УДК 413.2-058+612.014.481

СУЧАСНИЙ СТАН ПРОБЛЕМИ ВНУТРІШНЬОГО ОПРОМІНЕННЯ НАСЕЛЕННЯ УКРАЇНИ ЗА РАХУНОК ПРОДУКТІВ ХАРЧУВАННЯ

І.І. Карачов професор, Л.С. Гронська, В.І. Даценко

Інститут екогігієни і токсикології ім. Л.І. Медведя, Київ, Україна

SUMMARY. Experience in the assessment of the radiation situation along the Ukrainian territories contaminated due to the Chernobyl NPP accident allows drawing a conclusion that the main dose-forming factor is an internal exposure developed as a result of radionuclide intake into the human organism by the food chain: "soil — plants — animals — foodstuff — man".
The question of the radiological control of the foodstuff's quality as well as the radionuclides content regulation for the food ration are the high-performance instruments for the internal exposure dose regulation for all population's categories.
The content of natural radionuclides in the foodstuff should be taken into consideration under the analysis of its radiation safety although the content of natural radionuclides in the foodstuff is not standardized in comparison with the natural radionuclides content in the drinking water. In view of the new approaches to the radiation protection ideology and dynamic changes in the radiation contamination due to the Chernobyl NPP accident the current hygienic regulations should be revised. In particular the permissible contamination levels of both the separate foodstuff and the special group of foodstuffs.

Цей огляд присвячено одній з найактуальніших проблем протирадіаційного захисту, а саме, внутрішньому опроміненню організму людини. На відміну від дії зовнішніх джерел опромінення внутрішнє може продовжуватися все життя, навіть після одноразового надходження радіонуклідів в організм. У такому випадку потужність дози випромінювання, як правило невисока, і з часом зменшується [1], але частка поглиненої дози, що формується інкорпорованими радіонуклідами, становить 50—68% від дози, створеної природним фоном [2]. Виробнича діяльність людства призвела до надходження в біосферу штучних радіонуклідів (регламентні скиди та викиди підприємств ядерно-паливного циклу, випробування ядерної зброї тощо). Крім того, за період розвитку ядерних та радіаційно небезпечних технологій сталося понад 152 аварії різного ступеня складності, з різними наслідками для населення і довкілля та різною за обсягами кількістю радіонуклідів, що потрапили в біосферу [3].

Серед основних шляхів надходження радіонуклідів в організм (інгаляційний, пероральний) саме пероральний має найбільше негативне значення. На пізній стадії ядерної аварії основним джерелом надходження в організм людини довгоіснуючих техногенних радіонуклідів, що формують дозу внутрішнього опромінення (цезій-137, стронцій-90), є переважно продукти харчування та питна вода.

При значних радіаційних аваріях, найбільшою з яких є аварія на ЧАЕС, в біосферу надходить велика кількість різних радіонуклідів техногенного походження. Так, при аварії на 4-му енергоблоці ЧАЕС у довкілля надійшли радіонукліди із сумарною активністю приблизно 90 МКи, до складу яких у значній кількості входять аналоги біогенних елементів — калію та кальцію — цезій-137 та стронцій-90.

Ці радіонукліди активно включаються в харчові ланцюги (pис. 1) і можуть обумовлювати значні дозові навантаження на населення навіть через 15—20 років після аварії. [4] Масштаби наслідків аварії на ЧАЕС та ступінь забруднення території України представлені в таблицях 1—2. [5]

У цілому, "екологічно значиме" забруднення території України (на рівні до 10 аварійних фонів або близько 0,5 Кі/км² (18,5 кБк/м²) і більше за цезієм-137) зареєстровано на площі близько 130 тис. км², або до 20% території країни має довгострокову базу для виявлення дії радіації [2].

Багаторічний досвід вивчення радіаційної ситуації на забруднених у результаті аварії на ЧАЕС територіях дає змогу зробити висновок про те, що основним фактором дозоутворення є внутрішнє опромінення, що формується в результаті надходження радіонуклідів в організм людини по біологічному ланцюгу: грунт — рослина — тварина — продукти харчування — людина. Величина ж дози внутрішнього опромінення населення, обумовлена споживанням цих радіоактивно забруднених продуктів харчування, визначається наступними чинниками:
- щільністю радіоактивного забруднення територій, на яких виробляється сільгосппродукція;
- інтенсивністю виносу радіонуклідів з грунту в рослинність — так званим агрегованим коефіцієнтом переходу "грунт-продукти харчування", що залежить, в свою чергу, від типу грунту;
- часткою продуктів харчування місцевого виробництва в раціоні місцевого населення.

