Радіотоксикологічна характеристика 137Сs. Забруднення 137Сs водних екосистем

Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

Реферат

«Радіотоксикологічна характеристика ¹³⁷Сs. Забруднення ¹³⁷Сs водних екосистем»

1. Загальна інформація про Цезій-137

Цезій-137 - бета-випромінювач з періодом напіврозпаду 30.174 року. ¹³⁷Сs відкритий в 1860 р. німецькими вченими Кірхгофа і Бунзеном. Назву отримав від латинського слова caesius - блакитний, за характерною яскравою лінії в синій області спектра. В даний час відомо кілька ізотопів цезію.

Ядерна енергетика є джерелом надходження ¹³⁷Сs в навколишнє середовище. Згідно з опублікованими даними в 2000 році реакторами АЕС усіх країн світу в атмосферу було викинуто близько 22,2 х 1019 Бк 137Сs. Викид ¹³⁷Сs здійснюється не тільки в атмосферу, але і в океани з атомних підводних човнів, танкерів, криголамів, оснащених ядерно-енергетичними установками. Сумарна активність продуктів поділу, що утворилися в ядерному реакторі атомної підводного човна потужністю 60 МВт при його безперервній роботі протягом одного року, сягає понад 3,7 х 1017 Вк, в тому числі ¹³⁷Сs - приблизно 24 х 1014 Бк. Природно, що при великих аваріях, що сталися з двома атомними підводними човнами США («Третер» у 1963 році і «Скорпіон» в 1967), велика частина радіоактивних речовин, включаючи ¹³⁷Сs, могла поступити у воду і виявитися джерелом тривалого забруднення.

За своїми хімічними властивостями цезій близький до рубідію і калію - елементам 1 групи. Радіоізотопи цезію застосовуються в хімічних дослідженнях, в гаммадефектоскопії, в радіаційнії технології, в радіобіологічних експериментах. ¹³⁷Сs використовується як джерело-випромінювання для контактної і дистанційної променевої терапії, а також для радіаційної стерилізації. Ізотопи цезію при будь-якому шляху надходження в організм добре всмоктуються.

2. Радіоактивне забруднення водних екосистем після аварії на ЧАЕС

2.1 Відкриті водойми

Найбільшому радіоактивному забрудненню піддалися річки басейну Дніпра, Сожу, Прип'яті і в меншій мірі - Німану і Західної Двіни.

У доаварійний період концентрація цезію-137 у воді р. Прип 'ять становили відповідно 0,0066 Бк / л. У перші дні після аварії (період первинного аерозольного забруднення) сумарна бета-активність води ріки Прип'ять в районі ЧАЕС перевищувала 3000 Бк / л і тільки до кінця травня 1986 знизилася до 150-200 Бк / л. Максимальні концентрації плутонію-239 у воді р. Прип 'ять склали 0,37 Бк / л.

У міграції цезію-137 у складі річкового стоку виключно велику роль грає його перенесення на твердих суспензіях (від 10 до 35-40% загальної стерпної активності). Під час паводків відбувається збільшення питомої активності води. Наприклад, в річці Брагинка біля м. п. Брагін вона в окремі роки зростала з 0,26 Бк / л до 0,33 Бк / л по цезію-137. Синхронно зростає і частка активності, пов'язана з твердими суспензіями.

Здатність річкових вод до самоочищення пояснюється постійною зміною мас води, випаданням зважених радіоактивних частинок на дно водойм і, частково, процесами сорбції що знаходяться в розчиненому стані радіонуклідів мелкодісперснимі зваженими і донними мінералами і органічними речовинами.

Під час повеней відбувається зворотний процес - переклад високоактивних донних опадів у завислий стан, що призводить до багаторазового зростання радіоактивності річкових вод.

За ступенем радіоактивного забруднення компоненти водних екосистем розташовуються в наступному порядку: донні відкладення> гідробіонти> вода.

Якщо для води і, у меншій мірі, суспензій характерно згодом зменшення вмісту цезію-137, то в донних відкладах та водної рослинності має місце підвищення його концентрації. Так, рівні забруднення донних відкладень Cs-137 по руслу річок Бесіди і Іпуті знаходяться в межах від 370 Бк / кг до 37000 Бк / кг, а локальні рівні досягають більш ніж 70000 Бк / кг.

