5
Медицинская радиология и радиационная безопасность, 2016, Том 61, № 4
Введение
Период полураспада
137
Cs почти в точности ра-
вен 30 годам, т.е. за 60 лет останется лишь четвертая
часть этого радионуклида, появившегося в биосфере
вместе с атомной отраслью. 60 лет период, сопо-
ставимый с продолжительностью жизни человека.
Пожалуй, именно фактор долголетия определил био-
логическую значимость этого радионуклида, образу-
ющегося при делении ядер урана и плутония. В пери-
од активных ядерных испытаний большее внимание
было привлечено к
90
Sr из-за его большей мобильно-
сти и опасности попадания этого нуклида в организм
человека. Однако при инцидентах на ядерных реак-
торах начинает играть свою роль способность радио-
нуклидов выходить за пределы защитных барьеров.
Так, при аварии на Чернобыльской атомной электро-
станции (ЧАЭС), сопровождавшейся фактическим
разрушением всех топливных элементов, выход
137
Cs
в окружающую среду на порядок превысил выход
90
Sr при примерно равном количестве его накопле-
ния к моменту аварии. При аварии на японской АЭС
«Фукусима-Дайичи» выброс
137
Cs более чем на три
порядка величины превышал выброс
90
Sr. После этих
двух крупных аварий внимание исследователей было
приковано в основном к
137
Cs, поскольку именно от
прогнозов поведения этого нуклида в окружающей
среде зависели решения по возвращению населения
к нормальной жизни на загрязненных территориях.
Кроме того, радионуклид
137
Cs относится к наи-
более часто используемым радионуклидам в радиаци-
онной технологии. Так, только в США насчитывается
более 300 тысяч аппаратов и приборов с цезиевыми
источниками общей активностью примерно 23 ПБк
Институт проблем безопасного развития атомной энергетики
РАН, Москва. E-mail: panch@ibrae.ac.ru
Nuclear Safety Institute of RAS, Moscow, Russia.
E-mail: panch@ibrae.ac.ru
РАДИАЦИОННАЯ БЕЗОПАСНОСТЬ RADIATION SAFETY
С.В. Панченко, А.А. Аракелян, Е.А. Гаврилина, А.М. Шведов
ДИНАМИКА РАДИАЦИОННОЙ ОБСТАНОВКИ В СЕЛЬСКОМ
НАСЕЛЕННОМ ПУНКТЕ, ЗАГРЯЗНЕННОМ ЦЕЗИЕМ-137 В
РЕЗУЛЬТАТЕ АВАРИИ НА ЧЕРНОБЫЛЬСКОЙ АЭС В АПРЕЛЕ 1986 г.
S.V. Panchenko, A.A. Arakelyan, E.A. Gavrilina, A.M. Shvedov
Dynamic of Radiological Situation in the Rural Settlements Contaminated
by Cesium-137 caused by the Chernobyl Accident in April 1986
РЕФЕРАТ ABSTRACT
Цель: Изучение долговременной миграции
137
Cs в почве
сельского населенного пункта для уточнения прогноза дозовых
нагрузок на население, полученных в результате аварии на ЧАЭС
и загрязнения территории радиоактивными выпадениями.
Материал и методы: Основной экспериментальной базой
являются подворные измерения мощности дозы g-излучения в
селе (6473 замера), выполненные в ходе четырех экспедиций и
охватывающие период в 24 года. Кроме того, анализировались
данные по поверхностному загрязнению территории, приводят-
ся результаты исследований по миграции
137
Cs вглубь почвен-
ного покрова. Реконструкция дозовых нагрузок проводилась в
соответствии с отечественными и международными рекоменда-
циями.
Результаты: Получена нормализованная оценка средней
эффективной дозы внешнего облучения за счет
137
Сs для
населения, проживающего постоянно в сельском населенном
пункте, расположенном в юго-западных районах Брянской об-
ласти. Она составила 50 мЗв за 70 лет на 1 МБк/м
2
выпадений
этого нуклида.
Выводы: Фактор миграции радиоактивного цезия, выпав-
шего в результате аварии, влиял на формирование дозовых на-
грузок в течение первых 10–15 лет. В последующие годы опреде-
ляющим стал радиоактивный распад изотопа.
Purpose: The study of the long-term migration of
137
Cs in the soil
of rural settlement to improve prediction of radiation exposure to the
population caused by the Chernobyl accident and contamination of
the territory.
