей почечных долек, терминальную септицимию, воспалительные очаги в легких, кишечнике, коже и подкожной клетчатке. У собак изменения глубже и более выражены, чем у крыс.

Подострая фаза болезни, развивающаяся у крыс, характеризуется постепенным нарастанием симптомов старения и истощения, прогрессирующей атрофией паренхиматозных органов и кожи с ее придатками, лейкопенией, анемией, атрофией костного мозга, гиперплазией селезенки за счет энергичного эктопического кроветворения. Часто присоединяется вторичная инфекция, поражающая легкие и пищеварительную систему, вызывающая дегенеративно-некротические изменения паренхиматозных органов, в первую очередь печени и почек.

Sr вызывает нарушения в процессе развития плода и новорожденных. При однократном в/б введении (18,0 кБк/г) самкам и самцам за 10 дней до первого спаривания отмечены нарушения процесса имплантации и развития плацент, аномалии развития в период органогенеза у новорожденных. Из общих аномалий в первые дни постнатального развития -– асфиксическое состояние, дистрофия, отеки и патологические явления в сосудистой системе. Самый частый тип аномалий — подкожная гематома (до 40,6 % в третьем спаривании). Из локальных аномалий чаще всего встречались аномалии сердца и кости. Наиболее глубокие изменения, наблюдающиеся в процессе онтогенеза крыс, отмечены у потомства крыс от третьего спаривания, т. е. в отдаленные сроки после поступления ⁹⁰Sr в организм родителей.

Хронически эффективные дозы, не вызывающие значительного сокращения продолжительности жизни, оказывают существенное влияние на состояние функции печени и почек, нейроэндокринную систему и иммунную реактивность, сперматогенез и овогенез.

При хроническом введении собакам различных количеств Sr (7,4—0,074 кБк/кг в сутки) с пищей выявлено фазно протекающее изменение функционального состояния половых желез и надпочечников. В начальный период воздействия ⁹ Sr (поглощенная доза в скелете 0,05—0,15 Гр) обнаружено увеличение функциональной активности эндокринных желез. Повышение тканевой дозы в скелете до 0,5—1 Гр приводит к угнетению сперматогенеза и изменению фракционного состава половых гормонов у самок. Понижение кортикоидной функции надпочечников отмечено при более высоких поглощенных дозах в скелете собак (1,5—2,5 Гр). Через 2,5—3 года у собак наблюдается угнетение биологической активности андрогенов.

У собак, получавших ежедневно ⁹⁰Sr в количествах 7,4 и 0,74 кБк/кг с пищей в течение 3— 3,5 лет, выявлены нарушения в углеводном обмене, повышение холинэстеразной активности сыворотки крови, изменения секреторной и экскреторной функций печени и почек. Меньшие количества радионуклида (0,074 кБк/кг) существенных функциональных изменений в организме собак не выявили. Гибель собак подопытной группы за 9—13 лет наблюдения составила 80%. контрольной — 11,1%. Длительное введение собакам радионуклида с пищей (0,74 и 0,074 кБк/кг) приводит при накоплении средней поглощенной дозы в скелете до 3,6—9,0 Гр к учащению (в 3—5 раз по сравнению с контролем) развития у них доброкачественных и злокачественных опухолей мягких тканей. Хроническое введение собакам ⁹⁰Sr (по 0,74 кБк/кг в сутки в течение 3 лет), создающее мощность тканевой дозы в скелете до 1,5 Гр/год, может вызывать развитие лейкозов и остеосарком. При хроническом введении в 10 раз меньших количеств (поглощенная доза в скелете до 0,5 Гр в год) отмечено нарушение развития и понижение жизнеспособности их потомства.

Систематическое поступление в организм небольших количеств ⁹⁰Sr оказывает существенное влияние на потомство мышей. Темпы размножения мышей от первых до шестых родов снижаются прямо пропорционально ежедневно вводимому количеству радионуклида. Поступление ⁹⁰Sr в количестве 1,11—11,1 кБк/мышь приводит к снижению жизнеспособности подсосного молодняка и уменьшению численности пометов, а также нарушает нормальное соотношение полов.

Бластомогенное действие. В отдаленные сроки после поражения как при однократном, так и при длительном поступлении радионуклида развиваются опухоли костей, лейкозы. Начальные изменения остеогенеза при хроническом поступлении Sr проявляются у крыс при накоплении в скелете поглощенной дозы не менее 20 Гр. Максимальная величина поглощенной дозы в критическом органе животных, которая не сопровождается снижением количества ядросодержащих клеток в костном мозге, соответствует 10 Гр. Минимальные величины бластомогенных доз 40 Гр, максимальные — 160 Гр. Продолжительность жизни животных при хроническом поступлении начинает снижаться при поглощенных дозах выше 40 Гр.

