ÖT NAPOS BUDAPEST-KIJEV-BUDAPEST KAMIONOS ÚT

Fehér István
KFKI Atomenergia Kutatóintézet

1998. február és május között a sajtóban egy sor cikk jelent meg a Fővárosi Bíróság a "Csernobil-per" néven közismertté vált ügyben 1998. február 27-én hozott precedensértékű ítéletével kapcsolatban. A hat éve folyó tárgyalás végére pontot tevő jogerős ítélet megállapította, hogy a Volán Tefu Rt. sofőrjének halálát a csernobili eredetű radioaktív szennyeződéstől származó késői sugárártalom okozta. A "Csernobil - Mohitól keletre", a "Sugárterheléstől halál?", "Csernobili betegség", a "Csernobilról megint", az "Okozhatott-e sugárbetegséget és halált a kijevi út?" című újságcikkekben idézett szakértői vélemények egyik csoportja szerint a sofőrt nagy sugárterhelés érte, ami a halálát okozta, mások szerint a sugárterhelés olyan kicsi volt, hogy az nem okozhatta a halálát. A sugárdózis nagyságára azonban modellszámítást tudomásom szerint nem közöltek. Az Eötvös Loránd Fizikai Társulat Sugárvédelmi Szakcsoportjának 1998. május 26-28. között Balatonkenesén rendezett XXIII. Sugárvédelmi Továbbképző Tanfolyamán "Budapest Kijev-Budapest utazás (1986) dózisbecslése" címen előadást tartottam. Akkor az előadásom konzervatív feltételezéseken a1apuló végkövetkeztetése értelmében az utazás során a sofőr teljes sugárterhelése legföljebb 1,5 mSv effektív dózis lehetett.

A hozzászólók egyrészről nehezményezték ultrakonzervatív feltételezéseimet, ami akár nagyságrendi túlbecslést is jelenthet, másrészről hiányolták, hogy nem minden besugárzási útvonalat vettem figyelembe, ami viszont alulbecslést eredményezhetett.

A nyár végén a "Kossuth Klub" című rádióműsor ismét felelevenítette a korábbi szakértői vitát. Ez indított az előadásomban ismertetett dózisbecslés pontosítására, amely a jelen munka tárgya.

A Volán Tefu Rt. kamionja a szűkszavú menetlevél tanúsága szerint 1986. június 30-án indult Budapestről Záhonyon át nemzetközi útvonalon Kijevbe és 1986. július 5-én érkezett vissza.

Az időpontra és útvonalra ennél pontosabb információ hiányában feltételeztük, hogy a kamion a 4-es főúton (E573) haladt Záhonyon át Ungvárig, majd az E50-en Munkácsig. Munkácstól Lvovra az E471-es, majd onnan Kijevig az E40-es nemzetközi útvonalat használta.

(Kis valószínűséggel elképzelhető, hogy Zitomirnál a 252-es, majd a 255-ös úton át, kitérővel érkezett Kijevbe. Még ennél is kisebb a valószínűsége annak, hogy valamilyen indokkal Zitomirtól a 269-es úton Ovrucon át mellékúton Polleskoje érintésével jutott Kijevbe. Ez utóbbi esetben a balesetet szenvedett Csernobili Atomerőművet mintegy 50 km-re megközelíthette volna.)

50 km/h átlagsebességet feltételezve a távolság és az utazás teljes időtartamát figyelembe véve 50 óra menetidővel és 86 óra várakozási (vám, pihenés) időtartammal lehet számolni a Budapest-Kijev-Budapest utazás során.