Material and methods: The main experimental techniques
are homestead measuring of gamma radiation dose rate in the
settlement (6473 measurements) performed during 4 expeditions and
covering a period of 24 years. In addition, the data on surface ground
contamination of the territory was analyzed; the results of studies
on migration of cesium deep into soil are given. Reconstruction of
radiation exposure was conducted in accordance with national and
international recommendations.
Results: A normalized estimation of the average external dose due
to
137
Cs for population residing permanently in the rural settlement
located in the south-western district of the Bryansk Region was found
out. It is in 50 mSv over 70 years at 1 MBq/m
2
of the fallout of this
nuclide.
Conclusion: The migration factor of radioactive cesium
precipitated after the accident affected the formation of radiation
exposure during the first 10–15 years. In subsequent years the
radioactive decay of the isotope became a more significant factor.
Ключевые слова: радиационная обстановка, авария, ЧАЭС, дозы
внешнего облучения, миграция, почва, цезий-137
Key words: radiological situation, Chernobyl accident, external doses,
migration, soil, cesium-137
6
[1], что сопоставимо с активностью выброса этого
нуклида при аварии на АЭС «Фукусима-Дайичи» [2].
Наличие
137
Cs в окружающей среде обуславливает
как внешнее облучение человека и биоты, так и воз-
можность внутреннего облучения в основном за счет
пищевых цепочек. Но, если на последнее человек
может оказывать регулирующие действия, распола-
гая для этого широкими возможностями частно-
сти, база данных по контрмерам, ограничивающим
внутреннее облучение человека, превышает 5 тыс.
наименований [3]), то с внешним облучением дело
обстоит значительно сложнее. Повсеместное распро-
странение радиоизотопа делает малоэффективными
большинство контрмер, направленных на уменьше-
ние внешнего облучения [4]. В этих условиях большое
значение для прогноза дозовых нагрузок приобретает
знание механизмов миграции радионуклида, а также
наличие качественных экспериментальных данных,
которые бы служили маркерами при моделировании.
Изучение миграции
137
Cs вглубь почвы, на кото-
рую выпадали радиоактивные осадки от испытаний
ядерного оружия (1950-е и начало 60-х годов), позво-
лило установить, что для получения прогнозных оце-
нок дозовых нагрузок на человека почвенный про-
филь можно аппроксимировать функцией с одной
экспонентой [5]:
I(z) = I
0
[1 – exp(–dz)], (1)
где
I(z) количество активности
137
Cs на глубине z,
Бк/м
2
;
I
0
– полная активность
137
Cs, Бк/м
2
;
a – величина, обратная длине релаксации, см
–1
;
z – глубина слоя, см.
Для оценки значения дозового фактора для
137
Cs
от кумулятивных выпадений при ядерных испытани-
ях в середине 1960-х гг. Бек (Beck) использовал вели-
чину коэффициента релаксации a
–1
= 3 см. При при-
нятой средней плотности почвы в 1,6 г/см
3
расчетное
значение удельной мощности дозы в воздухе состави-
ло 1,02 нГр/ч на 1 кБк/м
2
[6]. Это приближение стало
основой для оценки суммарной дозы внешнего облу-
чения на человеческую популяцию от ядерных испы-
таний. В этих расчетах ожидаемая поглощенная доза
в воздухе от
137
Cs оценивалась величиной в 0,39 Гр на
1 МБк/м
2
[7], причем за первые 100 лет реализовыва-
лось 0,35 Гр.
Для первичных оценок доз внешнего облучения,
обусловленных выпадениями
137
Cs при аварии на
ЧАЭС, использовали три величины коэффициен-
та релаксации: 0,1 см для первого месяца, 1 см для
первого года и 3 см для последующего периода [8].
В работе 1989 г. Бек определил для начальных вы-
падений значения дозового фактора для
137
Cs
137
)
*
:
2,89 нГр/ч на 1 кБк/м
2
для абсолютно плоской по-
верхности и 2,51 нГр/ч на 1 кБк/м
2
при коэффи-
циенте релаксации 0,1 см [9]. Близкое к последнему
значение дозового фактора приведено и в действу-
ющих в РФ методических указаниях [10–12] 2,55
нГр/ч на 1 кБк/м
2
. В широко известном руководстве
США (EPA-402-R-93-081) приводятся нормирован-
ные на плотность загрязнения почвы
137
Cs значения
эффективной дозы [13]. Используя соотношение
между эффективной дозой и мощностью поглощен-
ной в воздухе дозой, равное 0,75 Зв/Гр, можно полу-
чить значения Г
137
для абсолютно плоской поверхно-
сти 2,81 нГр/ч и 1,80 нГр/ч на 1 кБк/м
2
для значения
коэффициента релаксации в 1 см.
