Миграция радионуклидов стронция-90 в почвах различных типов Павлодарской области

14,4

16,1

2,6

1,1

3,7

Костная ткань

1.0

6;7

7,7

1,5

0,3

1,8

Все тело

1,7

2,4

4,1

2,6

0,5

3,1

Кожа

-

-

20,0

-

-

20,0

Систематическая оценка степени радиоактивного загрязнения почвы и растительности на СИП началась только после наземного ядерного взрыва, произведенного 24.08.1956г. и ставшего причиной выпадения радиоактивных осадков, в том числе вместе с дождем, на территории Семипалатинской и Восточно-Казахстанской областей. Распределение плотностей радиоактивного загрязнения по следу этого взрыва было неравномерным. Максимальное радиоактивное загрязнение местности, вызванное выпадением атмосферных осадков, произошло в районе г. Усть-Каменогорска [64 , 22].

Проведенные после взрыва измерения показали, что степень загрязнения почвы пропорциональна уровням радиации на местности. Данные о степени загрязнения почвы и растительности на 25.09.1956 г. в районах, расположенных вблизи Семипалатинского полигона, представлены в табл. 16.

Из данных следует, что, во-первых, наибольшая степень загрязнения почвы была отмечена в Семипалатинской области, на территории которой сформировалось большинство радиоактивных следов наземных ядерных взрывов, и, во-вторых, содержание естественного радионуклида калия-40 в почве и растительности практически не отличалось от содержания в них продуктов ядерных взрывов, что нужно учитывать при проведении расчетов. По результатам исследования послойного загрязнения почвы было установлено, что на целинных участках земли спустя несколько лет после осуществления взрывов наиболее загрязненным оказался поверхностный слой почвы глубиной до 1 см. Он содержал в 5-10 раз больше активности, чем слой почвы на глубине от 3 до 4 см. Загрязнение вспаханных участков местности происходило на глубину пахоты, т.е. до 16-20 см [65 , 33].

После 1958 г. по мере внедрения методов радиохимии и появления спектрометрической аппаратуры стали проводиться исследования по определению содержания в различных объектах внешней среды таких биологически опасных радионуклидов, как стронций-90, цезий-137 и йод-131. В поверхностном слое почвы на следе взрыва 1956 г. стронция-90 содержалось примерно 8% от величины общей активности. Наличие радиоактивных веществ в почве приводило к проникновению их в наземную растительность [66 , 10].

В 1956 г. специалистами комплексных экспедиций Института биофизики и полигона были проведены радиометрические исследования проб травы и злаковых растений. Результаты проведенных радиометрических исследований показали также, что содержание радиоактивных веществ в наземной части растений и в корневой системе было примерно одинаковым. В растениях, имеющих важное значение для сельскохозяйственного производства, был обнаружен стронций-90, находившийся в подвижной (водорастворимой) форме. Переход радионуклидов в растворимое состояние зависел от физических свойств радиоактивных частиц, основная часть которых после наземного ядерного взрыва находилась в оплавленном состоянии.

Таблица 16 - Степень радиоактивного загрязнения почвы и растительности (разнотравья) по состоянию на 25.09.1956 г.

Населенный пункт, вблизи которого отобрана проба	Расстояние от центра Опытного поля, км	Содержание радиоактивных веществ в пробах, Ки/кг
		почва	наземная растительность
Рубцовск	350	4x10-7	2х10-6 - 4х10-9
Семипалатинск	160	8x10-7	5x10-8 - 8х10-7
Чарская	250	1.5x10-7	1x10-7
Аягуз	330	7x10-7	3x10-8
Кара-Аул	200	6x10-7	1x10-7
Саржал	100	1.3х10-6	6х10-8
Майское	60	3х10-8	1x10-7
Баян-Аул	150	7x10-8	5x10-8
Содержание естественного радионуклида калия-40 (фоновая концентрация)	-	(1-2) х10-8	(1-2) xl0-8

В 1991-1992 гг. было выполнено аэро-гамма-спектрометрическое обследование территории полигона и прилегающих к нему районов. В результате были определены мощности экспозиционных доз гамма-излучения на высоте одного метра от поверхности земли, плотности загрязнения местности цезием-137, а также поверхностные концентрации в почве урана, тория и калия-40. Съемка территории проводилась в масштабе 1:300000 при расстоянии между профилями съемки, равном 3 км, и при ширине поля регистрации детектором около 300м. На большей части территории полигона плотность загрязнения цезием-137 находится в пределах от уровня глобальных выпадений (0,05 Ки/км2 до 0,5 Ки/км2. Плотности загрязнения цезием-137 более 1 Ки/км2 были зафиксированы только на испытательных площадках Опытного поля и на очень небольших участках радиоактивного следа, который образовался после взрыва, осуществленного 12.08.1953г [67 , 44].

