Размещено на http://www.allbest.ru/

Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України

Автореферат

на здобуття наукового ступеня доктора екологічних наук

Самоочищення наземних екосистем Українського Полісся від радіаційного забруднення

Спеціальність: Екологічна безпека

Долін Віктор Володимирович

Київ, 2004 рік

1. ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Техногенна діяльність протягом останнього століття, шалений розвиток виробництва, впровадження наукових досягнень без належної оцінки їхнього впливу на довкілля призвели до забруднення екосистем відходами техногенного виробництва, важкими металами, пестицидами, радіоактивними елементами. Наслідком цього втручання стала необхідність захисту людини від небезпечного впливу довкілля, зумовленого самою людиною, що стало основним завданням нового наукового напрямку - екологічної безпеки.

Екологічна безпека навколишнього середовища в Україні набуває в новому тисячолітті надзвичайної ваги насамперед тому, що ряд природно-техногенних систем, особливо паливо-енергетичного комплексу, які мають обмежений період оптимального функціонування, зараз знаходяться на стадії ліквідації або вже ліквідовані з непередбачуваними екологічними наслідками.

Глобальна за своїми масштабами та наслідками Чорнобильська катастрофа стала суворим попередженням людству та показала необхідність виключно відповідального поводження з будь-якими потенційно небезпечними технологіями, що використовують ядерну енергію.

Головною особливістю Чорнобильської аварії є відносно короткий у часі “імпульсний” викид, що виявилося особливо цінним для дослідників, оскільки з викидом утворився часовий маркер, використовуючи який можна оцінити швидкість наступних процесів.

Міграція штучних радіонуклідів у навколишньому середовищі безперервно вивчається протягом останніх шести десятиріч, починаючи від перших ядерних випробувань. При цьому особлива увага приділяється відстеженню шляхів, завдяки яким вони надходять у харчові ланцюги та інкорпоруються в організмі людини. Визначальною ланкою трофічного ланцюга є трансформація радіонуклідів у середовищі ґрунту та надходження до рослинності. Саме процеси масообміну хімічних елементів між живими організмами та навколишнім середовищем визначені В.І. Вернадським як біогеохімічні.

За 17 років, що минули після Чорнобильської катастрофи напрацьовано величезну кількість аналітичних даних щодо вмісту радіонуклідів в об'єктах навколишнього середовища. Проте, недостатній рівень узагальнення аналітичних даних в області радіогеохімії, радіогідрогеоекології, радіобіології тощо, спряженого вивчення радіаційно забруднених екосистем фахівцями різних галузей науки та невизначеність єдиного методологічного підходу до наукових досліджень в області радіоекології загалом, зазвичай призводять до недостатньо обґрунтованих управлінських рішень, пов'язаних з локальним втручанням в навколишнє середовище, що веде до непередбачуваних наслідків. У зв'язку з цим оцінка здатності природного середовища до самоочищення дозволить мінімізувати техногенне навантаження на екосистеми радіаційно забруднених територіях, запобігти надмірного витрачання коштів на реабілітаційні заходи.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. З перших днів після Чорнобильської катастрофи фахівці відділу ядерної геохімії та космохімії Інституту геохімії і фізики мінералів АН УРСР під керівництвом проф. Е.В. Соботовича брали участь в ліквідації її наслідків. На базі цього відділу в 1991 р., створено Відділення радіогеохімії навколишнього середовища, яке в 1996 р., перетворено в Державний науковий центр, а в 2001 - в Інститут геохімії навколишнього середовища, очолюваний академіком НАН України Е.В. Соботовичем. Головне призначення Інституту - планування, координація та проведення наукових досліджень з фундаментальних та прикладних проблем, спрямованих на встановлення закономірностей поведінки радіонуклідів в навколишньому середовищі, підготовку рекомендацій щодо реабілітації і дезактивації радіаційно забруднених територій. Отже, дисертаційна робота виконувалася відповідно до статутних завдань Інституту за бюджетними темами (№№ держ. реєстрації 0101U000032 (пріоритетна), 0196U001951, 0202U006774) та госп. договірними (0199U002629, 0196U013158, 0199U003188, 0198U001329, 0199U000735, 0199U003188, 0201U006266), в більшості яких автор виступав керівником НДР.

Мета і задачі дослідження. Метою роботи є визначення і класифікація процесів самоочищення природного середовища від радіаційного забруднення та засобів оцінки їх швидкості.

Для досягнення мети роботи поставлено наступні завдання:

1. Визначення природних процесів самоочищення та самовідновлення радіаційно забруднених екосистем.

2. Визначення закономірностей формування поля радіоактивного забруднення.

3. Визначення швидкості абіогенної трансформації забруднювачів в конкретних ландшафтно-геохімічних умовах забрудненої території.

4. Визначення інтенсивності біогеохімічної міграції радіонуклідів у початкові ланки трофічного ланцюга у лучних та лісових екосистемах.

5. Визначення швидкості самоочищення поверхневих вод Дніпровського каскаду та трансформації радіонуклідів у річковій воді.

6. Оцінка небезпеки вторинного забруднення Дніпровського каскаду за рахунок донних відкладів.

7. Прогнозування розвитку радіоекологічної ситуації на забруднених територіях та розробка способів їх реабілітації.

Об'єкт дослідження - природні процеси винесення забруднювача за межі ландшафту або його необмінної фіксації, що призводять до його виведення за межі трофічних ланцюгів, зменшення його негативного впливу на довкілля.

Предмет дослідження - елементи забруднених екосистем (ґрунти, поверхневі води, донні відклади, рослинність, молоко корів), радіонукліди Чорнобильського викиду.

Методи дослідження:

- аналітичні - визначення форм знаходження елементів, передусім радіонуклідів, в елементах екосистем шляхом хімічного та інструментального аналізу;

- статистичні - факторний, кореляційний та регресійний аналіз даних щодо вмісту радіонуклідів, макро- та мікроелементів у складових екосистем;

- фізико-математичні та геохімічні - апроксимація та моделювання динаміки забруднення елементів екосистем з точки зору термодинамічних та геохімічних закономірностей;

- емпіричні - визначення часової динаміки вмісту забруднювачів в елементах екосистем; наукове узагальнення власних та літературних даних.

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше застосовано підхід до проблеми самоочищення ландшафту з позицій радіоекологічної безпеки на основі балансової оцінки міграції забруднювача до трофічного ланцюга. Розроблено методологічні засади оцінки швидкості біогеохімічної міграції радіонуклідів в лучних, лісових екосистемах Українського Полісся та в молоко корів. Визначено класифікаційні ознаки та засоби оцінки швидкості процесів самоочищення природного середовища від радіаційного забруднення. Доведено основні положення концепції формоутворення в геохімії техногенних радіонуклідів, її універсальність для вивчення процесів міграції забруднювача в навколишньому середовищі. Визначено геохімічні критерії біогенної міграції радіонуклідів в наземних екосистемах та їх трансформації у поверхневих водах.