При аварии на японской АЭС оценка эффектив-
ных доз внешнего облучения в первые месяцы после
выпадений оценивалась с помощью эксперимен-
тально определенного дозового фактора, который
определялся в ближней 30-км зоне совместно для
двух изотопов цезия:
134
Cs и
137
Cs [14]. Анализ этих
экспериментально полученных значений позволил
оценить величину Г
137
для первого месяца после вы-
падений, равную 2,87нГр/ч на 1 кБк/м
2
.
Очевидно, что с течением времени в силу радио-
активного распада, возможного уноса с почвенного
покрова, а также в связи с заглублением цезия в ниж-
ние почвенные горизонты мощность дозы внешнего
облучения в зависимости от интегральной плотности
начального загрязнения будет постепенно снижать-
ся. Эти естественные физические процессы в прак-
тике расчета дозовых нагрузок на организм человека
учитываются снижением значения дозового фактора
(CF), определяемого как отношение мощности эф-
фективной дозы к плотности радиоактивного загряз-
нения, (нЗв/ч)/(кБк/м
2
). В рекомендациях МАГАТЭ
[15] приводятся усредненные значения дозового фак-
тора (CF
4
) для трех периодов времени после началь-
ного загрязнения, табл. 1 (1-я строка).
Таблица 1
Средние значения дозового фактора CF
4
для
137
Cs в различные периоды времени
после загрязнения земной поверхности,
нЗв/ч·(кБк/м
2
)
–1
[15]
Условия, влияющие на динамику 1 мес. 2 мес. 50 лет
с учетом всех факторов 1,38 1,31 0,30
то же, но без учета радиоактивного распада 1,38 1,31 0,50
Переходя от средних значений мощности эффек-
тивной дозы (табл. 1) к значениям Г
137
, можно видеть,
что уже в первый месяц после выпадений рекомен-
дованные значения Г
137
= 1,83 нГр/ч на 1 кБк/м
2
за-
метно ниже значений при длине релаксации 0,1 см,
* Такое обозначение этого фактора введено в работе [5].
7
полученных Беком [9], и практически совпадают с
данными, приведенными в [13] для коэффициента
релаксации в 1 см.
В дальнейшем значения Г
137
продолжают сни-
жаться. По мнению большинства экспериментато-
ров, основным фактором, обуславливающим такой
спад, является дальнейшее заглубление изотопа и
экранирование почвой, а зимой еще и снегом. Роль
радиоактивного распада может быть рассчитана на
произвольный период времени, поэтому, на наш
взгляд, при изучении динамики значений дозовых
факторов удобно радиоактивный распад исключить
из анализа. Во второй строке табл. 1 приведены зна-
чения дозового фактора без учета распада радиону-
клида. Как видим, в начальный период это не вносит
коррективы, а среднее значение дозового фактора за
50 лет заметно подросло.
В практике отечественных оценок дозовых на-
грузок на взрослых жителей населенных пунктов,
загрязненных вследствие аварии на ЧАЭС, использо-
вались различные коэффициенты, позволяющие рас-
считать эффективную дозу за соответствующий год
после аварии [10–12, 16–20]. Динамику доз внешне-
го облучения на раннем этапе прогнозирования пы-
тались оценить по модели экспоненциального спада
с периодом снижения мощности дозы в воздухе от
137
Cs в 14 лет (опыт ИБФ) или 7,5 лет со ссылкой на
неназванные источники [16]. В работе [17] авторы,
отталкиваясь от оценки дозы внешнего обучения за
1988 г., предполагали, что спад за счет радиоактивно-
го распада и заглубления изотопов цезия будет проис-
ходить за счет быстрой (период 1,5 года) и медленной
(период 50 лет) компонент. В этом случае суммарная
ожидаемая доза внешнего облучения (от
134
Cs +
137
Cs)
за период с 1990 по 2060 гг. составила бы 86 мЗв на
1 МБк/м
2
выпадений
137
Cs. Здесь учтены и защитные
свойства жилых и производственных зданий и ха-
рактер поведения жителей. Оценка прогнозируемой
поглощенной в воздухе дозы от
137
Cs за 70 лет после
аварии составит в этом случае примерно 200 мГр на
1 МБк/м
2
первоначальных выпадений этого нуклида.
