МІНІСТЕРСТВО ОХОРОНИ НАВКОЛИШНЬОГО ПРИРОДНОГО СЕРЕДОВИЩА УКРАЇНИ

ДЕРЖАВНА ЕКОЛОГІЧНА ІНСПЕКЦІЯ

ДЕРЖАВНИЙ ЕКОЛОГІЧНИЙ ІНСТИТУТ МІНПРИРОДИ УКРАЇНИ

РЕКОМЕНДОВАНИЙ ДОКУМЕНТ

9. РАДІАЦІЙНА БЕЗПЕКА

"Методичні рекомендації щодо порядку розслідування та обліку виявлених під час здійснення державного контролю порушень норм та правил з радіаційної безпеки при поводженні з радіонуклідними джерелами "

РД

Видання офіційне

Київ 2005

ЗАТВЕРДЖЕНО

Головний державний інспектор України

з охорони навколишнього природного

Середовища

____________________ М. М. Костров

“_____”______________2005р.

РЕКОМЕНДОВАНИЙ ДОКУМЕНТ

9. РАДІАЦІЙНА БЕЗПЕКА

"Методичні рекомендації щодо порядку розслідування та обліку виявлених під час здійснення державного контролю порушень норм та правил з радіаційної безпеки при поводженні з радіонуклідними джерелами "

РД

ЗМІСТ

Стор.

РОЗРОБЛЕНО

Державним екологічним інститутом Мінприроди України

Рекомендований документ – "Методичні рекомендації щодо порядку розслідування та обліку виявлених під час здійснення державного контролю порушень норм та правил з радіаційної безпеки при поводженні з радіонуклідними джерелами "

Розробку методичних рекомендацій здійснено колективом авторів -

Наукові консультанти:

Селезньов А. М., Шульга М. Ф., експерти НКРЗУ,

ВНЕСЕНО

Державною екологічною інспекцією

Мінприроди України

ЗАТВЕРДЖЕНО

Головним державним інспектором України

З охорони навколишнього природного середовища

“__”_______2005р.

ВВЕДЕНО ВПЕРШЕ

Цей рекомендований нормативний документ не може бути повністю чи частково відтворений, тиражований або розповсюджений як офіційне видання, без дозволу Державної екологічної інспекції Мінприроди України.

1.  Галузь застосування

“Методичні рекомендації щодо здійснення територіальними органами Міністерства державної екологічної експертизи з радіаційної безпеки проектів ліквідації, консервації і перепрофілювання підприємств з видобування та переробки руд, що мають підвищену радіоактивність” є рекомендованим документом з радіаційної безпеки, що визначають основні організаційні заходи забезпечення правових аспектів та технічні вимоги радіаційної безпеки і прийняття управлінського рішення при здійснені державної екологічної експертизи з питань радіаційної безпеки та радіоекології проектів ліквідації, консервації і перепрофілювання підприємств по добутку та переробці руд, що мають підвищену радіоактивність.

Методичні рекомендації призначені для працівників територіальних органів та інших спеціалістів органів Мінприроди України, що здійснюють попередні екологічні висновки і висновки державної екологічної експертизи з питань радіаційної безпеки та протирадіаційного захисту навколишнього природного середовища та людини.

Методичні рекомендації не поширюються на діяльність інших міністерств та відомств.

2.  Нормативні посилання

У цьому рекомендованому нормативному документі наведено посилання на такі законодавчі та нормативні акти:

1. Закони України:

1.1. “Про охорону навколишнього природного середовища”

Від 25.06.1991р.;

1.2.  “ Про державну екологічну експертизу” від 9 лютого 1995 року

№ 45/95-ВР

1.3.  Про захист людини від впливу іонізуючого випромінювання” від

14.01.1998 р. зі змінами від 26.04.2001р.;

1.4. “Про державний контроль за використанням та охороною земель” від 19 червня 2003 року № 963-IV ;

1.4.  “Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного

Забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи” від 27 лютого 1991 року № 791а-XII

1.5.  “Про поводження з радіоактивними відходами”від 30 червня 1995

Року № 255/95-ВР;

1.6. “Про забезпечення санітарного та епідемічного благополуччя населення ” від 24.02.94 № 4005-ХІІ.

2.  Постанови Кабінету Міністрів України:

2.1. “Про Порядок передачі документації на державну екологічну експертизу” від 31 жовтня 1995 р. № 870

2.2. “Про затвердження переліку видів діяльності, що належать до природоохоронних заходів” від 17.09.1996 р. № 1147;

2.3. “Про затвердження переліку видів діяльності та об`єктів, що становлять підвищену екологічну небезпеку” від 27.07.1995р. № 554;

2.4. “Про затвердження переліку джерел іонізуючого випромінювання, діяльність з використання яких звільняється від ліцензування” від 01.07.02

№ 912;

2.5. “Про затвердження Порядку ліцензування окремих видів діяльності у сфері використання ядерної енергії” від 6 грудня 2000 р. № 1782;

2.6. “Про затвердження Порядку визначення рівня фізичного захисту ядерних установок, ядерних матеріалів, радіоактивних відходів, інших джерел іонізуючого випромінювання відповідно до їх категорії ”, від 26 квітня 2003 р. № 625

4. Нормативні документи:

4.1. Норми радіаційної безпеки України (НРБУ-97);

4.2. Державні будівельні норми України “Система норм та правил зниження рівня іонізуючих випромінювань природних радіонуклідів в будівництві”. Радіаційний контроль будівельних матеріалів та об‘єктів будівництва (ДБН В.1.4-2.01-97) К.: Держкоммістобудування України –1997, 100с.

Крім цього при розробці цих методичних рекомендацій використана література:

1. Монографія “Радіоекологія України”, Київ, 2001. УДК 574:539.1.04.

2. А. И. Кораблева, Л. Г.Чесанов, Л. С.Савин «Введение в екологическую експертизу», Днепропетровск, 2000г.

3. Книга “Радиация и человек”, Г. Н. Дерябина, Мариуполь, 2001. ББК 51.26. УДК 614.8 + 621.386.

4. Монографія “ Екологічна безпека техноприродних геосистем у зв’язку з катастрофічним розвитком геологічних процесів”, Київ,2002. УДК 551.131.

5. А. П. Виноградов «Среднее содержание химических елементов в главный типах земной коры», Геогимия. 1962г. №7 – с.245

6. Крысюк Э. М., Пархоменко В. И. «Удельные активности естественных радионуклидов в строительных материалах, используемых в Советском Союзе»: Препринт ЦНИИатоминформ-ОН-7-87, М: ЦНИИатоминформ, 1987.

7. А. В.Горицкий, Т. М.Лихтарьова, И. П.Лось, В. П.Сабалдырь Радиоактивность строительных материалов. – К.: Будівельник, 1990. – 39с.

В методичних рекомендаціях застосовані терміни:

Небезпека - ситуація в навколишньому середовищі, коли за певних умов (випадкового або детермінованого характеру) можливе виникнення факторів небезпеки, здатних призвести до одного чи сукупності наступних наслідків, небажаних для людей і навколишнього середовища:

-  погіршення здоров’я людини від середньостатистичного значення, тобто захворюваність або навіть смерть людини;

-  погіршення якості навколишнього природного середовища, зумовленого нанесенням матеріальних або соціальних збитків ( порушення процесу нормальної господарської діяльності, чи інші втрати власності тощо) і / або погіршення якості природного середовища.

Навколишнє природне середовище - сукупність на данний момент абіотичного, біотичного і соціального середовищ, здатних сумісно і безпосередньо виявляти пряму або непряму, швидку і віддалену дію на людей і їх господарство, на тварин, рослини й інші організми.

Охорона навколишнього середовища – попередження, обмеження і зменшення негативної дії наслідків стихійних лих, аварій чи катастроф господарської і виробничої діяльності людей на здоров’я і добробут людини і навколишнє середовище.

Контроль за навколишнім середовищем – спостереження за станом навколишнього середовища і його змінами під впливом господарської та іншої діяльності, перевірка виконання планів і заходів з охорони природи, раціонального використання природних ресурсів, оздоровлення навколишнього середовища, виконання вимог природоохоронного законодавства і нормативів якості навколишнього середовища, що здійснюється спеціальними відомчими державними органами.

Якість навколишнього середовища – ступінь відповідності стану навколишнього середовища потребам людини та інших живих організмів.

Протирадіаційний захист – сукупність нормативно-правових, проектно-конструкторських, медичних технічних та організаційних заходів, що забезпечують радіаційну безпеку.

Безпека - стан захищеності життєво важливих інтересів особистості, суспільства і держави від внутрішніх і зовнішніх небезпек.

Структурна стабільність форми радіоактивних відходів - здатність РАВ зберігати механічні властивості в очікуваних умовах зберігання і (або) поховання.

Упаковка радіоактивних відходів - пакувальний комплект (контейнер) з поміщеними в нього РАВ, підготовлений для транспортування, і (або) зберігання, і (або) поховання.

Фізичний бар'єр - перешкода на шляху поширення іонізуючого випромінювання, ядерних матеріалів і радіоактивних речовин в оточуючу середовище.

Форма радіоактивних відходів - фізична і хімічна форма кондиціонованих РАВ без контейнера.

Техногенно-підсилені джерела природного походження (ТПДПП) - Джерела іонізуючого випромінювання природного походження, які в результаті господарської та виробничої діяльності людини були піддані концентруванню або збільшилася їхня доступність, внаслідок чого утворилося додаткове (до природного радіаційного фону) опромінення.

ЗАбруднення земель - накопичення в грунтах і грунтових водах внаслідок антропогенного впливу пестицидів і агрохімікатів, важких металів, радіонуклідів та інших речовин, вміст яких перевищує природний фон, що призводить до їх кількісних або якісних змін;

Псування земель - порушення природного стану земель, яке здійснюється

Без обгрунтованих проектних рішень, погоджених та затверджених установленому законодавством порядку, забруднення їх хімічними, біологічними та радіоактивними речовинами, в тому числі тими, що викидаються в атмосферне повітря, засмічення промисловими, побутовими та іншими відходами, неочищеними стічними водами, порушення родючого шару грунту, невиконання вимог встановленого режиму використання земель, а також використання земель у спосіб, що погіршує їх природну родючість;

3. Загальні положення

3.1. Радіоактивне забруднення територій шкідливо впливає на здоров'я людей, що проживають і працюють на них, приносить значні збитки народному господарству. В окремих регіонах України, особливо після Чорнобильської катастрофи, екологічна обстановка погіршилася настільки, що Урядом України затверджені спеціальні програми соціального та радіаційного захисту населення, що проживає в цих регіонах.

Основними напрямами в обмеженні шкідливого техногенного впливу на біосферу і території є ресурсозберігання і розробка екологічно чистих або маловідходних технологій. Радикальний шлях оздоровлення екологічної обстановки - скорочення шкідливих викидів і скидів, підвищення рівня безаварійності та безпеки небезпечних виробництв, перехід на безвідходні технології, концентрація та надійне поховання шкідливих відходів.

Одним з потенційних джерел радіоактивного забруднення довкілля є підприємства по добутку та переробці руд, іншої сировини, що мають підвищену радіоактивність. Тому вирішення екологічних питань при ліквідації, консервації і перепрофілюванні підприємств по добутку та переробці руд, іншої сировини, що мають підвищену радіоактивність є однією з актуальних екологічних проблем.

На вирішення цих проблем спрямоване управління впливом практичної діяльності людини на навколишнє природне середовище шляхом здійснення екологічної експертизи проектів на відповідність вимогам щодо екологічної безпеки та радіаційного захисту населення і довкілля.