Новизна одержаних результатів виявляється в основних наукових положеннях:

1. Коефіцієнт геохімічного переходу (КГП), що являє собою відношення вмісту забруднювача в біомасі, зібраній з одиниці площі, до щільності забруднення цієї площі, характеризується вираженою ландшафтною диференціацією. Значення КГП для Cs зростають відповідно до приросту біомаси в ряду від сухих лук на дерново-підзолистих ґрунтах до перезволожених на лучно-болотних ґрунтах. КГП Sr зростає у зворотному ряду, що нівелює фактор продуктивності біомаси, відповідає закономірностям біологічного поглинання стабільного Sr та визначається швидкістю включення нукліда до біологічного колообігу.

2. Біогеохімічна міграція радіонуклідів визначається параметрами їх мобілізації у ґрунті, інтегральною константою швидкості біогеохімічного потоку та ландшафтно-геохімічними умовами. До біогеохімічного потоку в першу ланку трофічного ланцюга лучних екосистем залучається до 100 % мобільних форм Cs та 60 % Sr, у вищі ланки - до 6 % мобільного Cs. У біогеохімічні потоки в лісових екосистемах включається 2-14 % мобільного Cs залежно від едафічних умов.

3. Темпи зниження нормованих доз навантажень на сільське населення України головним чином визначаються геохімічними процесами самоочищення екосистем. Швидкість цих процесів оцінюється за інтегральним параметром, що являє собою відношення інтегральної константи біогеохімічного потоку до константи радіоактивного розпаду радіонукліда. Швидкість самоочищення лучних екосистем в 3-15 разів перевищує швидкість фізичного розпаду відповідних нуклідів. Самоочищення деревини сосни визначається переважно фізичним розпадом радіонукліда.

4. Процеси абіогенної трансформації Cs та Sr у річковій воді і донних відкладах відбуваються у відповідності з концепцією формоутворення в геохімії техногенних радіонуклідів та визначаються єдиним геохімічним механізмом водної міграції забруднювача в навколишньому середовищі. Процеси міграції лімітуються найповільнішою стадією утворення та транспорту мобільної форми забруднювача у ґрунтах та донних відкладах.

Практичне значення одержаних результатів. Розроблені критерії виступають засобом для прогнозування розвитку радіоекологічної обстановки на радіаційно забруднених територіях та оцінки ефективності реабілітаційних заходів. Результати роботи свідчать про можливість ведення господарської діяльності на відчужених територіях західного сліду, щільність забруднення яких Cs 10-кратно перевищує визначену діючим законодавством. Ефективність застосування глинистих мінералів вітчизняних родовищ для реабілітації радіаційно забруднених територій, окрім матеріального ефекту, включає значну економію дози опромінення, пов'язану з очищенням трофічних ланцюгів від радіонуклідів.

Результати роботи впроваджено Державним спеціалізованим науково-виробничим підприємством “Екоцентр” та Всеукраїнським інститутом цивільного захисту МНС України для побудови карт прогнозу розвитку радіоекологічної ситуації на радіаційно забруднених територіях Київського і Житомирського Полісся, у наукових розробках Поліської філії Українського ордена Знак Пошани науково-дослідного інституту лісового господарства і агромеліорації, монографіях та “Методичному посібнику щодо поводження з тритієвими відходами”.

Особистий внесок здобувача. Здобувачем розроблено теоретичний підхід до проблеми самоочищення природного середовища на базі оцінки швидкості біогеохімічної міграції забруднювача в екосистемі, знайдено біогеохімічні параметри зв'язку між процесами абіогенної трансформації та біогенної міграції радіонуклідів, здійснено класифікацію самостійно очищувальних процесів. Автором особисто введено коефіцієнт геохімічного переходу забруднювача для системи „ґрунт-рослинність-молоко корів”, який відображає балансові потоки радіонуклідів. В основу розробки покладено власні експериментальні дані. Параметри трансформації і міграції радіонуклідів у поверхневих водних системах, розраховані автором на базі власних експериментальних даних, вносять суттєві корективи до прогнозування розвитку радіоекологічної обстановки Дніпровського каскаду, визначення доцільності та ефективності водоохоронних заходів.

В роботах, написаних у співавторстві, здобувачем розроблено методи експериментальних досліджень трансформації радіонуклідів у поверхневих водних системах, методологію розрахунків біогеохімічних потоків забруднювача у наземних екосистемах, розраховано параметри абіогенної трансформації та міграції радіонуклідів у річковій системі Дніпровського каскаду, виконано статистичний аналіз результатів, проведено наукове узагальнення власних та літературних даних.

Апробація результатів дисертації. Результати дисертаційної роботи оприлюднено на XVI Менделєєвському з'їзді з загальної та прикладної хімії (Санкт-Петербург, 1998), Міжнародній конференції “П'ятнадцять років Чорнобильської катастрофи. Досвід подолання” (Київ, 2001), VII, VIII, IX та Х Міжнародних науково-технічних конференціях “Экология и здоровье человека. Охрана водного и воздушного бассейнов. Утилизация отходов” (Щелкіно, 1999, 2000, 2001, 2002), V Міжнародній конференції “Вода: проблемы и решения” (Дніпропетровськ, 1999), Міжнародній конференції “Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях” (Москва, 2000), Міжнародній конференції “Экологическая геология и рациональное недроиспользование” (Санкт-Петербург, 2000), Міжнародній науково-практичній конференції з радіаційних досліджень в республіці Молдова (Кишинів, 2000), Міжнародній науково-практичній конференції “Проблеми природокористування, сталого розвитку та техногенної безпеки” (Дніпропетровськ, 2001), П'ятому Міжнародному симпозіуму та виставці щодо забруднення навколишнього середовища в центральній та східній Європі (Чехія, 2000), 31-му Міжнародному геологічному конгресі (Бразилія, 2000), З'їзді геологічного товариства Америки (Рено, Невада, 2000), Міжнародному конгресі з радіоекології-екотоксикології навколишнього середовища континентів та естуарій (Франція, 2001), Восьмій Міжнародній конференції “Хімія та міграційна поведінка актинідів і продуктів поділу в геосфері” (Австрія, 2001), 11-й та 12-й щорічній геохімічній конференції ім. В.М. Гольдшмідта (США, 2001 та Швейцарія, 2002), Другій Міжнародній конференції “Протидія забрудненню” (Угорщина, 2002), Першій міжнародній конференції щодо дослідження та оцінки навколишнього середовища (Румунія, 2003). Публікації. Матеріали дисертації опубліковано в 82 наукових працях, в т. ч.: 3 монографіях, 24 статтях у наукових журналах, 14 - в збірниках наукових праць, 40 - в матеріалах і тезах конференцій.

Структура та обсяг роботи. Дисертація повним обсягом 392 с. складається зі вступу, семи розділів і висновків. У дисертації міститься 85 таблиць, 55 рисунків. Список використаних джерел містить 439 найменувань.