Минимальная остеосаркомогенная доза для мышей, крыс, кроликов, обезьян, собак и свиней при введении ⁹⁰Sr составляет 33, 35, 57, 25, 39, 63 Гр соответственно. Риск развития остеосарком у крыс при инкорпорации оптимальных и минимальных остеосаркомогенных доз р-излучателей составляет соответственно 25*10» и 2—3*10»⁶ сГр»¹. У мышей-самок частота остеосарком выше, чем у самцов, что связывается с потенцирующим влиянием эстрогенных гормонов на частоту опухолей костей (Finkel et al.). При введении ⁹⁰Sr во время беременности частота остеосарком у лактирующих мышей значительно ниже (до 30 %), чем у нелактирующих. Удаление паращитовидных желез за 10 сут до введения 11,3 кБк/r Sr снижает частоту остеосарком с 69,7 до 22,6 %. При разрушении щитовидной железы ¹³¹1 остеосаркомы возникают только у 0,96 % крыс, при оперативном удалении щитовидной железы они наблюдаются с такой же частотой, как и у контрольных животных (69,7 %).

Средняя оптимальная лейкомогенная доза при поражении остеотропными р-излучателями ( Sr) находится в пределах 6— 70 Гр в костной ткани или 3,6—41,5 Гр в костном мозге. При инкорпорации ⁹⁰Sr увеличение частоты лейкемий у крыс от 1,5 (в контроле) до 6,1 % (в опыте) обнаружено при кумулятивной дозе в скелете 3,6 Гр. Лейкозы представлены преимущественно ретикулезами, гемоцитобластозами; миелолейкозы и ретикулезы с эри-тробластической реакцией встречаются реже. У мини свиней при хроническом поступлении с пищей Sr увеличивается частота лимфом и миоэлоидных лейкемий. Наибольшую частоту опухолей наблюдают при поступлении Sr в количестве 1 14,8 МБк/сут, вызывающем гибель животных от аплазии костного мозга, наименьшую — при введении 37 кБк/сут. Риск развития лейкемии у взрослых свиней и поросят практически одинаков и составляет соответственно (20 — 28)*10»⁶ и 28*10»⁶ сГр» на костную ткань (Howard, Clarke).

Для развития лейкемий требуются относительно высокие дозы. У собак Sr вызывает миелоидную лейкемию при кумулятивной дозе в костях 8 — 70 Гр, у свиней — 120 — 200 Гр. Средняя доза в костном мозге составляет 25 % дозы в костной ткани.

Сведения об остеосаркомогенном действии ⁹⁰Sr на человека отсутствуют. Косвенная оценка показывает, что верхний предел риска развития остеосарком от ⁹⁰Sr соответствует 4,5*10»⁶ сГр»¹. При низкой дозе предполагаемая частота остеосарком составляет небольшую долю от естественной частоты этих опухолей. На основании экспериментального материала правомерно считать, что минимальная остеосаркомогенная доза при инкорпорации р-излучателей ( °Sr, ⁴⁰Ca и др.) в среднем составляет 10 Гр («Радиоактивные ...»). Дети в 0,5 — 4 раза чувствительнее взрослых к индукции остеосарком (Mays).

Комбинированное действие. Комбинированное действие ⁸⁹Sr и ^13|1 в количествах 130 и 37 Бк/г соответственно оказывает существенное влияние на функцию воспроизводства потомства, кроветворную систему, продолжительность жизни. Меньшие количества (в 100 раз) выявляют цитогенетическую патологию соматических клеток без клинических симптомов.

При комбинированном действии Sr и Се, Sr и Ри при равных или меньших поглощенных дозах эффект повреждения не только суммируется, но выявляется раньше, чем при изолированных воздействиях. Отмечается увеличение выхода остеосарком, сокращение латентного периода их развития, повышение частоты лейкозов, более выраженные изменения периферической крови, сокращение продолжительности жизни крыс. Количество остеосарком увеличивается при действии Sr и Рт. В случае комбинированного действия ¹³⁷Cs, создающего поглощенную дозу на все тело, равную 3,3 Гр, и Sr (доза на скелет 100 Гр) при однократном поступлении ведущую роль в развитии опухолей играет °Sr.

Меры профилактики. При работе с радиоактивным стронцием необходимо соблюдать санитарные правила и нормы радиационной безопасности с применением специальных мер защиты в соответствии с классом работ.