Зважаючи на це, перед екологічною експертизою стоять наступні завдання:

-  встановлення ступеню ризику та безпеки запланованої діяльності;

-  встановлення відповідності об’єкту екологічної експертизи вимогам природоохоронного законодавства, санітарним та будівельним нормам і правилам;

-  оцінка ефективності, обгрунтованості та достатності заходів з охорони навколишнього середовища та безпеки людини, що передбачені проектом;

-  проведення комплексної науково обгрунтованої оцінки обєкту експертизи;

-  підготовка всебічно – обгрунтованого заключення.

Екологічна експертиза базується на наступних загальних принципах:

-  гарантії безпечної для життя людини навколишнього середовища;

-  пріоритетності екологічної та радіаційної безпеки;

-  збалансованності екологічних, економічних, медико - біологічних і соціальних інтересів та врахування громадської думки;

-  наукової обгрунтованності, незалежності, об’єктивності, комплексності, варіантності та гласності;

-  територіально-галузевої та економічної доцільності проектованої чи практичної діяльності;

-  законності.

3.2. Характеристика Підприємств з видобування та переробки руд, що мають підвищену радіоактивність, як потенційних джерел радіоактивного забруднення довкілля..

Процеси техногенного забруднення довкілля за останні десятиріччя набрали виключного динамізму та потужності, тож в оточуюче людину середовище надходить велика кількість чужорідних йому речовин, які включаються в природний кругообіг, призводячи до негативних змін природного середовища та відповідних наслідків для життєдіяльності людини.

Так, з надр Землі щорічно видобувається 100 млрд. тон корисних копалин, які є сировиною для промислових виробництв різного профілю, а їхні відходи разом з відходами добувної галузі завдають значної шкоди довкіллю. Найбільша кількість відходів утворюється на підприємствах гірничодобувної та гірничо-збагачувальної галузей промисловості. Загальні обсяги утворення відходів на зазначених виробництвах складають близько 253 млн. м3 на рік, а обсяги накопичених відходів у відвалах вже досягли 5,3 млрд. тон.

Підприємства з видобування та переробки руд, що мають підвищену радіоактивність, є джерелами не лише радіоактивного а й інших видів забруднення компонентів довкілля: атмосферного повітря, вод, грунту тощо, які повинні враховуватися при проведенні екологічної експертизи. Особлива увага експертизи приділяється радіоекологічним аспектам забруднення навколишнього середовища.

3.2.1. Первинне забруднення.

Виходячи з того, що основними середовищами довкілля, через які здійснюється перенос забруднювачів, є водний і повітряний басейни, визначення таких ключових параметрів, як швидкість і дальність поширення шкідливих інгредієнтів, враховуючи аеродинамічні параметри для атмосферного повітря і гідродинамічні параметри для гідросфери:

J = - D grad C

Де: J - потік забруднювачів; D - параметр, що визначає дифузію; grad C - градієнт концентрації забруднювача. У прямокутній системі координат grad C розкладається на компоненти ¶C/¶X, ¶C/¶Y, ¶С/¶Z). Єдиний підхід у визначенні моделей переносу дозволяє без обмежень використовувати і загальну класифікацію забруднювачів за їх фазово-дисперсними характеристиками.

3.2.1.1. Радіоактивне забруднення атмосфери.

Рівень забруднення повітря залежить, по-перше, від кількості забруднювачів і засобів (приземні, через труби, їх довжина) викидів у повітря, по-друге, від швидкості самоочищення повітря. Найбільш критичний стан в зоні викидів забруднювачів спостерігається в періоди відсутності вітрового змішування в атмосферному повітрі. Але, в свою чергу, відсутність інтенсивних вітрів не призводить до вітрової ерозії, тобто до вторинного перерозподілу забруднювачів. Розподілення гетерогенних та гомогенних домішок по вертикальному профілю визначається характером обміну повітря. Здійснені авіаційні дослідження вказують на те, що головна частина всіх викидів зосереджується у прошарку повітря на висоті до 2 км.

Як вже відзначалось, основою для розрахунків концентрації забруднювачів в атмосферному повітрі служить рівняння , яке базується на законі збереження маси:

¶C/¶t + U¶C/¶X= ¶(Kx ¶C/¶X)/ ¶X+¶(Ky ¶C/¶Y)/ ¶Y+¶(Kz ¶/¶Z) ¶Z

Де: С - масова концентрація домішок; X, Y, Z - система прямокутних координат, в якій вісь Х співпадає з напрямком вітру, а вісь Z є вертикальною; Kx, Ky, Kz - коефіцієнт турбулентної дифузії в напрямку осей X, Y, Z, відповідно.

Наприклад, під час аварії на Чорнобильській АЕС (ЧАЕС), викиди радіонуклідів у повітряний басейн стали джерелом потужного первинного забруднення значних територій. Крім того, вторинні процеси масопереносу продовжували процес забруднення, не дозволяючи проводити ефективну дезактивацію територій. В світлі цього, визначення динаміки змін антропогенних навантажень та, за рахунок цього, встановлення ймовірності (ризику) змін їх абсолютних значень мають надзвичайну актуальність. Вирішення цих задач лежить в області встановлення конкретних параметрів механізмів міграції.

Виходячи із запропонованої класифікації забруднювачів, що утворюються, виникає можливість визначати на самому першому етапі кількість забруднювачів, яка може поступати в довкілля та транспортуватися через зазначені компоненти. Так, наприклад, аналізуючи вплив сценарію протікання аварії на ЧАЕС, слід відзначити, що викид в атмосферу радіоактивних матеріалів складався з газу, аерозолю та дрібнодисперсних часток ядерного палива. Доля гомогенних (газоподібних у повітрі) речовин складала 52 % від загального радіоактивного забруднення. Відповідно, аерозолі та дрібнодисперсні частки ядерного палива складали 48 %.

Подальше забруднення визначалось механізмом протікання аварії. Температура після вибуху в реакторі змінювалась постадійно. Оцінка показала, що ефективна температура активної зони в цей період дорівнювала (1600-1800°С). Це призвело до суттєвого розігріву паливних мас. Дивлячись крізь призму фазово-дисперсної класифікації забруднювачів, слід відзначити і в даному випадку наявність різних складових викиду з аварійного реактора. Мова йде про те, що у навколишнє середовище радіонукліди також поступали як у вигляді газоподiбних продуктів (радіоактивні благородні гази, йод тощо), так i аерозолів (наприклад, сублімовані з палива нестабільні цезій та стронцій, що потрапили на крапельки вологи), та “гарячих” частинок. Останні утворилися на різних етапах аварії безпосередньо при руйнуванні палива внаслідок вибуху, горінні графіту (сорбції радіонуклідів на поверхні часток графіту, що утворювались під час його горіння) та спіканні продуктів ділення з частинками матеріалів, якими засипали аварійний реактор.

Для виявлення факту існування різних фізико-хімічних форм був запропонований методичний підхід, згідно з яким в якості “трасферного” (вміст паливної форми визначався пропорційно до наявності в поверхневому шарі грунтів цирконію-95) ізотопа був вибраний цирконій, що має найбільш високу (5050о С) температуру сублімації. Враховуючи результати аналізів та модельних розрахунків (час “витримки” палива), визначили ізотопний склад паливної (гарячі частки) та іонно-молекулярної форм. Було встановлено, що в рамках, наприклад, “західного сліду” іонно-молекулярна частка радіаційного забруднення складала 60-70 %, а відповідно до цього паливна - 30-40%. Такий аналіз дозволяє прогнозувати поведінку радіонуклідів в компонентах довкілля. Крім того, пропонується розглядати поведінку радіонуклідів в компонентах довкілля як “позначку” в біосфері. Це дозволило відкалібрувати окремі моделі (встановити їх коефіцієнти), проаналізувати поведінку і, в першу чергу, механізми поширення речовини між окремими компонентами довкілля та встановити показники накопичення, поширення та поглинання. При цьому кількісні параметри ставились у тісну залежність від фазово-дисперсних характеристик часток речовини, валентності або фізико-хімічних параметрів інгредієнтів, що утворювали гомогенні системи.

3.2.1.2. Радіоактивне забруднення гідросфери.

Безпосередньо у водойми України щорічно скидується більш як 4 млн. тон забруднюючих речовин. Найбільша кількість (28 %) надходить у Дніпро, майже 17 % надходить у Сів. Донець, більше 5 % - у Чорне море. Крім того, значна частина забруднюючих довкілля речовин розповсюджується між його компонентами і внаслідок водної чи вітрової ерозії поверхні грунту, а також через грунтові води на кінцевому етапі поступає у водний басейн. Особливо інтенсивно забруднюються водойми в регіонах з високим рівнем господарського освоєння території.

Основою для розрахунків динаміки поширення забруднювачів у водному басейні може служити таке базове рівняння:

¶C/¶t = D ( ¶2C/¶X2 +¶2C/¶Y2 + ¶2C/¶Z2)

Аналіз реальної ситуації щодо первинного забруднення гідросфери здійснено, виходячи з результатів досліджень, які проводились після аварії на Чорнобильській АЕС.

Ставок-охолоджувач ЧАЕС. На першому післяаварійному етапі (травень 1986 р.) радіоактивність води, головним чином, обумовлювалась відносно короткоживучим ізотопом J-131. В червні - серпні 1986 р. головний внесок в радіоактивність води здійснювали Cs-137 i Cs-134. Крім того у воді були присутні такі радіонукліди, як Ce-144, Ce-141, Ru-106, Ru-103, Zr-95, Nb-95, Ba-140, La-140, Co-60 на рівні: n · 10-9 - n · 10-10 Кu/л. Вміст Sr-90 в серпні 1986 р. був на рівні n · 10-11 Кu/л. На протязі 1986 р. відбувалось суттєве зменшення радіоактивності безпосередньо води за рахунок розпаду короткоживучих радіонуклідів (J-131, Ce-141, Ru-103, Ba-140, La-140), поглинання радіонуклідів донними відкладеннями та їх біоасиміляції гідробіонтами.

Розподілення радіонуклідів в донних відкладеннях відзначалось значною просторовою неоднорідністю. Слід відзначити такі особливості формування радіоактивного забруднення дна:

- вміст радіонуклідів в завісах суттєво змінюється і залежить від їх типів (табл. 1);

- вже на початковому етапі після аварії (травень-червень 1986 р.) відбулася акумуляція радіонуклідів донними відкладеннями, активність яких досягала

N ·10-6 - n · 10-4 Кu/кг;

- радіоактивність завісів в основному визначалася такими нуклідами, як Ce-144, Ce-141, Ru-106, Ru-103, Zr-95, Nb-95, Cs-137 i Cs-134.

Радіоактивне забруднення водної рослинності було представлене широким переліком радіонуклідів. Сумарна активність макрофітів реєструвалась в межах n · 10-6 - n · 10-5 Кu/кг. Особливо високі рівні відзначались у зразках обростань n · 10-4 - n · 10-3 Кu/кг. Вміст Cs-137 у водних рослинах досягав n · 10-6 Кu/кг, а Sr-90 був на рівні n · 10-7 Кu/кг.

Річки в басейні водозбору Київського водосховища. Первинне забруднення (сумарна активність у першій половині травня 1986р.) р. Прип’ять (район м. Чорнобиль) досягала 2,6 · 10-7 Кі/л, р. Уж та Тетерев - 1,3 · 10-7 Кі/л і, в основному, було обумовлене J-131. Крім ізотопів йоду в цей період у воді були присутні Ce-144, Ce-141, Ru-106, Ru-103, Zr-95, Nb-95, Cs-137, Cs-134 Ba-140, La-140, Sr-90 і Sr-89 в концентраціях n · 10-9 – n · 10-8 Кі/л. Максимальні концентрації радіонуклідів в донних відкладеннях р. Прип’ять спостерігались n · 10-5 Кі/кг. Така ж концентрація спостерігалась і в зразках риби. Максимальні концентрації донних відкладень р. Уж складали n · 10-6 Кі/кг, а в р. Тетерев та Здвиж - n · 10-7 Кі/кг.