Автор глибоко вдячний:

- директору Інституту геохімії навколишнього середовища академіку НАН України Е.В. Соботовичу та доктору геол. - мін. наук Г.М. Бондаренку;

- за всебічну підтримку та наукові консультації, співробітникам Інституту А.А. Вальтеру, Л.В. Кононенко, Ю.Я. Сущику, І.Ф. Шраменку, О.В.Пушкарьову, Т.В. Дудар, Д.О. Куліку, М.Г. Костюченку, Т.І. Коромисліченко, К.І. Дренькало, В.І. Власенку, О.В. Морозовій;

- співробітникам Інституту геохімії та рудоутворення А.І. Самчуку та О.Є. Єгорову;

- науково-інженерного центру радіо гідро екологічних полігонних досліджень академіку НАН України В.М. Шестопалову, О.Л. Шевченку, В.М. Бублясю;

- інституту зоології члену-кореспонденту НАН України Л.І. Францевичу;

- інституту клітинної біології академіку НАН України Д.М. Гродзінському;

- державного науково-виробничого підприємства “Екоцентр” М.П. Архіпову, Ю.О. Іванову, А.М. Архіпову;

- українського науково-дослідного інституту сільськогосподарської радіології В.О. Кашпарову;

- поліської філії Українського ордена Знак Пошани науково-дослідного інституту лісового господарства і агромеліорації О.О. Орлову - за плідне співробітництво у співавторстві, неоціненну допомогу в отриманні аналітичних даних, наукові та практичні консультації, поради, зауваження та співпрацю.

2. ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

У РОЗДІЛІ 1. - „ПОНЯТТЯ САМООЧИЩЕННЯ ПРИРОДНОГО СЕРЕДОВИЩА” розглядаються теоретичні основи самоочищення і стійкості геохімічних ландшафтів до техногенного забруднення. Концептуально новий підхід до самоочищення природного середовища від радіаційного забруднення розроблено в Інституті геохімії навколишнього середовища. Автореабілітація (самовідновлення) екосистеми полягає у відновленні її видового складу, ценотичної структури і функціональних властивостей, зруйнованих внаслідок техногенного втручання. Антропогенізований підхід до вивчення автореабілітаційних процесів визначається можливістю ведення господарської діяльності на радіаційно забруднених територіях. З позицій екологічної безпеки дозові навантаження на населення виступають головним критерієм автореабілітації.

Єдиним процесом, що призводить до повного вилучення техногенних радіонуклідів з навколишнього середовища, є радіоактивний розпад. Тому природно порівняти темпи зниження дозових навантажень з темпами розпаду відповідних радіонуклідів. Аналіз динаміки нормованих річних доз опромінення сільського населення України свідчить про наявність інших значущих процесів, які зумовлюють зміни радіоекологічного стану довкілля.

Критичні рівні опромінення, відповідно до Концепції безпечної життєдіяльності населення на забруднених територіях, становлять 5 та 1 мЗвЧрік^-1. Зниження сумарної (від усіх джерел опромінення), нормованої на 1 кБкЧм^-2 дози, до цих рівнів можна прогнозувати відповідно через 14 та 25 років після катастрофи.

Головною складовою авто реабілітації є самоочищення (природна деконтамінація). На відміну від прийнятого в геохімії визначення самоочищення, як винесення забруднювача за межі ландшафту, автор розглядає цей процес з позицій екологічної безпеки, як виведення забруднювача за межі трофічних ланцюгів. Міжнародною організацією по стандартизації введено відповідний термін природне вичерпання (natural attenuation) - всі ті природні процеси, включаючи хімічні, фізичні та біологічні, що ведуть до зниження концентрації забруднювача у ґрунті чи ґрунтовій воді. Різниця у підходах полягає в ключовому об'єкті. Якщо природне вичерпання стосується абіогенної компоненти ландшафту, то самоочищення - його біогенної складової. Тобто, з позицій екологічної безпеки, самоочищення включає два основних протилежно направлених процеси: виведення забруднювача за межі ландшафту шляхом радіальної й латеральної міграції та обмеження його надходження у біомасу шляхом пролонгованої фіксації. В останньому випадку забруднювач не виводиться за межі біогеоценозу. Швидкість самоочищення природно-техногенних агроценозів може оцінюватися за динамікою дозових навантажень, зумовлених пероральним надходженням радіонуклідів.

Таблиця 1. - Порівняння темпів зниження доз навантажень від різних джерел опромінення з фізичним розпадом радіонуклідів:

Джерело опромінення	k1, рік-1	k2, рік-1		Період зниження дози, роки
				до 5 мЗвЧрік-1	до 1 мЗвЧрік-1
Сумарне, від всіх джерел	0,166	1,95	7,2	14	24
Зовнішнє -опромінення	0,151	2,17	6,5	4	14,5
Пероральне надходження 134+137Cs	0,203	-	8,8	8	16,5
Пероральне та інгаляційне надходження 90Sr	0,081	5,38	3,4	9,5	30

Примітка: природно-антропогенне вичерпання радіонуклідів розраховано для нормованої на 1 кБкЧм^-2 ділянки 0,1 га.

Тож основним критерієм самоочищення виступає ступінь забруднення рослинності біогеоценозу. Іншими словами, самоочищення - це властивість до відтворення кількісного та якісного складу біомаси після техногенного втручання.

Унікальність території Зони відчуження і Зони безумовного (обов'язкового) відселення, де зосереджено більшу частину Чорнобильського викиду, визначається специфікою антропогенної діяльності, штучним вилученням компоненти опромінення внаслідок перорального надходження, що зумовлено забороною споживання місцевих продуктів харчування. Для відчужених територій, вилучених з сільськогосподарського обігу, дозові навантаження більшою мірою визначаються зовнішнім опроміненням. Оцінка швидкості авто реабілітаційних процесів для цієї території можлива лише за швидкістю самоочищення. Отже вивчення трансформації і міграції радіонуклідів в екосистемах відчужених територій набуває особливої ваги.

Самоочищення починається з моменту надходження забруднювача в навколишнє середовище. Отже, передусім, швидкість цього процесу визначається техногенними передумовами.

У РОЗДІЛІ 2. - „ТЕХНОГЕННІ ПЕРЕДУМОВИ САМООЧИЩЕННЯ РАДІАЦІЙНО ЗАБРУДНЕНИХ НАЗЕМНИХ ЕКОСИСТЕМ” розглядається склад, форми радіоактивних випадінь, щільність забруднення території, антропогенний вплив на екосистеми в процесі ліквідації аварії та її наслідків. За 10 діб з 4 енергоблоку ЧАЕС в навколишнє середовище надійшло близько 2Ч10¹⁸ Бк радіоактивних нуклідів з періодом напіврозпаду від кількох годин до сотень тисяч років, які сформували західний, південний та північний сліди викиду. Ці сліди характеризуються двома основними типами випадінь: паливним та конденсаційним. Радіонукліди ⁹⁰Sr, ^238-241Pu, ²⁴¹Am були викинуті з реактора переважно у складі паливних частинок. Переважна частина ¹³⁷Cs в межах 30-кілометрової зони навколо ЧАЕС також представлена паливними випадіннями, а за межами цієї території - конденсаційними.