Сьогодні, на пізній стадії аварії, основним дозоутворюючим радіонуклідом є цезій-137. Вклад у сумарну дозу опромінення стронцію-90 в середньому становить кілька відсотків, а плутонію та америцію — частки процента [4]. Важливе значення при оцінці впливу рівнів забруднення на формування дози опромінення має тип грунту для визначення коефіцієнтів переходу радіонуклідів та особливості накопичення рослинами радіонуклідів [6, 7].

На території Українського Полісся грунти в зонах забруднення, в основному, відрізняються низькою родючістю, недостатнім забезпеченням поживними речовинами, зокрема калієм та кальцієм, мають кислу реакцію ґрунтового розчину, що й спричиняє високий коефіцієнт переходу радіонуклідів з грунту в рослинність. На кислі грунти з рН<5 припадає біля 9% площі радіоактивно забруднених сільськогосподарських угідь. Найбільш критичними грунтами, з точки зору забруднення сільськогосподарської продукції, є торф'яники, торф'яно-глейові та торф'яно-болотисті грунти. На таких грунтах коефіцієнти переходу цезію-137 з грунту в рослинність у десятки разів перевищують відповідні значення для мінеральних грунтів [8, 9].

У перші роки після Чорнобильської аварії з господарського обороту було виведено 101,2 тис. га сільськогосподарських угідь, розміщених у Київській (29,3 тис. га) та Житомирській (71,9 тис. га) областях. Частина земель була виведена не за радіологічними, а по економічними факторами. Так, повторне радіологічне обстеження цих територій у 1995—1998 рр., показало, що щільність забруднення більшості площ не перевищує встановлених меж. За післяаварійний період у сільськогосподарське використання вже повернуто 1,9 тис. га, раніше виведених з користування земель у Житомирській області [10].

Забруднення сільськогосподарської продукції цезієм-137 із часом зменшується, що обумовлено його природним радіоактивним розпадом та міцністю фіксації мінеральною часткою грунту. З 1987 року забруднення рослинності цезієм-137 за рахунок природних процесів зменшилось у 2—8 разів. Найбільш критичною продукцією, з точки зору перевищення встановлених в Україні в 1997 році гігієнічних нормативів (ДР-97), лишається продукція тваринництва — молоко та м'ясо [9] (табл. 3).

Майже у 500 населених пунктах України існує ймовірність перевищення допустимих рівнів (ДР-97) забруднення молока цезієм-137 (100 Бк/л) у 30% відібраних проб.

На території України стронцій-90 випав, в основному, в складі матриць паливних часток. Тому кінетика розчину паливних часток у значній мірі визначає його перехід у мобільні форми в грунті та динаміку забруднення рослинності. Нині збільшення абсолютного вмісту стронцію-90 в мобільній формі очікується тільки в нейтральних грунтах (рН=6,7) на територіях з домінуючим паливним характером забруднення. Однак його максимальний вміст у рослинності не перевищує 20% існуючого на сьогодні рівня. Для кислих грунтів вміст стронцію-90 в мобільному стані вже досяг свого максимуму і з часом забруднення рослинності цим радіонуклідом буде зменшуватися [4].

Дослідження забруднення стронцієм-90 сільгосппродукції в 1999—2002 рр. у найбільш критичних районах Київської, Чернігівської та Житомирської областей України, прилеглих до зони відчуження, показали, що для молока та овочів, в основному, не спостерігається перевищення ДР-97 (20 Бк/л). Парадокс полягає в тому, що для міського населення із сільської місцевості експортується продукція, яка в повній мірі відповідає вимогам протирадіаційного захисту, у той час, коли самі сільські жителі вживають в абсолютній більшості продукцію з особистих господарств. Найбільш критичні продукти — молоко і м'ясо, які в приватних господарствах вирощуються на кормовій базі природних чи напівприродних ценозів. У результаті дози опромінення сільських жителів, в тому числі дітей, в кілька разів вищі ніж міського населення.

Таким чином, можемо стверджувати, що саме радіологічний контроль продуктів харчування та продовольчої сировини є вирішальним для протирадіаційного захисту населення з точки зору формування внутрішньої дози опромінення. Відносна частка різних форм виробництва продуктів харчування у формуванні дози внутрішнього опромінення представлена на рис. 2.

За післячорнобильський період на порядок знизилось надходження цезію-137 в урожай сільськогосподарських культур за рахунок впровадження захисних контрзаходів, розпаду радіонуклідів та їх фіксації у грунті.

