Анализ эффективности контрмер по предупреждению распространения радиоактивного загрязнения 3 page

Рис. 1.5.4. Изменение содержания цезия-137 пэ длине днепровского каскада (данные летне осенних съемок) / - Киев, // - Канев, /// - Крсменчу!, 1 f - Днепропетровск, V - Р-апороРСЊРµ, VI - Каховка

Аналогичная работа была выполнена Госкомгидрометом СССР, результаты которой [16], в общих чертах, совпадали с прогнозом АН Украины.
В дальнейшем работы по прогнозу осенних и весенних паводков проводились вплоть до 1990 г.
Был разработан и совершенствуется комплекс физико-математических моделей переноса радионуклидов в различных водных системах или их частях: на водосборах, в реках, водохранилищах [6, 12 и др.].
В результате интенсивных работ по обширной сети радиологического мониторинга были получены данные, позволившие оценить приток радиоактивности¹³⁷Cs и⁹⁰Sr в каскад Днепровских водохранилищ за период после аварии на ЧАЭС, степень и площадь радиоактивного загрязнения вод и донных отложений поверхностных водных объектов, динамику изменения концентрации радионуклидов по каскаду Днепровских водохранилищ за 1987 - 1991 гг. (рис. 1.5.4, 1.5.5,а) [З], распределения активности¹³⁷Cs между водным раствором и взвесью и⁹⁰Sr в воде водоемов и рек 30-километровой зоны ЧАЭС (табл. 1.5.4), осредненную плотность загрязнения дна и общего содержания¹³⁷Cs в донных отложениях каскада Днепровских водохранилищ.
На основе данных радиационного мониторинга поверхностных водных объектов было показано, что формирование радиоэкологической обстановки центральной части Украины, с которой так или иначе связаны судьбы 35 млн человек, в значительной мере обусловливается процессами выноса радиоактивных веществ с водосборных территорий в водную сеть р. Днепр и его водохранилищ. Так, в условиях дождливого лета и относительно высокой водности р. Припять в 1993 г. более 60 % годового стока⁹⁰Sr с ее водами в период весеннего половодья и более 50 % в период летнего паводка формировалось в пределах зоны отчуждения ЧАЭС.
Несмотря на определенный эффект водоохранного строительства, радиоактивные стоки с территории ближней зоны ЧАЭС в р. Припять являются и будут оставаться одними из наиболее значимых гидрологических путей поступления¹³⁷Cs,⁹⁰Sr и трансурановых элементов в Днепровскую водную систему. Не менее важная часть радиоактивных стоков¹³⁷Cs формируется за пределами зоны ЧАЭС в результате смыва с водосборов верхнего бассейна рек Днепр, Припять и Десна на территориях России и Беларуси.
Перенос радиоцезия и радиостронция в водной среде имеет различный характер [3, 15, 16]. Согласно длительным наблюдениям, на перенос¹³⁷Cs водным потоком в значительной мере влияет содержание в воде взвешенных частиц. В зависимости от гидрологических характеристик водоемов и водных потоков происходит самоочистка вод oт¹³⁷Cs на протяжении каскада от Киевского до Каховского водохранилища под влиянием седиментационных процессов (рис. 1.5.5.в) [3].
Таблица 1.5.4
Радиоактивное загрязнение поверхностных водоемов и рек 30-километровой зоны ЧАЭС на 1989 - 1990 гг., рКи/л

Иной характер свойственен радиостронцию. Так, если транзит¹³⁷Cs в Черное море, по оценке ряда специалистов, составлял не более 20 % его притока в Киевское водохранилище, то для 90sr эта величина достигала более 70 %.