A Csernobili Atomerőmű balesetekor a sérült reaktorzónából a légkörbe került

• a radioaktív nemesgázok 100 %-a,
• az illékony hasadványok közül a ¹³¹I 50-60 %-a, a ¹³⁴Cs és ¹³⁷Cs 20-40 %-a, és a ¹³²Te 25-60 %-a,
• a nem illékony hasadványizotópok a ⁸⁹Sr, ⁹⁰Sr és ¹⁴⁰Ba 4-6 %-a, a ¹⁰³Ru és ¹⁰⁶Ru 3,5 %-a, (utóbbiak összetett kémiai folyamat révén kiléptek a fűtőelemből),
• fűtőelem részecskéi, benne a ²³⁹Pu és más transzuránok, valamint a ¹⁴¹Ce, ¹⁴⁴Ce, ⁹⁵Zr/⁹⁵Nb 3,5 %-a.

A légkörbe kibocsátott teljes aktivitás mintegy Bq volt a radioaktív nemesgázok nélkül, melyek közül a ¹³³Xe (felezési idő 5,3 nap) önmagában közel Bq-t tett ki.

A nemesgázok gáz, a jód egy része gőz halmazállapotban, míg a jód többi része az illékony hasadványokkal együtt 1,5-1 m átmérőjű aeroszol részecskékhez tapadva, a ruténium esetében kondenzálódott részecskék formájában került a légkörbe. A nem illékony izotópok a fűtőelem részecskékbe ágyazva kerültek a zónából a légkörbe. A légkörbe került radioaktív anyagok a meteorológiai folyamatok következtében felhígultak, az aeroszolok és a gőz halmazállapotú jódizotópok kiülepedtek, illetve kimosódtak, amivel a környezetet szeszélyes területi eloszlásban szennyezték. A fűtőelem darabkái (az úgynevezett forró részecskék) területi eloszlása (tekintettel az illékony izotópoktól eltérő keletkezési folyamatra) jelentősen különbözött az illékony izotópok eloszlásától.

A fő besugárzási útvonalak két hónappal a baleset után:

• Külső gamma-sugárzás a talajra ülepedett radioaktív izotópoktól.
• Belső sugárterhelés a talajról a levegőbe reszuszpendálódott radioaktív izotópok belégzése révén.
• Élelmiszer és ivóvíz fogyasztással az emberi szervezetbe kerülő radioaktív izotópok belső sugárterhelése.

Nem kell számításba vennünk a radioaktív felhő, benne a radioaktív nemesgázok, gőzök és aeroszolok külső sugárterhelését, valamint a belégzésük okozta belső sugárterhelést, mivef a nemesgáz izotópok gyakorlatilag végtelenül felhígultak a Föld légkörében, a többiek pedig kiülepedtek. A rövid felezési idejű izotópok (köztük a legjelentősebb ¹³¹I) aktivitása ezen idő alatt több nagyságrenddel csökkent. Két hónappal a baleset után a vizsgált öt nap alatt a különböző besugárzási útvonalakra a dózisteljesítmény, illetve az aktivitás felvétel adott szennyezettség mellett gyakorlatilag állandónak tekinthető.

A radioaktív anyaggal szennyezett területen áthaladó vagy ott tartózkodó személy a kihullott illékony és nem illékony hasadási izotópoktól és a fűtőelem részecskéktől kaphat besugárzást. A radioaktív szennyeződés izotóp összetétele a sérült reaktorzónából való kilépéskor közelítőleg ismert. A radioaktív aeroszolok izotóp összetétele a légköri terjedés során, benne a kiülepedés és kimosódás folyamatával, kevéssé változik, kivéve a radiojód gőz halmazállapotú hányadát, melynek kiülepedési sebessége az aeroszolokénál jóval nagyobb.

Az illékony komponensnél a ¹³⁷Cs (felezési idő 30 év), a nem illékonyaknál, illetve a fűtőelem részecskéknél a ²³⁹Pu és ²⁴⁰Pu (felezési idő 24400, illetve 6580 év) talajfelületi aktivitáskoncentrációja lehet a vonatkoztatási alap, amiből a balesettől eltelt idő függvényében a többi izotóp felületi aktivitáskoncentrációja kiszámítható.

