Assessment of radiation environmental risks for fish fauna of the cooling pools of a number of operating nuclear power plants

Full Text

Введение

Радиационная безопасность водоемов-охладителей атомных электростанций занимает особое место при радиоэкологической оценке территорий, прилегающих к предприятиям атомного профиля [1–3].

Как правило, водоемы-охладители атомных станций находятся под постоянным контролем со стороны природоохранных организаций и служб радиационной безопасности. В результате многолетнего мониторинга для каждого такого водоема накоплен значительный материал, отражающий во временной динамике изменения состояния водных экосистем. Представленный нами в сравнительном аспекте многолетний материал по водоемам-охладителям Ленинградской, Белоярской и Нововоронежской АЭС показывает важность изучения особенностей формирования радиационных экологических рисков для основных видов рыб данных водных объектов.

Все три атомные станции находятся в эксплуатации уже достаточно длительное время. Строительство Ленинградской АЭС (ЛАЭС) было начато в июле 1967 г., а 22 декабря 1973 г. состоялся энергетический пуск первого блока РБМК-1000. Всего на ЛАЭС было построено 6 энергоблоков. Блок № 1 находился в эксплуатации в течение 45 лет и был остановлен 21 декабря 2018 г. Энергоблок № 2 (РБМК-1000) также выработал свой ресурс и выведен из эксплуатации 10 ноября 2020 г. В настоящее время функционируют четыре блока: № 3 и 4 (РБМК-1000), № 5 и 6 (ВВЭР-1200). Водоёмом-охладителем для ЛАЭС служит естественный морской залив – Копорская губа Финского залива. Копорская губа площадью 255 км² по классификации является мелким полузамкнутым водоёмом, имеющим протяжённую границу водораздела с основной акваторией. Максимальная глубина залива на границе с основной акваторией достигает 27 м. Дно водоёма в большей части песчаное, но местами могут встречаться илы и камни. Сброс нагретых вод с атомной станции осуществляется в восточную часть Копорской губы. Туда же впадают три реки: Систа, Коваши и Воронка, с общим среднемноголетним расходом воды около 10 м³·с⁻¹ [4, 5].

На Белоярской атомной станции (БАЭС) в разные годы были построены и эксплуатировались энергоблоки с различными типами реакторов. Первые два реактора на тепловых нейтронах (АМБ-100 и АМБ-200) были запущены в эксплуатацию в 1964 и 1967 гг. В настоящее время они остановлены и находятся на стадии вывода из эксплуатации. Сейчас функционируют два реактора на быстрых нейтронах: блок № 3 (БН-600), работает с 1980 г., и блок № 4 (БН-800), введен в эксплуатацию в 2016 г. Водоемом-охладителем для БАЭС служит Белоярское водохранилище, созданное путем перекрытия русла реки Пышмы в 75 км от ее истока в период 1959–1963 гг. Площадь зеркала водоема составляет 47 км². Сброс воды в водоем-охладитель после прохождения через системы охлаждения АЭС осуществляется через водосбросный канал в Теплый залив. Кроме водосбросного канала радиоактивные вещества в водоем-охладитель могут поступать с газоаэрозольными выбросами и жидкими сбросами через промливневый и обводной каналы [6, 7].

Нововоронежская АЭС (НВАЭС) расположена в 45 км южнее Воронежа на берегу реки Дон. За годы работы на Нововоронежской АЭС было построено и введено в эксплуатацию семь энергоблоков с реакторами типа ВВЭР (водо-водяные энергетические реакторы корпусного типа с обычной водой под давлением). Первый энергоблок был пущен в 1964 г., второй – в 1969 г., третий – в 1971 г., четвертый – в 1972 г., пятый – в 1980 г. Первый и второй энергоблоки были остановлены в 1984 и 1990 гг., соответственно. На третьем и четвертом энергоблоках был выполнен комплекс работ, который позволил продлить срок эксплуатации блоков еще на 15 лет. Последними были введены в промышленную эксплуатацию еще два энергоблока: блок № 6 (ВВЭР-1200) – 27 февраля 2017 г.; блок № 7 (ВВЭР-1200) – 31 октября 2019 г. [8]. Для охлаждения теплообменного оборудования энергоблоков Нововоронежской АЭС используется вода р. Дон, пруда-охладителя блока № 5, прудов рыборазводного хозяйства «Нововоронежский» (рыбхоз), подземных артезианских водозаборов. Сброс возвратных сточных вод со станции осуществляется в реку Дон по четырем выпускам: № 1 – концевой водосброс первого и второго энергоблоков, № 2 – продувка циркуляционной системы третьего и четвертого энергоблоков, № 3 – кратковременная продувка пруда-охладителя пятого энергоблока № 4 – сброс продувочной воды с первого и второго энергоблоков [9].