Внаслідок Чорнобильської катастрофи радіоактивного забруднення зазнало понад 140 тис. км² території колишнього СРСР та понад 200 тис. км² за її межами. Аварійними викидами ЧАЕС на території України було радіоактивно забруднено 53454 км² з 2293 населеними пунктами, у яких проживало 2,6 млн. чол. (в т. ч. майже 700 тис. дітей). Найбільшого забруднення зазнала Зона відчуження (ЗВ), розташована за 100 км на північ від Києва. Територія з щільністю забруднення ¹³⁷Cs понад 555 кБкЧм^-2, ⁹⁰Sr - 111 кБкЧм^-2, ізотопами Pu - 3,7 кБкЧм^-2 займає більше 1800 км². Ця територія характеризується розвинутою гідрографічною мережею, що, враховуючи високі радіаційні поля у межиріччі Дніпра, Прип'яті та їхніх приток, зумовлює ризик поширення радіонуклідів водним шляхом. Загальна площа водозборів, забруднених понад 37 кБкЧм^-2, становить 119 тис. км². За оцінкою автора, щорічне надходження лише умовно розчинених форм ¹³⁷Cs з цієї території до Дніпровського каскаду, а, зрештою, до Чорного моря, може скласти 6Ч10¹¹ Бк, ⁹⁰Sr - 7Ч10¹² Бк.

Радіаційний чинник досі продовжує залишатися головним у визначенні потенційної небезпеки об'єктів ЗВ для населення, що мешкає на прилеглих до неї територіях, та населення України в цілому. Запаси радіонуклідів на території ЗВ (за виключенням радіонуклідів в об'єкті “Укриття”) станом на 1997 р. становили 1,0Ч10¹⁶ Бк ¹³⁷Cs, 6,1Ч10¹⁵ Бк ⁹⁰Sr та 3,3Ч10¹⁴ Бк трансуранових елементів. Практично весь ⁹⁰Sr (97 %) та близько 30 % ¹³⁷Cs, що надійшли в навколишнє середовище внаслідок Чорнобильської катастрофи, зосереджено на території ЗВ. Близько половини цих нуклідів зосереджено у пунктах захоронення і тимчасової локалізації радіоактивних відходів (ПЗРВ і ПТЛРВ), решта - в екосистемах Зони відчуження.

Під час ліквідації Чорнобильської катастрофи та її наслідків з метою гасіння пожежі, пило-придушення, локалізації забруднення тощо в палаючий реактор та навколишнє середовище було внесено значну кількість токсичних речовин, створено близько 800 пунктів локалізації радіоактивних відходів, побудовано дамби та перемички на лівобережній заплаві р. Прип'ять, здійснено низку заходів щодо поліпшення забруднених сільськогосподарських угідь.

Ці заходи здебільшого призвели до позитивного ефекту, проте, за виключенням поліпшення сільгоспугідь, створили пролонговану небезпеку вторинного забруднення навколишнього середовища не лише радіонуклідами, а й токсикантами органічного і неорганічного походження. Водоохоронні заходи, зокрема, призвели до підвищення рівня ґрунтових вод, підтоплення територій з високими полями радіоактивного забруднення, і, як наслідок, підвищеного винесення розчинених радіонуклідів з лівобережної заплави до річкової системи Дніпра басейну, чому сприяло також припинення функціонування меліоративної системи.

У РОЗДІЛІ 3. - „фізико-географічні чинники самоочищення” розглядаються кліматичні та ландшафтно-геохімічні чинники формування радіоактивного забруднення, наводиться характеристика науково-дослідних полігонів.

У розділі 3.1 - „Формування поля радіоактивного забруднення” розглянуто часову динаміку випадіння радіоактивних частинок на земну поверхню під дією турбулентних потоків повітря, зумовлених градієнтом температур, та вітрового перенесення. Метеорологічні чинники в період активного викиду з аварійного енергоблоку зумовили формування цезієвих плям та значне трансграничне перенесення активності. З високою вірогідністю залежність активності ¹³⁷Cs, що випав на територію Європи, від радіуса навколо джерела забруднення та відповідна їй частка забрудненої площі автор описав полі нормальними рівняннями 2 і 3 порядку, а зональне забруднення території Європи цим нуклідом підлягає експоненційній залежності.

У розділі 3.2 - „Ландшафтно-геохімічні та кліматичні умови Українського Полісся” розглядається формування поля радіоактивного забруднення на етапі первинних випадінь під впливом рельєфу поверхні, рослинного покриву, гідрографічної мережі та способів господарського використання території. Типовою особливістю Українського Полісся є велика мозаїчність природних територіальних комплексів, що ускладнює сільськогосподарське використання регіону. В геологічному відношенні Полісся дуже неоднорідне внаслідок розташування в межах різних геологічних структурних областей Східноєвропейської платформи.

В рельєфі Поліської низовини головну роль відіграють річкові долини, водно-льодовикові, моренно-водно-льодовикові і моренні рівнини, частково-моренно-горбистий рельєф і денудаційні форми на корінних (докембрійських і крейдових) відкладах. Ці рівнини характеризуються строкатістю рослинного покриву і неоднорідністю ландшафтно-геохімічних умов.

Ґрунти Полісся - дерново-підзолисті різного механічного складу, ступеня опідзолювання, а також болотні - сформувалися переважно на без карбонатних піщаних і супіщаних відкладах легкого механічного складу, в умовах значного зволоження, під хвойними та мішаними лісами з густим наземним покривом. Трапляються сірі та темно-сірі лісові ґрунти. Характерним елементом природи Полісся є болота. Середня заболоченість території становить 8 %.

В.С. Давидчуком із співавторами територію Зони відчуження віднесено до кислого та кислого глейового класу міграції радіонуклідів. Типізація території проведена за наступними чинниками: змив, інфільтрація, транзит та акумуляція. За поєднанням ландшафтних чинників стоку переважну частину радіаційне забруднених територій Українського Полісся віднесено до території з абсолютним переважанням інфільтрації над поверхневим стоком. Виведення територій з господарського використання, припинення функціонування меліоративних систем спричиняє відновлення притаманних цій території болотних ландшафтів, підвищення рівня ґрунтових вод, що призводить до підсилення ролі інфільтраційної складової стоку у водній міграції радіонуклідів. Близько половини ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr на території ЗВ зосереджено на поза заплавних водозборах, які за сукупністю ландшафтних чинників характеризуються мінімальною схильністю до поверхневого стоку. Заплави р. Прип'ять та її приток, де знаходиться інша половина ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, є потенційно небезпечним джерелом винесення радіонуклідів за межі ЗВ не лише під час високих повеней (1-5 % забезпеченості), а й за звичайних (40-50 % забезпеченості). Отже, фізико-географічні чинники відіграють визначальну роль у формуванні поля радіоактивного забруднення та латеральних потоків радіонуклідів і винесенні їх за межі відчужених територій.