Különböző szerzők és saját - 1986. április 30-tól több éven át folytatott - méréseink alapján a felületi szennyezettség izotóp összetétele kielégítően egyezett a kibocsátásból várt izotóp összetétellel. Végtelen sík felületi forrás felett 1 m-re az egységnyi ¹³⁷Cs, illetve ²³⁹Pu + ²⁴⁰Pu felületi aktivitáskoncentrációra vonatkoztatva az izotópkeveréktől várható levegőben elnyelt gammadózisteljesítmény a balesettől eltelt idő függvényében kiszámítható és annak eredménye mérésekkel is igazolható. Hazai mérési adatainkat az Ukrajnában találttal [1, 2] összevetve ± 20 %-os egyezést kaptunk.

A Nemzetközi Atomenergia Ügynökség (NAÜ) által szervezett csernobili program keretében ¹³⁷Cs és ²³⁹Pu + ²⁴⁰Pu felületi szennyezettség térkép készült [3], ami a közelítő számításunk alapja. A ¹³⁷Cs felületi aktivitáskoncentráció eloszlása az 1. ábrán, míg a ²³⁹Pu + ²⁴⁰Pu izotópoké a 2. ábrán látható.

A felületi szennyezettség kis hányada reszuszpenzióval a légkörbe került. A reszuszpenzió hányada a depozíciótól eltelt idő függvényében csökken. Mivel az adott időpontban a felületi szennyezettség izotóp összetétele, valamint a reszuszpenzió hányada ismert, ebből a belégzési belső sugárdózis kiszámítható.

1. ábra. ¹³⁷Cs talajfelületi szennyezettség eloszlása Csernobil környezetében.

Az élelmiszer és ivóvíz fogyasztásából eredő belső sugárterhelés meghatározása a legbizonytalanabb. A ¹³¹I járuléka két hónappal a baleset után már nem jelentős, míg a cézium izotópok csupán kis mértékben kerülhettek az élelmiszer láncba, elsősorban a tejen keresztül. A gabonafélék, amelyek fogyasztása a radiocézium felvétel fő forrása ekkor, aratási időben, még nem kerülhettek fogyasztásra. Kijev ivóvíztárolóját tápláló folyók a balesetet követő első hetekben néhány kBq/l összaktivitást, főleg rövid felezési idejű izotópokat tartalmaztak. Az ivóvíz dózisjáruléka 1-2 % volt [4].

2. ábra. ²³⁹Pu és ²⁴⁰Pu talajfelületi szennyezettség eloszlása Csernobil környezetében.

A sugárvédelmi gyakorlatban a személyi dózis számítása az alulbecslés elkerülése érdekében konzervatív közelítéssel történik. Az 1. táblázatban összefoglaltuk a dózisszámításhoz használt főbb adatokat. A ¹³⁷Cs talajfelületi aktivitáskoncentrációja a nemzetközi útvonalon felülbecsült, mivel a hazai nagy szennyezettségű területen talált értéket fogadtuk el a Budapesttől Záhonyig tartó útvonalon, míg az ukrán utakon a Nemzetközi Atomenergia Ügynökség dózistérképét használtuk. Bár a ¹³⁷Cs felületi aktivitáskoncentrációja a nemzetközi útvonalon végig kisebb, mint 36 kBq/m², részletesebb információ hiányában konzervatív módon ezen értéket vettük alapul a számításnál. Az I. és II. feltételezett kitérő utakon pedig a térképen jelölt felületi aktivitáskoncentráció-köz felső értékét használtuk a dózis kiszámítására. A fűtőelem-részecskék zöme a Csernobili Atomerőműtől északra hullott ki. A ²³⁹Pu + ²⁴⁰Pu területi eloszlásának térképe csak a > 3,7 kBq/m²-es kiülepedést tünteti fel. Ennek határa a II. kitérő úthoz legközelebb eső részétől is mintegy 15 km-re fekszik. Annak ellenére konzervatív módon feltételeztük, hogy ezeken a területeken is található fűtőelem szennyeződés. Kollegánk Polleskojében végzett mérései szerint a szennyeződés nem lehet több, mint 0,1 kBq/m^{2 239}Pu [5].