В озерах радіонукліди головним чином зосереджені в донних відкладах та біоті. Накопичення радіонуклідів у водній рослинності з щорічним її відмиранням за відсутності стоку призводить до збільшення їх акумуляції в донних відкладах. Це обумовлює збереження достатньо високого рівня вмісту радіонуклідів у компонентах водних систем замкнутого типу. Наприклад, концентрація цезію-137 у воді оз. Святська (Ветковський район Гомельської області) становить 8,7 Бк / л і в біоті - 3,7 кБк / кг, а в одному з кінцевих ланок озерних трофічних ланцюгів - рибі - залежно від виду 18,0-39,0 кБк / кг (сухої маси), що може при вживанні в їжу істотно збільшити дозові навантаження.

Для озерних водних систем, розташованих в забрудненій зоні і виведених з антропогенного процесу, виявляється тенденція до їх заростання за рахунок некерованого зростання біоти різних екологічних груп. Це сприяє в певній мірі процесу очищення води від цезію-137 при одночасному зростанні радіоактивності донних відкладень.

радіоактивний водоймище управління аварія

2.2 Підземні води

У відношенні забруднення грунтових вод радіонуклідами чорнобильського походження слід зазначити, що фонові («» дочорнобильський «») значення питомої активності води по цезію-137 становили тисячні частки Бк / л, але вже в 1987 році було відмічено зростання цих показників.

Відзначається чітка залежність між щільністю забруднення і вмістом радіонуклідів у водах першого від поверхні горизонту. На територіях із щільністю забруднення цезієм-137 555-1480 кБк / кв. м концентрація радіонуклідів у грунтових водах становить 0,2-2,0 Бк / л як в Нижньо-Прип'ятської, так і в Сожской зонах. Для грунтових вод, область живлення яких забруднена цезієм-137 на рівні 185-555 кБк / кв. м, характерні такі рівні концентрації: для цезію-137 - 0,01-1,0 Бк / л.

Основними факторами, що визначають в майбутньому забруднення поверхневих вод, є надходження радіонуклідів з площ водозборів, а також процеси біологічного кругообігу в водних системах і далекого руслового переносу. У силу цих причин і розпаду радіонуклідів щільність радіоактивного забруднення водотоків, а також водозборів буде поступово знижуватися. У процесі виносу цезію-137 з прибережних ландшафтів більш чітко проявиться тенденція зростання відмінностей їх надходження у відкриті водойми за рахунок більшої рухливості стронцію. Менш забруднені прибережні території, що знаходяться вниз за течією, можуть додатково забруднюватися радіонуклідами завдяки вторинним процесам перенесення, особливо виявляється під час рясних дощів, повеней та паводків. Для замкнутих і слабопроточних водних систем озерного типу і далі буде відбуватися стік радіонуклідів з найближчих територій в улоговини водойм. Питомі активності поверхневих вод стабілізуються з коливаннями в періоди, пов'язані з екстремальними ситуаціями (посухи, повені, дощі).

Говорячи про розвиток прісноводної радіоекології, слід підкреслити, що радіоекологічні дослідження в 50-60 роках в основному включали вивчення процесів міграції, накопичення і розподілу в водних екосистемах цезію-137 як особливо небезпечного продукту ядерної реакції під час випробувань атомної зброї. Проводилися роботи з добору організмів-концентраторів для дезактивації радіоактивного забруднення води, розроблялися рекомендації щодо недопущення надходження радіонуклідів в організм людини.

У цей період проводилося вивчення вмісту цезію-137 в основних компонентах водних екосистем степової зони України.

Дослідження з накопичення, розподілу і міграції цезію-137, що надходить при глобальних випаданнях в системі «вода-гідробіонти-грунти», проводилися у водоймах трьох типів (водосховище, затоку, річка) степової зони України. З'ясовано, що загальний вміст цезію-137 в досліджуваних водоймах розподілялося таким чином: у воді - 2,0-4,1%, в грунтах - 83-94%, у водній рослинності -2,3-14%, у тварин об'єктах - 0,3-1,3%. Розподіл за концентраціями, як правило, становила наступний ряд: грунти> вища водна рослинність> водні тварини> вода. Найбільші концентрації цезію-137 відзначені серед грунтів - в чорному мулі, серед водної рослинності - в рдеста та рогозу. Освітлення підвищувало здатність водної рослинності концентрувати цезій-137 на 17-33%. Виявлена також певна залежність накопичення радіонуклідів цими об'єктами від ступеня антропогенного навантаження на водойми.