Таким образом, можно сделать вывод, что радиологическое состояние поверхностного слоя почвы СИП определяется в основном такими долгоживущими продуктами, как стронций-90 и цезий-147 с их дочерними радионуклидами, а также изотопами плутония. Определяющее значение указанных радионуклидов обусловлено их значительно большей наработкой в ядерных взрывах, значительным промежутком времени с момента проведения взрывов и их высоким биологическим действием, при этом активность более короткоживущих радионуклидов снизилась из-за их естественного распада.

За время, прошедшее после взрывов, активность стронция-90 и цезия-137 уменьшилась, а альфа-активность плутония практически не изменилась, поэтому абсолютные значения активностей стронция-90 + цезия-137 и плутония стали примерно одинаковыми. С учетом того, что радиотоксичность плутония почти на два порядка выше, чем стронция-90 и цезия-137, можно предположить, что проблема радиоактивного загрязнения территории полигона - это проблема загрязнения ее плутонием [68,33].

Акиматом Павлодарской области по договоренности с Национальным ядерным центром, были произведены захоронения высокотоксичных химических отходов (трихлордифенил) в штольнях подземных сооружений бывшей испытательной площадки СИЯП, при этом не была проведена обязательная государственная экологическая экспертиза. Министерство охраны окружающей среды и Министерство энергетики и минеральных ресурсов не располагают информацией о проведенных захоронениях.

Разрабатываемая в настоящее время госпрограмма социальной и экономической реабилитации региона не содержит никакой связи с реальным положением дел на местах. Содержащиеся в ней мероприятия механически перенесены из ранее существовавших инвестиционных проектов, не связанных с Семипалатинским полигоном, а, следовательно, предлагаемые меры не увязаны с фактической ситуацией и не направлены на реабилитацию региона.

Сложившаяся ситуация в целом по СИЯП и проведенный анализ показал, что несмотря на повышенный интерес мирового сообщества, государственная политика направленная на реабилитацию граждан, пострадавших вследствие ядерных испытаний и социально-экономическое развитие территории не является системной. Отсутствие консолидированных действий государственных органов, нарушение ими законодательства, отсутствие точных данных, половинчатый подход к реализации законодательства по СИЯП и Программ разработанных и принятых Правительством Республики Казахстан говорят сами за себя.

При наличии фактов, не соблюдения законодательства Республики Казахстан (Генеральной прокуратурой и ее территориальными органами) не было произведено ни одной проверки в порядке надзора, следовательно, виновные не были привлечены к ответственности».

Характер радиоактивного загрязнения почвенного покрова СИП зависит от природных условий территории, где произошло загрязнение и его источника. Исследования были проведены на испытательных площадках: «Опытное поле», БРВ, «Балапан», «Сары-Узень», «Дегелен», объектах «Атомное озеро» и «Телькем-1», «Телькем-2», а также на следах выпадений радиоактивных облаков.

Вышеперечисленные объекты обследований, кроме площадки «Дегелен», находятся в зональных природных условиях, где источником увлажнения почв являются только атмосферные осадки. Атмосферные ядерные испытания, проведенные на площадке «Опытное поле», участке БРВ привели к выпадению техногенных радионуклидов на поверхность почвы. Исследования показывают, что максимальное содержание долгоживущих радионуклидов ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr и ^239+240Pu находится в почвах в горизонте 0-5, 5-10см. В условиях недостаточного увлажнения аридной зоны указанное распределение радионуклидов не претерпело каких-либо изменений, несмотря на срок взаимодействия радионуклидов с природной средой более 40-50 лет. Такое распределение радионуклидов в почвах исследуемой территории является закономерностью, которая может быть изменена техногенными нарушениями, как спекание минеральных частиц почвы на площадке «Опытное поле», образование воронок при испытании БРВ.