Рис. 1.5.5. Радиоактивное загрязнение Днепровских водохранилищ после Чернобыльской катастрофы: 1 - устье рек Припять, Днепр; 2 - Киевское водохранилище; 3 - Каневское водохранилище; 4 - Кременчугское водохранилище; 5 - Днепродзержинское водохранилище; 6 - Каховскос водохранилище; а - распределение-⁹⁰Sr в воде водохранилищ днепровского каскада (в июне каждого года: /- 1988, 2 - 1989, 3 -1990); б -усредненная плотность загрязнения (А) дна; в -общее содержание"'Cs в донных отложениях

5.5.2.4. Радиогидрогеологический мониторинг. К моменту катастрофы на ЧАЭС в пределах ее 30-километровой зоны не существовало специфической сети радиогидрогеологического мониторинга. В 1986 г. для наблюдений за подземными водами использовались малопригодные для этой цели сельские шахтные колодцы и действующие водозаборные скважины.
В 1987 - 1988 гг., в связи с организацией пунктов захоронения и пунктов временной локализации радиоактивных отходов, в основном в пределах 5-километровой зоны, были пробурены наблюдательные скважины, приуроченные к наиболее опасным в радиационном отношении объектам. Кроме того, наблюдательные скважины сооружались на объектах ЧАЭС и в пределах дренажной завесы.
К 1990 г. на территории 30-километровой зоны обследованиями местности и по архивным изысканиям удалось зафиксировать следующие типы скважин:
наблюдательные на объектах, сформированных при минимизации последствий катастрофы - 240;
наблюдательные на мелиоративных системах - 37;
наблюдательные на действующих и разведанных (перспективных) водозаборах -34;
действующих водозаборных - 71;
заброшенных водозаборных - 189;
водопонизительных скважин - 274;
колодцев сельских шахтных - 4500.
Несмотря на внушительное количество скважин, ценность их для специфических радиогидрогеологических наблюдений весьма невысока. Расположение скважин на местности, как правило компактными группами, характеризуется приуроченностью их к населенным пунктам и отдельным техногенным объектам, что не позволяет охарактеризовать подземные воды на большей части территории.
Конструктивные особенности большинства скважин (металлические фильтровые трубы, фильтры большого размера, усредняющие водоотбор по всей мощности водоносного горизонта, отсутствие тампонажа затрубного пространства и т.п.) приводят к неконтролируемым погрешностям при оценке радиоактивного состояния подземных вод. При этом техническое состояние большинства скважин в заброшенных населенных пунктах и на мелиоративных системах неудовлетворительно. Приведенные факторы обусловили использование для наблюдений за подземными водами весьма ограниченное число скважин - около 78.
Начиная с 1990 г., в Институте геологических наук АН Украины выполнено научное обоснование системы слежения гидрогеологического мониторинга 30-километровой зоны, предусматривающего режимные наблюдения на следующих типах пунктов:
гидрогеологические посты - 46;
дренажные и осушительные системы - 14;
пункты отбора почвогрунтов - 23;
опытные гидрофизические участки - 8;
наблюдательные скважины - 970.
В состав наблюдательных скважин должны войти вновь пробуренные и модернизированные из числа уже существующих. В Институте "Укрводпроект" Министерства водного хозяйства Украины разработан проект первой очереди сооружения наблюдательных скважин и гидрологических постов - для территории правобережья р. Припять в пределах зоны на протяжении 10 - 15км. В 1993 г. начато бурение первых наблюдательных скважин, оптимально приспособленных для специфических исследований подземных вод на загрязненной радионуклидами территории.
Сеть слежения радиогидрогеологического мониторинга, в силу ее большой технической сложности и стоимости, создается на протяжении ряда лет с учетом обобщения накапливающегося опыта и результатов наблюдений. Кроме того, сеть слежения включает в себя временно законсервированные пункты наблюдений, вовлечение которых в режимные наблюдения обусловливается дополнительными задачами и программами исследований.
5.5.3. Радиоэкологическое картирование и прогнозирование
С радиоэкологическим мониторингом тесно связаны радиоэкологическое картирование и прогнозирование. При этом картирование (картографирование радиоэкологических показателей) следует рассматривать как основу мониторинга, а прогнозирование - как важнейшее его следствие.