Для визначення питомих кількісних показників були розраховані коефіцієнти розподілення радіонуклідів в системах “вода-донні поклади”.

Таблиця 1.

Коефіцієнти розподілення (К · 103) значущих радіонуклідів в системах “вода-донні відклади”

Де: К1 - вода-пісок; К2 - вода-мул.

Враховуючи важливість для подальшого визначення впливу радіаційного забруднення на довкілля, був запропонований і реалізований комплекс досліджень по визначенню співвідношення головних дозоутворюючих радіонуклідів в пробах води і снігу в басейнах малих річок зони відселення.

Таблиця 2.

Відносний вміст (Sr90/Cs137) радіонуклідів в зразках води та снігу в басейнах малих річок зони відчуження ЧАЕС

З наведених в таблиці 2. результатів досліджень видно, що вміст основних дозоутворюючих радіонуклідів (Sr90, Cs137 - період напіврозпаду яких біля 30 років) добре корелюють між собою.

3.2.1.3. Радіоактивне забруднення ґрунтів.

Головними джерелами антропогенного забруднення грунтів є:

- безпосереднє складування відходів виробництва (розкривні породи, золо-, шлаковідвали, шламонакопичувачі та інше);

- постійне поширення з відвалів забруднюючих речовин шляхом ерозійних процесів;

- перенос на відстані забруднюючих речовин через повітряний басейн;

- підвищені норми внесення мінеральних добрив та отрутохімікатів, а також транспортування забруднюючих речовин від джерел забруднень через грунтові води.

Великомасштабна оцінка розподілення забруднювачів, встановлення потужності їх градієнту, з метою виявлення безпосередньої небезпеки для довкілля, потребують визначення методичних підходів щодо інтенсивності поширення або можливого їх накопичення в компонентах ландшафту. Ключовим у методиці робіт є районування території. Йдеться про районування території шляхом визначення біогеоценотичних, мікрокліматичних, гідрологічних, грунтових, геоморфологічних та геохімічних меж. Таке районування дозволить встановити відповідні показники початкового забруднення території, наприклад, при викиді радіоактивних матеріалів із зруйнованого 4-го енергоблоку ЧАЕС. Метеорологічні чинники стали визначальними у формуванні поля первинного радіаційного забруднення території навколо ЧАЕС.

Першочергове поверхневе забруднення території радіонуклідами в зоні впливу ЧАЕС формували аерозольні та газоподібні викиди аварійного реактора, які утворювались внаслідок сублімації нестабільних елементів, а також тверді частки палива різної дисперсності струменя радіоактивні гази, аерозольні, механічні та димові домішки). Під час аварії на ЧАЕС в атмосфері проходив перенос повітряних мас в північно-західному напрямку. З 27 по 29 квітня 1986 р. - в північному та північно-східному напрямках. У подальшому (до 8 травня) практично весь вихід радіонуклідів здійснювався у південному напрямку.

Накладення синоптичних карт на карти забруднення територій показує існуючий зв`язок і пояснює утворення окремих “слідів” забруднень (“західний”, “південний”) на території. Крім того, виходячи з аналізу, поле радіоактивного забруднення території на етапі первинного випадіння формувалося під впливом такого чинника, як гідрографічна мережа та пов`язані з нею рельєфи поверхні, рослинний покрив та господарське використання території.

На основі експериментальних досліджень вищезгадані продукти в грунтах виявили дві форми забруднень, які мали потенційно “швидку” та “повільну” форми міграції. Мова йде про те, що газоподібні викиди формували забруднення, що має швидкий механізм міграції. На відміну від цього, дрібнодисперсні частинки, що вміщували радіонукліди (частки палива, графіту, конструкційних матеріалів), перерозподілялись в грунтах досить повільно. Актуальною задачею, спрямованою на виявлення стану першочергового забруднення, є з`ясування картини закріплення інгредієнтів у ландшафтах. Це потребує встановлення характеристик першочергового поширення забруднень. В першу чергу, мова йде про оцінку утримуючої властивості ландшафтів щодо забруднювачів.

Так, наприклад, проведені дослідження в зоні відчуження Чорнобильської АЕС дозволили встановити картину поширення радіонуклідів для основних типів ландшафтів цієї зони:

- лісових - грунти (поверхневий прошарок 0 - 2 см) утримували 0,7 % радіонуклідів, дерен-підстилка - 88,5 %, рослинність - 10,8 %;

- лугово-степових - грунти (поверхневий прошарок 0 - 2 см) - 0,3 %, дерен-підстилка - 97,3 %.

Для визначення кількісного показника, який характеризує утримування радіонуклідів в ландшафтах, було запропоновано обраховувати значення так званого коефіцієнту утримування за допомогою рівняння:

B = ln ( a 1 / a n ) / L

Де: a 1, a n - вміст радіонукліда у відповідному прошарку або горизонті, а L - відстань між вимірюваними прошарками.

Таблиця 3..

Коефіцієнти утримування первинного забруднення радіонуклідами (b) в складових геосистем, см-1

Аналіз отриманих результатів показав, що величина коефіцієнту утримування майже в 2,5 рази більше, наприклад, на мореноводольодовиковій площині, покритій лісами, ніж у заплавах з воложнотравною рослинністю, зосередженою на часто підтоплюваних дерново-глеєвих грунтах. Крім конкретних оцінок властивості окремих типів ландшафтів щодо утримування радіонуклідів, запропонований підхід дозволив зробити прогнозні оцінки про те, що визначаючим в швидкості масопереносу радіонуклідів є вологовміст грунтів. Це дозволило зробити висновки щодо спрямованості подальших робіт по визначенню найбільш критичних ланок.

3.2.2. Вторинне забруднення території.

Враховуючи вищезгадане положення про те, що територію, з позиції її районування, доцільно представляти, як сукупність окремих ландшафтів, які поєднуються окремими водозборами річок, саме в їх рамках і протікає зазначене вторинне перерозподілення забруднювачів. Крім обмеженого вітрового переносу забруднювачів, значна доля вторинного їх перерозподілення здійснюється гідротранспортуванням. Виходячи з цього, надзвичайну увагу привертає до себе механізм розподілення забруднювачів у системі “грунти-вода”.

Такий підхід дозволяє виділяти ділянки території з властивими їм рівновеликими і однонаправленими значеннями масопереносу. Напрям і абсолютне значення масопереносу у кожного із забруднювачів може визначатися (мал.3.1) як сума векторів міграційних потоків інгредієнтів відносно профілю грунту, транспортування при водній і вітровій ерозії та перенесенні поверхневими, грунтовими і підземними водами, а також біотранспортом. Це також є основою для визначення направленості масопереносу забруднюючих речовин, динаміки міграційних процесів і значень квазірівноважних їх концентрацій у рамках відзначених квазіоднорідних ділянок території.

Мал. 1. Схема міграційних потоків забруднювачів в грунтах.

А - показники вітрової ерозії; Б - показники водної ерозії; В - потужність міграції по профілю грунтів; Г - сумарний потiк, який визначає потужність і напрям переносу забруднювачів в грунтах.

Прикладом організації робіт по оцінці розподілення забруднювачів можуть служити дослідження, проведені в зоні відчуження Чорнобильської АЕС. Попереднє районування дозволило подати забруднену територію як низинні рівнини, які перемежовуються з дюноподібними узвишшями, покритими, як правило, сосновими лісами. Для цієї зони властивий помірний клімат з підвищеним зволоженням території. Грунти переважно дерново-підзолисті, зустрічаються також ділянки луково-болотних та торф’яних. Саме ландшафтна неоднорідність обумовила і різну ступінь початкового забруднення території. Виходячи з біогеохімічних особливостей зони, які повинні впливати на масоперенос радіонуклідів, виділялись ділянки, які суттєво відрізнялись від середніх параметрів по: вмісту гумусу в грунтах; їх кислотній реакції; сорбційній ємності; показниках промивного режиму; ступеню зв`язку між поверхневими і грунтовими водами.

Попередні оцінки значущості параметрів показали, що динаміку масопереносу радіонуклідів обумовлювали зволоженість грунтів та інтенсивність вологоперенесення їх зони аерації. Майже 80 % грунтів зони відчуження Чорнобильської АЕС мали вказані параметри.

В свою чергу, зона аерації розглядалася як трифазна система, що складалася з твердої, рідкої та газоподібної фаз. Основу твердої фази грунтів зони аерації складають: кварц, каолін, слюда, монтморіллоніт, польовий шпат, гіпс та інші гірські породи, а також грунтовий гумус і органічні залишки. Грунтові води у регіоні, що досліджується, є переважно гідрокарбонатно-сульфатними кальцієво-натрієвими з мінералізацією від 0,18 до 0,50 г/л та значеннями рН води 6,5-7,3. Газоподібна складова розглядалась лише в плані змін, по мірі поглиблення, парціального тиску пару води і зменшення частки кисню. Внаслідок цього з поглибленням здійснюється зміщення властивостей грунтів в бік посилення відновних властивостей. Останні обставини мають визначальне значення при оцінці окисно-відновлювального потенціалу, що має впливати на деструкцію паливних часток.

Міграція по профілю грунту. Як вже відзначалось, первинне забруднення сформувалося на території зони відчуження Чорнобильської АЕС за рахунок сорбції радіонуклідів поверхневим прошарком грунтів. Визначення параметрів міграції (переходу від забрудненого грунту через воду до чистих прошарків) потребувало реалізації комплексу дослідних робіт. Ці роботи передбачали, крім аналізу ізотопного складу проб, їх кількісний хімічний аналіз, а також визначення показників рН води. В 1986 р. було відібрано і проаналізовано 300 зразків грунтів, 230 зразків грунтів та грунтоутворюючих порід, 150 проб води, з них 72 проби грунтових вод, 26 - з поверхневих водоймищ, 25 - порових розчинів, 2 -дренажного стоку, 6 - снігу. У 35 пробах води здійснено радіохімічний аналіз.

Вищенаведене свідчить про необхідність захисту навколишнього природного середовища від небезпечних техногенних дій промисловості на екосистеми, в тому числі тих, що потребує визначення основних кількісних критеріїв, які забезпечують протирадіаційний захист населення та навколишнього середовища від техногенно-підсилених джерел природного походження на видобувних підприємствах нерадіоактивних руд та сировини.

4. Правові аспектИ державної екологічної

Експертизи з питань радіаційної безпеки ТА ПРОТИРАДІАЦІЙНОГО ЗАХИСТУ НАВКОЛИШНЬОГО ПРИРОДНОГО СЕРЕДОВИЩА

Державна екологічна експертиза проектів ліквідації, консервації і перепрофілювання підприємств по видобуванні та переробці руд, що мають підвищену радіоактивність, з питань радіаційної безпеки здійснюється на підставі Законів України “Про охорону навколишнього природного середовища” від 25.06.1991р. ,“ Про державну екологічну експертизу”, “Про захист людини від впливу іонізуючого випромінювання” , “Про поводження з радіоактивними відходами” та інших нормативно-правових актів у відповідності до їх вимог.