В условиях сильного техногенного нарушения почв-грунтов, какое имело место при экскавационных ядерных взрывах на объектах «Атомное озеро» и «Телькем-1», «Телькем -2», распределение радионуклидов в таком грунте (отвалы водоемов) не подчиняется какой-либо закономерности.

При подземных ядерных испытаниях (площадки «Балапан», «Дегелен») радиоактивное загрязнение почвенного покрова имеет свои особенности. Так, на площадке «Балапан» при испытаниях в скважинах только в случае аварийных ситуаций происходило местами и незначительное загрязнение почвенного покрова вблизи оголовка скважин. Распределение радионуклидов при этом отвечает выявленным закономерностям.

На площадке «Дегелен» (это низкогорный массив) проведенные подземные испытания в штольнях вызвали разрушения верхних ярусов горных ландшафтов, а подготовка и проведение взрывов нарушили естественное сложение луговых почв долин ручьев. Было оказано и радиоактивное воздействие на компоненты природной среды, которое продолжается и в настоящее время, так как подземные воды выносят из штолен техногенные радионуклиды. Их сорбируют и накапливают луговые почвы долин ручьев. Максимальное содержание ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr в таких почвах приурочено к поверхностному горизонту (0-8см), представленному дерниной, но распределение радионуклидов в почвенном профиле значительно растянуто, иногда до почвообразующих пород, и, прежде всего, радионуклида ⁹⁰Sr, что обусловлено значительными уклонами местности, наличием склонового и грунтового потока.

Таким образом, на большей части радиоактивно-загрязненных участков СИП основное количество техногенных радионуклидов в почвах сосредоточено в горизонте 0-5, 5-10см, а в условиях изрезанного рельефа, обусловливающего дополнительное увлажнение склоновым стоком и грунтовыми водами возможна их пространственная миграция. Техногенное нарушение изменяет выявленные закономерности распределения радионуклидов в почвах.

Результаты радиоэкологических исследований, проведенных на территории СИП в последние годы, выявили участки значительного радиоактивного загрязнения, включая и загрязнения ядерными материалами. В первую очередь, эти загрязнения связаны с испытательными площадками и следами облаков ядерных взрывов.

На территориях, считавшихся ранее относительно благополучными в радиационном отношении (северная и западная части СИП), обнаружены участки, которые идентифицированы как места проведения испытаний боевых радиоактивных веществ. Имеются места, загрязненные компонентами ракетного топлива. Выявляются участки со значительным радиоактивным загрязнением, которые имеют относительно небольшие размеры, носят локальный характер и связаны, по мнению специалистов, с результатами несанкционированной деятельности. Как правило, это поиск добычи лома черных и цветных металлов.

В настоящее время обследовано около 40% территории полигона с достоверностью при площадном обследовании - 25%, при местном (локальном) обследовании - 90%.

В связи с ограниченным финансированием площадные обследования проводятся по мелкомасштабной сетке. При обнаружении участков с повышенным радиационным фоном осуществляется локальное обследование по крупномасштабной сетке.

При решении проблем СИП, необходимо также учитывать, что 3 из 4-х имеющихся в Казахстане исследовательских ядерных реакторов расположены на данной территории. Ядерные реакторы размещены на двух экспериментальных комплексах (площадках) Национального ядерного центра Республики Казахстан, на одном из которых также находится пункт долговременного хранения отработанных ампульных источников ионизирующих излучений, имеющий республиканское значение.

3. Объект и методы исследования

Земля - это национальное богатство Казахстана, от эффективности использования и охраны которой во многом зависит экономическая, социальная и экологическая ситуация в стране, благополучие каждого человека.

В последние годы антропогенная нагрузка на природные комплексы в мире значительно возросла. В Казахстане давление на окружающую среду ниже среднемирового. Однако в последние годы вызывает беспокойство загрязнение земель, водных ресурсов и атмосферного воздуха радионуклидами. Система «человек - окружающая среда» стала настолько сложной, что внутреннее и внешнее влияние на эту систему может привести к самым неожиданным последствиям.