Неотложная помощь. Дезактивация открытых участков кожи 5 % раствором пентацииа, 5 % раствором На2-ЭДТА, 2 % раствором соляной кислоты, препаратом «Защита-7», моющими порошками. Внутрь препарат адсобар или сернокислый барий 25,0 : 200,0, альгинат натрия или кальция 15,0:200,0, препарат полисурьмин 4,0:200,0. Обильное промывание желудка или рвотные средства. После очищения желудка повторное введение адсорбентов с солевыми слабительными. При поражении пылевидными продуктами — обильное промывание носоглотки и полости рта, отхаркивающие (термопсис с содой)

Среди механизмов биогенной миграции радионуклидов большую роль играют растворимость, диффузия, активный транспорт специфического или неспецифического типа, а также возможность депонирования радионуклидов в клетках и органах. Роль и значение каждого из элементов интенсивно изучается, однако еще недостаточно поняты. В наших исследованиях вынос растениями радионуклидов определялся во время цветения, во всей зеленой массе, без учета видового состава. Коэффициент накопления радионуклида в растениях определяется отношением активности данного радионуклида в 1 кг растительного образца к его активности в 1 кг почвы, взятых с одного и того же участка. Результаты определений приведены на диаграммах – рисунки 6, 7.

Рисунок 6 – Коэффициент перехода цезия-137 из почвы в растения

Как видно из диаграммы коэффициент перехода цезия-137 из почвы в растения незначителен, особенно в точках с высоким содержанием этого радионуклида в почве. Его величина не превышает 0,03, что значительно ниже возможных величин – так в работе Кузнецова /51/ коэффициент накопления в сене разнотравья составлял 0,3 – 0,5, что в сто и более раз выше полученного нами на территории полигона. В первую очередь это связано с прочным удержанием Cs¹³⁷ почвенными комплексами. Из приведенных данных следует вывод о низкой радиотоксичности растительности полигона на обследованной нами территории.

Содержание стронция-90 определялось в тех же образцах, в которых определялась активность цезия-137, как видно из диаграммы – рисунок 16 – уровень активности нуклидов стронция в растениях выше, чем аналогичный показатель для цезия. Так же для обоих графиков характерно более высокое значение коэффициента перехода для точек исследования с низким содержанием радионуклидов цезия и стронция в почве. Это может быть связано с некоторой пороговой величиной поступление ионов неспецифичных для растений.

Рисунок 7- Коэффициент накопления стронция-90 растениями

Причины колебания величины коэффициента накопления требуют специального изучения, в первую очередь они связаны с различием в составе почвы, степенью связывания радионуклидов, количеством воды в почве и другими физико-химическими и агробиологическими факторами. Определение коэффициента накопления позволяет прогнозировать возможное содержание радионуклидов в растительной массе по их активности в почве. При этом необходимо отметить, что величины коэффициента накопления для одного и того же нуклида в значительной мере зависит от вида растения и условий их произрастания. Его величина не превышает 0,14, что значительно ниже возможных величин – так в работе Кузнецова /51/ коэффициент накопления в сене разнотравья составлял 0,99 – 1,87, что в десять и более раз выше полученного нами на территории полигона.

В текущем году начаты геоботанические исследования и отбор образцов растений для гербария. Однако в целях радиационной безопасности сбор гербарных образцов проводился на участках с радиационными характеристиками, не превышающими фоновых. Геоботаническое состояние исследуемой территории определялось во время отбора проб или во время отдельных выездов. На рисунке 17 приведена фотография типичного участка местности, приуроченной к точке отбора проб под номером 15. Рассматриваемый участок, основные виды и проективное покрытие почвы растениями отраженные на рисунке 17 приведены в таблице 4. Отдельные участки этой территории при большем увеличении приведены на рисунках 8 и 9.

Рисунок 8 - Фотография типичного участка

На рассматриваемом участке отмечены следующие виды: Artemisia frigida, A. scoparia, Latuca tatarica, (сем. Asteraceae Dumort.); Gipsofilla perfoliata (сем. Cariophillaceae Juss.); Festuca valesiaca, Stipa capillata (сем. Poaceae Branchart.); Kochia prostratа (cем. Chenopodiaceae Vent.), Convolvulus arvensis (сем. Convolvulaceae Juss.). Доминантом является Gipsofilla perfoliata, в значительном обилии отмечается Artemisia frigida, Festuca valesiaca. Незначительно представлены Stipa capillata, A. scoparia, Latuca tatarica, Convolvulus arvensis. Проективное покрытие почвы растениями составляет от 70 до 90%. Горизонтальная структура растительности неоднородная. Жизненное состояние растений хорошее, признаков повреждения визуально не диагностируется.

