CASPIY.NET

ВЕСТНИК ДАГЕСТАНСКОГО НАУЧНОГО ЦЕНТРА. 2006. № 24. С. 62-69.

УДК 546.791:631.4

РАДИОАКТИВНОСТЬ ПРИРОДНЫХ ВОД И ИСКУССТВЕННЫЕ РАДИОНУКЛИДЫ В ОБЪЕКТАХ БИОСФЕРЫ ДАГЕСТАНА

А.М.Бутаев, А.С.Абдулаева, М.А.Гуруев

Приводятся результаты определения естественной радиоактивности речных и родниковых вод Дагестана, а также содержания искусственных радионуклидов в почвах, донных отложениях и природных водах. Установлено, что дозовая нагрузка, получаемая населением за счет употребления питьевой воды, значительно меньше гигиенических нормативов по радиационной безопасности.

В продолжение исследований, начатых в [1, 2] в данной работе приводятся результаты определения содержания естественных и искусственных радионуклидов в природных водах Дагестана.

Методы исследования

Методики определения удельной концентрации общей b-активности (Sb) и общей a-активности (Sa) описаны в [2]. Счетный образец природной воды готовили путем выпаривания 5-10 литров предварительно отфильтрованной через бумажный фильтр «синяя лента» воды при температуре 90°С до сухого остатка и последующего его прокаливания при 350°С в течение часа. Прошедшие через фильтр «синяя лента» соединения, куда входят и коллоидные соединения, рассматривались как растворенные. Для извлечения из воды радиоактивного цезия использовался целлюлозно-неорганический сорбент «Анфеж», стронция – селективное осаждение его сульфида и сорбцию на катионите КУ-2 в Na-форме в среде комплексообразователя трилона Б. Элементный анализ природных вод выполнен методом индуктивно связанной плазмы (ICP-MS техника) на хромато-масс-спектрометре фирмы “Hewlett Packard” (лаборатория «Центрводресурс», г. Владикавказ, аттестат аккредитации № POCC RU.001.511743).

Естественная радиоактивность речных и родниковых вод

Естественная радиоактивность природных вод обусловлена, прежде всего, присутствием радона-222, радона-220 (торона), радия-226, радия-228, радия-224, урана-234, урана-238, калия-40, полония-210, свинца-210; техногенная – стронция-90 и цезия-137 [3-5]. Впервые требования по ограничению населения от облучения за счет содержания природных и техногенных радионуклидов в питьевой воде, были введены в России в 1996 году. Согласно Нормам радиационной безопасности (НРБ) от 1996 г., вклад питьевой воды в суммарную дозу облучения взрослого человека не должен был превышать 0.2 мЗв/год. Через три года [6] этот дозовый предел был трансформирован в уровень вмешательства (УВ) – уровень радиационного фактора, превышение которого является основанием для рассмотрения вопроса о необходимости проведения определенных мероприятий по снижению содержания отдельных радионуклидов в питьевой воде. НРБ-99 определяет УВ питьевой воды годовой эффективной дозе облучения взрослого населения, равной 0.1 мЗв/год при стандартном водопотреблении 2 кг воды в сутки. Это, однако, привело к необходимости отнесения некоторых питьевых вод к категории жидких радиоактивных отходов со всеми вытекающими последствиям. В последних Санитарных правилах [7] принята трехуровневая система радиационно-гигиенической оценки питьевой воды: если годовая эффективная доза при употреблении воды ниже 0.1 мЗв/год, то контроля не требуется; если лежит в интервале от 0.1 до 1.0 мЗв/год, то требуется проведение оптимизации; если выше 1.0 мЗв/год, то необходимо нормирование. Иными словами, при содержании природных и искусственных радионуклидов в питьевой воде, создающих эффективную дозу облучения населения менее 0.1 мЗв/год, не требуется проведения мероприятий по снижению ее радиоактивности в целях радиационной безопасности, следовательно, нет необходимости определять ее радионуклидный состав. При совместном присутствии в воде нескольких радионуклидов, чтобы доза облучения населения не превысила 0.1 мЗв/год, необходимо выполнения условия: å(А_i/УВ_i) £ 1, где А_i – удельная активность i-го радионуклида в воде, Бк/кг; УВ_i - соответствующий уровень вмешательства, Бк/кг.