Радиоактивное загрязнение представляет собой опасность для человека и среды его обитания. Отрицательное воздействие ионизирующей радиации на живые организмы стало известно с момента открытия радиоактивности.

В настоящее время одной из наиболее актуальных задач в области радиоэкологии является проблема трансграничного переноса техногенных радионуклидов за пределы границ источников радиоактивного загрязнения, таких как бывший Семипалатинский ядерный полигон (СИП). Наибольшую опасность здесь представляют участки локального радиоактивного загрязнения, расположенные в местах проведения ядерных испытаний и по следам радиоактивных выпадений.

Находящиеся на поверхности земли радионуклиды, могут перераспределяться и мигрировать в результате ветрового переноса и пожаров. Очевидно, что скорость миграции радионуклидов, их проникновение в биологические цепочки и, в конечном счете, в организм человека зависят, в первую очередь, от характеристик процессов образования радиоактивных частиц и их атмосферного переноса.

Нормами Закона Республики Казахстан от 18 декабря 1992 года «О социальной защите граждан, пострадавших вследствие ядерных испытаний на Семипалатинском испытательном ядерном полигоне» классифицированы территории соседней Павлодарской области, подвергшиеся воздействию ядерных испытаний. К ним отнесены Баянаульский, Майский, Лебяжинский районы Павлодарской области.

Поэтому изучение данной проблемы, выработка рекомендации по устранению негативного воздействия радионуклидов на почву и растения является весьма актуальной задачей.

Для проведения исследований были проведены анализы по изучению радиационной обстановки на территории Семипалатинского полигона, находящегося на землях Павлодарской области.

Определяли стронции-90 радиохимическим методом по дочернему продукту иттрий-90. Содержание цезия-137 сурьмяно-диодным методом. Измерения активности конечных продуктов химического анализа проводим на молофоновой устанофке УМФ-1500 со счётчиком СБТ-13.

было выполнено радиологическое обследование территории сосновых боров Прииртышья. Объектами исследований являлись почвенно-растительный покров, а также древесный материал на территории произрастания соснового бора. Часть территории, через которую, в основном, проходили облака ядерных взрывов, была обследована вдоль 6 профилей с интервалом 2 км между точками обследования. Остальная территория лесов была обследована по мелкомасштабной сети с интервалом 10х20 км.

В результате обследования повышенное содержание радионуклидов в объектах природной среды выявлено на территории

Исследования показали, что содержание цезия-137, плутония-239/240, стронция-90, амерция-241 меняется в широких пределах, превышая в ряде случаев на несколько порядков фон глобальных выпадений

Для оценки радиоактивного загрязнения территории необходимо провести также комплексные полевые радиологические и лабораторные исследования образцов объектов окружающей среды. Полученные результаты позволят оценить радиационную ситуацию на территории Павлодарской области в пределах бывшего Семипалатинского ядерного полигона, а также определить дозы техногенного радиационного облучения населения в этом регионе.

Важной задачей растениеводства на загрязненных радионуклидами территориях является получение максимального урожая соответствующего по радиологическому фактору республиканским допустимым уровням.

Основным источником поступления радионуклидов в растение является почва. В ней содержится весь запас выпавших радионуклидов.

Для установления размеров перехода стронция-90 в сельскохозяйственную продукцию используются коэффициенты перехода (Кп).

Коэффициент перехода определяются как отношение содержания радионуклида в единице массы растений к плотности загрязнения единицы площади почвы.

(3)

Предложенная формула предполагает прямую зависимость т.е. концентрация радионуклидов в растении линейно возрастает с увеличением концентрации их в почве. Но такое утверждение справедливо далеко не всегда.

Экспериментальные измерения по накоплению радионуклидов в зеленой массе растений показывают, что содержание радионуклидов в растениях могут значительно превышать содержание радионуклидов в почве.

Следовательно, на процесс перехода радионуклидов из почвы в растения оказывают воздействие и другие факторы.

Так, рекомендации рассматривают влияние гранулометрического состава почв, содержание обменного кальция в почве, реакцию почвенной среды на процесс перехода радионуклидов в растение. Поэтому рекомендуемыекоэффициенты перехода дифференцируются в зависимости от гранулометрического состава почв и содержания обменного калия при определении реакции почвенной среды для стронция-90. На несовершенство предложенной формулы обращали внимание многие ученые. Так в работе Коноплевой И.В. и др. предложен метод расчета коэффициента перехода, учитывающий площадь корневой поверхности.