3. Шляхи надходження радіонуклідів у водойми

Дослідження Інгулецької, Південно-Бузької, Білоусівської, Каховської і Краснознаменської зрошувальних систем, показали, що міграційні процеси радіонуклідів як «станційного», так і «аварійно-чорнобильського» походження у водних об'єктах мають свої особливості і суттєво залежать від екологічних, гідрологічних та фізико-хімічних умов водойми.

Результати досліджень свідчать, що радіонукліди до цих водних екосистем надходять, в основному, двома шляхами: перший - перенесення «аварійно-чорнобильських» радіонуклідів (в основному, 90Sr, 137Cs) з річковим стоком Дніпра і Південного Бугу з забруднених територій водозбору цих річок; другий - перенесення «станційних» радіонуклідів (в основному, 137Cs, 3H) з технологічних водоймищ АЕС через фільтрацію і їх «продувку».

3.1 Радіоекологічна характеристика Дніпровської річкової системи

Радіаційна ситуація в найбільшій з обстежених водних екосистем - Дніпровській річковій екосистемі - протягом 1986-2004 рр. постійно змінювалися. До 1986 р. у воді р. Дніпро активність 137Cs знаходилась в межах 4 - 15 мБк/л. Протягом 1988-90 рр. спостерігалася стійка тенденція до зниження з часом вмісту 137Cs в усіх водоймищах Дніпровського каскаду. В 1990 р. вміст ¹³⁷Cs у Каховському водосховищі зменшився до 40-80 мБк/л і в подальшому продовжував утримуватися на цьому рівні.

3.2 Радіоекологічна характеристика Південно-Бузької річкової системи

Радіаційний стан Південно-Бузької річкової системи визначався, по-перше, радіаційною обстановкою верхів'я річки і, по-друге, радіонуклідним складом рідких скидів ПУ АЕС. В перші п'ять років після пуску АЕС вміст радіонуклідів у Південному Бузі зберігався на допусковому рівні. У 1988 р. радіаційна ситуація погіршилася: наслідки аварії на ЧАЕС призвели до підвищення концентрації ¹³⁷Cs і 90Sr у воді до 100-200 мБк/л. З 1992 р. концентрація ¹³⁷Cs в річці зменшилася до 10-40 мБк/л. У 1993-95 рр., після початку «продувки» ставка - охолоджувача ПУ АЕС, радіаційна ситуація у воді Південного Бугу змінилася: в районі випуску «продувних» вод і поблизу с. Бузьке (нижче АЕС) концентрація ¹³⁷Cs в річковій воді в ці роки утримувалася на рівні 10-15 мБк/л (рис. 4), але під час паводків спостерігалося підвищення цього рівня у 2-3 рази.

Підвищення концент-рації ¹³⁷Cs у річковій воді позначилися на акумулюванні його донними відкладеннями. В Півден-ному Бузі, в місці надходження «продувних» вод ставка-охолоджувача ПУ АЕС, починаючи з 1994 р. відбувається зростання (у 2 рази) активності ¹³⁷Cs в мулах. Отже, у другій половині 90-х років позначився другий шлях надходження ¹³⁷Cs р. Південний Буг, а саме - з «продувними» водами ставка-охолоджувача ПУ АЕС.

4. Радіаційний стан водних систем районів розташування АЕС

4.1 Район розташування Запорізької АЕС

Внаслідок того, що ставок-охолоджувач Запорізької АЕС, як частина Каховського водосховища, має постійний зв'язок з ним, радіаційні умови в останньому постійно впливають на радіаційний стан прилеглої водної системи. Коефіцієнт накопичення радіонукліду компонентами ставка-охолоджувача Запорізької АЕС, в середньому, становили: для ¹³⁷Cs - 356 45 (донні відкладення), а також - 840 240 (водяні рослини (Cladophora fracta)).

4.2 Район розташування ЮУ АЕС

Формування радіаційного стану ставка-охолоджувача АЕС відбувається: через надходження радіонуклідів при підживленні водою з Південного Бугу; за рахунок радіонуклідів, які присутні у воді промислово-дощової каналізації і в рідких скидах з очисних споруд господарсько-фекальної каналізації (ГФК) АЕС; а також у воді, що повертається після охолодження конденсаторів турбін, та в дощовій і талій воді, яка надходить з прилеглої території.