Основними принципами екологічної експертизи є:

- гарантування безпечного для життя та здоров'я людей навколишнього природного середовища;

- збалансованість екологічних, економічних, медико-біологічних і соціальних інтересів та врахування громадської думки;

- наукова обгрунтованість, незалежність, об'єктивність, комплексність, варіантність, превентивність, гласність;

- екологічна безпека, територіально-галузева і економічна доцільність реалізації об'єктів екологічної експертизи, запланованої чи здійснюваної діяльності;

- державне регулювання;

- законність.

Підставою для проведення наукової та науково-технічної експертизи з питань радіаційної безпеки щодо наукових обгрунтувань екологічних експертиз є:

- рішення органів виконавчої влади та органів місцевого

Самоврядування, прийняті в межах їх повноважень;

- договори на проведення наукової та науково-технічної

Експертизи, укладені підприємствами, установами та організаціями,

Фізичними особами.

5. Об`єкти державної екологічної експертизи

Об'єктами державної екологічної експертизи з питань радіаційної безпеки та протирадіаційного захисту навколишнього природного середовища можуть бути проекти законодавчих та інших нормативно-правових актів, передпроектні та проектні матеріали, документація по впровадженню нової техніки та технологій, матеріалів, речовин, продукції, реалізація яких може призвести до порушення екологічних нормативів, негативного впливу на стан навколишнього природного середовища за рахунок відвалів виробництва та викидів і скидів в навколишнє середовище, що мають підвищену радіоактивність .

Екологічній експертизі можуть підлягати екологічні ситуації, що склалися в окремих населених пунктах і регіонах, а також діючі об'єкти та комплекси, що мають значний негативний вплив на стан навколишнього природного середовища.

Військові, оборонні та інші об'єкти, інформація про які становить державну таємницю, підлягають екологічній експертизі відповідно до цього Закону України “Про державну екологічну експертизу” та інших нормативно-правових актів.

Данний документ призначений для вирішення проблем здійснення державної екологічної експертизи при ліквідації, консервації і перепрофілювання підприємств по добутку та переробці руд, що мають підвищену радіоактивність, їх відвалів виробництва та територій, що й призводить до формування техногенно підсилених джерел природного походження та додаткового дозового навантаження як на працюючих так і населення, а також внесення радіонуклідів у природні екосистеми.

Дія цього документу поширюється на підприємства де проводитися або проводилися видобуток і первинну переробку неуранових руд. До таких належати підприємства:

- з видобутку і переробці цинку;

- з видобутку вогнетривкої глини, що містить відносно високі концентрації урану-238 та торію-232 (відповідно 50 і 70 Бк/кг);

- з переробки алюмінієвої руди ( містять уран-238, торій-232, свинець-210 і полоній-210);

- з видобутку і переробки руд, що вміщують мідь та свинець (ті ж ізотопи, але в меншій кількості);

- видобутку вапняку, фтористого шпату, рідкоземельних елементів;

- переробці ільменіту з метою одержання білого двоокису титана (при цьому виділяється радій-228, що міститься в ільменіті, у кількості 400 Бк/кг і торій-228 (75 Бк/кг).

Для таких підприємств можемо виділити два основних негативних чинників:

- підвищення гамма-фону місцевості (території), що у свою чергу формує додаткоку дозу опромінення населення та працюючих.

- внесення в природні біоценози чи антропогенно змінені (урбанізовані) ландшафти природних радіонуклідів, що активно включаються в трофічні ланцюжки та механізми перенесення біогенних елементів. У результаті цього може спостерігатися як розсіювання природних радіонуклідів та і їх концентрація в певних компонентах ландшафту чи біоценозу. Результатом цих механізмів є додаткове внутрішне опромінення населення.

Детально розглянувши екологічні процеси та механізми, що формують вищевказані негативні фактори (підвищення (гамма-фону ), можна визначити перелік необхідних параметрів радіаційного контролю як для санітарно – захисних зон підприємств та територій, на яких розташовані відвали сировини та відходів виробництва, що мають підвищену радіоативність і є потенційною небезпекою для навколишнього середовища та людини ( далі СЗЗ) так і для зон спостережень ( далі ЗС).

Як вказано вище, СЗЗ безпосередньо оточує промисловий майданчик та апріорі зазнає найбільш значного впливу. Зміни (гамма-фону формуються як у результаті випромінювання радіонуклідів безпосередньо від складованих матеріалів з підвищеним вмістом природних радіонуклідів (видобута руда, відпрацьована (порожня) порода, забруднене технологічне обладнання),

Так і в результаті розсіювання та вторинного концентрування природних радіонуклідів в окремих елементах біоценозу та ландшафтів.

Внесення в природні біоценози чи антропогенно змінені (урбанізовані) ландшафти природних радіонуклідів, що активно включаються в трофічні ланцюжки та механізми перенесення біогенних елементів, пов’язані з фізичними та біологічними механізмами. Серед фізичних механізмів є найбільш значимими водний та вітровий шляхи перенесення радіонуклідів. Біологічний механізм менш значний з точки зору кількісного переносу, але найбільш ефективний з позицій формування дози опромінення організмів кожної конкретної біоти, у тому числі людини.

Для зон спостережень характерним є відсутність будь-якого негативного впливу підприємства неуранового циклу, при умові дотримання регламентів виробництва, та в разі відсутності аварійних ситуацій.

Частково принципи і дані радіаційного контролю, що передбачаються експертизою, співпадають з тими,. на вирішення яких спрямований санітарний контроль. В обох випадках кінцева мета - попередження негативної дії даного фактору на здоров'я населення, що й досягається радіаційно - дозиметричним контролем за наступними складовими:

- викидами та скидами видобувних підприємств неуранового циклу;

- вмістом радіоактивних речовин в об’єктах довкілля (атмосферне повітря, ґрунт, вода, рослинність), а також виявлення основних шляхів їх впливу на людину;

- надходженням радіонуклідів у людський організм (перорально та інгалятивно);

- дозовим навантаженням при зовнішньому та внутрішньому опроміненні;

- оцінкою радіаційної обстановки в районах розташування видобувних підприємств неуранового циклу.

Але екологічний підхід (навіть при антропоцентричному принципі нормування) потребує врахування екологічних особливостей біоценозів чи антропогенно змінених ландшафтів. Таким чином, при розробці висновків та заключень за даними радіаційного контролю необхідно враховувати особливості біоценозів чи антропогенно змінених ландшафті, що зазнають впливу видобувних підприємств неуранового циклу, в тому числі, наявність організмів-індикаторів вмісту радіонуклідів та критичних шляхів поширення (міграції) радіонуклідів, до яких відносяться природні речовини:

Радіоактивність гірських порід і руд тим вище, чим більше концентрація в них природних радіоактивних елементів сімейств урану, торію, а також калію-40. По радіоактивності (радіологічним властивостям) породоутворюючі мінерали підрозділяють на чотири групи.

1. Найбільшою радіоактивністю відрізняються мінерали урану (первинні - ураніт, настуран, вторинні - карбонати, фосфати, сульфати уранілу й ін.), торію (торианіт, монацит і ін.), а також такі, де знаходяться в розсіяному стані елементи сімейства урану, торию й ін.

2. Високою радіоактивністю характеризуються широко розповсюджені мінерали, що містять калій-40 (польові шпати, калійні солі).

3. Середньою радіоактивністю відрізняються такі мінерали, як магнетит, лимоніт, сульфіди й інші.

4. Низьку радіоактивність мають кварц, кальцит, гіпс, кам'яна сіль та ін. У цій класифікації радіоактивність сусідніх груп зростає приблизно на порядок.

Радіоактивність гірських порід визначається, насамперед, радіоактивністю породоутворюючих мінералів. У залежності від якісного і кількісного складу мінералів, умов утворення, віку і ступеня метаморфізму, їхня радіоактивність змінюється в дуже широких межах. Радіоактивність порід і руд по еквівалентному процентному вмісту урану прийнято підрозділяти на наступні групи:

1. породи практично нерадіоактивні ( 10-5 %);

2. породи середньої радіоактивності ( 10-4 %);

3. високорадіоактивні породи й убогі рудій ( 10-3 %);

4. бідні радіоактивні руди ( 10-2 %);

5. рядові і багаті радіоактивні руди ( 0,1 %).

Державній екологічній експертизі можуть підлягати проекти ліквідації та перепрофілювання підприємств, які утворюють відвали вугледобутку, що мають підвищену радіоактивність..

При спалюванні вугілля, мінеральні речовини, що містять радіонукліди, у складі летучої золі, попелу, сажі, аэрозолей виділяються в атмосферу, осідають на землю, включаються в біологічні ланцюжки і надходять в організм людини з харчовими продуктами, вдихуваним повітрям і питною водою. На відміну від звичайного, пил у золі теплових електростанцій (далі ТЕС) містить значно більшу кількість радіоактивних ізотопів урану і свинцю.

В атмосферному повітрі поблизу ТЕС концентрація радію-226 досягає 2,2 10-5 (6 10-16), торія-232 - 1,1 10-6 (3 10-16) і урану-238 - 7,4 10-5 Бк/м3 (2 10-15 Ки/м3) у порівнянні з "нормальною" концентрацією радіонуклідів 2,6 10-6 Бк/м3 (7 10-17Ки/м3). У зовнішньому середовищі навколо ТЕС протягом 8 років відбувається 50-кратне збільшення вмісту радію-226.

Щорічно на ТЕС України утворюється приблизно 200 млн. т вугільної золи, у якій природні ізотопи містяться в кількостях від 6 до 10 разів більших, ніж у ґрунті (калію-40 - 400, урану-238 - 150, урану-235 - 150 Бк/кг). Значна частина шлаку і золи використовується як добавка до цементів, асфальтів і бетонів (іноді до 80%), а також вноситися в ґрунт.

У середньому цей фактор, якщо його оцінювати стосовно до теплових електростанцій, обумовлює річну дозу опромінення людини, рівну приблизно 2 мкЗв (0,2 мбэр), що істотно більше (у 5-40 разів) дози за рахунок викидів атомних електростанцій.

Хмари диму, що викидаються трубами теплових електростанцій, приводять до додаткового опромінення людей, а, осідаючи на землю часточки, можуть знову повернутися в повітря в складі пилу. Відповідно до поточних оцінок, виробництво кожної гігават-години електроенергії обходиться людству в 2 люд.-Зв очікуваної колективної ефективної дози опромінення. Наприклад, у 2000 році розрахункова колективна ефективна доза від усіх працюючих на вугіллі електростанцій в усьому світі склала більш 2000 люд.-Зв.

Відомо, що близько 70% добутого вугілля спалюється на теплових електростанціях, 20% - у печах по виготовленню коксі і 10% - для цілей опалення будинків. Населення опромінюється при видобутку вугілля, його спалюванні і використанні золі.

Так, на приготування їжі і опалення житлових будинків витрачається менше вугілля, але зате більше зольного пилу летить у повітря в перерахуванні на одиницю палива. Таким чином, із грубок і камінів усього світу вилітає в атмосферу зольного пилку, можливо, не менше, ніж із труб електростанцій. Крім того, на відміну від більшості електростанцій, житлові будинки мають відносно невисокі труби і розташовані вони, як правило, в населених пунктів, тому набагато більша частина забруднень попадає безпосередньо на людей. До останнього часу на цю обставину майже не звертали уваги, але за дуже попередньою оцінкою, через спалювання вугілля в домашніх умовах в усьому світі очікувана колективна ефективна доза опромінення населення Землі зросла на 100 000 чіл.-Зв.

Не багато відомо також про внесок в опромінення населення від зольного пилу, що збирається очисними пристроями. У деяких країнах більше третини її використовується в господарстві, в основному як добавка до цементів і бетонів. Іноді, бетон на 4/5 складається з зольного пилку. Вона використовується також при будівництві доріг і для поліпшення структури ґрунтів у сільському господарстві. Усі ці застосування можуть привести до збільшення радіаційного опромінення, але данних з цих питань мало.