где [137Cs].раст --удельная активность радионуклида в растении;

[137Cs]._i --запас радионуклида в i-слое почвенного профиля;

f _i --относительная площадь корневой поверхности в i-слое.

Однако, такой метод расчета Кп трудоемок и требует специального оборудования для измерения площади поверхности корня.

В процессе роста и развития растение не может поглощать питательные вещества и радионуклиды из сухой почвы, даже при оптимальном удовлетворении в питательном и воздушном режиме. Для этого необходим водный раствор из которого бы корневая система поглощала питательные вещества и попутно радионуклиды. Вопросом накопления радионуклидов в зелёной массе растений занимались многие ученные исследуя различные факторы этого процесса.

В отличие от минеральных почв, на торфяных почвах складываются особые специфические условия, обеспечивающие аномально высокую подвижность и переход радионуклидов в растения при относительно невысоких уровнях загрязнения этих почв.

Перепелятников Г.П. и др. установили, что величина коэффициента перехода радионуклидов в растительность зависит от типа луга (может изменяться в 5-8 раз), от типа почвы (в 5-23 раза). При этом, минимальные значения Кп наблюдались на нормально суходольных лугах дерново-одзолистой почвы, а максимальные --на торфянистых пойменных лугах с торфяно-глеевыми почвами. В зависимости от физико-химических свойств почв и видовых особенностей луговых растений коэффициенты перехода радионуклидов в травостой могут варьировать в широких пределах (от 0,03 до 79,9). Из вышеизложенного можно сделать вывод, что накопление радионуклидов величина многофакторная и определять её только по плотности загрязнения почвы не совсем правильно. Поэтому был выполнен анализ зависимости накопления радионуклидов от основных, наиболее значимых факторов: активности почвы, содержания влаги в почве.

4. Результаты исследования

4.1 Радиационные последствия атмосферных ядерных испытаний на территории Семипалатинского ядерного полигона, находящегося на землях Павлодарской области

Ядерный взрыв - это совокупность и последовательность грандиозных процессов, обусловленных переносом из зарядного устройства в окружающую среду колоссального количества энергии, которая выделяется менее чем за миллионную долю секунды. Ее плотность в начальный момент после взрыва превышает значения, характерные для Солнца. Выделившаяся при ядерном взрыве энергия превращает вещество заряда, конструкции ядерного устройства и объекты природной среды в сильно разогретую плазму, давление которой превосходит прочность межатомных связей в веществах.

Ядерные заряды могут быть двух типов:

- основанные на реакции деления тяжелых ядер, в которых критическая масса ²³⁵U или Ри создается в результате подрыва обычного взрывчатого вещества и основное энерговыделение обусловлено делением части исходной ядерной массы на легкие осколки;

- основанные на слиянии легких ядер дейтерия или трития в результате использования ядерного заряда предыдущего типа в качестве инициатора. Основное энерговыделение происходит за счет реакций синтеза.



П-1 --наземные взрывы, произведенные 29.08.49, 24.09.51, 12.08.53 гг.

П-2 --наземные взрывы

П-3 --воздушные взрывы малой и средней мощности

П-4 --для испытаний БРВ за пределами «Опытного поля»

П-5 --воздушные взрывы большой мощности

П-6 --гидроядерные эксперименты

Рисунок 4 --Схема расположения основных технологических площадок па «Опытном поле»

Гидроядерные эксперименты, выполняющиеся при неядерных взрывах, сопровождались диспергированием (распылением) изотопов плутония-23 9/240 и урана. При этом, по оценкам российских специалистов, было диспергировано примерно 750 Ки активности плутония (--12 кг). Плутоний обладает в тысячу раз более высокой удельной активностью по сравнению с ураном, а также более высокой радиотоксичностью.

Загрязнение местности альфа-активными веществами представляет серьезную опасность. Удельная альфа-активность неразделившейся части ядерного заряда имеет следующие значения: плутония-239 --60 кюри на килограмм, урана-235 --9,5 кюри на килограмм. Суммарная активность неразделившейся части заряда относительно мала по сравнению с продуктами деления, но она может создавать проблемы вследствие высокой токсичности альфа-активных веществ.