Таблица 23 - Основные виды и проективное покрытие почвы растениями

Виды	Высота	Обилие по Друде	Размещение	Фенофаза
Gipsofilla perfoliata	70-80см	cop1-sp	ggr	цв
Artemisia frigida	5-30см	sp	ggr
A. scoparia	40-45см	sol	ggr
Festuca valesiaca	15-25см	sp	ggr	цв
Stipa capillata	30-35см	sp-sol	ggr
Latuca tatarica	37-45см	sol	ggr	цв
Kochia prostratа	45-55см	sol	ggr
Convolvulus arvensis	до 25см	sol	ggr

Рисунок 9 - Фотография части типичного участка под большим увеличением

Рисунок 10 - Фотография части типичного участка под большим увеличением

Таким образом, можно сделать предварительный вывод о том, что за время, прошедшее со дня радиационного нарушения местности произошло восстановление растительного покрова, снявшее антропогенное воздействие.

Заключение

При изучении данной проблемы и решении поставленных задач из вышеизложенного материала можно сделать следующие выводы:

обзор литературного материала показал, что в изменении естественного радиационного фона окружающей среды большой вклад вносят АЭС, ядерные взрывы и радиоактивные отходы. Наиболее неблагоприятная радиационная обстановка в различных регионах нашей страны складывалась за счёт искусственных радионуклидов (цезия-137 и стронция-90). Причём ядерные взрывы, производившиеся раннее на территории Семипалатинского полигона обусловили загрязнение природной среды главным образом стронцием-90 в значительной степени. При этом зоны повышенной радиоактивности распределены на территории Казахстана неравномерно. Земли Павлодарской области, находящиеся на территории Семипалатинского полигона подверглись влиянию радиоактивных элементов, которое проявляется как на молекулярном, клеточном уровне, так и на уровне целого организма.

Основными радионуклидами, определяющими характер загрязнения, в нашей области является стронций-90. Некоторые районы Павлодарской области оказалась наиболее загрязнёнными областями Республики Казахстан выпадениями стронция-90 в результате ядерных взрывов.

Миграция радионуклидов в почве во многом зависит от типа самой почвы, её механического состава, водно-физических и агрохимических свойств. Так на сорбцию радиоизотопов влияют многие факторы, и одним из основных является механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по механическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно стронций-90, закрепляются сильнее, чем лёгкими. Кроме того, эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количество осадков).

Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями зависит от свойства почвы и биологической особенности растений.

При излучении влияния радиоактивных изотопов на качество растениеводческой продукции видно, что они не вызывают заметных повреждений растительных организмов, однако в урожае сельскохозяйственных культур они накапливаются в значительных количествах, что может нанести значительный вред здоровью человека. Поэтому необходимо разработать мероприятия снижающие накопления радиоактивных веществ в сельскохозяйственных растениях. Вопрос об изменении ведения сельского хозяйства должен решаться в каждом конкретном случае с учётом всех обстоятельств на основе полной достоверной информации.

Все мероприятия, проводимые в настоящее время для проведения плодородия почв, будут способствовать снижению размеров перехода радионуклидов в растение при загрязнении сельскохозяйственных угодий радиоактивными выпадениями. Наиболее простой и дешёвый приём снижения содержания радионуклидов в растениеводческой продукции – подбор культур и сортов, отличающихся способностью накапливать, выражая минимальное количество стронция-90. Как правило, это сорта с низким содержанием калия и кальция.

Также эффективными приёмами являются запашка загрязнённого пахотного слоя, известкование кислых почв и внесение минеральных и органических удобрений. Правильный выбор глубины обработки почвы и способов её проведения позволяет существенно снизить поступление радионуклидов в растения в несколько раз.

В период с 1949 по 1989 гг на Семипалатинском испытательном полигоне (СИП), проводились ядерные испытания и испытания с радиоактивными и делящимися материалами. Основными источниками радиоактивного загрязнения территории СИП являются ядерные испытания, которые проводились на испытательных площадках. Однако существует другой потенциально значимый источник поверхностного загрязнения. Он появился в результате проведения испытаний боевых радиоактивных веществ (БРВ). Подробности программы испытаний БРВ до недавнего времени были засекречены. Места проведения этих испытаний были установлены во время площадного обследования полигона. Обнаруженные фрагменты взорванных бомб и снарядов, воронки с локализованными высокими уровнями радиоактивности и пр., не соответствовали общей программе испытаний ядерного оружия.