В соответствии с требованиями федерального закона «Об охране окружающей среды» при безопасной работе объектов атомной энергетики должны обеспечиваться условия, достаточные для устойчивого функционирования естественных экологических систем, природных и природно-антропогенных объектов, а также сохранения биологического разнообразия. Это означает, что не только человек, но и другие организмы должны быть защищены от радиационных рисков, поскольку биологические организмы, такие как растения и животные, могут испытывать более высокие дозовые нагрузки по сравнению с человеком. В соответствии с данной парадигмой важным показателем для определения степени негативного радиационного воздействия на биоту является оценка радиационных рисков [10, 11].

Оценка радиационных рисков биоты предполагает переход от анализа радиационной ситуации по многочисленным показателям к единому интегральному значению безопасности окружающей среды – уровню радиационного экологического риска. Такой подход дает возможность сравнивать по единому универсальному показателю различные объекты, находящиеся под воздействием предприятий атомной энергетики, оценивать уровни загрязнения территорий и водных экосистем, унифицировать оценку радиационной опасности для биоты. Показателем оценки радиационного экологического риска для биоты в этом случае является безразмерный коэффициент опасности, определяемый как отношение мощности дозы облучения организмов к экологически безопасному уровню облучения [12, 13].

В качестве представительных организмов для водоемов-охладителей выбрана рыба, как вид, связанный с пищевыми цепочками человека. В работе представлена сравнительная оценка радиационных рисков от хронического облучения для референтных видов рыб водоемов-охладителей Ленинградской, Нововоронежской и Белоярской атомных электростанций, выполненная по результатам собственных многолетних исследований на Белоярском водохранилище, а также по информации из литературных источников.

Цель работы – оценка уровней экологических рисков для биоты водоемов-охладителей действующих АЭС на разных этапах их эксплуатации, а также анализ критериев и особенностей формирования радиационных рисков у ихтиофауны водоемов в зависимости от меняющейся радиационной нагрузки и соотношения радиоизотопов в компонентах водных экосистем.

Материалы и методика исследования

Сравнительная оценка экологических рисков для ихтиофауны водоемов-охладителей действующих АЭС на разных этапах их работы представлена на примере водоемов Белоярской, Ленинградской и Нововоронежской АЭС.

В качестве наиболее распространенных видов рыбы Белоярского водохранилища (водоема-охладителя БАЭС) выбраны: лещ, окунь, плотва, щука. Оценка мощности доз облучения и риска для данных видов рыб проводилась на основании содержания техногенных радионуклидов в компонентах Теплого залива, в который поступает вода сбросного канала 1, 2, 3 блоков (табл. 1). Все данные получены в результате многолетнего мониторинга водоема-охладителя сотрудниками Биофизической станции – филиала Института экологии растений и животных УрО РАН. При расчете мощности дозовых нагрузок учитывался вклад ⁶⁰Co, а также ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs и их дочерних продуктов ⁹⁰Y и ^137mBa, соответственно, в предположении векового равновесия в цепочке распадов.

 

Таблица 1. Содержание радионуклидов в компонентах Теплого залива Белоярского водохранилища

Table 1. Content of radionuclides in the components of the Teply Bay of the Beloyarskoe Pond

Место отбора проб Sampling location	Период/Period
	1977–1989			2011–2014		2016–2019
	137Cs	90Sr	60Co	137Cs	90Sr	137Cs			90Sr
Вода, Бк/л Water, Bq/l	0,31	0,061	0,25	0,012	0,0165	0,0091			0,0158
Донные отложения, Бк/кг Bottom sediments, Bq/kg	1490	22,4	10	126,75	36,07	29,93			21,33
Рыба, Бк/кг/Fish, Bq/kg
Плотва/Roach	155,4	4,5	7	2,95	3,4		1,73	7,45
Лещ/Bream	50	3,7	14	2,55	3		1,48	8,95
Окунь/Perch	92	11	9	4,05	2,55		2,4	3,1
Щука/Pike	133	2,1	8	4,7	25		0,8	25,1

 

Для оценки дозовых нагрузок в динамике были выделены следующие временные периоды в работе Белоярской АЭС:

• 1976–1989 гг. – соответствует работе первых двух энергоблоков (АМБ-100, АМБ-200) и вводу в эксплуатацию третьего энергоблока БН‑600;
• 2011–2014 г. работа только одного БН-600;
• 2016–2019 г. – показывает изменение радиоэкологического состояния водоема-охладителя после ввода в эксплуатацию четвертого энергоблока БН-800.

Для водоема охладителя Ленинградской АЭС (Капорская губа Финского залива) в качестве представителей ихтиофауны выбраны: окунь, плотва, салака. Оценка мощности доз облучения и риска для рыб проводилась на основании содержания техногенных радионуклидов в компонентах Копорской губы в 1–3 км от ЛАЭС (табл. 2). Учитывался вклад радионуклидов: ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ⁶⁰Co, ⁵⁴Mn, ⁶⁵Zn, ¹⁴C, ³H, в различных сочетаниях в зависимости от временного периода, в соответствии с данными, приведенными в работе [4]. Также учитывались дочерние продукты ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs: ⁹⁰Y и ^137mBa, соответственно. Для расчета мощности дозовых нагрузок на виды рыб в период 2000–2019, где отсутствовали данные по содержанию радионуклидов в их тканях, были использованы коэффициенты накопления.