За результатами багатьох досліджень доступність стронцію-90 зостається високою. Найбільш критичними грунтами, з точки зору забруднення сільськогосподарської продукції є торф'яні, торф'яно-глейові та торф'яно-болотні грунти. На цих грунтах коефіцієнт переходу цезію-137 з грунту в рослинність у десятки разів перевищує відповідні значення для мінеральних грунтів.

Прогноз забруднення грунтів цезієм-137 показує, що за рахунок природного розпаду рівні забруднення повсюдно знизяться до значень менших 37 кБк/м² (1 Кі/км²) приблизно через 300 років після катастрофи, окрім 30-км зони ЧАЕС та окремих плям, де рівні забруднення рівнозначні забрудненню зони відчуження.

Прогноз стосовно забруднення стронцієм-90 подібний до ситуації із забрудненням цезієм-137, оскільки періоди напіврозпаду цих радіонуклідів майже співпадають (29 та 30 років відповідно). Нині зберігається тенденція до збільшення стронцію в мобільній формі лише в нейтральних грунтах, однак максимальне значення не перевищить існуючий рівень більше, ніж на 20%. Для кислих грунтів вміст стронцію-90 в мобільному стані вже досяг свого максимуму і з часом, обумовлене цим радіонуклідом забруднення рослинності, буде зменшуватися [4] (табл. 4).

На сьогодні, у регіонах Українського Полісся, гриби та ягоди, незважаючи на незначну масову та відсоткову долю їх у раціоні, обумовлюють значну частку дози внутрішнього опромінення населення (pис. 3).

Така ситуація зумовлена, як зазначалось вище, відносно високим вмістом радіонуклідів, зокрема цезію-137 в дикорослих грибах та ягодах (табл. 5), а також значним коефіцієнтом надходження радіонуклідів (табл. 6).

Другим шляхом формування внутрішньої дози опромінення є надходження радіонуклідів з питною водою. Основне радіоактивне забруднення водних ресурсів відбулось у басейнах річок Дніпро та Прип'ять. Максимум забруднення поверхневих вод реалізувався ще в перші роки після аварії. Тепер проявляється чітка тенденція зменшення у воді концентрацій цезію-137 і його виносу річками, що протікають по забруднених територіях у Дніпровський каскад водосховищ [2].

У більшості випадків радіоактивність підземних вод, що пов'язана з аварією на ЧАЕС, порівняно з природною радіоактивністю невелика і значно нижча припустимих рівнів для питної води [13].

Для довгострокової оцінки перспектив та динаміки радіаційного забруднення як продуктів харчування, так і питної води, необхідно враховувати фізико-хімічні особливості радіонуклідів. Цезій-137, має період напіврозпаду 30 років, g-випромінювач. Біологічний період напіввиведення цезію з організму для дорослих від 40 до 200 діб, дітей від 10 до 50 діб. За ступенем концентрації цезію-137 всі органи та тканини організму людини розподіляються наступним чином (за ступенем зменшення): м'язи, нирки, печінка, кістковий мозок, еритроцити, плазма крові. Вміст цезію в організмі залежить від структури харчового раціону та ступеня забруднення його компонентів. Наприклад, в Білорусько-Українському Поліссі основним джерелом надходження до організму цезію є молоко (понад 70%) та картопля (10—27%). Джерелом надходження цезію можуть бути ще риба, яйця та інші харчові продукти. Підвищення у раціоні харчування калію, натрію та води прискорює виведення цезію з організму. Стронцій-90 є b-випромінювачем. Період напіврозпаду — 28 років. Потрапляє до організму людини переважно з їжею та накопичується в кістках (99%). У зв'язку з великою інтенсивністю обміну в кістковій тканині у дітей частка стронцію, який потрапив до організму з їжею та включений у склад кісткової тканини, у 5—7 років вища, ніж у дорослих. Аналогом стронцію в обмінних процесах є кальцій. Тому ступінь засвоєння та накопичення в організмі стронцію у багатьох випадках залежить від вмісту кальцію у харчовому раціоні. При вагітності стронцій проникає через послід та накопичується у кістковій тканині немовляти й може в декілька разів перевищувати його вміст у кістковій тканині матері.

За весь післяаварійний період проживання на забруднених територіях вже реалізовано біля 80% дози за життя (70 років). Нині і в наступні 10—20 років основними дозоутворюючими радіонуклідами є і буде цезій-137, що формує біля 90% сумарної дози опромінення. Доза внутрішнього опромінення утворюється в основному за рахунок споживання продуктів харчування і досягає 90—95% від сумарної дози для критичних територій. Тому на перспективу, основні контрзаходи щодо зменшення доз опромінення необхідно спрямувати на виробництво так званих "чистих продуктів".