Ставок-охолоджувач ПУ АЕС характеризується високою мінералізацією води (до 2000 мг. екв/л). Ймовірно, така ситуація в ставку-охолоджувачу впливає на радіаційну ситуацію як в ньому самому, так і у всій водній системі, що з ним пов'язана. Визначено, що до 1997 р. особливої різниці між вмістом ¹³⁷Cs у мулах на глибині 15-20 м та у прибережній частині (0,3-0,5 м) відмічено не було, однак за дослідженнями 1998-1999 рр. вміст ¹³⁷Cs на глибині водоймища був у 3-4 рази вищим. Однією з причин цього явища було підвищення в цей період мінералізації води у ставку, що призвело до зростання вмісту у воді калію (рис. 5), який, як хімічний аналог цезію, почав виштовхувати останній з нестійких сорбційних сполук у донних відкладеннях. Тобто, висока солоність води ставка-охолоджувача не сприяла тривалому затриманню ¹³⁷Cs в ньому, і призводила до виносу останнього до Південного Бугу під час «продувки».

Особливості міграції радіонуклідів у природно-техногенних водоймищах південного регіону. Результати визначення інтенсивності накопичення радіонуклідів компонентами всіх обстежених водних об'єктів показали, що навіть з урахуванням розсіювання (10-15%), коефіцієнти накопичення радіонуклідів донними відкладеннями, водяними рослинами та рибою мали різницю між водними об'єктами. Коефіцієнт накопичення ¹³⁷Cs донними відкладеннями для різних водойм знаходиться в інтервалі 300ч900.З начення коефіцієнтів накопичення ¹³⁷Cs водяними рослинами знаходяться в інтервалі: 200ч850, а коефіцієнтів накопичення рибою - для ¹³⁷Cs - 150ч230.

Найбільші коефіцієнти накопичення ¹³⁷Cs донними відкладеннями і водними рослинами Південного Бугу були на початку «продувки» ставка-охолоджувача АЕС: для донних відкладень -123764, для водяних слин (Cladophora fracta, Potamogeton perfoliatus) - 42776.

Коефіцієнти накопичення радіонуклідів рибою (м'язи) Південного Бугу протягом 1986-2003 рр. утримувались на одному рівні: ¹³⁷Сs - 180-400. Найбільшим цей показник був у плотви (Rutilus rutilus L.): ¹³⁷Сs - 43074; меншим - у судака (Stizostedion luzioperca L.): 137Сs - 21038. Коефіцієнти накопичення радіонуклідів карасем (Carassius carassius L.) ставка-охолоджувача АЕС становили для

137Cs - 23751.

Дослідження розподілу радіонуклідів між органами і тканинами риб, які були проведені в рр. Дніпро, Південний Буг у травні-червні 1986 р., а також в останні роки, свідчать про різницю між процесами накопичення «аварійно-чорнобильських» радіонуклідів органами і тканинами риб в різні строки з моменту потрапляння цих радіонуклідів у водойму. Вміст ¹³⁷Сs в м'язах усіх обстежених видів риб як з дніпровського басейну: чехоня (Pelecus cultratus L.), клепець (Abramis sapa Pall.), плотва (Rutilus rutilus L.), гуcтера (Blicca bjoerkna L.), лящ (Abramis brama L.), окунь (Perca fluvitilis L.), судак (Stizostedion luzioperca L.), так і з південно-бузького басейну: лящ, судак, плотва, короп (Cyprinus carpio L.), карась (Carassius carassius L.), щука (Esox lucius L.) в 1986 р. суттєво відрізнявся від аналогічних показників, отриманих у 1993-2003 р. Радіоізотопи Cs в перші дні після аварії були знайдені в дніпровській рибі переважно в м'язах (50%) та нутрощах (50%), а за даними 2003 р. - розподіл між м'язами, нутрощами, кістками, лускою риб мав вигляд: 24, 53, 14 та 9% відповідно.

Результати досліджень дозволили визначити специфічність концентрування ¹³⁷Cs донними відкладеннями, водяними рослинами і рибою (м'язи) для різних водних об'єктів. Більш інтенсивно майже всі компоненти концентрували ¹³⁷Cs (300 - 900).

Умови кожного водного об'єкту помітно впливали на інтенсивність концентрування радіонуклідів його компонентами: ¹³⁷Cs - донні відкладення ставка-біоочищення, ставка-охолоджувача ПУ АЕС та водяні рослини ставка-охолоджувача ЗАЕС.