В более поздних руководствах по оценкам дозы
внешнего облучения населения предлагается исполь-
зовать соотношение[19]:
E
g
= k
g
⋅σ
137,
(2)
где
E
g
эффективная доза внешнего g-облучения
взрослых жителей за год, мЗв;
k
g
– эффективной дозы в текущем году, нормиро-
ванное на плотность загрязнения почвы цезием-137 в
том же году мкЗв×м
2
/кБк;
σ
137
– плотность загрязнения почвы цезием-137 в
том же году, кБк/м
2
.
Значения коэффициента k
g
за соответствующие
годы устанавливались на основании результатов не-
скольких тысяч прямых измерений индивидуальных
доз у жителей населенных пунктов (НП) России раз-
личных типов с плотностью загрязнения почвы
137
Cs
от 400 до 4000 кБк/м
2
, а также на основании резуль-
татов обследований нескольких десятков НП России,
включающих измерение мощности дозы g-излучения
внутри и вокруг НП и опрос жителей о времени их
пребывания в различных точках внутри и вне НП
[19]. Погрешности для значений k
g
за разные годы не
указывались.
Анализ многочисленных данных, полученных
на загрязненных территориях Украины, Белоруссии,
России и ряда европейских стран в первые годы по-
сле аварии был также выполнен в ходе реализации
международного проекта Европейской комиссии в
период с 1991 по 1995 гг. [21].
Обобщая результаты наблюдений за миграцией
137
Cs за первые семь лет после аварии, авторы пред-
ложили следующее выражение, учитывающее сниже-
ние реальной мощности поглощенной дозы в воздухе
j
(t) в НП j по сравнению с мощностью поглощенной
дозы в точке с референсным распределением
137
Cs в
почве [21]:
j
(t) = Age
λt
r(t)f
j
, (3)
где
А активность
137
Cs на единичной площади ре-
ференсного места, кБк/м
2
;
g – мощность поглощенной дозы внешнего облу-
чения в воздухе от загрязнения единичной плотности
на высоте 1 м для референсного распределения
137
Cs
в почве, нГр/ч×(кБк/м
2
)
–1
;
λ – константа радиоактивного распада, r
–1
;
f
j
мощность дозы в воздухе в локализации j, от-
несенная к мощности дозы в воздухе для референс-
ного места;
r(t) – функция, учитывающая снижение реальной
мощности дозы по сравнению с мощностью дозы в
точке с референсным распределением
137
Cs в почве:
,2lnexp2lnexp
2
2
1
1
T
t
a
T
t
atr
(4)
где T
1
= 1,5 года, а T
2
= 50 лет; величины коэффи-
циентов а
1
и а
2
были получены для трех ситуаций,
связанных с физико-химическими формами суще-
ствования и переноса изотопов цезия (табл. 2). Кроме
того были учтены результаты обобщённых наблюде-
ний за скоростью заглубления изотопов цезия в поч-
вах трех типов [21].
8
Таблица 2
Значения параметров для уравнения (4) для
различных удалений от места аварии, R [21]
Параметр r 100 км 100 км<r 1000 км r >1000 км
а
1
0,48 0,60 0,53
а
2
0,81 0,63 0,51
Под референсным местом рассматривался неза-
росший кустами и деревьями луг с неповреждённым
после аварии почвенным покровом. Предполагалось,
что радиоактивное вещество в этом месте представ-
ляет из себя плоский источник, заглублённый на ве-
личину 0,5 г/см
2
, что соответствует при плотности
верхнего слоя почвы 1,6 г/см
3
заглублению примерно
на 0,3 см. Значение референсной поглощенной дозы
в воздухе Г
137
в этом случае оценивалось величиной
1,7 (нГр/ч)/(кБк/м
2
) для
137
Cs и 4,7 (нГр/ч)/(кБк/м
2
)
для
134
Cs [22].
Величина поглощенной дозы над неповрежден-
ной поверхностью в воздухе от
137
Cs, рассчитанная
по соотношению (3) за 70 лет, составит 325 мГр на
1 МБк/м
2
. Авторы отмечают недостаточность вре-
менного ряда наблюдений, высказывая надежду, что
последующие исследования внесут коррективы для
значений эмпирических коэффициентов в выраже-
нии (4).