Ще одне джерело опромінення населення – це термальні водойми. Деякі країни експлуатують підземні резервуари парі і гарячої води для виробництва електроенергії й опалення будинків. Одне таке джерело обертає турбіни електростанції в Лардерелло в Італії з початку нашого століття. Виміру емісії радону на цій і ще на двох, значно більш дрібних, електростанціях в Італії показали, що на кожний гігаватт-год вироблюваної ними електроенергії припадає колективна ефективна доза 6 чіл.-Зв, тобто в три рази більше аналогічної дози опромінення від електростанцій, що працюють на куті. Однак, оскільки в даний година сумарна потужність енергетичних установок, що працюють на геотермальних джерелах, складає всього 0,1 % світової потужності, геотермальна енергетика вносити незначний внесок у радіаційне опромінення населення. Алі цей внесок може статі дуже вагомим, оскільки запаси цього виду енергетичних ресурсів дуже великі.

Умови праці в шахтах при забезпеченні відповідної вентиляції задовільні й опромінення за рахунок радону і торону порівнянні з такими ж в житлових будинках.

Використання на теплових електростанціях нафтопродуктів також веде до концентрування техногенних нуклідів, хоча і у меншому ступені. Очікувана колективна ефективна доза опромінення на одиницю виробленої енергії складає в середньому 0,5 люд.-Зв на 1 ГВт у рік. Однак, річна середня індивідуальна ефективна доза дуже незначна - всього 1 мкЗв/рік. Порівнянна колективна ефективна доза опромінення може бути отримана при переробці нафтоносних сланців. Концентрація радіонуклідів у нафтоносних сланцях складає близько 60 Бк/кг для урану-238; 25 Бк/кг для торію-232 і 500 Бк/кг для калію-40.

Ще меншу радіаційну небезпеку представляють виробництво і використання природного газу. Концентрація радону в природному газі в середньому визначається на рівні 1000 Бк/м3. Для виробництва 1 Гвт необхідно спалити 2 109 м3 природного газу; відповідна емісія радону при цьому складає 2 ГБк. Очікувана КЭД на одиницю виробленої електроенергії сягає 0,03 люд.-Зв на ГВт-рік. Якщо припустити, що 15% загальносвітового видобутку газу спалюється на ТЕС, то очікувана колективна ефективна доза опромінення за рік практичної діяльності складі 3 люд.-Зв. Припустимо вважати, що концентрації радону навколо ТЕС, що працюють на газі, не може бути оцінена окремо від фонових концентрацій.

Певну небезпеку в радіаційному відношенні може становити обладнання (труби, арматура насосів та інше), що використовуються на нафто-газодобувних та переробних підприємствах. Це пов‘язано з концентруванням в результаті осадження природних радіонуклідів (ПРН) на поверхні такого устаткування. Так, потужність поглинутої дози (ППД) на відстані 0,1м від поверхні такого обладнання може сягати від 1 до10мкГр /год.

Примітка: КЕД – колективна еквівалентна доза

Підприємства, що здійснюють та здійснювали видобуток і використання фосфатних руд також можуть підпадати під державну екологічну експертизу при їх ліквідації та перепрофілюванні.

Опромінення населення відбувається внаслідок викидів радіонуклідів сімейства урану-238 у навколишнє середовище з фосфатних руд при їхньому видобутку, використання фосфатних доголивши і супутніх руді продуктів. Найбільш небезпечним для навколишнього природного середовища є їх відходів, насамперед, у виробництві будівельних матеріалів.

При промисловій переробці фосфатів, зв'язаної з пересипанням, складуванням, здрібнюванням і випалом рудій, у повітря викидаються радій-226, полоній-210 і свинець-210. Максимальна індивідуальна ЭД за рахунок атмосферних викидів для робітників при цьому складає 40 мкЗв. Очікувана КЭД у результаті роботи фосфатної промисловості усього світу - 60 люд.-Зв за рік роботи підприємств.

Ще одна велика небезпека пов‘язана з виробництвом і транспортуванням Фосфорних добрив: на цьому виробництві робітники одержують додатково 200 мкЗв/рік, а колективна ефективна доза для всього населення Землі за рахунок цього складає 20 люд.-Зв/рік.

При використанні мінеральних добрив в сільському господарстві природні радіонукліди, що містяться в них, засвоюються рослинами з ґрунту і по харчових ланцюжках надходять в організм людини. Варто враховувати, що питома активність фосфатних добрив за рахунок урану-238 і радію-226 у 5-50 разів вище, ніж ґрунту, і коливається від 1700 до 9200 Бк/кг для урану-238 і від 480 до 1700 Бк/кг для радію-226. Середньозважена річна ЭД опромінення людини за рахунок цього фактора складає близько 7,5 мкзв (0,75 мбэр). Очікувана колективна ефективна доза опромінення за рахунок світового використання фосфатних добрив ( 1,2• 108 т) складає 10 тис. люд.-Зв/рік.

Більшість фосфатних родовищ, які розробляються нині, містять уран у досить високій концентрації, що пов‘язано з геоморфологічним походженням фосфату (осадковим чи вулканічним).

Фосфатні руди, що використовуються для виготовлення цих добрив, за своїм походженням розподіляються на два типи: вулканічні та осадкові. Останні мають значно вищу ефективну питому активність, що зумовлено їх збагаченням в процесі утворення ураном та радіонуклідами уранового ряду з морської води.

До фосфорних добрив відносяться [5]:

·  суперфосфат-суміш СaSO4 та Ca3(H2PO4)2;

·  подвійний суперфосфат – Ca3(H2PO4)2;

·  амофос – суміш NH4H2PO4 та (NH4)2HPO4;

·  фосфоритна мука.

Фосфоритна мука отримується шляхом дрібного помолу фосфатної (фосфориту) руди. Але такі добрива мають певні недоліки. Так, фосфор з цих добрив засвоюється лише на кислих грунтах. До того ж, фосфатні руди (апатити) можуть містити небажані сполуки, наприклад фтору. Ясно, що їх радіонуклідний склад не буде відрізнятися від складу руди.

Суперфосфат отримують шляхом обробки подрібненої (розмолотої) фосфатної руди сірчаною кислотою. Після перемішування ця волога маса деякий час “визріває”. При цьому утворюється суміш сульфату і первинного фосфату калію за реакцією:

Ca3(H2PO4)2 + 2Н2SO4 = 2CaSO4 + Ca(H2PO4)2.

Фосфор, що входить до складу легкорозчинного Ca(H2PO4)2 добре засвоюється рослинами. Недоліком цього добрива є наявність в ньому баласту - гіпсу CaSO4 Співвідношення між радіонуклідами уранового і торієвого ряду в цьому добриві зберігається практично таким, як і в руді, але радій переходить в нерозчинну форму – сіль RaSO4.

Для виробництва інших фосфорних добрив, спочатку отримують екстракційним методом фосфорну кислоту (ЕФК) за реакцією:

Ca3(H2PO4)2 + 3Н2SO4 = 3CaSO4¯+ 2H3PO4.

Фосфогіпс CaSO4, що утворився, а з ним і нерозчинна сіль радію (біля 80% RaSO4) [2] видаляється. В кислоту переходить більша частина урану (більше 80%) і біля 70% торія-232 [2]. Рівновага радіонуклідів уранового і торієвого ряду з їх дочірніми продуктами розпаду (ДПР) буде порушено, і активність фосфогипсу буде значно вище ніж отриманої ЕФК. Цією ЕФК обробляють нову порцію фосфориту:

Ca3(H2PO4)2 + 4H3PO4 = 3Ca(H2PO4)2.

Таким чином, отриманий подвійний суперфосфат Cа3(H2PO4)2 буде мати дещо меншу ефективну питому активність (за рахунок зменшення активності радію-226), ніж просто суперфосфат, вироблений з тієї ж сировини. До того ж, в ньому теж буде порушена рівновага природних радіонуклідів з їх ДПР.

Як основні шляхи формування дозового навантаження на населення та навколишнє природне середовище в результаті виробництва та використання мінеральних добрив, можна виділити:

·  видобуток сировини;

·  виробництво добрив, їх транспортування та складування;

·  використання мінеральних добрив.

·  створення відходів фосфогипсу.

На кожній з наведених стадій можуть формуватися значні дози опромінення. Так, наприклад, колективна доза при переробці фосфатів – 9.6 тис. людино Зв., а при використанні фосфатних добрив – 10 тис. людино Зв.

Опромінення населення за рахунок природних джерел вважається підвищеним, якщо сформована ними сумарна ефективна доза перевищує 5мЗв/рік. Якщо ця доза перевищує 10 мЗв/рік, то опромінення населення вважається високим і практична діяльність з використання ТПДПП підлягає експертизі. В нормативних актах, діючих на території України, встановлена система рівнів дій, що спрямовані на обмеження опромінення працівників, які зазнають впливу техногенно підсилених джерел.

Якщо на виробництвах ефективна доза опромінення від природних джерел не перевищує 1 мЗв на рік, здійснення радіаційного контролю, а також вживання обмежувальних та попереджувальних заходів не є обов‘язковим.

На виробництвах, де встановлено можливість перевищення дози 1 мЗв/рік, повинен проводитись періодичний, не рідше 2-х разів на рік (влітку та взимку) радіаційний контроль робочих місць з найбільшими рівнями опромінення працівників.

У випадках, якщо ефективна доза опромінення від природних джерел може перевищувати 5 мЗв на рік, адміністрація підприємства повинна вживати всіх необхідних заходів зі зниження виробничого опромінення. При неможливості зниження цих доз, допускається переведення такого виду робіт до категорії “практична діяльність з індустріальними джерелами іонізуючих випромінювань”, а самі працівники можуть бути віднесені до категорії “персонал”. Проекти таких виробництв підлягають екологічній експертизі.

Такі рішення, а також необхідні щодо їх реалізації заходи, мають узгоджуватися зі службою державного санітарно-епідеміологічного нагляду МОЗ України.

Подібний підхід прийнятий в цілому ряді країн, але на Україні для його практичного впровадження необхідно вирішити цілий ряд питань.

Перше з них - яка величина ефективної питомої активності природних радіонуклідів (Аеф) в мінеральних добривах забезпечує прийнятний рівень безпеки населення при їх використанні. Нині встановлено рівень дії по величині ефективної питомої активності Аеф=1850 Бк/кг. При цьому, ніяк не регламентовано дозу опромінення населення, хоча в світовій практиці існує підхід встановлення ліміту річної ефективної дози опромінення критичної групи населення на рівні 10мкЗв/рік від використання мінеральних добрив. У разі її перевищення, питання про доцільність використання таких мінеральних добрив, вирішується окремо.

Взагалі ж, слід очікувати, що поле g-випромінювання в межах виробничого простору буде досить не рівномірним. Це значно ускладнює розрахунок його параметрів, але приблизні розрахунки потужності поглинутої дози (ППД) вказують на те, що при Аеф руди 1850 Бк/кг значення ППД в межах виробничого простору можуть сягати значень від 0,3 до 0,9 мкГр/год. При 1800 робочих годинах на рік – значення річної ефективної дози буде від 0,4 до 1,2 мЗв.

В процесі переробки фосфатних руд слід очікувати також підвищеного надходження в повітря виробничої зони радону –222. Відомо, що швидкість його ексхаляції (надходження ) з якоїсь маси речовини (руди) залежить від таких факторів, як: питома активність радію 226; коефіцієнт еманування та довжина дифузії.