Це підтверджує існування характерних рис щодо формування радіаційного стану в кожній водоймі, що, вважаємо, потрібно враховувати при встановленні розміру радіоємності певного водоймища під час оцінки і прогнозуванні радіаційної ситуації. Отримані дані можуть бути використані при складанні програми радіоекологічного моніторингу та обсягу заходів щодо дезактивації водоймищ обстежених водних систем.

5. Методологія управління радіоємністю водоймища

Методологічні підходи до управління радіоємністю водоймища по зниженню його радіоактивного забруднення. Використовуючи міграційні особливості радіонуклідів у водоймах і знайдені дослідним шляхом величини розподілу радіоактивних речовин в їх компонентах можна на практиці задіяти водоймище у дезактиваційних заходах, спрямованих на поліпшення радіаційної ситуації у водних екосистемах регіону, особливо в екстремальних (аварійних) ситуаціях, коли водоймища можна застосувати, як інструмент вилучення (тимчасове сховище) радіоактивних речовин зі своєї водної системи або з прилеглих забруднених територій.

З цією метою розроблена методологія управління радіоємності водоймища (водної системи), яка дає змогу регулювати загальну кількість радіонуклідів та їхній розподіл у водоймищі, а також розмір депонування радіонуклідів залежно від кількості їх надходження до водоймища.

Управління радіоємністю водоймища (водної системи) для покращення його радіаційного стану, включає три розділи (блоки):

Аналіз і оцінка існуючої радіоекологічної ситуації у водоймищі. Цей розділ містить заходи, виконання яких дозволяє мати достатньо повну характеристику існуючої радіаційно-хімічно-біологічної і гідрологічної ситуації у водоймищі, а також визначати шляхи надходження радіоактивних та інших шкідливих речовин до водоймища.

Визначення мети і складання завдань щодо характеру покращення радіаційної обстановки. Після проведення аналізу і оцінки радіаційної ситуації та враховуючи всі дані, які отримано за першим етапом, а також існуючі техніко-економічні можливості, встановлюється перелік завдань для здійснення встановленої мети.

Розроблена методологія управління радіоємністю водоймища з метою покращення радіаційної ситуації була реалізована у ставку-охолоджувачі ПУ АЕС у 1988-1991 рр. Напрактиці був задіяний один з контрзаходів: використання водяних рослин для дезактивації і розсолення води ставка-охолоджувача АЕС. Результати натурного експерименту з дезактивації ставка-охолоджувача ПУ АЕС за допомогою макрофітів свідчили про високу сорбційну здатність місцевих прісноводних рослин (Cladophora fracta i Pоtamogeton natans), що при проведенні широкомасштабних дезактиваційних робіт надає їм головну роль. Деякі зі вказаних контрзаходів здійснюються сьогодні в районі ПУ АЕС. Так, з 1990 року здійснюється «продувка» ставка-охолоджувача АЕС, в процесі якої постійно, зі швидкістю 2 мі/с, вода зі ставка-охолоджувача скидається до р. Південний Буг і одночасно здійснюється його поповнення річковою водою. За рахунок цього заходу рівні мінералізації і радіоактивності води ставка-охолоджувача значно зменшуються. Окрім цього, при необхідності, періодично один з трьох ставків-біоочищення споруд промислово-побутових скидів ПУ АЕС осушується для проведення робіт із виведення радіонуклідів і мінеральних речовин з мулом, а також для відновлення його проектних гідрологічних характеристик.

Висновки

За результатами довгострокових спостережень (1985-2004 рр.) визначено характерні риси радіоекологічного стану та встановлено кількісні параметри розподілу радіонуклідів у компонентах (донні відкладення, водяні рослини, риба) водних екосистем південних частин р.Південний Буг і р. Дніпро, головних зрошувальних систем південного регіону (Інгулецька, Південно-Бузька, Білоусівська, Каховська і Краснознаменська), які живляться з цих річок, та ставків-охолоджувачів Південно-Української і Запорізької АЕС. Отримані дані є підґрунтям для вирішення важливої наукової проблеми - пошуку нових ефективних заходів щодо забезпечення радіаційної безпеки водних екосистем районів АЕС, а також є підтвердженням можливості широкого використання трасерів-радіонуклідів для оцінки і прогнозу кількісних характеристик комплексних водних екосистем у плані переносу і розподілу в них радіонуклідів та встановлення зон депонування у прилеглих ландшафтах територій водозбору річок і зрошуваних масивів.