Однако в определении единых нормативов оценки качества природных вод по радиационным признакам (установление УВ_i) до сих пор существует большой произвол, что лишний раз указывает на сложность проблемы. Как видно из табл. 1, значения величин объемной активности конкретного радиоактивного изотопа в питьевой воде и уровня ее альфа- и бета-активности по разным нормативам различаются в разы.

Таблица 1. Некоторые радиоэкологические показатели качества питьевых вод

Необходимо подчеркнуть, что Санитарные правила 2.6.1.1292-2003 рассматривают значения суммарной алфа- и бета-активности не как критерии ограничения радиационной безопасности воды, а как критерии предварительной оценки ее соответствия УВ. Анализ воды на содержание радионуклидов считается нецелесообразным, если å_a < 0.1 Бк/л и å_b < 1.0 Бк/л. В случае же превышения указанных уровней, предлагается проводить анализ воды на содержание ²³⁸U, ²³⁴U, ²³²Th, ²²⁶Ra, ²²⁸Ra, ²¹⁰Po, ²¹⁰Pb, ²²²Rn и ⁴⁰K, причем определение ⁴⁰K обязательно при å_b > 1.0 Бк/л. В большинстве случаев именно эти ЕРН определяют реальные дозы облучения населения за счет потребления питьевой воды. Другие же a- и b-излучатели отнесены к категории низкой токсичности. Зарубежные исследователи [8, 12, 14] также рассматривают уровень суммарной a-активности 0.1 Бк/л не как предельно допустимый параметр, а как указание на необходимость проведения поэлементного радиохимического анализа воды. Однако установление норм радиационной безопасности питьевой воды еще далеко не завершено. Так, новая Директива ЕС по качеству питьевой воды включает и тритий в список контролируемых радиоактивных свойств. Вызвано это тем, что тритий, являясь основным радиоактивным компонентом жидких сбросов и газообразных выбросов АЭС, практически не поддается фильтрации, а это приводит к загрязнению почв, поверхностных и грунтовых вод.

Радионуклидный состав природных вод Дагестана (табл. 2) варьирует в очень широком диапазоне и зависит: от типа вод (речные, грунтовые, подземные); литологопетрографического состава комплексов горных пород; характера циркуляции подземных вод в зонах интенсивного и затрудненного водообмена; композиции общей минерализации (ионно-солевого состава); водородного показателя и окислительно-восстановительного потенциала. Главной причиной, определяющей химический состав родниковых вод, является их связь с горными породами. Исключительное разнообразие состава вмещающих пород, разная интенсивность их растворения и выщелачивания, а также разная длительность контакта воды с ними в процессе выхода на дневную поверхность предопределяют пестроту радиохимического состава питьевых вод Дагестан.

Однако такое радиоэкологическое разнообразие дагестанских питьевых вод не является исключением. Как справедливо отмечают авторы [4, 15-17], говорить о каких-либо конкретных фоновых значениях радиоактивности природных вод затруднительно, поскольку «диапазон вариаций содержания одного конкретного радионуклида даже в водах одного типа в пределах единой климатической зоны может достигать одного порядка, а в разных климатических зонах – три и более порядка». В качестве подтверждения в табл. 2 приведены радиохимические составы рек и подземных вод Европейской части России. Отмечается также, что в водах артезианских скважин и минеральных источников аридных областей содержание ²³⁸U и ²²⁶Ra может достигать несколько сот и даже несколько тысяч Бк/л.

Таблица 2. Объемная активность некоторых радионуклидов в водах Дагестана, Бк/л

Примечание: н.о. – не обнаружено, прочерк – не определялось, < – определение на пороге чувствительности метода. Уровни вмешательства для питьевых вод: ²³⁸U – 3.0 Бк/кг; ²³²Th – 0.6 Бк/кг; ²²⁶Ra – 0.5 Бк/кг.