Більшість фосфатних руд, особливо осадкового походження, мають досить високу питому активність радію-226.

Коефіцієнти еманування радону, в залежності від походження руди, можуть сягати значень від 10 до 20%.

Довжина дифузії також залежить від походження руди або сировини, та розміру її фракцій, і знаходиться в діапазоні від десятих частин метра до одиниць метрів.

У процесі видобутку і переробці руди або сировини виділяється радон, та й самі пособі добрива радіоактивні. Радіоактивні ізотопи, що містяться в них, при їх застосуванні проникають із ґрунту в сільськогосподарські культури. Радіоактивне забруднення в цьому випадку буває звичайно незначним, але зростає, якщо добрива вносять у землю в рідкому вигляді чи якщо фосфатні речовини попадають у корм для худобі. А такі речовини широко використовуються як кормові добавки, що тако ж може привести до значного підвищення вмісту радіоактивності в молоці.

Усі ці аспекти застосування фосфатів дають за рік колективну ефективну дозу, приблизно 6000 люд.-Зв.

Фосфогипс - ще один побічний продукт, що утворюється при переробці фосфорних руд, - широко використовувався при виготовленні будівельних блоків, сухої штукатурки, перегородок і цементу. Він дешевше природного гіпсу, і його застосування є екологічно та економічно виправданим, оскільки фосфогипс відноситься до розряду промислових відходів і його використання допомагає зберегти природні ресурси і зменшити забруднення навколишнього середовища. В одній тільки Японії в 1974 році будівельна промисловість витратила 3 млн. т цього матеріалу.

Однак, як вже відмічалося вище, фосфогипс має набагато більшу питому радіоактивність, ніж природний гіпс. У будинках, побудованих з його застосуванням, опромінення може бути більш інтенсивним. Активність тільки 226Ra в фосфогипсі знаходиться в межах від 10 та 1300 Бк/кг. В той же час в житловому та громадському будівництві може використовуватися сировина з ефективною питомою активністю Аеф ≤ 370Бк/кг. Враховуючи високі коефіцієнти еманування радону (до 0,2) використання фосфогипсу в будівництві може бути обмежене допустимим значенням радону в приміщенні.

Відповідно до розрахункових оцінок, очікувана колективна ефективна доза опромінення в результаті застосування цього матеріалу складає 300 тис. люд.-Зв.

Фосфогипс, що небув використаний як сировина, накопичується в відвалах і становиль підвищену екологічну небезпеку, як в результаті розсіювання природних радіонуклідів в біоценозі та і за рахунок еманування в атмосферу значної кількості радону-222. Так, швидкість виділення радону з захоронень фосфогіпсу (відвалів) може сягати 1500 Бк/м2 /год. При таких швидкостях еманування відвали можуть становити небезпеку на відстанях до кількох кілометрів, залежно від метео умов (вертикальна стійкість атмосфери – інверсія, ізотермія, конвекція; швидкість вітру; наявність опадів)

Серед інших промислових відходів з високою радіоактивністю, що застосовувалися в будівництві, варто назвати цеглу з червоної глини - відходи виробництва алюмінію, доменний шлак - відходи чорної металургії і зольний пив, що утвориться при спалюванні вугілля. Відомі випадки застосування в будівництві навіть відходів уранових рудників.

Особливою небезпекою для навколишнього природного середовища та населення є міграції та поводження в екосистемах відходів з підвищеною радіоактивністю при їх підтопленні або відсутності заходів щодо рекультивації відвалів відходів.

Як зазначалось вище, тенденцій сучасного світового виробництва: ріст обсягів випуску продукції фосфатної, рідкоземельної, нафтовидобувної промисловості, позитивна динаміка споживання електроенергії від атомних і теплових станцій вказують на те, що забруднення техногенно – підсиленими природними радіонуклідами компонентів біосфери буде наростати. Ґрунти приймають на себе основний удар від цього негативного впливу. Подальша доля радіонуклідів залежить як від фізико - хімічних властивостей ґрунту, так і від форми надходження і властивостей конкретних радіонуклідів.

Результати досліджень свідчать, що частка обмінного радію, внесеного в модельне середовище, знизилась, очевидно, за рахунок трансформації стану радіонукліда, міцного його закріплення неорганічними гелями й органічною речовиною, часткового входження в кристалічні ґрати мінералів, а також те що в суму мобільних форм найбільший внесок вносить кислотнорозчинна складова У період 10 років обмінний радій трансформується в більш міцнозвязанні форми. У підсумку частка найбільш доступного рослинам водорозчинного і обмінного радію в становитиме з часом не більш 10 % у всіх варіантах забруднення.

На ділянках територій, забруднених нітратом уранілу, з часом уран став значно рухливішим, причому з ростом валового змісту радіонукліда в ґрунті спостерігається тенденція до підвищення частки всіх рухливих форм цього радіонукліда. Відзначене вище явище не типове, оскільки загальновідомо, що з часом рухливість урану в матричному шарі ґрунту знижується внаслідок переходу розчинних шістьовалентних з'єднань у нерозчинний чотиривалентний стан. Виявлене підвищення рухливості урану можна пояснити руйнуванням протягом часу важкорозчинних уранілфосфатних комплексів. Приведені дані дозволяють наочно переконатися, який великий вплив фосфорних мінеральних добрив на рухливість урану в ґрунті. Руйнування уранілфосфатних комплексів сприяло підвищенню приступності урану для рослин, збільшенню його концентрації і рухливості в орному шарі. При цьому в сумі рухливих станів радіонукліда домінує кислотнорозчинна форма.

На відміну від радію й урану, зміст торію в орному шарі, за час експерименту, помітно зменшився. Імовірно, міграція цього радіонукліду, що сорбується в мулистій фракції і частках органічної речовини, відбулася в періоди максимального зволоження (навесні і восени) зі спадним струмом води. Частка рухливого торія за період спостережень незначно зросла, але як і раніше складає не більш 2 %. У сумі всіх рухливих форм радіонукліда переважає торій, розчинний у кислоті, вміст якого на порядок перевищує концентрації водорозчинного й обмінного станів. Таким чином, водорозчинні форми природних радіонуклідів у природних умовах при тривалому контакті з ґрунтом трансформуються в кислотнорозчинні і фіксовані стани. За більш ніж десятилітній період перебування в підзолистому суглинному ґрунту за межі орного шару мігрувало до 55 % урану, 38 % торія і 28 % радію. Вміст найбільш доступних рослинам водорозчинних і обмінних форм природних радіонуклідів не перевищувало 7 %.

Відповідно до конкретної виробничої (практичної) діяльності видобувних підприємств нерадіоактивної сировини, що утворюють відвали сировини та відходів з підвищеними рівнями радіоактивності, до цих відвалів можна застосувати наступні критерії, які визначали б безпеку при складуванні, зберіганні сировини та відходів з підвищеними природними рівнями радіоактивності, що враховується при здійсненні екологічних експертиз.

Критерій 1. Радіонуклідний склад.

Тип радіонуклідів та їх питома активність у сировині та відходах сировини ( у відвалах) повинна визначатися з достатньою якістю і точністю з метою забезпечення неперевищення встановлених норм радіаційної безпеки.

Критерій 2. Потужність дози іонізуючого випромінювання.

Потужність дози іонізуючого випромінювання на поверхні сировина та на відвалах сировини не повинна перевищувати норм радіаційної безпеки, що є забезпеченням безпеки персоналу підприємств та населення, тобто неперевищення безпечної дози опромінення.

Критерій 3. Фізичні властивості.

Тип сировини та відходів від неї за фізичними властивостями - розчинність у воді, пильність, горючість, вибухонебезпечність, токсичність та інші, повинен враховуватися при визначенні заходів щодо її зберігання, транспортування та захоронення.

Критерій 4. Фізичний та радіохімічний вплив на навколишнє

середовище.

Визначення фізичної кількості сировини та відходів підприємств, що впливає на навколишнє природне середовище (наприклад, скільки займають відходи території земель); Визначення показників радіохімічного впливу відходів на навколишнє природне середовище.

Загально має місце декілька критеріїв протирадіаційного захисту персоналу та населення, а саме:

-  природний радіаційний фон ( гамма-випромінювання) ;

-  безпечні та небезпечні потужності еквівалентної та еквівалентної і експозиційної дози гамма –випромінювання в мкЗв/год і мкР/год;

-  безпечні та небезпечні питомі радіоактивності речовин та відходів;

-  щільність забруднення території;

-  фізична кількість відходів підприємств, що впливає на навколишнє природне середовище;

-  природні та техногенні радіонукліди зверх норм, що визначені НРБУ-97 ( природні - радій, уран, торій, калій та техногенні - цезій, стронцій.);

- відсутність додаткового забруднення навколишнього природного середовища ( радіоактивного, хімічного, фізичного впливу).

Відповідно до Закону Україні “Про захист людини від впливу іонізуючого випромінювання” природний радіаційний фон – опромінення, зумовлене космічним випромінюванням та випромінюванням природних радіонуклідів, природно розподілених у землі, воді, повітрі та інших елементах біосфери, а рівень втручання - очікувана розрахункова величина дози опромінення людини, яка зумовлює необхідність обов'язкового вжиття заходів щодо захисту людини від впливу техногенного іонізуючого випромінювання.

Як врахувати для прийняття відповідного екологічного управлінського або експертного рішення величину 1 мЗв?

1 мЗв дорівнює 1000 мікрозівертів. Зробимо невеликі розрахунки. 1000 мкЗв розділимо на 365 днів ( за рік) та ще на 24 години (в добі). Ми отримаємо цифру 0,1142 мкЗв/годину, тобто величину радіаційного фону, що формує річну дозу техногенного цілодобового опромінення людини від радіонуклідів (для населення).

Величина радіаційного фону 0,1142 мкЗв/годину – це межа безпеки при додатковому Техногенному іонізуючому опроміненні людини, або межа небезпеки, яку рекомендується не перевищувати або забороняється перевищувати. В мікрорентгенах ця величина буде відповідати величині 0,1142 х 115 = 13 мкР/годину, тобто знайому майже всім величину експозиційної дози гамма-випромінювання в мікрорентгенах.

При основних регламентованих нормативах згідно з НРБУ-97 потужності поглиненої дози у повітрі (< 0,26 мкГр/год), що еквівалентно (<0,26 мкЗв/год) та відповідної експозиційної дози гамма-випромінювання (< 30 мкР/ час) можна визначити більш точно компоненту від природного радіаційного фону. Тобто, найбільш безпечний природний радіаційний фон від природних радіонуклідів буде складати 0,17 мкЗв/год за винятком техногенного у показниках системи СІ, та відповідно в мкР/год – 19 мкР/годину.

6. Вимоги щодо ПЕРЕЛІКУ ТА ЗМІСТУ МАТЕРІАЛІВ, які подаються на експертизу.

6.1. Державна екологічна експертиза проводиться за умови обов'язкової відповідності форми і зміст представлених замовником матеріалів вимогам Закону України "Про екологічну експертизу" та встановленому порядку проведення державної екологічної експертизи і за наявності у складі представлених матеріалів, згідно з “Порядком передачі документації на державну екологічну експертизу”, затвердженим постановою Кабінету Міністрів України від 31 жовтня 1995 р. № 870 :

Заявки на проведення державної екологічної експертизи документації, зазначеної у пункті 1 додатку № 2 до цього Порядку, що підлягає затвердженню Верховною Радою України або Кабінетом Міністрів України, подаються на розгляд до еколого-експертного підрозділу Мінприроди України. В інших випадках заявки на проведення державної екологічної експертизи цієї документації подаються до еколого-експертних підрозділів територіальних органів Мінприроди на місцях.