Встановлено наявність двох шляхів надходження «станційних» радіонуклідів до річкових екосистем: через «продувку» ставків-охолоджувачів Південно-Української і Запорізької АЕС та через фільтрацію з технологічних водоймищ АЕС. За десятирічний період (1994-2003 рр.) «продувки» ставка-охолоджувача АЕС в р.Південний Буг надійшло приблизно 115 ТБк ³H, а за десятирічний період (1985-1994 рр.) зі ставків-біоочищення ГФК ПУАЕС до р. Арбузинки надійшло приблизно 8,5 ГБк ¹³⁷Cs.

Встановлено коефіцієнти накопичення «станційних» радіонуклідів (⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H) водними рослинами (Cladophora fracta i Pоtamogeton perfoliatus), донними відкладеннями, рибою (Carassius carassius L., Cyprinus carpio L.) ставка-охолоджувача Південно-Української АЕС і гідродинамічно-пов'язаних з ним річкових систем.

Встановлено динаміку активностей ¹³⁷Cs у водоростях (Сladophora fracta) річкових екосистем (рр. Арбузинка, Мертвовід), які пов'язані з технологічними водоймами Південно-Української АЕС, та визначено, що розмір депонування «станційного» ¹³⁷Cs донними відкладеннями р. Арбузинки з рідких скидів Південно-Української АЕС складає майже 87%.

Встановлено, що в окремих водних об'єктах (технологічні водоймища Південно-Української, Запорізької АЕС, річки Арбузинка, Мертвовод, водоймища зрошувальних систем) можуть виникати ділянки, в яких за рахунок гідродинамічних, фізико-хімічних факторів створюються умови значного депонування (або вихід раніше абсорбованих) радіонуклідів компонентами, що може суттєво впливати на радіаційну ситуацію всієї водної системи регіону. Постійна сорбція-десорбція ¹³⁷Cs мулами рр. Арбузинки, Мертвоводу, Південного Бугу сприяє вторинному забрудненню річкової і зрошувальної води (у 2-5 разів).

Розроблено методику проведення і здійснено на практиці натурний експеримент (на території Інгулецького зрошуваного масиву) з встановлення коефіцієнтів переходу «станційних» радіонуклідів зі зрошувальної води у сільськогосподарські культури та розраховано і затверджено МОЗ України контрольні (допустимі) концентрації «станційних» радіонуклідів у воді, яка використовується для зрошування сільськогосподарських угідь в районах АЕС.

Встановлено динаміку активності ¹³⁷Cs у воді головних зрошувальних систем південного регіону України та визначено, що зрошувальні системи суттєво впливають на радіаційний стан і на розмір радіоємності водних екосистем, з якими вони гідродинамічно пов'язані, що донні відкладення і водяні рослини, які залишаються після скиду води в стаціонарних спорудах зрошувальних мереж (головні і регіональні розподільчі канали, резервуари-накопичувачі води та ін.), можуть спричиняти забруднення зрошувальної води через десорбцію накопичених ними радіонуклідів.

Розроблено методологію управління радіоємністю водоймища з метою зниження рівня його радіоактивного забруднення та проведено у 1988-91 рр. натурні дослідження з дезактивації і розсолення води ставка-охолоджувача Південно-Української АЕС з використанням водяних рослин (Potamogeton natans, Сladophora fracta).

радіоактивний водоймище управління аварія

Джерела

1. Томілін Ю.А., Григор'єва Л.І. Радіонукліди у водних екосистемах південного регіону України: міграція, розподіл, накопичення, доза опромінення людини і контрзаходи: Монографія. - Миколаїв: Вид-во МДГУ ім. П. Могили, 2008. - 260 с.

2. Томілін Ю.А., Григор'єва Л.І. Формування радіаційного навантаження на людину в умовах півдня України: чинники, прогнозування, контрзаходи: Монографія. - Миколаїв: Вид-во ЧДУ ім. П. Могили, 2009. - 332 с.

3. Ядерная энергетика, человек и окружающая среда. Под ред. Бабаева Н.С.М.:Энергоатомиздат, 1984. - 311 с.

4. Охрана окружающей среды на предприятиях атомной промышленности / Ф.З. Ширяев, В.И. Карпов, В.М. Крупчатников и др.; Под ред. Б.Н. Ласкорина. - М.: Энергоатомиздат, 1982. - 200 с., ил.

Размещено на Allbest.ru