Испытания БРВ проводились на двух площадках «4» и «4а». Боевые радиоактивные вещества представляли собой жидкие или порошкообразные радиоактивные рецептуры, изготовленные либо из отходов радиохимического производства, либо путем облучения специально подобранных веществ нейтронами работающего атомного реактора. Их удельная активность колебалась от десятых долей до нескольких кюри на литр. Испытания включали рассеяние БРВ путем подрыва отдельных снарядов, бомбардировки участков минометными снарядами, сброса бомб или распыления БРВ с самолетов. В ходе обследования площадок испытаний БРВ проводилась крупномасштабная пешеходная гамма-, бета-съемка (масштаб съемки от 1:200 000 до 1:20 000). Фиксированные радиометрические измерения проводились по регулярной равномерной сети, между точками сети проводилась пешеходная съемка по профилям в режиме поиска. Все обнаруженные загрязненные территории были объединены в 30 участков, при этом 25 из них расположены на площадке «4а». На каждом участке были отобраны пробы почвенного покрова. На некоторых участках были заложены почвенные разрезы и отобраны послойные пробы почвы, также были взяты образцы растительности. Во всех отобранных пробах природной среды были проведены лабораторные анализы на содержание радионуклидов ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, в некоторых пробах ^239+240Pu. На всех обнаруженных участках удельная активность ⁹⁰Sr в отобранных пробах на несколько порядков превышает удельную активность других радионуклидов и находиться на уровне низко- и среднерадиоактивных отходов (до 10⁸ Бк/кг). Такие соотношения радионуклидов характерны только для БРВ. По результатам обследования были построены карты распределения радиационных параметров, определены площади участков радиоактивного загрязнения и запасы радионуклидов, сосредоточенных в почвенном покрове.

На основании полученных результатов была проведена оценка дозовых нагрузок на население, которое проживает вблизи площадок испытания БРВ. Оценивались дозы внутреннего и внешнего облучения, формируемые по основным трофическим цепям переноса радионуклидов. Полученные данные позволили определить первостепенные мероприятия по обеспечению радиационной безопасности населения и рассмотреть возможные способы ремедиации загрязненных территорий.

Список использованной литературы

 1    Рахимова Н.Н. Влияние поверхностных вод на миграционные процессы радионуклидов в почве / Н.Н. Рахимова // Материалы научно-практической конференции молодых ученых и специалистов Оренбуржья. Ч. 3. Оренбург, 2001. С. 211-212.

 2    Янчук Е.Л. Исследование нахождения подвижных форм тяжелых металлов в почвах Оренбургской области и поступление их в растения / Е.Л. Янчук, Н.Н. Рахимова, И.В. Ефремов, А.П. Березнев // Научные труды первой Всероссийской научно-практической конференции «Здоровьесберегающие технологии в образовании». Оренбург, 2003. С. 45- 48. Доля личного вклада автора 30%.

 3    Ефремов И.В. Исследование нахождения подвижных форм тяжелых металлов и радионуклидов цезия-137, стронция-90 в почвенно-растительных комплексах степной зоны / И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова, Е.Л. Янчук // Актуальные проблемы экологии.: Сб. науч. работ. Т.3. №3. Томск, 2004. С. 455 – 456. Доля личного вклада автора 30%.

 4    Ефремов И.В. Профильная миграция стронция-90 и цезия-137 в почвах естественных экосистем степных ландшафтов / И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова // III съезд биофизиков России. Т. 2, Воронеж, 2004. С. 640 – 642. Доля личного вклада автора 50%.

 5    Рахимова Н.Н. Изучение миграции радионуклидов в почвах Оренбургской области / Н.Н. Рахимова, И.В. Ефремов // Тезисы докладов междунар. науч. конференции: Ч.5. Биология. Экология. Иваново: ИвГУ, 2001. С. 77-78.

 6    Рахимова Н.Н. Оценка влияния физико-химических свойств почвы на коэффициент накопления цезия-137 в растениях / Н.Н. Рахимова // Материалы научно-практической конференции молодых ученых и специалистов Оренбуржья. Ч. 2. Оренбург, 2002. С. 84-86.

 7    Ефремов И.В. Математическое моделирование миграции радионуклидов в почвенно-растительных комплексах Оренбуржья / И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова, Е.Э. Савченкова, К.Я. Гафарова // Вестник ОГУ, №9. Оренбург, 2005. С. 129 -133. Доля личного вклада автора 40%.

 8    Ефремов И.В. Особенности профильной миграции радионуклидов цезия-137 и стронция-90 в системе почва – растение / И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова, Е.Л. Янчук // Вестник ОГУ, №12. Оренбург, 2005. С. 49 - 54. Доля личного вклада автора 40%.

 9    Кадыржанов К.К., Лукашенко С.Н. Перспективы исследования и развития СИП //Материалы III Международной конференции. Институт радиационной безопасности и экологии НЯЦ РК. 6-8 октября 2008 г. - Курчатов, 2008, 93 с.