Схожее по форме и содержанию формул (3) и (4)
соотношение для r(t) вошло в отечественные мето-
дические указания МУ 2.6.1.579-96, в которых рас-
считывалась средняя накопленная эффективная доза
внешнего облучения за период 1986–1995 гг. Значения
коэффициентов были едиными для всех российских
НП: а
1
= 0,4; а
2
= 0,42; а Т
1
= 1,5 года и Т
2
= 50 лет.
Значение коэффициента g в (
2
м
кБк
/
ч
нГр
) изменялось во
времени в соответствии с физическим распадом
137
Cs
по соотношению [23]:
g = 2,54exp(–6,310
–5
t), (5)
где t выражено в сутках.
Вычисленная величина поглощенной дозы в
воздухе от
137
Cs, рассчитанная в соответствии с [11]
(при сохранении тенденций заглубления и с учетом
снежного покрова) за 70 лет, составила 305 мГр на
1 МБк/м
2
.
Долговременные наблюдения за ранее загрязнен-
ными
137
Cs территориями не многочисленны, хотя
динамика дозового фактора используется для рекон-
струкции дозовых нагрузок на население. Так, в рабо-
тах Робисона (Robison) с коллегами оценивались до-
зовые нагрузки за 45-летний период проживания на
атолле Бикини, где в 1954 г. в результате испытаний
ядерного оружия произошло заметное радиоактив-
ное загрязнение почвенного покрова. Для расчетов
эффективных доз от выпавшего на поверхность зем-
ли
137
Cs использовался эффективный период в 8,5 лет
[23]. При этом среднее значение дозового фактора с
учетом радиоактивного распада за 50 лет составило
по оценкам авторов 0,24 нЗв/ч·(кБк/м
2
)
–1
, а без ра-
диоактивного распада – 0,32 нЗв/ч·(кБк/м
2
)
–1
. Таким
образом за 50 лет оценка поглощенной в воздухе дозы
от
137
Cs составила 105 мГр на 1 МБк/м
2
. Следует доба-
вить, что на Маршалловых островах годовой уровень
осадков изменяется от 1000 до 4300 мм.
Для мест с количеством годовых осадков около
1100 мм в США было выполнено исследование по сни-
жению мощности дозы со временем [24]. Изучалось
различие в характере и скорости заглубления для двух
типичных ландшафтных форм: лес и естественный
луг за период с 1963 г. по 1987 г. Иллюстрацией по-
лученных результатов может служить рис. 1, где экс-
периментальные результаты аппроксимировались
кривыми на основе общих представлений. Авторы
получили аналитические выражения, позволяющие
определять уровень среднегодовых дозовых нагрузок
на рассматриваемых ландшафтах, а также интеграль-
ные значения дозы для ситуаций облучения на раз-
личных территориях. В табл. 3 приведены результаты
расчётов поглощенной дозы в воздухе за 30 и 70 лет
(D
инт
70
) по соотношениям, предложенным авторами
[24]. Фактически диапазон этих оценок включает в
себя значения всех приведенных выше расчетов.
Таблица 3
Предсказанные интегральные поглощенные
дозы в воздухе за 30 и 70 лет для различных
форм ландшафта при начальной плотности
загрязнения территории
137
Cs в 1 МБк/м
2
,
мГр [24]
Период
облучения
Пахота,
30 см
Пахота,
15 см
Естествен-
ный луг
Лес
30 лет 60 90 160 260
70 лет 90 150 230 380
Рис. 1. Реконструкция мощности дозы, приведенной
к единичной плотности загрязнения
137
Cs, для двух типов
ландшафта [24]
нГр/ч на 1кБк/м
2
1980
1970
1960
0
1,0
2,0
1990
Годы
лес
поле
Upton, N.Y.
North Eastham, MA
Chester, N.J.
9
Интересные исследования по изучению скорости
заглубления цезия чернобыльского происхождения
были выполнены на луговой неповрежденной по-
верхности в 6 точках территории Швеции [25]. В этой
работе на разных типах почвы и значительном экспе-
риментальном материале было показано, что верти-
кальная миграция в период 1986 и 2007 гг. протекала
медленно, и бόльшая часть активности по-прежнему
находится в верхних слоях почвы, причем заглубле-
ние цезия во второй половине рассматриваемого пе-
риода значительно замедлилось, что частично может
быть обусловлено действием факторов биологиче-
ского характера.
До настоящего времени ощущается недостаток в
урбоэкологических исследованиях, заключающийся,
в частности, в систематизации экспериментальных
данных, полученных на территориях населенных
пунктов за продолжительный период времени.