Естественные радионуклиды переходят из пород и почв в воду, как правило, за счет растворения минералов и выщелачивания, техногенные – за счет глобальных выпадений. Однако в природных водах, из-за различия миграционных способностей радиоактивных элементов и их изотопов, происходит нарушение радиоактивного равновесия в рядах урана и тория, а потому соотношения между разными изотопами одного элемента могут отличаться от равновесных в десятки и сотни раз. Кроме того, состав природных вод Дагестана, подчиняясь явлениям климатической зональности и под влиянием физико-химических и микробиологических воздействий, претерпевает (за счет окисления, осаждения, сорбции, улетучивания) серьезные изменения при переходе от зоны, где осадки преобладают над испарением (высокогорный Дагестан), к зоне, где испарение преобладает над осадками (равнинный Дагестан). Вместе с тем, радиоактивность родниковых вод Дагестана достаточно отчетливо отражает строение геологических структур, в которых они формируются. Наименее радиоактивными являются (табл. 2) родниковые воды известнякового Дагестана (Гумбетовский р-он), наиболее радиоактивными – воды сланцевого Дагестана (Ахтынский р-он). Так, различие в содержании ²³⁸U в этих водах достигает 20 и более раз, но не превышает уровня вмешательства для питьевой воды (3.0 Бк/кг). Промежуточное положение занимают воды, формирующиеся в глинистых сланцах с массивными пластами известняков и доломитов (Гунибский р-он).

Согласно литературным данным (табл. 3), суммарная a-активность речных вод средней полосы Европейской части России изменяется в пределах 0.04-0.25 Бк/л, суммарная b-активность – в пределах 0.35-0.85 Бк/л, подземных вод соответственно в пределах 0.04-0.36 Бк/л и 1.2-4.2 Бк/л. Из табл. 3 следует, что общая a- и b-активность природных вод Дагестана находится в пределах обычных природных вариаций.

Таблица 3. Общая a- и b-активность природных вод Дагестана, Бк/л

Однако 57.1% проб воды превышает гигиенический норматив общей альфа-активности (0.1 Бк/л) и 28.6% – гигиенический норматив по общей бета-активности (1.0 Бк/л). Для оценки реальной опасности таких питьевых вод для здоровья населения требуется проведение углубленного изучения их радионуклидного состава с отбором проб во все сезоны года. Высокая åa исследованных нами родниковых вод, по-видимому, обусловлена большим подтоком обогащенных ураном и радием вод из зон затрудненного водообмена, а терской воды – попаданием в реку пластовых нефтяных вод, содержащих повышенные концентрации ЕРН, и развитием в бассейне горнорудной промышленности. Но вместе с тем, для природных вод, как и для пород и почв [2], выполняется связь между общей a-активностью и содержанием ²³⁸U, между общей b-активностью и содержанием ⁴⁰К (рисунок). Полученные линейные уравнения регрессии имеют следующие коэффициенты:

åa = 0.0224 + 4.01×[²³⁸U] (r=0.899, уровень доверия 95%);

åb = 0.1714 + 3.17×[⁴⁰K] (r=0.832, уровень доверия 95%).

Обращает внимание, что эти корреляционные зависимости для воды выполняются с меньшей силой связи, чем для пород и почв (см. [2]) и с иными коэффициентами. Помимо ²³⁸U, для которого характерна легкая выщелачиваемость из горных пород и высокая подвижность в подземных водах, вклад в суммарную a-активность могут внести такие естественные радионуклиды, как ²³⁴U, ²²⁸Ra, ²²⁶Ra, ²²⁴Ra, ²¹⁰Po, ²¹⁰Pb и ²²⁸Th. Надо заметить также, что полученные нами значения åa и åb не учитывают присутствие в водах ³H, ¹⁴C и некоторых других изотопов. Не учитывают они и сезонное изменение радионуклидного и общехимического состава природных вод, что сужает их прогностическую значимость. Поэтому, приведенные уравнения требуют корректировки в дальнейшем путем набора статистически значимых значений.

Другим нормируемым показателем радиационной безопасности воды является удельная активность природных изотопов радона – концентрация ²²²Rn в воде не должна превышать 60 Бк/л (табл. 1). Специальные исследования по содержанию радона и дочерних продуктов его распада в природных водах Дагестана нами не проводились, но достаточно уверенно можно констатировать, во-первых, что удельная активность ²²²Rn в речных водах будет (из-за сильной аэрации) существенно меньше, чем в родниковых и, во-вторых, что содержание радона, по меньшей мере, в 90% родниковых водах, определяющих дозовую нагрузку на население, будет (из-за небольшого содержания урана в почвах и породах) ниже нормативной величины.