Державна екологічна експертиза здійснюється за наявності у складі представлених матеріалів:

- документація, належній державній екологічній експертизі в об'ємі, який визначений у встановленому порядку, і що містить матеріали оцінки дії на навколишнє природне середовище господарської і інший діяльності, яка підлягає державній екологічній експертизі;

- позитивних висновків і документів узгодження органів державного нагляду і контролю з органами місцевого самоврядування, одержуваних в установленому порядку;

- висновків органів виконавської влади по об'єкту у разі його розгляду вказаними органами і висновків суспільної екологічної експертизи у разі її проведення;

- матеріалів обговорень об'єкту державної екологічної експертизи з громадянами і суспільними організаціями (об'єднаннями), організованих органами місцевого самоврядування.

Встановлено також що державна екологічна експертиза проводиться при умові її попередньої оплати замовником документації належній державній екологічній експертизі.

Початок терміну проведення державної екологічної експертизи встановлюється не пізніше ніж через один місяць після її

Оплати і приймання комплекту необхідних матеріалів і документів. Термін проведення державної екологічної експертизи визначається залежно від складності об'єкту. Проте він не повинен перевищувати шести місяців.

6.2. Підставами для проведення попередніх екологічних висновків є перевищення потужності еквівалентної і експозиційної дози гамма – випромінювання вище 0, 43 мкЗв/год (50 мкР/год). Однак, якщо на підставі даних радіологічного контролю, рівні безпеки іонізуючого випромінювання від сировини та її відходів (відвалів) менш ніж 0,43 мкЗв/год (50 мкР/год) і максимальні рівні питомої активності РР не перевищують 3700 бк/кг, то такі об'єкти також є безпечними за умови їх спеціального використання. Якщо питома радіоактивність відходів перевищує 10 000 Бк/кг та потужності еквівалентної і експозиційної дози гамма – випромінювання від них вище 1,00 мкЗв/год (100 мкР/год), то такі відходи слід відносити до радіоактивних відходів, що підлягають зберіганню та захороненню на спеціалізованих пунктах зберігання (захоронення) радіоактивних відходів спецкомбінатів Українського державного об’єднання “Радон” МНС України. І такі проекти виробництв підлягають екологічній експертизі.

Перевищення вищезазначених рівнів безпеки іонізуючого випромінювання від сировини та її відходів (відвалів) є підставою для проведення не тільки попередніх екологічних висновків, а і державної екологічної експертизи з визначенням конкретних вимог щодо забезпечення вимог радіаційної безпеки з захисту населення і довкілля від впливу відходів, що мають підвищену радіоактивність та радіоактивних відходів на навколишнє природне середовище.

Законом України “Про захист людини від впливу іонізуючого випромінювання” встановлені основні дозові межі опромінення населення (ст. 5) та основні дозові межі опромінення персоналу об’єктів, на яких здійснюється практична діяльність (ст. 6), які складають, відповідно, 1 мЗв/рік та 20 мЗв/рік (при цьому допускається збільшення дози персоналу до 50 мЗв/рік за умови, що середньорічна доза опромінення протягом 5 років неперервно не перевищує 20 мЗв/рік).

Щодо вимог до технологій та виробництв, то статтею 13 Закону України “Про захист людини від впливу іонізуючого випромінювання” визначено, що юридичні та фізичні особи, які здійснюють практичну діяльність, зобов'язані:

-  розробляти обгрунтування додержання норм радіаційної безпеки

Щодо нової (модернізованої) продукції, матеріалів і речовин, технологічних процесів і виробництв;

- планувати і проводити заходи щодо забезпечення захисту людини від впливу іонізуючого випромінювання;

-  забезпечувати реалізацію прав громадян та їх об'єднань на надання

Інформації щодо стану захисту людини від впливу іонізуючого випромінювання.

Загально має місце декілька критеріїв протирадіаційного захисту навколишнього природного середовища, персоналу підприємств та населення, які слід врахувати при здійсненні попереднього екологічного висновку або при державній екологічній експертизі, а саме:

-  природний радіаційний фон ( гамма-випромінювання) та рівень

Підвищеного радіаційного фону від відвалів сировини та відходів;

-  безпечні та небезпечні потужності еквівалентної та

Еквівалентної і експозиційної дози гамма –випромінювання в мкЗв/год і мкР/год;

-  безпечні та небезпечні питомі радіоактивності нуклидів у сировині та відходах;

-  щільність забруднення території;

-  фізична кількість відходів підприємств, що впливає на навколишнє природне середовище;

-  природні та техногенні радіонукліди зверх норм, що визначені НРБУ-97 (природні - радій, уран, торій, калій та техногенні - цезій, стронцій.);

-  відсутність додаткового забруднення навколишнього природного середовища ( радіоактивного, хімічного, фізичного впливу).

Ці критерії слід враховувати для визначення фізичної кількості відходів підприємств, що впливає на навколишнє природне середовище (наприклад, скільки займають відходи території земель); визначення показників радіохімічного впливу відходів на навколишнє природне середовище.

Забезпечення безпеки при висновку з експлуатації cистем поводження з радіоактивними відходами і об’єктів в проекті систем поводження з радіоактивними відходами (РАВ) та відходами, що мають підвищену радіоактивність, однак не віднесені до радіоактивних відходів, та на об'єкті повинні бути визначені, на підставі даних радіологічного контролю, рівні безпеки іонізуючого випромінювання від сировини та її відходів (відвалів), а також обгрунтовані граничні терміни експлуатації основного устаткування.

Найкращій варіант, якщо відсутнє перевищення природного радіаційного фону, то об'єкти з радіоактивними речовинами, на поверхні яких потужності еквівалентної і експозиційної дози гамма – випромінювання не перевищує 0,26 мкЗв/год (30 мкР/год) та питома активність речовин не перевищує 370 бк/кг, можуть використовуватися без обмежень та перевозитись усіма видами транспорту на умовах радіаційно безпечних і не підлягають будь-яким експертизам.

6.3. Висновок з виведення з експлуатації об'єкту, систем поводження з радіоактивними відходами (РАВ) і їх демонтаж повинні передбачатися на стадії проектування об'єкту. Висновок щодо наслідків та впливу на навколишнє природне середовище з виведення з експлуатації проводить експертна організація із залученням спеціалізованих організацій.

Заходи щодо висновку з виведення з експлуатації і демонтажу систем поводження з РАВ можна проводити в процесі експлуатації об'єкту, на стадії його консервації і демонтажу.

6.3. Висновку з експлуатації передує комплексне обстеження систем поводження з РАВ комісією, організацією, що призначається.

На основі матеріалів комплексного обстеження організація забезпечує розробку проекту висновку з експлуатації систем поводження

З РАВ (об'єкту) і готує звіт по обгрунтовуванню безпеки при висновку з експлуатації в якому освітлюються наступні питання:

6.3.1. Стан фізичних бар'єрів, працездатність елементів систем, що забезпечують безпечне видалення РАВ з систем.

6.3.2. Організація робіт по безпечному видаленню РАВ з елементів систем, а також по безпечному транспортуванню і зберіганню

РАО до їх передачі спеціалізованої організації на поховання.

6.3.3. Дезактивація устаткування і приміщень.

6.3.4. Демонтаж устаткування.

6.3.5. Організаційно - технічні заходи по забезпеченню радіаційної безпеки.

6.3.6. Можливість подальшого використовування приміщень, устаткування і матеріалів, що демонтується.

6.4. Критерії відповідності документації нормативним вимогам

Документація може вважатися такою, що відповідає сучасним природоохоронним вимогам, якщо нею передбачається:

6.1. Вдале, з екологічної точки зору, розміщення промислового чи іншого господарського об'єкту, яке - не порушує меж існуючих об'єктів природно-заповідного фонду, їх охоронних зон, територій, що резервуються з метою подальшого заповідання, цінних ландшафтів і не потребує:

- зайняття територій, перспективних для розробки родовищ корисних копалин, зайняття значних (більше 10 га) площ лісів 1-ої групи, орних земель, багаторічних насаджень, замиву чи засипки акваторій природних водойм і штучних водоймищ, переносу чи спрямлення ділянок русел рік, обвалування заплав річок та виконання на них гідромеліоративних робіт, що можуть суттєво змінити природний стан цих територій;

- враховує характеристики рози вітрів щодо найближчих сільських населених пунктів і міської житлової забудови від АЕС, пунктів захоронення РАВ та хвостосховищ уранових та інших виробництв.

6.2. Компактне, раціональне розташування виробничих, адміністративних, енергетичних й інших об'єктів на обраній території, що дозволяє не порушувати зайвих площ земель і економно використовувати земельні ресурси.

6.3. Застосування досконалих енергозберігаючих, мало - та безвідходних, нересурсойомких технологій виробництва, що забезпечують комплексне, максимально повне використання мінеральних і біологічних ресурсів (особливо корисних копалин) та найменше створення відходів, в т. ч. радіоактивних, або з підвищенною радіоактивностю.

6.4. Раціональне і економне використання водних ресурсів, створення водооборотних циклів, повторно-послідовне використання води у виробничому процесі, забезпечення ефективної очистки всіх видів стічних вод (в тому числі поверхневих - з території підприємства) до показників, що дають можливість направлення їх для поповнення водооборотних циклів чи гарантують безперешкодне прийняття для остаточної очистки на загальноміські очисні споруди (застосування раціональних і економних технологій зрошення на меліоративних системах, здійснення заходів по попередженню забруднення поверхневих і підземних вод дренажним стоком).

6.5. Застосування високоефективних, досконалих пилогазоочисних споруд, здатних забезпечити неперевищення встановлених показників гранично допустимих концентрацій (ГДК) забруднюючих речовин, в т. ч. радіоактивних, в атмосфері на межі нормативної чи розрахункової санітарно-захисної зони та в районах прилеглої житлової забудови.

6.6. Забезпечення максимально можливої утилізації всіх видів відходів, що утворюються на підприємстві в процесі його виробничої діяльності (в тому числі шляхом передачі їх для наступної переробки і використання на інші підприємства і об'єкти), чи екологічно безпечного їх захоронення.

6.7. Максимально можливе збереження існуючих зелених насаджень, виконання заходів по охороні тваринного світу (включаючи рибоохоронні заходи на водозабірних спорудах).

6.8. Надійний захист довкілля від шкідливого впливу фізичних факторів - шуму, вібрації, електромагнітних полів, ультра - та інфразвуку і т. ін.

Висновок державної екологічної експертизи повинен містити обгрунтовані висновки про допустимість дії на оточуючу природне середовище господарської і іншої діяльності, яка підлягає державній екологічній експертизі, і про можливість реалізації об'єкту державної екологічної експертизи. До висновку повинні бути прикладені особливі обгрунтовані думки її експертів, не згідних з прийнятим цією експертною комісією висновком.

Результатом проведення державної екологічної експертизи є її висновок, що відповідає встановленим вимогам.

Повторне проведення державної екологічної експертизи здійснюється на підставі рішення суду або арбітражного суду.

7. Вимоги до попередніх екологічних висновків і заключень державної екологічної експертизи та їх використання спеціалістами територіальних органів Мінприроди України

Висновки попередніх екологічних висновків та заключень державної екологічної експертизи повинні бути присутні в проектах ліквідації, консервації і перепрофілювання підприємств по добутку та переробці руд, що мають підвищену радіоактивність, перед здійсненням яких необхідно вивчити наступні питання:

7.1. До початку введення в експлуатацію законсервованого, ліквідованого або перепрофільованого об'єкту повинні бути змонтований і опробуваний всі передбачені проектом системи поводження з РАО, а також оформлений акти готовності і опробування на системи і устаткування систем поводження з РАВ, системи дозиметричного і радіаційного контролю, санпропускники, системи спецвентиляції і газоочистки.