Az elmondottak alapján a nemzetközi útvonalon haladva, vagy az I. és II. kitérő úton közlekedve, valamint a szennyezett területen tartózkodva a talaj felett 1 m-re a levegőben elnyelt dózisokat a 2., a 3. és a 4. táblázat mutatja. Ha konzervatív módon feltételezzük, hogy a kamionban ülő, illetve valamilyen épületben pihenő személyt árnyékolás nélkül (például faházban) éri a gammasugárzás, akkor a külső effektív dózist a levegőben elnyelt dózisból 0,8 Sv/Gy átszámítással kapjuk. Az eredményt az 5. táblázat szemlélteti.

A reszuszpenziós tényező az 1 Bq/m² kiterjedt talajfelületi szennyeződés által a légzési zónában eredményezett levegő koncentráció Bq/m³-ben. Az irodalom [6] a szennyeződést követő két hónap eltelte után , saját méréseink 10^-7 [7] reszuszpenziós tényezőt adtak. Tekintve az ukrajnai forró, száraz május-júniusra konzervatív közelítésként 10^-6 reszuszpenziós tényezőt használtunk a belégzési dózis számítására. A felnőttek 1,2 m³/h légzési sebességének és az egyes reszuszpendálódott izotópok koncentrációjának szorzatából kiszámítottuk a belégzett aktivitást valamennyi számba jövő izotópra, elfogadva a külső dózis számításánál használt izotóp összetételt. A belégzett radioaktív izotópok által 50 év alatt leadott dózist, az úgynevezett lekötött effektív dózist a NAÜ által közreadott egységnyi aktivitásra vonatkozó táblázatokból [8] vettük. Az eredmény az 5. táblázatban található.

Az élelmiszer és ivóvíz fogyasztásból eredő lekötött effektív dózist részletes adat hiányában a nemzetközileg elfogadott 1000 Bq/kg ¹³⁷Cs határkoncentráció feltételezésével számítottuk. Az előző fejezet értelmében a gabona és az ivóvíz járulékot nem vettük figyelembe. 1986 május-júniusában Kijevben tartózkodó személyek általunk végzett egésztestszámlálós mérésének eredménye (1000-2400 Bq egésztest aktivitás) arra utal, hogy ez a feltételezésünk is konzervatív. A becslés eredményét az 5. táblázat mutatja.

Két extrém besugárzási útvonal

1. Felvetődött, hogy nagy fűtőelem darab, akár egy egész UO₂ pasztilla, melyben két hónap múlva is mintegy 500 GBq gamma-sugárzó nem illékony hasadvány van, és hozzávetőleg 40 mGy/h dózisteljesítményt szolgáltat egy méter távolságra, okozhat-e az adott útvonalon nagy sugárterhelést? A ballisztikai számítás [9] azt mutatta, hogy ha a robbanás 2000 m/s kezdősebességgel repíti ki a fűtőelem pasztillát a reaktorzónából és 20 m/s a főirányú szél, továbbá 2,5 m/s termik is fellép, úgy a maximális repülési távolság legfeljebb 2500 m. A kisebb törmelékek pedig még ennél is rövidebb távolságra juthatnak, ezért az adott útvonalon nagy sugárterhelést nem okozhattak. A 10-20 m-es, vagy annál kisebb részecskék azonban aeroszolként, mint "forró részecskék" nagyobb távolságra is eljuthatnak, ezen szennyeződés hatását azonban az előzőekben számításba vettük.