При аналізі радіаційної безпеки продуктів харчування необхідно звернути увагу на вмісту у них природних радіонуклідів. Оскільки, саме вони надходять в організм людини з довкілля з їжею, водою, повітрям і формують основну частину дози внутрішнього опромінення, що зумовлена природним фоном. Але саме поняття "природний фон" потребує певного уточнення. Перш за все, природний фон не є рівномірною сталою величиною. Окремі території характеризуються підвищеним вмістом природних радіонуклідів як у результаті природних процесів, так і антропогенного навантаження.

Основними природними радіонуклідами, що формують дозу внутрішнього опромінення, є калій-40, а також радій та продукти його розпаду. До організму людини калій-40 надходить з їжею і його внесок в дозу внутрішнього опромінення перевищує 50%. Концентрація калію-40 у більшості харчових продуктів варіює в досить значних межах від 20 до 220 Бк, сягаючи 670 Бк/кг у бобах какао та соєвому борошні (табл. 7).

В тілі людини активність калію-40 становить приблизно 4200 Бк/кг. Річна ефективна доза внутрішнього опромінення, обумовлена калієм-40, становить 0,18 мЗв, полонієм-210 — 0,13 мЗв, а радієм та продуктами його розпаду — 0,02 мЗв на рік (табл. 8). Джерелом надходження в організм полонію та радію, окрім їжі, в значній мірі є паління.

На сучасному етапі вміст природних радіонуклідів у продуктах харчування не нормується на відміну від їх вмісту у питній воді, хоча виходячи з новітньої концепції протирадіаційного захисту, яка була запропонована Р. Кларком, питання радіологічного контролю якості продуктів харчування є актуальним.

Нині увага гігієни харчування у сфері протирадіаційного захисту зосереджена на впровадженні заходів щодо зниження всмоктування і накопичення радіонуклідів та прискорення виведення, що здійснюються на кінцевій ланці біологічного ланцюжка — "організм людини". Ці заходи є складними, іноді малоефективними, але часто це — чи не остання можливість зменшити дозу внутрішнього опромінення. Такі заходи реалізуються у двох напрямах [15]:
1. Забезпечення складу харчового раціону, у першу чергу білкового (особливо — тваринного походження ), вуглеводного (клітковина, пектини), мінерального (кальцій, фосфор, калій, залізо, йод, кобальт, мідь, цинк) і вітамінного (Е, С, В₁₂ А, b-каротин).
2. Використання препаратів, харчових продуктів і харчових добавок, що знижують всмоктування та накопичення радіонуклідів (сорбентів, блокаторів), а також засобів, які прискорюють їх виведення (декорпорація).

Створення екологічно чистих продуктів харчування і забезпечення ними населення, що постраждало внаслідок аварії на ЧАЕС, у сьогоднішній ситуації економічної скрути уявляється, щонайменше, нереальним. Тому, на наш погляд, зусилля вчених, медичних працівників, громадськості мають бути спрямовані на підвищення санітарно-гігієнічної грамотності різних груп населення контрольованих регіонів.

Корекція харчування як чинника зменшення ризику опромінення повинна здійснюватися шляхом [16]:
- вилучення з раціону найбільш забруднених харчових продуктів — деяких лісових ягід, грибів, молока та м'яса (за умови їх заміни привізними);
- забезпечення населення продуктами — носіями калію, харчових волокон, пектинових речовин, мікроелементів йоду, заліза, кобальту, селену;
- розробкою та постачанням продуктів, що зменшують накопичення радіонуклідів (продукти моря, хлібопродукти, плодоовочеві, м'ясні консерви, молокопродукти);
- розробкою та впровадженням продуктів, що підвищують стійкість організму до іонізуючого опромінення, тобто до складу яких входять радіопротектори — b-каротин, метіонін, таурин, вітамін С, природні антиоксиданти (чорна смородина, яблучний порошок, городня зелень морська капуста та інш.)

Крім того, корекція харчування населення постраждалих районів повинна враховувати підвищення стійкості організму і до інших, не радіаційних чинників.

Сучасна концепція радіозахисного харчування базується на: - оптимальному забезпеченні організму поживними речовинами та енергією, відповідно науково обґрунтованим нормам харчування;
- додатковому збагаченні раціону речовинами, що зменшують надходження в організм радіонуклідів або прискорюють їх виведення (харчові волокна, альгінати, пектини);
- збільшенні споживання з раціоном біологічно активних речовин, антиоксидантів, імуномодуляторів (вітамінів, амінокислот, комплексів мінеральних солей та есенсіальних жирних кислот, біофлавоноїдів), що збільшують опірність організму до несприятливих факторів довкілля, знижують негативний вплив іонізуючого випромінювання та знижують ризик онкологічних захворювань).