 10 Бобылев А.И., Ефремов Г.Ф., Шишков И.А. Современное радиационное состояние Восточно-Казахстанской области // Материалы III Международной конференции. Институт радиационной безопасности и экологии НЯЦ РК. 6-8 октября 2008 г. - Курчатов, 2008, 93 с.

 11 Артемьев О.И., Осинцев А.Ю., Газиев Я.И Исследования радиоактивного загрязнения атмосферы Семипалатинского полигона и прилегающего региона // Материалы III Международной конференции. Институт радиационной безопасности и экологии НЯЦ РК. 6-8 октября 2008 г. - Курчатов, 2008, 93 с.

 12 Стрильчук Ю.Г., Осинцев А.Ю., Кузин Д.Е., Брянцева Н.В., Тоневицкая О.В., Яковенко Ю., Беловолов Н.Н., Артемьев О.И., Птицкая Л.Д., Лукашенко С.Н. Радиационная обстановка на территориях, прилегающих к СИП // Материалы III Международной конференции. Институт радиационной безопасности и экологии НЯЦ РК. 6-8 октября 2008 г. - Курчатов, 2008, 93 с.

 13 Рахимова Н.Н. Исследование характера профильной миграции и коэффициента накопления цезия-137 и стронция-90 в почвенно-растительном покрове Оренбургской области / Н.Н. Рахимова // Материалы научно-практической конференции молодых ученых и специалистов Оренбуржья. Ч. 2. Оренбург, 2003. С. 91-92.

 14 Субботин С.Б., Лукашенко С.Н., Бахтин Л.В Характер и уровни радиоактивного загрязнения водной среды СИП// Материалы III Международной конференции. Институт радиационной безопасности и экологии НЯЦ РК. 6-8 октября 2008 г. - Курчатов, 2008, 93 с.

 15 Бударников В.А., Киршин В.А., Антоненко А.Е. Радиобиологический справочник. – Мн.: Уражай, 1992. – 336 с.

 16 Чернобыль не отпускает… (к 50-летию радиоэкологических исследований в Республике Коми). – Сыктывкар, 2009 – 120 с.

 17 Пивоваров Ю. П. Радиационная экология: Уч. пособие для студентов высших учебных заведений. /Ю. П. Пивоваров и др. – М.: Изд. Центр «Академия», 2004, -240 с.

 18 Радиационная безопасность. – Б.м.: Международное агентство по атомной энергии, 1996, -20 с.

 19 Рахимова Н.Н. Исследование характера профильной миграции и биологического накопления цезия-137 и стронция-90 / Н.Н. Рахимова, И.В. Ефремов, Е.Л. Янчук // Научные труды первой Всероссийской научно-практической конференции «Здоровьесберегающие технологии в образовании». Оренбург, 2003. С.199-202.

 20 Правила безопасной перевозки радиоактивных веществ, издание 1985 г. (исправленное в 1990 г.), МАГАТЕ, Вена.

 21 Правила безопасности при транспортировании радиоактивных веществ (ПБТРВ-73). М., Атомиздат, 1974

 22 Основные правила безопасности и физической защиты при перевозке ядерных материалов (ОПБЗ-83). М., ЦНИИатоминформ, 1984

 23 Агроэкология / Черников В.А., Алексахин Р. М., Голубев А. В. и др. – М.: Колос, 2000. – 536 с.

 24 Глазовская М. А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. – М.: Высш. шк., 1988. – 328 с.

 25 Гришина Л.А., Копцик Г. Н., Моргун Л.В. Организация и проведение почвенных исследований для экологического мониторинга. – М.: Изд-во МГУ, 1991. – 82 с.

 26 Завилохина О.А. Экологический мониторинг РФ. 2002.

 27 Законом РФ "Об охране окружающей природной среды". http://ecolife.org.ua/laws/ru/02.php

 28 Израэль Ю.А., Гасилина И.К., Ровинский Ф.Я. Мониторинг загрязнения природной среды. Л.: Гидрометеоиздат, 1978. – 560 с.

 29 Ландшафтно-геохимические основы фонового мониторинга природной среды / Глазовская М. А., Касимов Н. С., Теплицкая Т. А. и др. – М.: Наука, 1989. - 264 с.

 30 Мотузова Г.В. Принципы и методы почвенно-химического мониторинга. – М.: Изд-во МГУ, 1988. – 101 с.

 31 Мотузова Г. В. Содержание, задачи и методы почвенно-экологического мониторинга / Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв. – М.: Изд-во МГУ, 1994. – С. 80-104.

 32 Мотузова Г. В. Соединения микроэлементов в почвах. – М.: Эдиториал УРСС, 1999. – 168 с.