2. Egy másik eddig számításba nem vett besugárzási útvonal a kamion légszűrőjébe került reszuszpendálódott radioaktív anyagok külső sugárzása. Műszaki adatokból a menet közbeni levegőbeszívási sebesség átlag 500 m³/h. A kamion légszűrőjének szűrési hatásfokát a kozmikus sugárzás által keltett ⁷Be-mal, mint nyomjelzővel ellenőriztük. Az egy évig használt szűrőből ismert hányadot kivéve megmértük a ⁷Be aktivitását [10]. A KFKI telephely környezetellenőrzési programjának keretében folyamatosan mérik a légköri radioaeroszolok koncentrációját, így a ⁷Be koncentrációját is, ami ugyanezen évben átlag 4 mBq/m³ volt. Ebből a kamion szűrő szűrési hatásfoka 70 %-nak adódott. Itt ismét konzervatív közelítést használva a szűrési hatásfokot 100 %-nak vettük. A II. kitérő utat is figyelembe véve az egyes izotópokból a légszűrőn 50-1000 Bq halmozódhatott fel. Ezek együttesen mintegy 5 nGy/h dózisteljesítményt eredményezhettek a vezetőfülkében, ami a többi besugárzási útvonalhoz képest elhanyagolhatóan kis sugárterhelés.

Konzervatív dózisszámítással megállapítottuk, hogy az 1986. június 30 - július 5. közötti Budapest-Kijev-Budapest útvonalon közlekedő kamion vezetője a csernobili eredetű radioaktív szennyeződéstől, a különböző besugárzási útvonalakon 0,1 msv nagyságrendű sugárterhelést kaphatott, ami a lakosság évi átlag természetes eredetű sugárterhelésének mintegy 1/25-e.

Mai ismereteink alapján determinisztikus sugárkárosodást ezen dózis több mint 10000-szerese válthat ki.

Az ICRP legújabb ajánlása [12] szerint a sugárzás által indukált végzetes rákos megbetegedések valószínűsége eset/Sv. Az öt napos utazásra általunk számított dózis esetében a végzetes rákos megbetegedés valószínűsége nagyságrendileg 10^-5, más szóval 100000 esetből 1 rákos haláleset várható.

1. I. FEHÉR: Experience in Hungary on the Radiological Consequences of the Chernobyl Accident, Environment International Vol 14, 113-135 (1988)
2. I. LIKHTARIOV ET AL.: Effective Doses due to External Irradiation from the Chernobyl Accident for Different Population Groups of Ukraine, Health Physics, Vol 70, 87-98 (1996)
3. The International Chernobyl Project, Report by on International Advisory Committee, IAEA, (1991)
4. L.A. LIKHTAREV ET AL.: Radioactive Contamination of Water Ecosystems and Sources of Drinking Water; TECDOC 516, IAEA (1989)
5. P. ZOMBORI ET AL.: In-Situ Gamma-Spectrometric Measurement of the Contamination in Some Selected Settlements of Byelorussia (BSSR), Ukraine (UkrSSR) and the Russian Federation (RSFSR) j Environ. Radioactivity 17, 97-106 (1992)
6. G.S. LINSLEY: Resuspension of the Transuranium Elements: A Rewiev of Existing Data, Rep. NRPB-R75 London (1978)
7. P. ZOMBORI ET AL.: Resuspension of Deposited Materials, EUR report No. 16 604 EN 59 (1995)
8. NAÜ Biztonsági Szabályzat, Biztonsági Sorozat No. 115, Nemzetközi Biztonsági Alapszabályzat: Az ionizáló sugárzás elleni védelem és a sugárforrások biztonsága (1996)

10. ZOMBORI P., ENGI K.: Mérések a KFKI Atomenergia Kutatóintézetében, (1998) - személyes közlés
11. SÁGI L., BENCZ GY.: Mérések a KFKI Atomenergia Kutatóintézetében, (1998) - személyes közlés
12. ICRP Publication 60, Annals of the ICRP, Vol 21, No 1-3 (1990)