В связи с отсутствием значимого ядерного энерговыделения основное радиационное воздействие этих опытов на окружающую среду ограничивалось территорией, на которую распространялось диспергирование делящихся материалов, входящих в состав взрывных устройств.

По условиям проведения атмосферные ядерные взрывы подразделяются на наземные, воздушные и космические.

Наземный взрыв -- это ядерное испытание, проведенное либо на поверхности земли, либо на испытательной башне. К этой категории относятся все ядерные испытания с приведенной высотой подрыва не более 35 м/кт .

Воздушный взрыв -- это ядерное испытание в атмосфере с приведенной высотой подрыва 100 м/кт¹³, при котором образующийся «огненный шар» не касается земной поверхности.

Высотный взрыв -- это ядерное испытание в атмосфере, когда «огненный шар» сравним с характерным размером неоднородности атмосферы (~7 км). В эту же категорию включены также космические взрывы, однако на СИП они не проводились.

Из 116 ядерных испытаний, проведенных на «Опытном поле», 30 были наземными, 6 высотными и 80 атмосферными.

Хронология атмосферных испытаний и их суммарное энерговыделение показаны в таблице 17.

Таблица 17 --Распределение ядерных испытаний на «Опытном поле» и их энерговыделение по годам.

Год проведения испытаний	Годы
	1949	1950	1951	1952	1953	1954	1955
Кол-во	1	-	2	-	5	9	5
Мощность, кт	20	-	80		440	80	1870
Испытания	Годы
	1956	1957	1958	1959	1960	1961	1962
Кол-во	8	11	8		-	29	40
Мощность, кт	1970	1680	80	-	-	140	220

Степень воздействия ядерных испытаний на окружающую среду определяется многими причинами. Основные из них -- это тип и мощность взрывного устройства, условия проведения взрыва, свойства среды, в которой производится взрыв, а также метеорологические условия.

По мощности ядерные устройства можно разделить на 5 групп (таблица 9):

Таблица 18 --Классификация ядерных устройств по мощности

№п/п Калибр	Мощность, кг	Количество проведенных взрывов
1	2	3
1 Сверхмалый	<1	30
2 Малый	1-10	44
3 Средний	10-100	32
4 Крупный	100-1000	9
5 Сверхкрупный	>1000	1
ВСЕГО	116

Проведение любого ядерного взрыва сопровождается образованием радиоактивных продуктов, распространение которых в той или иной степени обусловливает радиоактивное загрязнение земной поверхности.

Известно, что при взрыве ядерного заряда первоначальная смесь содержит более 200 альфа-, бета- и гамма-активных радионуклидов с широким спектром периодов полураспада и энергии излучения. Образовавшиеся продукты ядерного деления рано или поздно оседают на земную поверхность. Однако характер радиоактивного загрязнения сред определяется многими факторами и, прежде всего, условиями проведения взрыва.

Пространственное распределение продуктов взрыва и время их появления на местности определяются метеорологическими условиями --скоростью и направлением ветра, а рассеяние -- состоянием атмосферы (стратификации, турбулентности, атмосферными осадками и т.п.).

При проведении наземных взрывов образующийся «огненный шар» соприкасается с земной поверхностью. При контакте в результате воздействия мощного теплового излучения верхние слои грунта плавятся, испаряются и вовлекаются сначала в «огненный шар», а затем в атомное облако. Следовательно, в огненном шаре и облаке взрыва наряду с испарившимся веществом конструкции испытуемого устройства, ядерного топлива присутствуют элементы подстилающей поверхности (элементарные зерна грунта или их группы).

При осуществлении наземного ядерного взрыва на 1 кт мощности в атмосферу выбрасывается около 5000 т породы, из которых 180-200 т --плавится, а 1,5-25 т --испаряется.

Значительная масса загрязненного грунта выпадает в районе взрыва, остальная попадает в верхние слои атмосферы и переносится на большие расстояния.

Наиболее крупные частицы, имеющие диаметр 50 и более мкм, в течение нескольких часов после взрыва оседают в районе взрыва, формируя на местности локальное загрязнение (ближний след). Следует отметить, что каждый взрыв обуславливает загрязнение, имеющее свою индивидуальность.