Периоды рассмотрения радиоэкологической ситуации в Капорской губе соответствуют периодам работы АЭС: до Чернобыльской аварии (1973–1985 гг.), во время аварии и сразу после нее (1986–1990 гг.), период (2000–2019 гг.) [4].

Для оценки рисков ихтиофауны пруда-охладителя Нововоронежской АЭС использовались данные по дозовым нагрузкам для придонной рыбы за периоды 2000–2010 и 2011–2019 гг., приведенные в работе [8]. Исследования на Нововоронежской АЭС направлены на оценку радиоэкологических последствий нештатной ситуации, связанной с утечкой ⁶⁰Со и ¹³⁷Cs из хранилища жидких отходов в 1972 и 1985 гг. [14].

Расчет мощности доз облучения и количественная оценка риска облучения техногенными радионуклидами ихтиофауны водоемов-охладителей Белоярской, Ленинградской и Нововоронежской АЭС проводились с использованием международного компьютерного комплекса обновленной версии ERICA Tool 2.0 [15–18].

Программа позволяет при расчетах учитывать вес организма и моделировать эллипсоидом его размеры, долю времени пребывания в среде обитания (для рыб вблизи дна или в толще воды). Также имеется возможность рассчитать риск облучения как от каждого учитываемого радионуклида, так и суммарный.

 

Таблица 2. Содержание радионуклидов в компонентах Копорской губы: рыбе (Бк/кг), донных отложениях (Бк/кг), воде (мБк/л) [4]

Table 2. Content of radionuclides in the components of Koporskaya Bay: fish (Bq/kg), bottom sediments (Bq/kg), water (mBq/l)

Место отбора Sampling location	1973–1985					1986–1990	2000–2019
	90Sr	137Cs	60Co	54Mn	65Zn	137Cs	90Sr	137Cs	60Co	54Mn	14C	3H
Вода, мБк/л/Water, Bq/l	27	18	30	31	0	365,6	12	20	26	0	–	21000
Донные отложения, Бк/кг Bottom sediments, Bq/kg	2	2,1	10	14	11	19,2	0,7	19	1,5	0,9	–	–
Рыба/Fish
Окунь/Perch	1,5	2,7	10	6,3	14	100	0,3	6,2	–	0	63	38
Плотва/Roach	1,8	1,5	10	1,5	60	–	0,2	1,2	–	0	150	56
Салака/Herring	1,3	2	5,4	0,3	12	24,2	–	–	–	–	–	–

 

Радиационный риск для биоты определяется как отношение мощности дозы облучения организма к нормированному уровню [19]. В данной работе риск определялся как отношение рассчитанной мощности поглощенной дозы для выбранного организма к скрининговому уровню, обеспечивающему сохранение живучести популяции, в проекте ERICA (Экологический риск от ионизирующих загрязнителей: оценка и управление) для рыб – 10 мкГр/час [20]. 

С целью сравнения общей радиоэкологической ситуации в водоемах-охладителях БАЭС, ЛАЭС и НВАЭС на разных этапах их эксплуатации выполнены оценки ожидаемых рисков ихтиофауны от облучения.

Оценивались риски облучения отдельно от каждого радионуклида, находящегося в организме рыб и в окружающей среде.

Оценка риска проводилась для следующих видов рыб:

• лещ Abramis brama (L., 1758), возраст 3–5 лет, обитает вблизи дна, питается зообентосом. Рыба с высоким телом, сжатым с боков;
• окунь речной Perca fluviatilis (L., 1758), возраст 2–3 года, питается преимущественно рыбой и беспозвоночными. Тело сжато с боков;
• плотва Rutilus rutilus (L., 1758), возраст 3–5 лет. Объекты питания: зоопланктон, зообентос, водоросли и гидрофиты. Тело несколько сжато с боков;
• салака, или балтийская сельдь Clupea harengus membras (L., 1758), возраст 3–5 лет. Питается нектобентосом, планктоном, бентосом и личинками рыб. Тело имеет вытянутую форму, немного сжатую с боков.

Учитывался вес каждого исследуемого вида рыб. Форма организма рыбы моделировалась эллипсоидом. Соотношение между размерами осей эллипсоида, аппроксимирующего форму рыбы, подбирали с учетом основных размерно-массовых характеристик тела, преобладающих в исследуемых видах (масса, длина, высота, ширина), таким образом, чтобы объем эллипсоида был равен объему рыбы при условии, что ее плотность равна плотности воды.

Результаты исследования и обсуждение

На рис. 1 представлены радиационные риски для ихтиофауны в водоеме-охладителе Белоярской АЭС на разных этапах работы атомной станции.