Висновки:

1. Підсумовуючи вищесказане, необхідно підкреслити, що проблема радіаційного контролю продуктів харчування, у зв'язку із забрудненням їх у результаті аварії на ЧАЕС, залишається актуальною, як і проблема спеціальних продуктів харчування чи біологічно активних добавок.

2. У світлі нових підходів в ідеології протирадіаційного захисту актуальним є обговорення проблеми щодо нормування вмісту природних радіонуклідів у продуктах харчування.

3. Оскільки радіаційний контроль продуктів харчування та нормування вмісту радіонуклідів у раціоні є високоефективним інструментом регулювання дози внутрішнього опромінення всіх категорій населення, та у зв'язку з новими підходами ідеології протирадіаційного захисту, а також динамічними змінами радіаційного забруднення в результаті аварії на ЧАЕС, вважаємо за необхідне переглянути існуючі гігієнічні регламенти. А саме, уточнити допустимі рівні забруднення як для окремих продуктів так і для спеціальних груп товарів.

Література
1. Москалев Ю.И. Отдаленные последствия воздействия ионизирующих излучений. —М.: Медицина, 1991. —464 с.
2. Десять лет после аварии на Чернобыльской АЭС //Национальный доклад Украины. 1996 год. —Минчернобыль, —К., 1996.
3. Георгиевский В.Г. Экологические и дозовые модели при радиационных авариях. —К.: "Наукова думка", 1994. —234 с.
4. П'ятнадцять років Чорнобильської катастрофи. Досвід подолання // Національна доповідь. —України К., 2001. —144 с.
5. Дозиметрическая паспортизация населенных пунктов Украины, подвергшихся радиоактивному загрязнению после Чернобыльской аварии [сводные данные, июнь 1991 — февраль 1994 г.]: Сборник 4. —Киев, 1994. —241 с.
6. Концепція ведення агропромислового виробництва на забруднених територіях та їх комплексної реабілітації на період 2000—2010 рр. / Під ред. Прістера Б.С. —К., 2000. —48 с.
7. 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.
8. Орлов А.А., Короткова Е.З., Шатрова Н.Е. Влияние плотности загрязнения почвы ¹³⁷Сs на величину коэффициента перехода в системе "почва—растение" // Материалы ежегод. Науч. конф. Ин.-та ядерных исследований НАН Украины. —Киев, 1998. —С. 315—317.
9. Пристер Б.С. Последствия аварии на Чернобыльской АЭС для сельского хозяйства Украины: Исследования ЦПЭР. —Киев, 1999. —№20. —103 с.
10. Михайлов А.В., Лось И.П., Богданов Г.О. Результаты оценки парциального вклада отдельных продуктов питания в дозу внутреннего облучения сельского населения Полесья в замкнутом крестьянском хозяйстве // Наука — Чернобыль-97: Сб. тез. науч.-практ. конф. 11—12 февраля 1998 г. —К., 1998. —С. 128.
11. Орлов А.А., Краснов В.П., Прищепа А.Л. Радиоактивно загрязненные леса как критичные ландшафты: радиоактивность пищевых продуктов и влияние на формирование дозы внутреннего облучения населения. —Житомир: "Жити", 2002. —202 с.
12. Орлов А.А., Краснов В.П., Иркименко С.П. и др. Изучение радиоактивно-загрязнённых лекарственных растений лесов Украинского Полесья // Проблемы лесов и лесопользования на Полесье Украины: Науч. тр. Полесской АЛНИС. —Житомир, 1996. —Вып. 3. —С. 55—64.
13. Коваленко Г.Д., Рудя К.Г. Радіоекологія України. —К.: "Київський Університет", 2001. —167 с.
14. Сердюк А.М., Сикоренко-Гусар В.В., Курочкин И.А. Ретроспективный анализ радиоактивного загрязнения Киевского водохранилища // Гигиена населенных мест: Сб. науч. тр. —К., 1998. —Вып. 33. —С. 230—237.
15. Корзун В.Н. Харчові продукти і домішки як засоби мінімізації променевих навантажень на організм / П'ятнадцять років чорнобильської катастрофи. Радіаційна безпека України // Бюлетень НКРЗУ. —К., №1-4. —2001. —С. 70—78.