Водная среда характеризуется низкими, по сравнению с почвами и породами, значениями торий-уранового отношения (табл. 2). Основная причина нарушения радиоактивного равновесия в водной фазе заключается в том, что уран в природных условиях существует в четырех U⁴⁺ и шести U⁶⁺ (в форме уранил-иона UО₂⁺²) валентном состояниях, торий – только в шестивалентном состоянии Th⁶⁺ (ионы Th⁴⁺ устойчивы в кислых средах). Это обуславливает [18, 19] различную растворимость соединений тория и урана в воде (например, растворимость в воде Th(ОН)₄ составляет примерно 10^-14 моль/л, U(ОН)₄ – ~ 10^-12 моль/л, UО₂(ОН)₂ – ~ 10^-9 мль/л), что и приводит к преобладанию содержания урана над торием. Такая закономерность (преобладание содержания урана над торием) характерна не только для воды, но и для растений и всего живого. В целом же выполнение неравенства (²³²Th/²³⁸U)_вода < (²³²Th/²³⁸U)_{дон. отл.} < (²³²Th/²³⁸U)_почвы указывает, что в ряду почвы ® донные отложения ® вода миграционная способность урана увеличивается в большей степени, чем миграционная способность тория. Уменьшение миграционной способности тория, возможно, связано также с образованием карбонатных и сульфатных комплексов в водной среде.

На основании полученных данных можно заключить, что содержание ЕРН в питьевых водах Дагестана находится в пределах естественных вариаций и отношение суммы концентрации ЕРН к их уровням вмешательства существенно меньше единицы, а потому они (во всяком случае, подавляющая часть родниковых вод) не нуждаются ни в оптимизации, ни в нормировании. Вместе с тем, полученные нами значения суммарной альфа- и бета-активности указывают на необходимость определения поэлементного радиохимического состава некоторых речных и родниковых вод Дагестана.

Искусственные радионуклиды в объектах биосферы Дагестана

Химический состав аэрального миграционного потока формируется под воздействием многих факторов, к которым можно отнести: вулканизм, кометное вещество, океанические дожди, пылевые облака, транспирационный перенос, практически любая отрасль современного производства. Радиоактивная составляющая глобального переноса обусловлена выбросами в атмосферу свыше 200 радиоизотопов (продукты ядерного деления урана и плутония) при испытаниях ядерного оружия и авариях на радиационных объектах; выделением природных радиоактивных газов (радон ²²²Rn, торон ²²⁰Rn и актинон ²¹⁹Rn, образующиеся при распаде радиоактивных рядов ²³⁸U, ²³²Th и ²³⁴U) через поры в почве; образованием в стратосфере радионуклидов (³Н, ⁷Be, ¹⁴С и др.) в результате ядерных реакций с космическими лучами [20-23]. Ожидаемая доза облучения населения мира за счет глобальных выпадений только ядерных взрывов составляет 3.8 мЗв, и обусловлена она главным образом изотопами ⁹⁰Sr (накапливается в костях), ¹³⁷Cs (накапливается в мягких тканях) и ¹²⁹I (накапливается в щитовидной железе).

В выводе веществ (в том числе и радиоактивных) из аэральных потоков (в их «стоке») за счет сухих (седиментация, импакция) и влажных выпадений огромную роль играет география местности. Горные системы Кавказа, являясь естественными преградами на пути движения воздушных потоков, способствуют стоку глобальных радиоактивных веществ. О масштабах этого явления можно, например, судить по вековому накоплению пыли в фирне – в [24] установлено, что за счет глобального переноса на поверхность Кавказа поступает 0.67 г/м² в год эолового вещества.

Анализ опубликованного материала по изучению содержания ИРН в объектах биосферы показывает, что основной массив данных связан с определением изотопов ¹³⁴Cs, ¹³⁷Cs, существенно меньшая информация накоплена о распределении изотопов ⁸⁹Sr, ⁹⁰Sr, и менее всего – о содержании трансурановых и трансплутониевых элементов (примерно в пропорции 300:10:1). И это, несмотря на то, что изотопы ²³⁸Pu, ²³⁹Pu, ²⁴⁰Pu, ²⁴¹Pu, ²⁴¹Am, ²³⁷Np считаются (из-за высокого коэффициента депонирования в организме и большого периода полураспада) самыми опасными для человека. Объясняется это, прежде всего, необходимостью использовать дорогостоящих прецизионных методов анализа. Поэтому в качестве индикатора глобального техногенного радиоактивного загрязнения как в России, так и за рубежом используется ¹³⁷Cs, сравнительно легко определяемый существующими методами анализа и являющийся основным долгоживущим (Т_1/2 = 30.2 года) дозообразующим искусственным радионуклидом.