 

Рис. 1. Радиационные риски для ихтиофауны водоема-охладителя Белоярской АЭС

Fig. 1. Radiation risks for the fish fauna of the Beloyarskaya NPP cooling pool

 

Показано, что более высокие радиационные риски ихтиофауна водоема-охладителя испытывала в начальный период деятельности Белоярской АЭС при работе энергоблоков АМБ-100 и АМБ-200. Наиболее высокий уровень радиационного риска отмечен у леща, но при этом полученное значение было все же в 60 раз ниже максимально допустимого коэффициента опасности. Также и у других видов рыб уровень радиационного риска был ниже максимального коэффициента опасности: у плотвы в 85 раз, у щуки в 230 раз, у окуня в 240 раз. В период работы только одного третьего энергоблока БН-600 с 2011 по 2014 гг. у всех видов рыб водоема-охладителя наблюдается существенное снижение уровней радиационной нагрузки, связанное с общим улучшением радиационной обстановки в водоеме. Отмеченная тенденция прослеживается и в последующие годы. Так, уровень радиационного риска у леща за весь период наблюдения (1977–2019 гг.) уменьшился в 18,5 раз, у окуня – в 15,3 раз, у плотвы – в 17,6 раз, у щуки – 2,75 раза. Для правильной оценки причин произошедших изменений, а также для установления основных факторов, влияющих на формирование уровней радиационных рисков у ихтиофауны, была рассчитана степень участия отдельных радиоизотопов в формировании радиационных рисков (рис. 2). В период 1977–1989 гг. основным источником радиационного риска для ихтиофауны водоема-охладителя являлся ¹³⁷Cs. Кроме радиоцезия на ихтиофауну водоема-охладителя оказывали влияние ⁶⁰Co и ⁹⁰Sr, но их участие в формировании рисков было незначительным по сравнению с ¹³⁷Cs. Так, у леща доля радиоцезия в формировании радиационного риска составила 94 %, у окуня – 78 %, у плотвы – 94 % и у щуки – 91 %.

 

Рис. 2. Влияние ряда техногенных радионуклидов на уровень радиационного риска ихтиофауны Белоярского водохранилища в период работы Белоярской АЭС: а) 1977–1989 гг. б) 2016–2019 гг.

Fig. 2. Impact of a number of technogenic radionuclides on the radiation risk level for the fish fauna of the Beloyarskoe pool during Beloyarskaya NPP operation: а) 1977–1989; b) 2016–2019

 

На заключительном этапе исследований, 2016–2019 гг., ситуация кардинально изменилась. В формировании рисков ихтиофауны водоема-охладителя участвовали ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr при существенном преобладании последнего. Доля ⁹⁰Sr при формировании радиационного риска у леща составила 64 %, у окуня – 71 %, у плотвы – 69 % и у щуки – 97 %. Присутствие ⁶⁰Co в компонентах водоема-охладителя в настоящее время настолько мало, что его участие в формировании радиационных рисков у ихтиофауны ничтожно.

Анализируя полученные данные, можно заключить, что после вывода из эксплуатации двух первых энергоблоков с реакторами на тепловых нейтронах АМБ-100 и АМБ-200 радиоэкологическое состояние водоема-охладителя стабилизировалось, а радиационные риски для ихтиофауны стали в меньшей степени зависеть от работы атомной станции. На начальных этапах эксплуатации АЭС основным источником радиационных рисков для ихтиофауны водоема-охладителя был ¹³⁷Cs, который поступал с атомной станции через технические каналы в составе дебалансных вод и промливневых стоков с территории промплощадки БАЭС. В последние годы определяющим радионуклидом стал ⁹⁰Sr, который с атомной станции практически не сбрасывается, а в основном имеет глобальное происхождение. Таким образом, на уровни рисков ихтиофауны водоема-охладителя Белоярской АЭС в период работы энергоблоков с реакторами на быстрых нейтронах большое влияние оказывают внешние факторы, связанные с поступлением ⁹⁰Sr в составе атмосферных выпадений, а не деятельность атомной станции.

Основные радиационные риски для ихтиофауны водоема-охладителя ЛАЭС были связаны с радионуклидами коррозионного происхождения (рис. 3). Для окуня и плотвы радиационные риски в значительной степени были обусловлены присутствием ⁶⁰Co, у плотвы кроме ⁶⁰Co существенную роль играли ⁵⁴Mn и ⁶⁵Zn. На долю радионуклидов с наведенной активностью у окуня в сумме приходилось 68,9 %, у плотвы – 85,5 %. Кроме элементов активации и коррозии присутствовали долгоживущие радионуклиды ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs, но их роль в формировании радиационных рисков на данном этапе была существенно меньше, 31,1 и 14,5 % соответственно. Таким образом, радиационные риски у окуня и плотвы в Копорской губе в период 1973–1985 гг. были опосредованно связаны с функционированием Ленинградской АЭС и поступлением в водоем-охладитель радионуклидов с наведенной активностью, образующихся в результате работы атомных реакторов.

 

Рис. 3. Формирование радиационных рисков для ихтиофауны Копорской губы на этапе 1973–1985 гг.