По ряду причин эти работы в Украине проводились явно в ограниченных объемах и с недостаточной полнотой. Основной их недостаток заключался в том, что до последнего времени радиоэкологическое картирование и прогнозирование осуществлялось, по сути, как радиационное или радиогеохимическое. При этом выполнялась лишь оценка плотности загрязнения местности основными техногенными радионуклидами, а широкий комплекс показателей, отражающих влияние Чернобыльской катастрофы на биосферу прилегающих к ЧАЭС регионов, особенно таких, как заболеваемость, трудоспособность населения, рождаемость, смертность, продолжительность жизни и т.п., картографически не отражался.
Относительно полнее соответствующие исследования проводились в пределах 30-километровой зоны ЧАЭС силами Научно-технического центра научно-производственного объединения "Припять", Укргидромета и др. К 1992 г. подготовлен комплект карт плотностей загрязнения почв зоны¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, изотопами плутония, другими радионуклидами. Масштаб карт - 1:100000, При их построении использовалась компьютерная техника, современные средства математического анализа данных и пространственного моделирования. Комплект включает также прогнозные карты плотности загрязнения почв техногенными радионуклидами до 2016 г.
Недостатком этих прогнозных карт является учет лишь одного из множества факторов, влияющих на изменение концентрации техногенных радионуклидов в месте их локализации, а именно - константы периода полураспада изотопа. В результате прогнозные карты, по сути, дублируют аналогичные карты современной плотности поверхностного загрязнения, отличающиеся лишь постоянными понижающими коэффициентами, зависящими от констант периода полураспада и временного интервала прогнозирования.
В то же время, к 1990 - 1992 гг. в Институте географии АН Украины составлен обширный комплект карт масштаба 1:100000 ландшафтно-геохимических показателей природной среды и условий миграции радионуклидов в пределах 60-километровой зоны ЧАЭС. Эти материалы позволяют строить карты прогноза изменения плотностей загрязнения почв с учетом обширного спектра факторов, влияющих на мобилизацию, перенос, осаждение и фиксацию радионуклидов. Построение подобных, по-настоящему прогнозных карт является важнейшей задачей ближайшего будущего.
Для остальной части Украины в смысле комплексной оценки радиоэкологической ситуации сделано значительно меньше, чем для 30-километровой зоны. При этом имеются значительные объемы аналитических данных, главным образом по плотности загрязнения¹³⁷'Cs, составляющих многие сотни тысяч определений. При условии концентрации всей накопленной информации в электронных базах данных проблема комплексного радиоэкологического картирования территории Украины могла бы решаться достаточно успешно и в приемлемые сроки.
К настоящему времени усилиями Украинского комитета гидрометеорологии и Министерства Украины по делам защиты населения от последствий чернобыльской катастрофы подготовлено два варианта карт плотности загрязнения территории Украины¹³⁷Cs (1989 и 1991 гг.) и один -⁹⁰Sr (август 1992 г.). Масштаб карт - 1:500000. Готовится первая версия карты загрязнения изотопами плутония.
Несмотря на исключительное значение подобных карт, сегодня виден и ряд слабых мест в их подготовке:
недостаточно полная изученность загрязненных площадей Украины (остались неохваченными южные, от 48? с.ш., и восточные, от 36? в.д. территории страны);
высокий нижний уровень выделения аномалий по¹³⁷Cs. Если для плутония и ⁹⁰Sr эти уровни составляют соответственно 1,5 мКи/км² и 150мКи/км², т.е. в 2 - 3 раза превышают фон глобальных выпадений, то для¹³⁷Cs он равен 1 Ku/км², т.е. превышает глобальный фон в 15 - 20 раз. Это ведет к тому, что обширные территории Украины, реально загрязненные в результате Чернобыльской катастрофы, до сих пор обозначаются на картах как якобы чистые, вводя в заблуждение население, административные органы и научную общественность. Между тем, даже на Южном берегу Крыма, по данным аэрогаммаспектрометрической съемки фиксируются зоны с плотностью загрязнения¹³⁷Cs до 0,2 - 0,5 Ku/км², т.е. с превышением фона до 3-10 раз;
недостаточная "чуткость" интервалов шкалирования значений активности радионуклидов при построении соответствующих карт значениями 1, 5, 15, 40 Ku/км², что затушевывает структуру поля радиоактивных выпадений;
недостаточное использование современных методических разработок построения карт, средств и методов компьютерного моделирования.