Другая сложность, затрудняющая проведение радиометрической съемки загрязненной ИРН территории, состоит в «пятнистости» их распределения в природных ландшафтах, что вызвано локальным и неравномерным характером выпадений, а в горных территориях еще и процессами вторичного перераспределения радиоизотопов в пределах склонов, где сложным образом сочетаются процессы смыва, транзита и аккумуляции вещества. Так, в мае 1986 года сотрудниками Прикаспийского института биологических ресурсов ДНЦ РАН на северном склоне горы Тарки-Тау было обнаружено «чернобыльское» пятно, g-фон которого в 2-3 раза превышал g-фон окружающей местности.

В горных районах основными факторами распределения выпадающих с осадками радионуклидов являются такие ландшафтные структуры, как высота над уровнем моря, крутизна и экспозиция. В общих чертах проявляется высотная поясность, которая выражается в увеличении осадков и выпадающих с ними радионуклидов с увеличением высоты местности над уровнем моря. Так, концентрация ¹³⁷Cs в почвах альпийской зоны Дагестана примерно в 2 раза больше, чем в почвах предгорной зоны. Важно также отметить, что интенсивность выпадения глобальных радионуклидов зависит и от формы осадка – со снегом выпадают больше радиоактивных веществ, чем с дождем, а наибольшее их количество содержат туманы и морось.

Таким образом, механизм поступления ИРН в почвенный покров ненарушенных земель диаметрально противоположен механизму поступления ЕРН; ЕРН поступают снизу вверх и распределяются более или менее равномерно, ИРН – сверху вниз и локализуются в поверхностных горизонтах. Достоверно определить радиоактивность атмосферных выпадений и аэрозолей нам не удалось. Можно лишь отметить, что из искусственных радионуклидов в пробах талой снеговой воды обнаружен только цезий-137, а ее радиоактивность определялась главным образом естественными радионуклидами. По этой причине выделить вклад техногенных радионуклидов в поверхностное загрязнение почв практически невозможно. Можно лишь предположить, что участки с повышенной концентрацией радиоцезия пространственно связаны с участками, характеризующимися повышенным содержанием гумуса в почвах.

Современная величина запасов ¹³⁷Cs в поверхностном слое ненарушенных почв Дагестана не превышает 10 Бк/кг (табл. 4). Причем, в почвах песчаного механического состава, характеризующихся провальной водопроницаемостью, содержания цезия, по меньшей мере, в 5 раз меньше, чем в глинистых почвах, обладающих высокими сорбционными свойствами. Анализ данных загрязнения почв Дагестана техногенными нуклидами, полученными в разные годы (табл. 4), показывает, что концентрация ¹³⁷Cs в почвах за 12 лет несколько уменьшилась, приближаясь к дочернобыльскому глобальному фону. Для сравнения укажем, что величина плотности глобального фонового загрязнения почв мира радиоцезием оценивается в 40-50 мКи/км² (20-25 Бк/кг), России – 80 мКи/км² (40 Бк/кг) [25], и они значительно выше, чем для почв Дагестана.

Таблица 4. Техногенные радионуклиды в почвах Дагестана

Снижение концентрации ¹³⁷Cs в пятисантиметровом слое почвы произошло за счет радиоактивного распада, заглубления (вмывания) в почву, выноса растительностью и смыва в водные системы. Быстрой очистке почв Дагестана от техногенных радионуклидов способствуют: теплый климат, значительная мощность сезонно-ливневого и сезонно-талого слоя, длительный цикл водообмена, сильное разбавление и аэрация почвенных вод, высокая скорость биологического круговорота и разложения органического вещества. Очевидно, что эти факторы в неодинаковой степени влияют на самоочищающую способность почв; за период наблюдения скорость «вывода» ¹³⁷Cs из светлокаштановой почвы предгорной зоны составила 0.21 Бк/(кг·год), а из луговой почвы альпийской зоны – 0.13 Бк/(кг·год). Впрочем, здесь в большей степени, возможно, сказывается уменьшение интенсивности глобальных выпадений с уменьшением высоты местности, а также низкая фильтрующая способность альпийской луговой почвы.