Fig. 3. Formation of the radiation risks for the fish fauna of the Koporskaya Bay for 1973–1985

 

Несколько иначе происходило формирование радиационных рисков у салаки. Коррозионные элементы, такие как ⁶⁰Co, ⁶⁵Zn, тоже присутствовали, но их доля составляла не более 45 % от суммарной активности. Напротив, более существенную роль играли долгоживущие радионуклиды ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs. По-видимому, это связано с особенностями обитания данного вида рыбы. В отличие от окуня и плотвы, салака при определенных условиях способна мигрировать из водоема-охладителя в открытое море и возвращаться обратно. Так, в весенний период салака держится на мелководье возле берегов в поверхностных горизонтах.

Летом, по мере прогревания воды, салака уходит от берегов в более глубокие места или держится в средних водных горизонтах. В начале осени при охлаждении поверхностных слоев воды салака обратно возвращается к берегам на мелководье. С наступлением холодного периода и сильным охлаждением поверхностных горизонтов салака стремится уходить на глубокие места в придонные слои воды. Таким образом, Копорскую губу нельзя считать местом постоянного обитания салаки, поэтому и радиационные риски у этого вида рыбы, по-видимому, были сформированы под влиянием других условий.

В период 1986–1990 гг. радиационные риски для ихтиофауны Копорской губы были в основном связаны с последствиями Чернобыльской аварии и радиоактивным загрязнением водоема-охладителя в результате атмосферных выпадений (рис. 4). После радиационной аварии на Чернобыльской АЭС особое внимание уделялось контролю содержания ¹³⁷Cs в компонентах водоема-охладителя, поэтому и оценка радиационного риска на ихтиофауну Копорской губы за этот период представлена в зависимости от изменения содержания радиоцезия. У всех представленных на рис. 3 видов рыб в первый год после аварии отмечено существенное увеличение уровней радиационных рисков. Так, у плотвы данный показатель увеличился в 20 раз, у салаки – в 16 раз. У окуня уровень радиационного риска плавно возрастал на протяжении двух лет после аварии. В первый год он вырос в 7,9 раза, а к концу 1987 г. – еще в 4,3 раза. Вероятно, это связано с накоплением в течение первого года радиоцезия в организмах рыб и беспозвоночных, которыми питается окунь, а последующее увеличение рисков вызвано поступлением ¹³⁷Cs в организм окуня через пищеварительный тракт.

 

Рис. 4. Изменение радиационных рисков для ихтиофауны Копорской губы после Чернобыльской аварии

Fig. 4. Change in radiation risks for the fish fauna of the Koporskaya Bay after the Chernobyl accident

 

Всего к 1988 г. уровень радиационного риска у окуня по сравнению с доаварийным периодом увеличился в 35 раз, но при этом оставался в 480 раз ниже максимально допустимого коэффициента опасности. У салаки и плотвы в период 1986–1987 гг. тоже прослеживалось увеличение уровня радиационного риска, но с разной интенсивностью. Если у плотвы активный период роста радиационных рисков к концу 1986 г. уже завершился, а далее наметилась тенденция на его снижение, то у салаки этот процесс проходил на протяжении двух лет и закончился к концу 1987 г., после чего последовало плавное снижение. Показатели радиационных рисков для ихтиофауны Копорской губы стабилизировались к 1990 г., но на более высоких уровнях по сравнению с 1985 г. Так, у окуня уровень радиационного риска остался в 32 раза выше, чем до аварии, у плотвы – в 10 раз, у салаки – в 15 раз.

Динамика изменения радиационных рисков за весь период наблюдения с 1973 по 2019 гг. представлена на рис. 5. Показано, что после 1990 г. у основных видов рыбы Копорской губы наметилось последовательное снижение радиационных рисков. К завершающему периоду (2000–2019 гг.), по сравнению с 1990 г., радиационные риски у окуня снизились в 13 раз, у плотвы – в 3,5 раза и у салаки – в 11 раз. Но при этом, спустя 33 года после аварии, значения радиационных рисков не вернулись к прежним показателям, которые были до Чернобыльской аварии. У окуня уровень радиационного риска остался в 2,7 раза выше первоначального, у плотвы – в 4,2 раза и у салаки – в 1,1 раза. Таким образом, последствия Чернобыльской аварии до настоящего времени оказывают заметное влияние на формирование радиационных рисков для ихтиофауны Копорской губы.

 

Рис. 5. Динамика изменения радиационных рисков для ихтиофауны Копорской губы в период 1973–2019 гг.

Fig. 5. Dynamics of changes in radiation risks for the fish fauna of the Koporskaya Bay during 1973–2019

 

Кроме последствий радиационной аварии, существенная роль в формировании радиационного риска у ихтиофауны водоема-охладителя ЛАЭС на этапе 2000–2019 гг. отводится ¹⁴С и ³H (рис. 6).

 

Рис. 6. Формирование радиационных рисков для ихтиофауны Копорской губы на этапе 2000–2019 гг.