Отмеченные недостатки в значительной мере устранены в комплекте радиоэкологических карт северных территорий Украины масштаба 1:200000, охватывающих загрязненные (более 0,5 Ku/км²по¹³⁷Cs) районы Киевской, Житомирской, Ривненской и Волынской областей. В их создании принимал участие большой коллектив ученых и специалистов Академии наук Украины, отраслевых министерств и комитетов под руководством академика АН Украины Э.В. Соботовича и члена-корреспондента АН Украины В.М. Шестопалова. В этой работе впервые была сделана попытка расширить рамки реально проводимого картирования радиационной обстановки до собственно радиоэкологического картирования [18].
Комплект включает карты состояния природной среды, сводную карту плотности поверхностного загрязнения¹³⁷Cs, карту биогенной миграции радионуклидов, карты заболеваемости детского населения, результирующую интегрированную карту оценки степени радиоэкологической опасности проживания населения на территории Украинского Полесья.
Построенные карты явились результатом интенсивных теоретико-методических исследований. Заложены основы комплексного анализа разнородной информации, характеризующей состояние пораженных выбросами техногенных радионуклидов экосистем, осуществлен переход от простой оценки радиационной обстановки (радиационного мониторинга и картирования) к более глубокой и многофакторной радиоэкологической оценке - собственно радиоэкологическому мониторингу и картированию. На этой теоретико-методической и практической базе может осуществляться разработка прогностических моделей и прогнозов развития радиоэкологических ситуаций как научной основы разрабатываемых рекомендаций по защите населения и окружающей среды от вредных последствий антропогенной деятельности.

5.6. Проблема радиоактивных веществ в зоне отчуждения ЧАЭС
В зоне отчуждения ЧАЭС сосредоточены эксплуатационные радиоактивные отходы (РАО) 1-, 2- и 3-го энергоблоков, а также радиоактивные вещества, образовавшиеся в результате аварии 4-го энергоблока, находящиеся в рассеянном и концентрированном состоянии. Помимо этого, в связи с решением о снятии с эксплуатации реакторов ЧАЭС для приведения блоков в безопасное состояние встает проблема размещения отработанного ядерного топлива (ОЯТ), для решения которой предлагается строительство нового хранилища (ХОЯТ-2). Обсуждается ряд альтернативных вариантов: строительство на территории зоны отчуждения ЧАЭС национального долговременного хранилища ОЯТ реакторов РБМК, вывоз ОЯТ ЧАЭС на завод "Маяк" (Россия), строительство международного долговременного хранилища ОЯТ в непосредственной близости от его окончательного захоронения.
Радиоактивные вещества, возникшие при аварии ЧАЭС после 1986 г., относятся к радиоактивным отходам. Однако они не являются регламентными продуктами технологической цепи, а представляют собой продукты прерванного в результате аварии ядерного технологического процесса. Поэтому по своему происхождению они не могут быть отнесены к понятию "отходы". Эти радиоактивные вещества частью рассеяны на большой территории, частью находятся в локализованном виде (объект "Укрытие", пункты временной локализации и захоронения), имеют в своем составе альфа-излучатели, обладают различным уровнем удельной активности и неопределенностью состава, в различной степени изолированы от окружающей среды, в большей или меньшей мере подвержены водной и воздушной миграции.