Искусственные радионуклиды могут концентрироваться и на биогеохимических, сорбционных, термодинамических, глеевых, окислительных барьерах. С этой точки зрения большой интерес представляет изучение содержания ИРН в донных отложениях. На самом деле, речные долины выступают и как ландшафтно-геохимические барьеры (места вторичного накопления в результате сорбционных процессов) химических элементов, и как транзитные пути их миграции в конечные водоемы (Каспийское море). В результате седиментации органических (органоминеральные соединения, гумусовые кислоты), минеральных (илы, глины, пески) и аморфных гипергенных новообразований (коллоиды гидроксидов Fe, Al, Mn, Si, фосфаты, карбонаты) с сорбированными радиоизотопами происходит их накопление в донных отложениях. Поэтому, донные отложения рек, в которых установлено равновесие между сорбцией и десорбцией радиоизотопов, позволяют интегрально оценить их содержание во всей водосборной площади.

Однако для горных рек более правильно говорить о донных грунтах. Наряду с ландшафтно-геохимическими факторами, радионуклидное загрязнение поймы определяется гидродинамическими условиями, формирующими режим осаждения речных наносов. Причем в период половодья ландшафтно-гидрологическим условиям принадлежит ведущую роль в формировании аномалий радионуклидного загрязнения. Так, на пойме одновременно наблюдаются два процесса: в одних частях идут процессы эрозии, приводящие к выносу радионуклидов, в других – процессы осаждения, приводящие к накоплению радионуклидов. Для горных рек максимальный транспорт речного аллювия наблюдается в период половодья, а максимальная скорость отложения речного аллювия – на спаде половодья. Причем литологический состав, следовательно, и литогеохимия донных отложений, формированных половодьями, вызванными выпадением жидких осадков, снеготаянием на площади водосбора и таянием ледников в верховьях сильно различаются. Сказывается и уклон реки, являющийся важнейшим гидравлической характеристикой потока, определяющей потери потока как на размыв русла, так и на транспорт наносов – чередование зон транзита (сужение русла) и зон накопления (расширение русла) взвешенных наносов. Сказывается и склоновая экспозиция, и то, что последующее половодье радикально изменяет фракционный состав аллювия предыдущего половодья. Нужно учесть и то, что сорбирующая способность данного компонента донных отложений к разным элементам разная. Например, сорбционные свойства каолина для радиостронция составляет 87-90%, а для радиоцезия – 22-40% [27]. Если радиоцекзий сорбируется илистыми, песчаными и глинистыми грунтами, то радиостронций – только глиной. Одно очевидно: накопление радионуклидов в пойменных фациях определяется, главным образом, морфометрическими параметрами пойменных ландшафтов.

Результаты определения содержания ¹³⁷Cs в иловых донных отложениях основных рек Дагестана приведены в табл. 5. Ожидалось, что оно будет заметно выше, чем в сопряженных почвах долинных ландшафтов. Как, однако, оказалось, концентрация радионуклида в донных отложениях по порядку величин находится в согласии с его содержанием в почвах, но заметно меньше – донные грунты не являются геохимическим барьером на пути его транзита. В речных же водах присутствие ¹³⁷Cs было на пределе обнаружения (табл. 5). Наибольшая концентрация цезия-137 отмечается в терской воде. Если предположить, что величина 0.023 Бк/л является предельной, то в долях допустимой удельной активности для населения (ДУА_нас) содержание радиоцезия в речных водах Дагестана не превышает 2.4·10^-4. Заметим также, что содержание ¹³⁷Cs в воде рек Европейской части России составляет 0.007-0.07 Бк/л [4, 17].

Таблица 5. Содержание ¹³⁷Cs в воде и донных отложениях основных рек Дагестана

При инфильтрации атмосферных осадков через зону аэрации техногенные радионуклиды могут поступать в грунтовые и подземные воды. Однако в родниковых водах Дагестана радионуклиды ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs мы не обнаружили, лишь в единичных случаях были зафиксированы следовые концентрации радиоцезия. Важно заметить, что нижние пределы использованных нами методов анализа составляли соответственно 0.2 Бк/л и 0.3 Бк/л, которые на два-четыре порядка меньше уровней вмешательства (УВ), установленных Нормами радиационной безопасности России для питьевой воды.