У розділі 3.3 - „Типізація ландшафтно-геохімічних умов і ценозів” викладено основні принципи геохімічної типізації ландшафтів. Основними геохімічними критеріями для оцінки екологічних наслідків міграційного перерозподілу техногенних випадінь в умовах Полісся та планування стратегії реабілітаційних заходів на забруднених територіях слугують: структурні та ландшафтні особливості, тип водного режиму, буферна здатність ґрунтів, геохімічна бар'єр зони аерації.

За провідний критерій класифікації ландшафтів взято режим ґрунтової вологи. Вода в геохімічних процесах є не лише основним середовищем масо перенесення та безпосередньою фазою-носієм, але також визначає, у комплексі з літо і біофак торами, формування геохімічних бар`єрів в ґрунтових горизонтах та зоні аерації, а також латеральних геологічно хімічно бар`єрних зон. За водно-фізичними властивостями ґрунтів Українського Полісся і висоті капілярного підйому вологи, в залежності від їх механічного складу, а також за режимом ґрунтової вологи і провідних тенденціях волого та масо-перенесення, на досліджуваній території виділено 4 основних групи елементарних геохімічних ландшафтів - ландшафтно-геохімічних фацій:

- прямого зв'язку ґрунтової вологи з ґрунтовими водами (рівень ґрунтових вод 1,5-2 м);

- ускладненого зв'язку ґрунтової вологи з ґрунтовими водами (3-5 м);

- відсутності зв'язку ґрунтової вологи з ґрунтовими водами (глибше 5 м або ґрунтові води екрануються водонепроникними породами);

- площинної балочної мережі із значним ерозійним зрізом, що дренує ґрунтові води.

В розділі 3.4 - наводиться ландшафтно-геохімічна характеристика експериментальних ділянок.

Експериментальні ділянки полігону “Копачі” Чорнобильської зони відчуження розташовані на тиловій частині заплави і вирівняній другій (боровій) терасі правого берега р. Прип'ять, полігону „Чистогалівка” - в районі Чисто кінцево-моренної височини, яка являє собою область формування місцевих потоків водного винесення радіонуклідів. Ці ділянки представлені дерново-слабопідзолистими та торф'яно-болотними ґрунтами. Щільність забруднення коливається в межах, МБкЧм^-2: 1,3-2,9 ¹³⁷Cs і 0,7-1,3 ⁹⁰Sr на полігоні „Копачі” та 7,6-11,6 ¹³⁷Cs і 3,7-4,5 ⁹⁰Sr на полігоні „Чистогалівка”.

На території зон безумовного (обов'язкового) та добровільного гарантованого відселення Народицького району Житомирської області закладено 9 науково-дослідних полігонів в різних ландшафтно-геохімічних умовах. Щільність забруднення території цих полігонів коливається в широких межах: 0,8-3,1 МБкЧм^{-2 137}Cs та 3-37 кБкЧм^{-2 90}Sr.

В зразках ґрунту з усіх досліджених ділянок вивчався фізико-хімічний, мінералогічний склад, вміст радіонуклідів, мікро- та макро- елементів, форми їх знаходження та вміст у рослинності. Вивчалася багаторічна динаміка форм знаходження радіонуклідів у ґрунті та вмісту в рослинності, проведено низку натурних експериментів щодо впливу глинистих мінералів на перехід радіонуклідів у рослинність. Загалом отримано понад 2000 аналітичних результатів.

У розділі 4. - „Фізико-хімічні Процеси самоочищення” розглядаються властивості елементів та випадінь, що визначають міграційну здатність радіонуклідів, незалежно від фізико-хімічних та геохімічних умов середовища.

Єдиним процесом, що призводить до повного вилучення радіонуклідів з навколишнього середовища, є радіаційний розпад, отже константа швидкості фізичного розпаду ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr ((7,6 і 7,3)Ч10^-10) розглядається як основний критерій самоочищення екосистем. Формоутворення та міграція радіонуклідів в умовах педогенезу визначається, зокрема, хімічними властивостями елементів. Швидкість включення радіонуклідів у геохімічні процеси трансформації та міграції визначається фізико-хімічними властивостями випадінь. Експериментальні дослідження щодо вилуговування ґрунтів та не окиснених паливних частинок показали, що динаміка накопичення радіонуклідів за межами твердої фази частинок описується рівнянням кінетики І порядку:

(1)

Де:

N - кількість радіонукліда, вилуженого з твердої фази частинок за час t;

N₀ - кількість радіонукліда у складі частинок на момент аварії;

k_D - константа швидкості розчинення твердо фазних частинок.

Величини k_D становлять (9,3±3,0)Ч10^-10 с^-1 для ¹³⁷Cs та (4,2±1,1)Ч10^-9 с^-1 для ⁹⁰Sr незалежно від типу ґрунту.

Період пів виведення ¹³⁷Cs з не окиснених паливних частинок становить близько 25 років, ⁹⁰Sr - близько 5 років. З урахуванням розпаду можна прогнозувати включення в міграційні процеси близько 30 % ¹³⁷Cs та 60 % ⁹⁰Sr, що первинно містилися в частинках цього типу. В найближче десятиріччя слід очікувати максимуму включення радіонуклідів у процеси біогеохімічної міграції.

Процеси розчинення твердої фази опроміненого палива визначають швидкість поширення ¹³⁷Cs i ⁹⁰Sr за межі об'єкта “Укриття” (ОУ) в умовах постійного зволоження паливо вмисних матеріалів. Понад 2Ч10¹⁷ Бк ⁹⁰Sr та 1,85Ч10¹⁷ Бк ¹³⁷Cs, що містилися в ОУ, може залучається до міграційних процесів. На підтвердження цього свідчить висока відповідність динаміки вмісту ⁹⁰Sr та ¹³⁷Cs у ґрунтових водах на пром. майданчику ОУ.

До фізико-хімічних процесів відноситься також деструкція частинок внаслідок радіолізу, що відбувається в декілька разів повільніше за радіаційний розпад (близько 3Ч10^-10 с^-1).

Отже, основними фізико-хімічними критеріями самоочищення виступають константи швидкості радіоактивного розпаду, розчинення частинок випадінь, деструкції їхньої матриці внаслідок радіолізу, константи стійкості сполук хімічних елементів, які визначаються ядерно-фізичними і хімічними властивостями елементів та фізико-хімічними властивостями випадінь.

У 5 розділі. - „ГЕОХІМІЧНІ процеси САМООЧИЩЕННЯ” розглядаються процеси трансформації, абіогенної та біогенної міграції радіонуклідів у наземних екосистемах, які описуються схемою.

Основний блок цієї схеми являє собою низку обмінних та необмінних трансформацій радіонуклідів у ґрунтовому поглинальному комплексі (ГПК). Після надходження твердо фазних випадінь на земну поверхню відбувається мобілізація радіонуклідів внаслідок радіолізу, деструкції матриці випадінь залежно від ступеня окиснення частинок та рН середовища, її розчинення та вилуговування радіонуклідів в умовах зволоженого ґрунту. Ці процеси незворотні та ведуть до утворення водорозчинних та обмінних форм радіонуклідів, які об'єднано в блок мобільних форм. Трансформація радіонуклідів між мобільними формами відбувається внаслідок іонного обміну. Мобільні форми радіонуклідів включаються в процеси обмінної та необмінної фіксації у ГПК, вертикальної водної та біогенної міграції.