Более мелкие частицы, имеющие диаметр 10-50 мкм, начинают оседать позднее на значительном расстоянии от места взрыва. При этом формируются дальние радиоактивные следы.

Особенность дальних выпадений заключается в том, что они прослеживаются на многие сотни и даже тысячи километров и провести их идентифицирование очень сложно, так как на дальних расстояниях от места взрыва происходит наложение радиоактивных выпадений от многих взрывов.

Еще более мелкие частицы, имеющие диаметр в единицы и доли микрон, переносятся на большие расстояния и постепенно выпадают на земную поверхность, формируя глобальный фон. Процессы формирования глобального радиоактивного загрязнения могут длиться многие недели, месяцы и даже годы в результате выпадений радиоактивных продуктов, выброшенных в стратосферу при проведении мощных ЯВ.

Следует отметить, что каждый взрыв обусловливает загрязнения, имеющие свои индивидуальные особенности.

Воздушный ядерный взрыв принципиально отличается от наземного механизмом формирования частиц-носителей радиоактивных загрязнений. Прежде всего, при воздушных взрывах в формировании радиоактивных продуктов не участвуют материалы подстилающей поверхности, так как «огненный шар» не соприкасается с ней.

Радиоактивное загрязнение местности при проведении воздушных взрывов связано, главным образом, с глобальными выпадениями радиоактивных веществ, т.к. существенная часть наработанной активности поднимается в верхние слои атмосферы (стратосферу) и пребывает там многие месяцы и даже годы, постепенно оседая на земную поверхность. Считается, что 20% активности сосредоточено вблизи эпицентров испытаний, а 80% входят в состав глобальных выпадений. В эпицентре взрыва оседают, главным образом, продукты нейтронной активации.

По мере удаления от эпицентра взрыва радиоактивное загрязнение уменьшается. Вместе с тем, высокие уровни загрязнения могут наблюдаться на достаточно большом расстоянии от эпицентральной зоны. Скорость оседания радиоактивных частиц из атмосферного резервуара зависит от размеров частиц, высоты их нахождения и метеорологических условий.

Взрывы на больших высотах исключали появление зон загрязнения на местности, но при этом увеличивали глобальный фон за счет радиоактивных выпадений. В результате радиоактивных выпадений сначала образуется поверхностное загрязнение местности. Постепенно под влиянием различных процессов радиоактивные продукты проникают вглубь почвы либо вместе с частицами-носителями, либо самостоятельно, если частицы разрушаются, или происходит смыв радиоактивности с поверхности этих частиц. В результате образуется объемное загрязнение верхнего слоя почвы в несколько сантиметров.

Как было сказано ранее, все радиоактивные вещества, обусловленные ядерными испытаниями, в конце концов, выпадают на земную поверхность. Зона контакта с наземными объектами -- это почвенный покров. Почва является природным геохимическим барьером между различными звеньями окружающей среды. Она накапливает и сохраняет различные ингредиенты, в том числе и продукты радиоактивного распада. Скорость миграционных процессов зависит от типов почвы, атмосферных осадков, физико-химических свойств загрязненных частиц, от физико-химических свойств почвы (в частности, минералогического и химического состава), времени, прошедшего после поступления радионуклидов в почву, вида растительности, агротехники и др.

После приземления радиоактивные вещества вступают во взаимодействие с подстилающей поверхностью и наносят ущерб биологическим объектам, вызывая морфологические, физиологические нарушения в организмах.

Радиоактивные выпадения, обусловленные ядерными взрывами, в конечном итоге включаются в биологические циклы и подчиняются общим закономерностям поведения, определяемым ландшафтно-геохимическими условиями.

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

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

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

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

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

Известно, что ядерные взрывы проводились с учетом метеорологических условий.

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

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

Таблица 19 --K_w Ри при V< 5м/сек

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Таблица 20. Доза при однократном и хроническом введении радионуклидов

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

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

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

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

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

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

Таблица 21 --Среднесмертельные количества ⁸⁹Sr и ⁹⁰Sr

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

Таблица 22 --Среднесмертельные количества ⁹⁰Sr

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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