 33 Розанов Б.Г. Живой покров Земли.- М.: Наука, 1991. - 98 с.

 34 Росновский И.Н., Кулижский С.П. Определение вероятности безотказного функционирования (устойчивости) почв в экосистемах // Сохраним планету Земля: Сборник докладов Международного экологического форума, 1-5 марта 2004 года; СПб: Центральный музей почвоведения им В.В. Докучаева, 2004. – С. 249-252.

 35 Садовникова Л.К. Экология и охрана окружающей среды при химическом загрязнении. – М.: Высш. Шк., 2006. – 333 с.

 36 Черныш А. Ф. Мониторинг земель. – Минск: БГУ, 2003. – 98 с.

 37 Влияние загрязнения атмосферы на лесные экосистемы. Лекции / В. Соловьев [и др.].. - Л.: ЛТА, 1989. - 48с.

 38 Воскресенская, О.Л. Организм и среда: факториальная экология / О.Л. Воскресенская, Е.А. Скочилова и др. – Йошкар-Ола, 2005. – 175 с.

 39 Гейнрих, Д. Экология / Д. Гейнрих, М. Гергт ; пер. с нем. Н. Н. Гринченко. – М.: Рыбари, 2003. – 287 с.

 40 Гелашвили, Д.Б. Количественные методы оценки загрязнения атмосферного воздуха / Экологический мониторинг. Методы биологического и физико-химического мониторинга. Ч IV. – Н. Новгород: Изд-во ННГУ, 2000 – 427 с.

 41 Гетко, Н.В. Растения в техногенной среде: Структура и функция ассимиляционного аппарата / Н.В. Гетко. – Минск: Наука и техника, 1989. – 208 с.

 42 Гетта, Я.К. Озеленение промышленных предприятий / Я.К. Гетта. - Кемерово, 1957. – 170 с.

 43 Голицын, А.Н. Основы промышленной экологии: учебник / А.Н. Голицын. – М.: Академия, 2002. – 240 с.

 44 Горышина, Т.К. Растение в городе / Т.К. Горышина. – Л.: Изд-во ЛГУ, 1991. – 148 с.

 45 ГОСТ 17.2.4.05 – 83. Гравиметрический метод определения взвешенных частиц пыли

 46 Гудериан, Р. Загрязнение воздушной среды / Р. Гудериан. – М.: Мир, 1979. – 200 с.

 47 Жизнь растений в 6 томах. Цветковые растения / Под ред. Акад. АН СССР А.Л. Тахтаджяна. – М.: Просвещение, 1981. – Т. 5, Ч. 2. – 512с.

 48 Жукова, Л.А. Популяционная жизнь луговых растений / Л.А. Жукова. – Йошкар-Ола: РИИК «Ланар», 1995. – 225 с.

 49 Загрязнение воздуха и жизнь растений / Под ред. Майкла Трешоу. – Л.: Гидрометеоиздат, 1988. – 535 с.

 50 Илькун, Г.М. Загрязнители атмосферы и растения / Г.М. Илькун. – Киев: Наукова думка, 1978. – 246 с.

 51 Илькун, Г.М. Отфильтровывание воздуха от поллютантов древесными растениями / Г.М. Илькун. - Таллин, 1982. – 138 с.

 52 Исаченко, Х.М. Влияние задымляемости на рост и состояние древесной растительности / Х.М. Исаченко // Сов. ботаника - 1938. - №1. - С. 118-123.

 53 Калверт, С. Защита атмосферы от промышленных загрязнений / С Калверт, Г. Инглунд. – М.: Металлургия, 1988. – 286 с.

 54 Косулина, Л.Г. Физиология устойчивости растений к неблагоприятным факторам среды / Л.Г. Косулина, Э.К. Луценко, В.А. Аксенова. – Ростов н/Д : Изд-во Рост. ун-та, 1993. – 240 с.

 55 Кречетова, Н.В. Дендрология, лесные культуры. Цветки, стробилы, семена, проростки (всходы) древесных и кустарниковых пород / Н.В. Кречетова. – Йошкар-Ола: МарГТУ, 1997. – 52 с.

 56 Крокер, В. Рост растений / В. Крокер. – М.: Изд-во иностр. лит-ры, 1950. – 250 с.

 57 Кузьмина, Н.А., Кузьмина А.И. // Вестник Башкирского университета. Фоторегуляция роста и некоторых физиологических показателей проростков и каллусной ткани твердой пшеницы. 2001. № 2 (I). С. 140-142.

 58 Кулагин, Ю.З. Древесные растения и промышленная среда / Ю.З. Кулагин. М.: Наука, 1974. – 127 с.