Процеси абіогенної трансформації радіонуклідів у ґрунті, що ведуть до утворення мобільних форм, описано кінетичною моделлю (Г.М. Бондаренко та Л.В. Кононенко, 1996, 2000, 2002), параметри якої розраховано на основі тривалих спостережень еволюції форм знаходження радіонуклідів. Згідно цієї моделі, частка мобільної форми (М) радіонукліда в ґрунті на час t становить:

(2)

Де:

л - константа радіоактивного розпаду;

- частка паливної компоненти у складі випадінь;

k_M, k_F, k_R - відповідно константи швидкості мобілізації, фіксації та мобілізації радіонукліда.

Іншими авторами (В.О. Кашпаров, 2002, В.В. Долін, 2001) незалежно розраховано лише величини першої константи (k_M), які знаходяться в межах одного порядку.

Швидкість іонного обміну між мобільними формами, розрахована автором з експериментальних даних, значно перевищує швидкість решти трансформацій (k_E >>k_M, k_F, k_R), що визначає правомірність об'єднання водорозчинних і обмінних форм у єдиний блок мобільних форм.

Основне положення концепції формоутворення в геохімії техногенних радіонуклідів, висунутої Г.М. Бондаренком, визначає синхронність процесів абіогенної трансформації, вертикальної водної та біогенної міграції забруднювача в екосистемі.

Для вивчення біогенної міграції радіонуклідів автором застосовано коефіцієнт геохімічного переходу (КГП): відношення вмісту радіонукліда в рослинності, зібраній з одиниці площі (Ш_р), до щільності забруднення цієї площі (Ш_г):

(3)

На відміну від загальновживаних коефіцієнтів накопичення, переходу та біологічного поглинання, значення КГП для лучних екосистем знаходяться в межах nЧ10^-3-nЧ10^-5. КГП враховує продуктивність біомаси, придатний для балансових розрахунків біогеохімічних потоків забруднювача в екосистемі та характеризується вираженою ландшафтною диференціацією (табл. 2).

Таблиця 2. - Коефіцієнти геохімічного переходу радіонуклідів у лучних екосистемах Українського Полісся в 1999 р.:

Ґрунти	137Cs	90Sr
Дерново-слабопідзолисті супіщані та суглинисті	0,07-0,32 0,21 (40)	1,0-8,5 2,9 (37)
Дерново-слабо та середньо-підзолисті	0,49-1,39 0,81 (5)	9,2-34,7 19,7 (5)
Торф'яно-глейові	0,47-1,81 0,95 (4)	0,9-1,0 0,95 (4)
Дерново-глейові	1,53-7,58 3,74 (3)	0,48-0,71 0,60 (3)
Лучно-болотні	0,61-13,0 6,41 (4)	0,02-0,48 0,26 (4)

^{Примітка: значення КГП: nЧ10-3, над рискою - граничні значення, під рискою - середнє арифметичне, в дужках - кількість ділянок.}

КГП ¹³⁷Cs зростає синхронно з приростом біомаси в ряду від сухих луків на дерново-підзолистих ґрунтах до лучно-болотних перезволожених заплавних ґрунтів. КГП ⁹⁰Sr, навпаки, із зростанням зволоженості у цьому ряду знижується на порядок, що нівелює значення фактору продуктивності біомаси.

По мірі встановлення ізотопної рівноваги відбувається “розбавлення” нукліду в масі стабільного (природного) аналогу. Внаслідок цього процеси поглинання нуклідів і їхніх стабільних аналогів рослинністю з плином часу повинні поступово урівноважуватися. Стронцій значно активніший у малому біологічному колообігу, ніж цезій, відповідно, процес встановлення ізотопної рівноваги для нього набагато прискорюється.

Вірогідно, що чим більше природного ізотопу у ґрунті, тим більша швидкість розбавлення і, відповідно, нижча швидкість міграції нукліду у трофічні ланцюги. Вміст стронцію і цезію у ґрунтах геологічно хімічно спряжених ландшафтів характеризується закономірним зменшенням у напрямку від елювіальних до акумулятивних різновидів. Відносно елювіальних ландшафтів, вміст цезію у ґрунтах нижчих гіпсометричних рівнів збільшується у 2,5, а стронцію у 8-22 рази. Тобто мікроелементний склад заплавних ґрунтів сприяє зменшенню інтенсивності біологічного поглинання ⁹⁰Sr. Багаторічні спостереження динаміки КГП в лучних екосистемах Київського та Житомирського Полісся (більше 50 точок спостереження) свідчать про синхронність потоку радіонуклідів в системі „ґрунт-рослинність” та динаміки їх мобільних форм:

(4)

Де:

L_P - ландшафтний коефіцієнт, що визначає частку мобільних форм радіонукліда в ґрунті (M(t)), здатну до включення до потоку в рослинність;

k_P - інтегральна константа швидкості біогеохімічного потоку в системі „ґрунт-рослинність”. Значення М(t) розраховано з рівняння (2).

Інтегральна константа біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs зменшується, а ландшафтний коефіцієнт зростає відповідно до збільшення біомаси та зволоженості біогеоценозу. Відповідно в цьому напрямку зростає інтенсивність біогеохімічного потоку нукліда та зменшується здатність ландшафту до самоочищення. Швидкість самоочищення першої ланки трофічного ланцюга у сухих луках на дерново-підзолистих ґрунтах в 14 разів перевищує швидкість фізичного розпаду радіонукліда, а частка мобільних форм, здатних до включення в міграційні процеси становить 25 %. У перезволожених лучно-болотних ґрунтах мобільні форми ¹³⁷Cs в повному обсязі включаються в процеси біогеохімічної міграції, швидкість самоочищення цих ландшафтів втричі перевищує швидкість його розпаду.

Для ⁹⁰Sr характерні протилежні тенденції. Швидкість самоочищення ландшафту дещо зменшується в ряду від перезволожених до сухих луків. В цьому ж ряду значно зростає частка мобільних форм радіонукліда, що включаються в міграційні процеси: від 4 до 62 %.

Біогеохімічний потік радіонуклідів у лучних екосистемах, забруднених внаслідок Чорнобильської катастрофи, характеризується максимумом протягом першого (на болотних луках) - третього (на сухих луках) року після катастрофи. В лучних екосистемах на дерново-підзолистих ґрунтах біогеохімічний потік ⁹⁰Sr значно інтенсивніший. Зі зростанням зволоженості на глейових ґрунтах потоки вирівнюються, в перезволожених болотних луках значно інтенсивніший потік ¹³⁷Cs.

Аналогічний підхід застосовано для розрахунку швидкості біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs в системі „ґрунт-молоко корів” для випасних луків Народицького району Житомирської області:

(5)

Де:

L_m - ландшафтний коефіцієнт, що відображає частку мобільних форм у ґрунті (М), здатних до включення в процеси біогеохімічної міграції в системі „ґрунт-молоко корів”;

k_m - інтегральна константа швидкості міграції радіонукліда для цієї системи.