Одним из ориентиров в политике обращения с РАО зоны отчуждения могла бы стать классификация твердых отходов по их удельной активности. Согласно действующим "Нормам радиационной безопасности НРБ-76/87" радиоактивными считаются отходы в которых альфа-активность актинидов превышает 3,7·10²Бк/кг. Технологии переработки отходов связаны с более детальной градацией по различным видам радиоактивности и, соответственно, определенными технологическими приемами. Рядом ведущих специалистов предлагается классификация твердых РАО (со ссылкой на нормы МАГАТЭ), в которой отходы низкой и средней активности разграничиваются величинами:
по трансурановым нуклидам - 3,7·10⁵Бк/кг по бета-излучателям - 3,7·10⁶Бк/кг и по гамма-излучателям - 4,3·10⁶Бк/кг.
Выбор стратегии минимизации радиоэкологического риска зависит от сравнительной оценки меры опасности, связанной с поверхностным загрязнением территории, с одной стороны, и пунктами захоронения и временной локализации радиоактивных отходов, - с другой. Предварительные оценки показывают, что радиоэкологический риск, связанный с ПВЛРО и ПЗРО (1,4-·10¹⁶Бк), и риск, обусловленный существующим поверхностным загрязнением (1·10¹⁶Бк), сравнимы по величине, что делает вопрос о целесообразности перезахоронения РАО без тщательных и взвешенных исследований различных вариантов их хранения дискуссионным.
В почвах зоны отчуждения, сохранившихся в естественном залегании, в результате нисходящей миграции центр запаса радионуклидов (горизонтальная плоскость, разделяющая активность радионуклида в почве на равные части) в настоящее время находится в пределах верхнего 5-сантиметрового слоя. К 1990 г. на половине территории зоны центр запаса находился в интервале 1,0 - 1,5 см, на 10 % площади - В интервале 2,0 - 2,5 см, и лишь на 0,4 % площади зоны его глубина превышала 3 см.
При снятии 5-сантиметрового слоя почвы в целях дезактивации образующиеся отходы имели бы альфа-активность от 37 до 2000 Бк/кг (табл. 1.5.6). При дезактивации территорий с загрязнением плутонием до 1 Ки/км² отходы не относятся к радиоактивным, при большем загрязнении - низкоактивные отходы (НАО). Лишь при гипотетическом загрязнении плутонием до 100 Ки/км²образовались бы среднеактивные отходы (САО), требующие изоляции от окружающей среды. Отсюда следует вывод о нецелесообразности дезактивации почв зоны отчуждения путем снятия грунта.
Другая проблема радиоактивных веществ зоны связана с постоянным изменением во времени физико-химического состояния радионуклидов. Практически все виды РАО характеризуются наличием в их составе органических веществ и влаги, которые способствуют протеканию химических и биохимических процессов, приводящих к снижению устойчивости матрицы и переводу радионуклидов в мобильные формы. По данным полигонных наблюдений и изучения форм нахождения радионуклидов рассчитаны параметры процесса трансформации радионуклидов топливных частиц в мобильные формы в почвах и захоронениях (табл. 1.5.7). Период полувыведения радиостронция из частиц измеряется годами, а в среднем по зоне - около 7 лет.
Опыт исследования физико-химического состояния радионуклидов показывает, что темпы перехода¹³⁷Cs в мобильное состояние в почвах и грунтах сопоставимы со скоростью выхода⁹⁰Sr из частиц, но¹³⁷Cs, изотопы плутония и другие нуклиды при этом относительно быстро переходят в иммобилизованные (фиксированные) формы. В результате различий темпов иммобилизации радионуклидов в почвах и грунтах⁹⁰Sr в настоящее время находится преимущественно в мобильных формах, а другие нуклиды - в преимущественно иммобилизованных формах.
Таблица 1.5.6
Активность плутония в отходах при снятии 5-сантиметрового слоя почв

* Включая территорию за пределами 30-километровой зоны.