7.2. Експлуатацію систем поводження з РАВ слід проводити згідно регламентам і інструкціям, що розробляються відповідно до вимог норм і правил в області використовування атомної енергії, цих методичних рекомендацій і на підставі проекту систем поводження з РАВ.

7.3. При поводженні з РАВ в процесі експлуатації слід забезпечувати:

7.3.1. Організацію ефективного управління всіма видами діяльності по експлуатації і обслуговуванню систем поводження з РАВ, забезпечуючого запобігання проектних аварій, своєчасну переробку РАВ і що виключає їх незаплановане накопичення.

7.3.2. Недопущення не передбаченого проектом об'єкту зберігання некондиціонованих РАВ.

7.3.3. Ведення господарської діяльності з мінімальною освітою РАВ.

7.3.4. Розробку інструкцій і регламентів по поводженню з РАВ.

7.3.5. Щорічний аналіз безпеки при поводженні з РАВ.

7.3.6. Облік і контроль РАВ.

7.3.7. Недопущення неконтрольованих і наднормативних викидів радіоактивних речовин в атмосферу, запобігання скидань радіоактивних

Речовин у водні об'єкти і водоносні горизонти, на поверхню землі, а також в господарсько-побутову і виробничо-зливову каналізацію.

7.4. Транспортування РАВ по майданчику розміщення об'єкту слід проводити:

7.4.1. На спеціальних транспортних засобах, що мають (при необхідності) санітарні паспорти.

7.4.2. По встановленим проектом маршрутах відповідно до технологічної схеми.

7.4.3. В спеціальних транспортних контейнерах з урахуванням габаритів і маси транспортується РАВ, їх фізичного стану, радіоактивності,

Вигляду і інтенсивності випромінювання від зовнішньої поверхні контейнерів.

7.5. При експлуатації об'єкту слід забезпечувати технологічний контроль РАВ і радіаційний контроль на шляхах можливого

Поширення радіоактивних речовин з систем поводження з РАВ.

7.6. Організації зобов'язана забезпечувати проведення щорічної інвентаризації РАВ і реєстрації РАВ в облікових і звітних документах, в спеціальному документі, де указуються:

- характеристика РАВ відповідно до класифікації;

- якісний і кількісний склад РАВ;

- джерело і місце освіти РАВ;

- кількість РАВ відповідно до класифікації;

- методи переробки РАВ;

- дата збору і упаковки РАВ;

- вид упаковки (контейнера) РАВ;

- ідентифікаційний знак упаковки (контейнера) РАВ;

- характеристика радіоактивного забруднення поверхні упаковки (контейнера) РАВ;

- місце зберігання упаковки (контейнера) РАВ;

- місцерозташування упаковки (контейнера) РАВ в сховищі;

- величина питомої активності і радіонуклідний склад, дата їх вимірювання;

- посадовці і виконавці, що здійснюють поводження з РАВ;

- дата транспортування РАВ за межі майданчика розміщення об'єкту;

- кількість РАВ, переданих для розміщення або на поховання;

- інші відомості про РАВ, що вимагаються для системи державного обліку і контролю РАВ.

7.7. На підставі встановлених значень допустимого газоаерозольного викиду і допустимого скидання повинні бути визначений

І включений в перелік експлуатаційних меж об'єкту робітники (контрольні) рівні надходження радіонуклідів в оточуючу середовище. Контрольні рівні повинні підтверджуватися щорічно і переглядатися кожні три роки з урахуванням накопиченого досвіду і вдосконалення технологій.

8. Права і обов'язки спеціально уповноваженого

державного органу в галузі екологічної експертизи

До повноважень названого органу відносяться:

- розробка порядку і регламенту проведення державної екологічної експертизи;

- організація і проведення державної екологічної експертизи відповідних об'єктів, у тому числі формування експертних комісій;

- встановлення правил визначення терміну і умов дії позитивного висновку державної екологічної експертизи;

- розробка, перегляд і затвердження нормативно-технічних і інструктивно-методичних документів, що забезпечують реалізацію закону "Про екологічну експертизу" в частині проведення державної екологічної експертизи;

- наукове і методологічне забезпечення державної екологічної експертизи.

8.1. Правовий статус експерта державної екологічної експертизи.

Експертом державної екологічної експертизи є фахівець, що володіє науковими і практичними знаннями з питань РБ, залучений в установленому порядку до проведення державної екологічної експертизи.

Експертом державної екологічної експертизи не може бути представник замовника документації, що підлягає державній екологічній експертизі, або розробника об'єкту державної екологічної експертизи, громадянин, що перебуває зі вказаним замовником або розробником в трудових або інших договірних відносинах, а також представник юридичної особи, що перебуває з вказаними замовником або з розробником в таких договірних відносинах.

Експерт державної екологічної експертизи має право:

- заявляти спеціально уповноваженому державному органу про необхідність подання замовником на державну екологічну експертизу додаткових матеріалів для всесторонньої і об'єктивної оцінки об'єктів державної екологічної експертизи;

- формулювати особливу думку по об'єкту державної екологічної експертизи, яке додається до висновку державної екологічної експертизи.

Експерт зобов'язаний:

- здійснювати всесторонній, повний, об'єктивний і комплексний аналіз представляються на державну екологічну експертизу матеріалів з урахуванням передових досягнень вітчизняної і зарубіжної науки і техніки визначати їх відповідність нормативним правовим актам в галузі охорони навколишнього природного середовища, нормативно-технічним документам і надавати висновок що відповідає наступному:

- дотримуватися вимог законодавства про екологічну експертизу;

- дотримуватися встановлених спеціально уповноваженим державним органом в області екологічної експертизи порядок і терміни проведення державної екологічної експертизи;

- забезпечити об'єктивність і обгрунтованість висновків свого висновку по об'єкту екологічної експертизи;

- забезпечувати збереження матеріалів і конфіденційність відомостей, представлених на державну екологічну експертизу.

8.2. Вимоги щодо заключення (висновку) державної екологічної експертизи

Заключення (висновок) державної екологічної експертизи повинен містити обгрунтовані висновки про допустимість впливу на оточуюче природне середовище господарської і іншої діяльності, яка підлягає державній екологічній експертизі, і про можливість реалізації об'єкту державної екологічної експертизи. Висновок повинен бути схвалений кваліфікованою більшістю облікового складу експертної комісії і відповідати завданню на проведення екологічної експертизи, виданому спеціально уповноваженим державним органом в області екологічної експертизи.

До висновку додаються особливі обгрунтовані думки експертів, не згідних з прийнятим експертною комісією висновком.

Висновок підписується керівником державної експертної комісії, відповідальним секретарем та членами комісії.

Висновок, підготовлений експертною комісією після його затвердження спеціально уповноваженим державним органом в галузі екологічної експертизи набуває статусу висновку державної екологічної експертизи.

Позитивний висновок державної екологічної експертизи є обов'язковою умовою фінансування і реалізації об'єкту державної екологічної експертизи. Такий висновок має юридичну силу протягом терміну, визначеного спеціально уповноваженим державним органом в галузі екологічної експертизи.

Висновок втрачає юридичну силу в разі:

- доробки об'єкту державної екологічної експертизи по зауваженнях проведеної раніше державної екологічної експертизи;

- зміни умов природокористування спеціально уповноваженим на те державним органом;

- реалізації об'єкту державної екологічної експертизи з відхиленнями від документації, що отримала позитивний висновок державної екологічної експертизи, і у разі внесення змін у вказану документацію;

- закінчення терміну дії позитивного висновку державної екологічної експертизи;

- внесення змін в проектну і іншу документацію після отримання позитивного висновку державної екологічної експертизи.

За наявності негативного висновку державної екологічної експертизи реалізація її об'єкту забороняється.

У разі негативного висновку державної екологічної експертизи замовник має право подати відповідні матеріали на повторну державну екологічну експертизу за умови переробки з урахуванням зауважень, висловлених в негативному висновку.

Висновки державної екологічної експертизи можуть бути оскаржені в судовому порядку.

При проведенні інспекційних перевірок підприємств, що перепрофілюються або ліквідуються працівниками інспекційних підрозділів територіальних органів Мінприроди України обов’язково повинна звертатися увага на наявність в проектних документах попередніх екологічних висновків або заключень (висновків) державної екологічної експертизи, а в разі наявності заключення комплексної державної експертизи розділу екологічної експертизи. Крім цього, перевіряється дотримання підприємством вимог попередніх екологічних висновків або заключень (висновків) державної екологічної експертизи. В разі виявлення порушень застосовуються відповідний адміністративний вплив до порушників або може виноситься рішення про тимчасове припинення (заборону) практичної діяльності підприємства.

9. Види порушень законодавства Про екологічну експертизу

Законом "Про екологічну експертизу" визначені наступні види порушень

Законодавства про екологічну експертизу:

- непредставлення документації на екологічну експертизу;

- фальсифікація матеріалів, відомостей і даних що подаються на екологічну експертизу, а також відомостей про результати її проведення;

- примушення експерта екологічної експертизи до підготовки явно помилкового висновку;

- створення перешкод організації і проведенню екологічної експертизи;

- ухилення від надання спеціально уповноваженим державним органам в галузі екологічної експертизи і суспільним організаціям, що організовують і

Проводять екологічну експертизу, необхідних матеріалів, відомостей і даних;

- реалізація об'єкту екологічної експертизи без позитивного висновку державної екологічної експертизи;

- здійснення господарської і іншої діяльності, за документацією, що має відмінності від тієї, що отримала позитивний висновок державної екологічної експертизи;

- порушення правил і порядку проведення державної екологічної

експертизи;

- порушення правил формування і організації діяльності експертних комісій державної екологічної експертизи;

- фальсифікація висновків екологічної експертизи;

- фальсифікація відомостей і даних про результати проведення екологічної експертизи;

- видача дозволів на спеціальне природокористування або на здійснення іншої діяльності, яка може надати прямої або непрямої шкоди навколишньому природному середовищу без позитивного висновку державної екологічної експертизи;

- організація або проведення екологічної експертизи неправоздатними на те органами і організаціями;

- пряме або непряме втручання в роботу спеціально уповноважених державних органів в галузі екологічної експертизи, експертних комісій і експертів екологічної експертизи з метою впливу на хід і результати проведення державної екологічної експертизи;

- незаконна відмова від державної реєстрації заяв про проведення громадської екологічної експертизи.

9.1.Види юридичної відповідальності за порушення законодавства про екологічну експертизу

Законом "Про екологічну експертизу" передбачено чотири види юридичної відповідальності эа порушення законодавства про екологічну експертизі:

- кримінальна відповідальність осіб, винні в здійсненні порушення законодавства про екологічну експертизу, що призвело до тяжких прямих

або непрямих екологічних і інших наслідків, у відповідності з КК України;

- адміністративна відповідальність осіб, винних в здійсненні порушень, якщо ці порушення не тягнуть за собою кримінальної відповідальності;

- матеріальна відповідальність посадовців, експертів екологічної експертизи, консультантів і інших працівників з вини яких органи екологічної експертизи і замовник документації, понесли витрати пов'язані з відшкодуванням шкоди, заподіяної неправовими діями в галузі екологічної

експертизи;

- цивільно-правова відповідальність.

Громадяни і юридичні особи, права яких були порушені екологічною експертизою, мають право вимагати відшкодування ним збитків та компенсації моральної шкода, заподіяної громадянину або юридичній особі неправомірними діями в галузі екологічної експертизи, у встановленому цивільним законодавством України порядку.