Розрахунки проведено на базі даних загально-дозиметричної паспортизації населених пунктів України, що зазнали радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської аварії за період 1990-1997 рр. (Ліхтарьов та ін., 1995, 1997, 1998) з урахуванням середньозваженого раціону та надоїв корів. Територію Народицького району вибрано з міркувань наявності тривалих власних спостережень щодо радіаційного забруднення лучних екосистем.

Таблиця 3. - Параметри біогеохімічного потоку радіонуклідів у лучних екосистемах:

137Cs	Здатність до самоочищення - Біогеохімічний потік
	kP/л	13,9	8,7	3,0
	LP	0,15-0,42 0,25	0,16-0,21 0,20	1,0
	kP	0,28-0,45 0,32	0,12-0,26 0,21	0,03-0,125 0,07
Тип ґрунту	Дерново-слабо та середньо-підзолисті	Дерново-глейові та торф'яно-глейові	Лучно-болотні
90Sr	kP	0,20-0,37 0,29	0,26-0,40 0,35	0,30-0,40 0,38
	LP	0,55-0,73 0,62	0,12-0,22 0,15	0,0037-0,08 0,04
	kP/л	12,5	15,2	16,5
	Біогеохімічний потік - Здатність до самоочищення

Значення k_m і k_P практично збігаються, відповідно, здатність до самоочищення молока найвища для випасних луків на дерново-підзолистих ґрунтах, а інтенсивність біогеохімічного потік в системі „ґрунт-молоко корів” зростає від сухих луків до перезволожених лучно-болотних випасів.

Частка мобільних форм ¹³⁷Cs, що беруть участь у міграції в цій системі, до 20 разів менша, ніж для системи „ґрунт-рослинність” і становить 1-6 %. Тобто до біогенної міграції у вищі ланки трофічного ланцюга включається 5-10 % радіонукліда з потоку в рослинність.

Вірогідно, біогеохімічний потік ¹³⁷Cs в загальній системі „ґрунт-молоко” набував максимуму з 1987 по 1989 роки, залежно від ландшафтно-геохімічних умов.

Біогеохімічні потоки радіонуклідів у лісових екосистемах значною мірою відрізняються від лучних, оскільки біомаса лучної трави щорічно повертається на поверхню ґрунту, створюючи шар трав'яного волока, а сосна здатна накопичувати радіонукліди протягом тривалого часу з частковим поверненням радіонуклідів зі створенням лісової підстилки.

Таблиця 4. - Параметри біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs в системі „ґрунт-молоко корів”:

Параметри	Дерново-слабо та середньо-підзолисті	Дерново-глейові та торф'яно-глейові	Лучно-болотні
km	0,32	0,15	0,07
km/л	13,9	6,5	3,0
Lm	0,012	0,022	0,058
Lm/LP	0,048	0,11	0,058
Здатність до самоочищення - Біогеохімічний потік

Починаючи з 1990-1991 рр. забруднення сосни визначається переважно кореневим шляхом надходження радіонуклідів. КГП ¹³⁷Cs для сосни в межах геологічного хімічно спряжених ландшафтів потенційно зростає. Динаміка накопичення описується кривою:

(6)

Де:

k_p-t - константа швидкості накопичення ¹³⁷Cs в сосні.

Забруднення деревини сосни ¹³⁷Cs і величина k_p-t в межах геологічно хімічно спряжених ландшафтів за однакової щільності забруднення ґрунту зростають з приростом біомаси в ряду А₁, А₅, А₂, В₃. Швидкість самоочищення деревини сосни зростає в протилежному ряду та для більшості ландшафтів визначається швидкістю радіоактивного розпаду. Період біологічного пів очищення сосни (Т_1/2) становить 15-250 років.

Враховуючи, що біогеохімічні потоки радіонуклідів є відображенням еволюції їх мобільної форми у ґрунті, для потоку в системі „ґрунт-сосна” розраховано КГП відносно мобільної форми (КГП(М)):

(7)

Де:

Ш_М - вміст мобільних форм ¹³⁷Cs у на одиницю площі ґрунту.

Часова динаміка КГП(М) з високою вірогідністю описується залежністю:

 (8)

Де:

L_p-t - ландшафтний коефіцієнт, що визначає частку мобільної форми ¹³⁷Cs, включену в біогеохімічний потік в деревину сосни;

k_M(p-t) - інтегральна константа швидкості потоку, в межах геологічно хімічно спряжених ландшафтів стала величина, значення якої становить 0,50±0,02.

Значення L_p-t зростають відповідно збільшення продуктивності біомаси в ряду А₁, А₂, А₅, В₃. В біогеохімічний потік в деревину сосни включається від 2 до 14 % мобільного ¹³⁷Cs.

Отже, розрахунок забруднення деревини сосни на час t (років), що минув після катастрофи, можна провести за рівнянням:

(9)

Де:

M(t) - частка мобільної форми ¹³⁷Cs в ґрунті на час t.

Таблиця 5. - Параметри біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs з ґрунту до деревини сосни для геологічно хімічно спряжених ландшафтів:

	А1	А5	А2	В3
Едафотоп (глибина залягання ґрунтових вод, м)	Сухий бір на слабо гумусованих пісках (3-5)	Мокрий бір на мезо торф'янику (0,1)	Свіжий бір на дерново-слабопідзолистих супіщаних ґрунтах (2-3)	Вологий субір на дернових середньо-підзолистих супіщаних ґрунтах (1,3-1,5)
kp-t, рік-1	0,0028	0,0044	0,011	0,046
kp-t/	0,12	0,19	0,48	2,0
Т1/2 (біол.), років	247	157	63	15
Lp-t	0,018	0,026	0,097	0,14

Факторний та кореляційний аналіз даних щодо забруднення елементів наземних екосистем свідчать про наявність спільних для радіонуклідів і мікроелементів параметрів ГПК, які впливають на процеси їх абіогенної трансформації і біогенної міграції.

Мобілізації радіонуклідів і важких металів, їх міграції у трофічні ланцюги, сприяє підвищення гідролітичної кислотності, суми обмінних основ, вмісту Cl-аніону та органічного вуглецю. До параметрів фіксації та уповільнення біогенної міграції відносяться вміст обмінного Mg, рН сольової витяжки, відношення вмісту обмінного К до його загального вмісту в ґрунті.

Отримані результати дозволяють оцінити періоди пів виведення радіонуклідів з наземних екосистем та трофічних ланцюгів унаслідок процесів трансформації та міграції.

Наведені в таблиці дані наочно демонструють різницю між самоочищенням та природним вичерпанням. Природне вичерпання (очищення абіогенної складової ландшафту) охоплює три основних процеси: фізичний розпад, латеральну та вертикальну міграцію радіонуклідів і визначається лише розпадом для ¹³⁷Cs та відбувається вдвічі швидше за розпад для ⁹⁰Sr. Самоочищення лучних екосистем (очищення біогенної складової ландшафту) від радіонуклідів відбувається в 3-10 разів швидше за розпад, що зумовлено процесами трансформації, зокрема фіксації ¹³⁷Cs в ГПК, та іонного обміну при біологічному поглинанні ⁹⁰Sr.