Fig. 6. Formation of the radiation risks for the fish fauna of the Koporskaya Bay for 2000–2019

 

В последние годы было показано, что эти изотопы могут вносить существенный вклад в формирование радиационных дозовых нагрузок на биоту [21–23]. Ранее, на первом и втором этапах исследований, в доступной литературе не имелось информации о содержании ¹⁴С в компонентах водоема-охладителя, а появление ее на заключительном этапе в корне изменило соотношение влияния радионуклидов на формирование радиационных рисков у ихтиофауны водоема. Так, у окуня радиационные риски в основном были обусловлены присутствием трех радионуклидов: ¹⁴C, ¹³⁷Cs и ⁶⁰Co. При этом вклад ¹⁴C составлял 37 % от суммарного показателя. Количественное соотношение ¹³⁷Cs и ⁶⁰Co было одинаково и составляло по 26,4 % от общего значения. Небольшая доля приходилась на ³H и ⁹⁰Sr – 5,9 и 3,7 % соответственно. У плотвы радиационные риски на 52,8 % были сформированы влиянием ¹⁴C. Также прослеживалось присутствие ¹³⁷Cs – 20,3 %, ⁶⁰Co – 18,8 %, ³H – 5,2 %, ⁹⁰Sr – 1,6 % и ⁵⁴Mn – 1,3 %. Доля участия ⁹⁰Y у всех видов рыб была минимальна и составляла 0,1–0,2 % от суммарного риска. У салаки формирование радиационных рисков в основном происходило под влиянием радионуклидов коррозионного происхождения: ¹⁴C – 44,6 % и ⁶⁰Co – 24,7 %. Но при этом присутствовали и долгоживущие радионуклиды: ⁹⁰Sr – 10,6 % и ¹³⁷Cs – 10,4 %. Также был отмечен вклад ³H – 9,4 %.

Таким образом, на разных этапах работы ЛАЭС радиационные риски для ихтиофауны водоема-охладителя слагались под влиянием нескольких факторов: 1 – глобальные выпадения; 2 – авария на Чернобыльской АЭС; 3 – поступление в водоем-охладитель радионуклидов с наведенной активностью в результате работы ядерных реакторов ЛАЭС. Появление информации о содержании ¹⁴C в компонентах водоема-охладителя позволило оценить значительный вклад данного радионуклида в формирование радиационных рисков для ихтиофауны водоема. Более подверженной влиянию ¹⁴C оказалась плотва – 52,8 % от суммарного риска. У других видов влияние тоже заметное: салака – 44,6 %, окунь – 37 %.

Радионуклиды с наведенной активностью в сумме оказывали существенное влияние на ихтиофауну Копорской губы. У салаки радиационные риски на 79,0 % были обусловлены влиянием радионуклидов с наведенной активностью, у плотвы – на 78,2 %, у окуня – на 69,9 %. Если учесть, что данные изотопы являются производными работы ядерных реакторов, можно судить о высокой зависимости ихтиофауны водоема-охладителя от деятельности ЛАЭС.

В целом экологическую ситуацию для ихтиофауны Копорской губы в настоящее время можно считать стабильной и приемлемой для существования и размножения рыбы в данном водоеме. Уровни радиационных рисков у основных видов рыб до критических значений коэффициента опасности отделяет существенный запас. Так, у окуня суммарный радиационный риск ниже критического значения в 2000 раз, у плотвы – в 1200 раз, у салаки – в 3000 раз.

На рис. 7 представлена динамика значений радиационных рисков на ихтиофауну водоема-охладителя НВАЭС. Для расчета радиационных рисков в доступной литературе имеется исходная информация по обобщенной группе – донная рыба [8]. К этой группе можно отнести референтные для водоема-охладителя виды рыб: толстолобик и карп [24]. Показано, что за десятилетний период наблюдения общий уровень радиационных рисков для ихтиофауны увеличился в 2,2 раза. Анализ слагаемых суммарного радиационного риска (рис. 8) показывает, что данный рост обусловлен в основном увеличением во многих компонентах водоема ⁶⁰Co. По сравнению с предыдущим периодом его влияние на формирование радиационного риска возросло в 3,8 раза и составило 81,7 % от суммарного риска. Таким образом, ситуация с ⁶⁰Co в водоеме-охладителе до последнего времени остается нестабильной и, вероятно, связана с радиационной аварией, произошедшей на начальных этапах работы НВАЭС.

 

Рис. 7. Динамика изменения радиационных рисков для ихтиофауны водоема-охладителя НВАЭС в период 2009–2019 гг.