Таким образом, можно заключить, что дозовая нагрузка, получаемая населением Дагестана от присутствующих в питьевых водах естественных и искусственных радионуклидов, будет значительно ниже гигиенических нормативов по радиационной безопасности.

ЛИТЕРАТУРА

1. А.М.Бутаев, А.С.Абдулаева. Территориальная мощность экспозиционной дозы Дагестана // Вестник ДНЦ РАН …

2. А.М.Бутаев, А.С.Абдулаева, М.А.Гуруев. Естественные радионуклиды в почвах и породах Дагестана // Вестник ДНЦ РАН….

3. Токарев А.Н., Куцель Е.Н. Фоновые концентрации радиоактивных элементов в природных водах и методы их определения // Радиогидрогеологический метод поисков месторождений урана. М.: Недра, 1975.

4. Вода питьевая. Сборник государственных стандартов. М.: Изд-во стандартов, 1994.

5. Булатов В.И. Россия радиоактивная. Новосибирск: Изд-во ЦЭРИС, 1996. 283 с.

6. Ионизирующее излучение, радиационная безопасность. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99). СП 2.6.1.758-99. М.: Минздрав РФ, 1999. 116 с.

7. Гигиенические требования по ограничению облучения населения за счет природных источников ионизирующего излучения. СП 2.6.1.1292-03 от 18.04.2003 г.

8. Stewart B.D., McKlveen J.W., Glinski R.L. Determination of uranium and radium concentration in the waters // J. Radional. and Nucl. Chem. 1988, № 6. P.

9. Sorg Thomas J. Methods for removing uranium fron drinking water // J. Amer. Water Works Assoc. 1988, № 6. P.

10. Нормативы качества питьевой воды централизованных систем водоснабжения. Санитарные правила и нормы. СанПиН 2.1.4.559-96. Госкомсанэпидналзор России. М., 1996.

11. Основные санитарные правила обеспечения радиационной безопасности (ОСПОРБ-99). СП 2.6.1.799-99. М.: Минздрав РФ, 2000. 98 с.

12. Castly R.G. Radioaktivity in water supplies // J. Inst. Water Environ Makag. 1988, № 6. P. 275-282.

13. Максимально допустимые уровни концентраций. Акт США о безопасной питьевой воде: Public Law 93-523.

14. Louis B. Kriege, Rolf M.A.Hahne. Ra-226 and Ra-228 in Jowa drinking water // Health Phusics. 1982, Vol. 43. P. 543-559.

15. Баранов В.И., Титаева Н.А. Радиогеология. М.: Изд-во МГУ, 1973.

16. Титаева Н.А. Ядерная геохимия. М.: Изд-во МГУ, 1992.

17. Методические рекомендации по определению радиоактивного загрязнения водных объектов. М.: Гидрометеоиздат, 1986.

18. Искра А.А., Бухаров В.Г. Естественные радионуклиды в биосфере. М.: Энергоиздат, 1981.

19. Смыслов А.А. Уран и торий в земной коре. Л., Недра, 1974.

20. Рузер Л.С. Радиоактивные аэрозоли. М.: Энергоиздат, 2001. 230 с.

21. Шведов В.П. Радиоактивные загрязнения внешней среды. М.: Госатомиздат, 1962. 340 с.

22. Моисеев А.А., Иванов В.И. Справочник по дозиметрии и радиационной гигиене. М.: Энергоатомиздат, 1984, 296 с.

23. Пути миграции искусственных радионуклидов в окружающей среде / Радиоэкология после Чернобыля: Пер. с англ. / Под ред. Ф.Уорнера и Р.Харрисона. М.: Мир, 1999. 512 с.

24. Герасимов И.П., Давитая ф.ф. Субаэральное происхождение покровных отложений // Изв. АН СССР. Сер. Географ. 1973. С. 26-34.

25. Результаты радиационно-гигиенической паспортизации в субъектах Российской Федерации за 2002 год. М.: МЗ РФ, 2003. 57 с.

26. Бутаев А.М., Мирошниченко Т.А., Абдуллаева А.С. Искусственные радионуклиды в почвах Дагестана // Третий съезд по радиационным исследованиям. Радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность. Пущино, 1997, том 2. С. 391-392.

27. Генералова В.А. Сорбционные свойства речных отложений по отношению к стронцию-90 и цезию -137 // Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека. Материалы международной конференции. Томск, Изд-во «Тандем-Арт», 2004. 772 с.