** Оценка из-за отсутствия данных по 5-километровой зоне.
*** Площади на основе карты ОРМОС НТЦ НПО "Припять".
Таблица 1.5.7
Параметры трансформация (k¹/c)⁹⁰Sr в PAO ПВЛРО в"Рыжий лес"

Для топливных частиц одного интервала размеров проявляется влияние среды на их сохранность. В воздушно-сухом состоянии объектов по сравнению с почвенно-грунтовой средой скорость мобилизации радионуклидов диспергированного топлива на порядка два ниже, что позволяет предварительно прогнозировать состояние радионуклидов в сооружениях 4-го энергоблока. Однако и в этом случае топливо как матрица радионуклидов не является надежной в долговременном плане.
Согласно общепринятой концепции обращения с PAO, радионуклиды должны быть заключены в устойчивые матрицы, с последующим их контролируемым хранением в специально организованном региональном могильнике в течение не менее 10 периодов полураспада. Для гамма-, бета-излучателей (¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr) это 300 лет, для альфа-излучателей (актинидов) - тысячи лет. Длительность потенциальной радиоэкологической опасности альфа-активных радионуклидов в составе топливосодержащих масс, образовавшихся в результате аварии на ЧАЭС, не соизмерима со временем устойчивости объектов, в которых они локализованы.
В зоне отчуждения зарегистрировано 24 пункта временной локализации PAO с объемом захоронений 1,1·10⁶м³и суммарной активностью 1,4·10¹⁶Бк. ПВЛРО представлены траншеями и наземными буртами без гидроизоляции. Радионуклидный состав локализованных РАО в настоящее время определяется нуклидами цезия-134, -137, стронция-90, рутения-106, церия-144 и плутония.
Сложный и неоднородный состав захоронений PAO, общее количество которых превышает 800, литологически характеризуется невыдержанными в плане и по глубине слоями различных типов почв, древесины, перемешанных с аллювиальными песками. Часть ПВЛРО подвержена обводнению при подъеме уровня грунтовых вод.
Поучителен пример влияния контрмер на территории "рыжего леса" на переход радионуклидов в грунтовые воды. На могильнике в результате дезактивационных работ почвенный слой практически удален и вместе с содержавшейся в нем радиоактивностью перемещен в траншеи. Грунтовый водоносный горизонт представлен песками и песчаниками, залегает на глубине 0,3 - 5,3м, достигая кровли глинисто-мергельной толщи Киевской свиты на глубине 20 - 25м. Основное направление движения потока грунтовых вод на северо-восток.
Радиоактивность грунтовых вод в настоящее время определяется в основном⁹⁰Sr, содержание которого локально превышает допустимые концентрации для населения в сотни раз. Источниками загрязнения являются поверхность грунта, PAO в захоронениях, влияние которых возросло в связи с подтоплением части захоронений.
Вымывание⁹⁰Sr из обводненной части захоронений происходит в первую очередь за счет его мобильных форм, содержание которых определяется процессами трансформации диспергированного топлива в захоронениях. Например, в траншее №14 "Рыжий лес" к 1993 г. по вертикальному профилю содержание мобильных форм⁹⁰Sr находится в пределах от 13 до 64 %⁹⁰Sr с минимальным содержанием в нижней обводненной части и промежуточным - во временно обводнявшейся средней части траншеи. Судя по разности содержания мобильных форм⁹⁰Sr в различных частях траншеи из обводненной части в грунтовые воды перешло около 15 %⁹⁰Sr. По экспертным оценкам, образовавшийся поток по достижении разгрузки в речную систему может быть сопоставим с годовым стоком⁹⁰Sr в р. Припять.
Содержание мобильных форм¹³⁷Cs и плутония (табл. 1.5.8) на порядок ниже относительно⁹⁰Sr и выноса этих нуклидов за пределы траншеи практически не наблюдается. Исходя из соотношения мобильных форм радионуклидов приближение выноса¹³⁷Cs к масштабу выноса⁹⁰Sr из захоронений можно ожидать через сотни лет, в течение которых благодаря естественному радиоактивному распаду его содержание будет падать по экспоненте до безопасных величин. За тот же период вынос плутония, поддерживаемый образованием комплексов с органическими лигандами, по имеющимся оценкам может привести к дозированному поступлению в речную систему части его, содержащейся в захоронениях "рыжего леса".