 59 Кулагин, Ю.З. Лесообразующие виды, техногенез и прогнозирование / Ю.З. Кулагин. - М. Наука, 1980. – 114 с.

 60 Кулагин, Ю.З. О способности древесных растений к повторному облиствению / Ю.З. Кулагин // Ботанический журнал – 1966. - №51.

 61 Кунцевич, И.П. Ассортимент газоустойчивых древесно-кустарниковых растений / И.П. Кунцевич, Т.Н. Турчинская // Информационное письмо. Акад. коммун. хоз. им. К.Д. Памфилова - 1954. - №39. С. 12-15.

 62 Лакин, Г.Ф. Биометрия / Г.Ф. Лакин – М.: Высш. шк., 1980. – 293 с.

 63 Лесные экосистемы и атмосферное загрязнение / В. А. Алексеев [и др.].. – Л.: Наука, 1990. – 197 с.

1.    Майснер, А.Д. Жизнь растений в неблагоприятных условиях / А.Д. Майснер. – Минск: Высш. школа, 1981. – 98с.

2.    Мокроносов, А.Т. Фотосинтез: физиолого-экологические и биохимические аспекты / А.Т. Мокроносов, В.Ф. Гавриленко. – М., 1992. – 236 с.

3.    Николаевский, В.С. Биологические основы газоустойчивости растений / В.С. Николаевский. – Новосибирск: Наука, 1979. – 280 с.

4.    Николаевский, В.С. Роль растительности в регуляции чистоты атмосферного воздуха / В. С. Николаевский. – Л., 1978. – 277 с.

5.    Николаевский, В.С. Современное состояние проблемы газоустойчивости растений / В.С. Николаевский. – Пермск. ун-т, 1969.

6.    Николайкин, Н.И. Экология / Н.И. Николайкин, Н.Е. Николайкина, О.П. Мелехова.– М.: Дрофа, 2003. – 624 с.

7.    Одум, Ю. Основы экологии. / Ю. Одум. – М.: Мир, 1975. – 345 с.

Приложение А

Радиационные характеристики стронция 90

Период полураспада	Всасываемость, %	Место накопления в организме	Время 2-х кратного снижения активности в организме	Среднее значение излучателей, МЭВ			Средняя фоновая нагрузка, сЗв (мбэр)
				б	В	г
29,1 года	5	все тело, скелет	5700 сут	-	0,2-0,9 (1,1 в костной ткани)	-	Фоновое содержание в среде 0,045 Ки/км

Приложение Б

Схема размещения испытательных площадок Семипалатинского полигона, предназначенных для проведения подземных ядерных испытаний

Приложение В

Хронология и параметры наземных ядерных взрывов, осуществленных на Семипалатинском полигоне

№ п/п	Дата проведения	Энерговыде- ление (ТЭ), кт	Высота взрыва, м	Количество биологически значимых радионуклидов, выброшенных в атмосферу, Ки
				90Sr	137Сs	239,240Pu
1	29.08.1949 г.	22	30	1500	4200	360
2	24.09.1951 г.	38	30	2700	7500	300
3	12.08.1953 г.	400	30	22000	29000	280
4	05.10.1954 г.	4	0	300	840	105
5	19.10.1954 г.	0	15	0	0	215
6	30.10.1954 г.	10	50	750	2100	100
7	29.07.1955 г.	1.3	2.5	120	300	245
8	02.08.1955 г.	11.5	2.5	1050	1800	200
9	05.08.1955 г.	1.2	1.5	105	180	215
10	21.09.1955 г.	1.2	1.5	105	180	215
11	16.03.1956 г.	13.2	0.4	1600	2500	240
12	25.03.1956 г.	5.5	1	360	600	190
13	24.08.1956 г.	26.5	100	2200	3800	90
14	09.09.1961 г.	0.4	0	42	70	225
15	14.09.1961 г.	0.4	0	42	70	250
16	18.09.1961 г.	0.004	1	-	-	250
17	19.09.1961 г.	0.003	0	-	-	250
18	03.11.1961 г.	0	0	-	-	230
19	04.11.1961 г.	0.15	0	11	19	195
20	07.08.1962 г.	10	0	930	1600	200
21	22.09.1962 г.	0.2	0	17	29	280
22	25.09.1962 г.	7	0	650	1100	205
23	05.11.1962 г.	0.4	15	40	70	190
24	11.11.1962 г.	0.1	8	8	13	210
25	13.11.1962 г.	0	0	-	-	210
26	24.11.1962 г.	0	0	-	-	140
27	26.11.1962 г.	0.03	0	-	-	210
28	23.12.1962 г.	0	0	-	-	210
29	24.12.1962 г.	0.007	0	-	-	250