Fig. 7. Dynamics of change in radiation risks for the fish fauna of the Novovoronezhskaya NPP cooling pool during 2009–2019

 

Рис. 8. Формирование радиационных рисков для ихтиофауны водоема-охладителя НВАЭС

Fig. 8. Formation of the radiation risks for the fish fauna of the Novovoronezhskaya NPP cooling pool

 

Так, в марте 1985 г. в результате утечки из емкостей хранилища около 480 м³ жидких радиационных отходов произошло загрязнение подземных вод в районе ХЖО-2 НВАЭС с последующей инфильтрацией радиоактивных веществ в первый не питьевой водоносный горизонт. В составе загрязнения до 90 % составлял ⁶⁰Со, оставшиеся 10 % приходились на ¹³⁷Cs и другие техногенные радионуклиды. В подстилающий грунт поступило 76 ТБк ⁶⁰Со и 15 ТБк ¹³⁷Cs. Радиоизотопы ¹³⁴Cs и ¹³⁷Cs прошли на глубину до полутора метров и были задержаны песком, ⁶⁰Со в песке практически не задержался и опустился до водоупорного глиняного слоя на глубину до 18 м. Загрязненный песок с суммарной активностью ¹³⁴Cs и ¹³⁷Cs около 1,1 ТБк был захоронен в могильники между ХЖО-1 и ХЖО-2. Для локализации радиационного загрязнения ⁶⁰Со с 1986 по 1991 гг. проводилась откачка грунтовых вод из трех подземных скважин. Всего было откачано 40000 м³ подземных вод с общей активностью 8,9 ТБк по ⁶⁰Со. Однако это не смогло препятствовать формированию ореола загрязнения подземных вод на расстоянии до 50 м от ХЖО-2 с объемными активностями от 37 кБк/л и на расстоянии до 150 м от ХЖО- 2 в сторону р. Дон с объемными активностями 0,37 кБк/л. Загрязненные подземные воды могут разгружаются на участках русла р. Дон преимущественно между сбросным каналом блоков № 1 и 2 и береговой насосной станцией блоков № 1 и 2; в ковше, устье и в средней части русла сбросного канала блоков № 1 и 2; в средней части русла отводного канала на рыбхоз [8, 24].

Расчеты показали, что процессы поступления ⁶⁰Со в водоем-охладитель и связанные с этим радиационные риски в последнее время являются спонтанными, не связанными с работой энергоблоков НВАЭС. Это также подтверждается сообщениями: «Причиной поступления ⁶⁰Co в р. Дон и пруды рыбхоза является разгрузка подземных вод из зоны локализации низкоактивных солевых промышленных отходов ХЖО-2 в устье сбросного канала 1 и 2 блоков. Колебания содержания этого радионуклида в гидробионтах, вероятно, связаны с природными явлениями (количество осадков, уровень воды в р. Дон и др.).» [25. С. 241].

В этой связи нельзя не отметить снижение роли ¹³⁷Cs в формировании радиационных рисков для ихтиофауны на фоне роста значения ⁶⁰Со. За рассмотренный десятилетний период влияние ¹³⁷Cs снизилось в 1,6 раза (рис. 8). В итоге вклад ¹³⁷Cs в формирование суммарного радиационного риска составил 7,7 %, вклад от ⁹⁰Sr – 10,6 %, против 81,7 % от ⁶⁰Со.

В табл. 3 представлены уровни радиационного риска для ихтиофауны водоемов-охладителей на завершающем этапе исследований. Показано, что в каждом водоеме радиационные риски для ихтиофауны были обусловлены изотопами разного происхождения. В Белоярском водохранилище радиационные риски в основном связаны с влиянием долгоживущих радионуклидов ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs. Экологические риски для ихтиофауны водоема-охладителя ЛАЭС в настоящее время определяются влиянием двух радиационных составляющих. С одной стороны, еще значима роль ¹³⁷Cs, как следствие аварии на Чернобыльской АЭС, с другой стороны, уже начинают доминировать радионуклиды с наведенной активностью (¹⁴C; ⁶⁰Co; ³H и др.), которые могут быть производными работы ядерных реакторов на ЛАЭС. В водоеме-охладителе НВАЭС на формирование радиационных рисков большое влияние оказывает ⁶⁰Co, происхождение которого в основном связывают с аварией 1985 г. и образованием ореола загрязнения подземных вод. Несмотря на разные условия формирования, радиационные риски для ихтиофауны (кроме щуки) находятся в диапазоне одного порядка величин (10^–4), то есть на три порядка величин ниже критического значения коэффициента опасности. У щуки, соответственно, ниже на два порядка величин.

 

Таблица 3. Сравнительная оценка и основные слагаемые радиационных рисков для ихтиофауны водоемов-охладителей действующих АЭС

Table 3. Comparative assessment and main components of the radiation risks for the fish fauna of the operating NPPs cooling pools

Водоем-охладитель АЭС NPP cooling pool	Учетный период Accounting period	Рефератные виды ихтиофауны Reference species of fish fauna	Уровень радиационного риска Radiation risk level	Основные радиоизотопы main radioisotopes
Белоярское водохранилище (БАЭС) Beloyarsk reservoir (BNPP)	2016–2019	Лещ/Bream	9,0E-4	90Sr; 137Cs
		Окунь/Perch	2,7E-4
		Плотва/Roach	6,7E-4
		Щука/Pike	1,6E-3
Копорская губа (ЛАЭС) Koporskaya Bay (LNPP)	2000–2019	Окунь/Perch	5,0E-4	14C; 60Co; 137Cs;3H
		Плотва/Roach	8,3E-4
		Салака/Herring	3,3E-4
Пруд-охладитель НВАЭС NVNPP cooling pond	2011–2019	Донная рыба Benthic fish	6,0E∙10–4	60Со; 90Sr; 137Cs