В зоне отчуждения ЧАЭС находятся в эксплуатации ряд ПЗРО, которые не отвечают требованиям, предъявляемым к сооружениям, предназначенным для долговременного хранения PAO.
ПЗРО "Комплексный" расположен на территории 3-й очереди ЧАЭС, выполнен из сборного железобетона с монолитным железобетонным основанием, заглубленным на 6 м от поверхности и находится на глиняной подушке размером 1 - 1,5м. В секциях могильника размещено 11500 контейнеров с твердыми радиоактивными отходами (ТРО). Предназначен для захоронения НАО и САО с мощностью экспозиционной дозы (МЭД) менее 1 Р/ч. В настоящее время в ПЗРО захоронено около 360000 м³ ТРО. Захороненные РАО имеют суммарную активность 1,3·10¹⁵ Бк (средняя удельная активность составляет 1,48·10⁷Бк/кг.
Таблица 1.5.8
Содержание водорастворимой*, ионной и коллоидной форм плутония в грунтах ПВЛРО "Рыжий лес "

* Условно растворимые формы (фильтрат через "синюю ленту").
ПЗРО "Подлесный" модульного типа, размещен на расстоянии 1,5 км от ЧАЭС, рассчитан на захоронение 5Ч10⁶м³высокоактивных отходов (ВАО) с МЭД до 250 Р/ч. Захоронение ВАО проводилось как в металлических контейнерах, так и отдельными элементами, навалом.
ПЗРО "Бураковка" траншейного типа, размещен в 12 км от ЧАЭС. Хранилище имеет 30 траншей. Гидроизоляция выполнена уплотненной глиной. Захоронено 2·10⁵м- РАО суммарной активностью 5,5Ч10¹⁴Бк. Используется для захоронения НАО и САО (МЭД до 1 Р/ч).
Усредненная удельная активность в пяти основных захоронениях не превышает 8,4·10⁷Бк/кг¹³⁷Cs, 3,4·10⁷Бк/кг⁹⁰Sr, 8,4·10⁵Бк/кг Рu, в остальных - на порядок меньше. По предлагаемой классификации эти отходы относятся к низкоактивным (табл. 1.5.9), кроме ПЗРО "Подлесный" и "Комплексный". Однако известно, что в ПЗРО "Комплексный", "Подлесный", "Бураковка" не исключена возможность наличичия фрагментов высокоактивных материалов, которые могут в дальнейшем представлять опасность, но они могут быть выделены лишь в случае сортировки, поскольку в различной степени разбавлены менее активным или инертным материалом, и, как отмечено, по усредненной удельной активности не могут быть отнесены к категории отходов, подлежащих перезахоронению.
Отсюда следует необходимость в разработке нормативных актов, которые могли бы служить основанием для классификации твердых РАО и принятия обоснованных решений.
Как правило, с целью повышения надежности локализации РАО необходимо проведение работ по созданию дополнительных инженерных защитных барьеров на опасных участках (водоотводов, гидроизоляции, дренажа и т.п.) В то же время вопрос о перезахоронении каждого отдельного ПВЛРО должен решаться по результатам тщательного исследования его состояния и оценки радиоэкологического влияния на окружающую среду, т.к. перезахоронение РАО не снижает риск в масштабе времени распада альфа-активных радионуклидов и не повышает безопасность населения в настоящее время, когда радионуклиды после работ по ЛПА уже локализованы внутри данных объектов.
Таблица 1..5..9
Удельная активность¹³⁷Cs,⁹⁰Sr и плутония в пунктах захоронения и локализации радиоактивных отходов, Бк/кг