Материал и методы
В основу настоящего исследования положе-
ны материалы подворных обследований с. Новые
Бобовичи, которые проводились в 1990 г. специали-
стами НПО «Тайфун» (М.Ю. Орлов, В.Н. Сныков и
др.) в соответствии с методическими рекомендация-
ми по оценке радиационной обстановки в населён-
ных пунктах [26] и были продолжены сотрудниками
ИБРАЭ РАН в 2001 г. в рамках международного проек-
та «Радиоэкология» франко-германской инициативы
[3,27]. В дальнейшем, сохраняя преемственность ме-
тодических приемов и точек контроля, обследования
были продолжены в 2008 и 2014 гг. [28].
Географически Новые Бобовичи расположены
в северо-западной части Новозыбковского района
на удалении 16 км по прямой линии от райцентра и
примерно в 240 км от областного центра Брянска,
на правом берегу реки Ипуть. Удаление от ЧАЭС по
прямой составляет 176 км. Численность населения на
момент аварии составляла 1150 чел. (на 01.01.2014
559 чел.). Площадь НП Новые Бобовичи составляет
1,9 км
2
, площадь хозяйства 62,44 км
2
. На момент
начала обследований в селе было 401 личное подво-
рье и 39 административных зданий. Среднегодовая
норма осадков по району около 600 мм в год.
До аварии на ЧАЭС результаты эпизодических
(или случайных) измерений радиационного фона
в районе данного НП в письменных источниках не
найдены. После аварии на ЧАЭС этому вопросу стали
уделять внимание. Специалисты из Ленинградского
института радиационной гигиены провели исследо-
вания по пяти НП Брянской области. Реконструкция
средних значений мощности поглощённой дозы в
воздухе, обусловленных примордиальными радиону-
клидами в почве и строениях НП Старые Бобовичи
настоящее время Старые и Новые Бобовичи объеди-
нены в один сельсовет), дала следующие результаты
[29], выраженные в нГр/ч;
целина – 38;
улица – 44;
двор – 37;
огород – 44;
деревянный 1-этажный дом – 39;
кирпичный 1-этажный дом – 70;
кирпичный 2-этажный дом – 49.
Кроме излучения от естественных радионукли-
дов, рассеянных в земной коре, воздухе и других объ-
ектах внешней среды, вклад в измеряемую мощность
дозы даёт ионизирующее излучение космических лу-
чей. Оценка средней величины поглощенной в возду-
хе дозы составляет на уровне моря примерно 32 нГр/ч
[30]. Эти значения могут варьироваться в зависимости
от высоты исследуемой местности над уровнем моря.
Однако для альтитуды с. Новые Бобовичи 145–155 м
это изменение будет в районе 1 %, т.е. практически
не изменит среднее значение. В дальнейших расчетах
для выделения вклада в мощность дозы только
137
Cs
нами было использовано фоновое значение 80 нГр/ч.
Радиоактивное загрязнение территории с. опре-
делялось различными организациями в первые годы
после аварии. Результаты 94 измерений по пробам
грунта, отобранным в соответствии с действующей
инструкцией [31], приводились в специальных вы-
пусках НПО «Тайфун». В частности, данные за 1986–
2013 гг. взяты из ежегодника [32]. Подробное рас-
смотрение данных по сложившейся радиационной
обстановке в Новых Бобовичах выполнено в работе
[28]. В целом можно говорить о достаточно равномер-
ном загрязнении территории села
137
Cs и с хорошей
точностью можно полагать, что среднее значение для
данного НП находится в интервале 1050–1140 кБк/
м
2
. В наших дальнейших оценках было использова-
но значение первоначальной плотности загрязнения
территории НП Новые Бобовичи как 1095 кБк/м
2
на
28 апреля 1986 г.
Измерения мощности экспозиционной дозы
проводились в 1990–2008 гг. поверенными прибо-
рами ДРГ-01Т для всех подворий и строений в на-
селенном пункте в заранее установленных точках
(внутри дома, во дворе, перед домом и пр.) на высо-
те 1 м от поверхности. Методической основой таких
измерений являлась «Инструкция по обследованию
радиационной обстановки на загрязненных террито-
риях», утвержденная Межведомственной комиссией
по радиационному контролю природной среды при
Госкомгидромете СССР в 1988 г., а также «Инструкция
по наземному обследованию радиационной обста-
новки на загрязненной территории», одобренная той
же комиссией 17.03.89 [33, 34]. Предел основной по-