 

Заключение

Радиационные экологические риски для ихтиофауны в водоемах-охладителях действующих АЭС обусловлены сочетанным воздействием радиоизотопов разного происхождения, соотношение которых в разных водоемах может существенно меняться. Для Белоярского водохранилища характерна четко выраженная зависимость радиационной нагрузки на ихтиофауну от типов действующих энергоблоков на БАЭС. Наибольшие радиационные риски ихтиофауна водоема-охладителя испытывала в период работы первых двух энергоблоков с тепловыми реакторами АМБ-100 и АМБ-200. Основным источником экологических рисков для ихтиофауны в этот период был ¹³⁷Cs, который поступал с атомной станции через технические каналы в составе дебалансных вод и промливневых стоков с территории промплощадки БАЭС. После вывода из эксплуатации первых двух энергоблоков произошло значительное снижение уровней радиационной нагрузки на ихтиофауну. Такая тенденция продолжилась и после ввода в эксплуатацию четвертого энергоблока БН-800. На завершающем этапе исследований (2016–2019 гг.) радиационные риски для ихтиофауны водоема были обусловлены в основном влиянием ⁹⁰Sr. При этом ⁹⁰Sr с БАЭС в водоем-охладитель почти не сбрасывается, а имеет преимущественно глобальное происхождение. Таким образом, формирование рисков для ихтиофауны водоема-охладителя БАЭС в настоящее время больше зависит от поступления ⁹⁰Sr в составе атмосферных выпадений, а не от деятельности атомной станции.

Формирование радиационных рисков у ихтиофауны водоема-охладителя ЛАЭС в период 1973–1985 гг. было в значительной степени связано с присутствием в водоеме радиоизотопов с наведенной активностью (⁶⁰Co, ⁵⁴Mn и ⁶⁵Zn), образование которых может быть следствием работы ядерных реакторов АЭС. В период 1986–1990 гг. экологические риски у ихтиофауны Копорской губы были в основном вызваны последствиями радиационной аварии на Чернобыльской АЭС и загрязнением водоема ¹³⁷Cs. В последние годы (2000–2019 гг.) радиационные нагрузки на ихтиофауну вызваны сочетанным воздействием радиоцезия и радионуклидов с наведенной активностью (¹⁴C; ⁶⁰Co; ³H, ⁵⁴Mn и ⁶⁵Zn) при доминировании последних в процессе формирования суммарного экологического риска.

Уровень радиационного риска для ихтиофауны водоема-охладителя НВАЭС за десятилетний период наблюдения (2009–2019 гг.) повысился в 2,2 раза в основном за счет увеличения ⁶⁰Co во многих компонентах водоема. За наблюдаемый период его влияние на формирование радиационных рисков возросло в 3,8 раза и составило 81,7 % от суммарного значения. Нельзя исключить, что увеличение ⁶⁰Co в водоеме-охладителе НВАЭС связано с радиоактивным загрязнением подземных вод в результате аварии в 1985 г.

В количественном выражении экологические риски для ихтиофауны во всех водоемах-охладителях на два–три порядка величин ниже максимально допустимого коэффициента опасности. Таким образом, результаты исследований подтверждают, что во всех водоемах-охладителях действующих атомных электростанций (БАЭС, ЛАЭС, НВАЭС) радиационные риски являются приемлемыми для существования и развития разных видов рыб. При работе АЭС в штатном режиме не образуется недопустимых радиационных рисков, представляющих реальную экологическую угрозу для ихтиофауны водоемов-охладителей.

About the authors

Vladislav G. Gorodetsky

Institute of Plant and Animal Ecology of the Ural Branch of the Russian Academy of Sciences

Email: vgorodetsky@mail.ru

Cand. Sc., Senior Engineer

Russian Federation, Ekaterinburg

Alexander V. Trapeznikov

Institute of Plant and Animal Ecology of the Ural Branch of the Russian Academy of Sciences

Email: vgorodetsky@mail.ru

Dr. Sc., Head of the Biophysical Station and the Department of Continental Radioecology

Russian Federation, Ekaterinburg

Vera N. Trapeznikova

Institute of Plant and Animal Ecology of the Ural Branch of the Russian Academy of Sciences

Email: vera_zar@mail.ru
ORCID iD: 0000-0002-1576-8536

Cand. Sc., Senior Researcher

Russian Federation, Ekaterinburg

Alexander V. Korzhavin

Institute of Plant and Animal Ecology of the Ural Branch of the Russian Academy of Sciences

Author for correspondence.
Email: BFS_zar@mail.ru
ORCID iD: 0000-0003-0963-6593

Cand. Sc., Senior Researcher

Russian Federation, Ekaterinburg

References

Supplementary files