Швидкість самоочищення лісових екосистем від ¹³⁷Cs визначається переважно радіоактивним розпадом.

Таким чином, біогенна міграція радіонуклідів у лучних та лісових екосистемах відбувається синхронно до їх трансформації у ґрунті та є відображенням динаміки їх мобільної форми. Параметри швидкості геохімічної трансформації, абіогенної та біогенної міграції радіонуклідів виступають критеріями самоочищення наземних екосистем від радіаційного забруднення.

Таблиця 6. - Параметри ГПК, що впливають на процеси трансформації та міграції радіонуклідів та мікроелементів у наземних екосистемах:

Мікроелементи	Абіогенна трансформація
	Мобілізація	Фіксація
90Sr, 137Cs	Н+, Е, Cl(e), Сорг..	Mg(e), рН(е), K(e)/K(s)
Cu, Zn, Sr	Н+, Е, Cl(e), Сорг..	Mg(e), рН(е)
Fe, Ni, As, Br, Pb	P2O5, K(e)/Ca(e)	рН(w), K(e)/K(s)
Ti, Al	Не знайдено	Na(e), Ca(e)
Mn	K(e)/K(s)	Не знайдено
	Біогенна міграція
	Пришвидшення	Уповільнення
90Sr, 137Cs	Н+, Е, Cl(e), Сорг..	Mg(e)
Mn	H+, E, Cl(e), Сорг.	рН(е), Mg(e)
Rb, Sr, Al, Fe, Br, As	P2O5, K(e)/Ca(e)	рН(е)
Cu, Zn, Ti	pH(w)	Mg(e), Na(e), K(e)

Умовні позначення:

- H⁺ - гідролітична кислотність;

- E - сума обмінних основ;

- C_орг. - вміст органічного вуглецю;

- (w) - вміст у водній витяжці;

- (e) - вміст у сольовій (1N CH₃COONH₄) витяжці;

- (s) - загальний вміст у ґрунті.

Таблиця 7. - Періоди пів очищення наземних екосистем та їх елементів, роки:

Екосистема	137Cs	90Sr	Процес
Всі системи	30	29	Фізичний розпад
Ґрунт	> 1000	> 300	Латеральна міграція
Ґрунт	60- >1000	25-45	Низхідна міграція
Ґрунт-трава	2-10	~ 2	Біогеохімічна міграція
Ґрунт-молоко	2-10	Не визначалось	Біогеохімічна міграція
Ґрунт-сосна	15-250		Біогеохімічна міграція

У розділі 6. - „ТРАНСФОРМАЦІЯ РАДІОНУКЛІДІВ У ПОВЕРХНЕВИХ ВОДНИХ СИСТЕМАХ” розглядається еволюція радіоактивного забруднення та трансформації радіонуклідів у водних масах і донних відкладах каскаду Дніпровських водосховищ.

Самоочищення поверхневих водних систем, забруднених внаслідок Чорнобильської катастрофи, зумовлене процесами седиментації радіоактивних частинок, трансформації та міграції радіонуклідів на водозборах гідрографічної мережі та в донних відкладах, винесенням їх течією. За літературними даними щодо динаміки забруднення водних мас водосховищ (Шестопалов та ін., 1996), автором розраховано низку констант швидкості самоочищення, нормованих за часом та довжиною каскаду.

Таблиця 8. - Критерії самоочищення водних мас каскаду Дніпровських водосховищ:

Найменування константи швидкості самоочищення водних мас	Формула розрахунку	Величини параметрів
- Київського водосховища від 137Cs внаслідок седиментації зависі		N0 = 3,11 БкЧдм-1 kw 137Cs = 1,74Ч10-8 с-1 ...

Подобные документы

• Формування якості та захисту поверхневих вод

  Характеристика поверхневих вод, основних типів і джерел їх забруднення. Аналіз процесів формування якості поверхневих вод. Самоочищення водних об'єктів. Зменшення зовнішнього впливу на поверхневі водні об'єкти. Інтенсифікація внутріводоймових процесів.
  
  курсовая работа [186,4 K], добавлен 25.09.2010
  

• Акумулювання радіонуклідів грибами в зонах радіоактивного забруднення

  Перелік основних джерел радіоактивного забруднення. Аналіз впливу Чорнобильської катастрофи на екологічну ситуацію в агроекосистемах Білорусі, а також оцінка її наслідків. Особливості акумуляції радіонуклідів грибами в зонах радіоактивного забруднення.
  
  курсовая работа [28,0 K], добавлен 02.12.2010
  

• Особливості правового режиму зон, встановлених на радіоактивно забруднених територіях

  Радіоактивне забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи. Величини перевищення природного доаварійного рівня накопичення радіонуклідів у навколишньому середовищі. Управління зоною безумовного (обов’язкового) відселення. Оцінка радіаційної обстановки.
  
  реферат [20,5 K], добавлен 24.01.2009
  

• Екологічна оцінка стану атмосферного повітря в зоні впливу викидів стаціонарного техногенного джерела

  Географічні, метеокліматичні, геологічні та інші характеристики, що впливають на розповсюдження в атмосфері забруднюючих речовин. Характеристика техногенних викидів та їх впливу на реципієнтів. Розрахунок дальності розповсюдження домішок зони забруднення.
  
  курсовая работа [122,5 K], добавлен 24.12.2012
  

• Екологія та проблеми забруднення середовища

  Основні екологічні закони, принципи та правила. Забруднення атмосфери нафтопродуктами та шкідливими викидами автотранспорту. Охорона навколишнього природного середовища від забруднення відходами тваринництва. Технологічні втрати грунтів та водна ерозія.
  
  отчет по практике [1,3 M], добавлен 20.12.2011
  

• Роль і значення ґрунтів в боротьбі з забрудненням. Екологічне нормування техногенних забруднень

  Характеристика техногенного забруднення ґрунтового покриву: джерела, речовини, їх значення та вплив на оточуюче середовище. Особливості підходів щодо нормування техногенних забруднень у ґрунті. Наукове обґрунтування гранично допустимих концентрації.
  
  реферат [31,0 K], добавлен 18.12.2010
  

• Тварини-індикатори забруднення навколишнього середовища

  Вивчення сутності біомоніторингу. Чинники забруднення довкілля. Характеристики водного середовища, пристосування до них живих організмів. Зміни водних екосистем при антропогенному забрудненні. Методи оцінки забруднення вод за допомогою тварин-індикаторів.
  
  курсовая работа [63,3 K], добавлен 10.08.2010
  

• Екологічний стан та охорона навколишнього середовища Полтавської області

  Географічне розташування, соціально-економічний розвиток Полтавської області. Огляд забруднення природного середовища. Джерела забруднення, напрями охорони навколишнього середовища. Екологічні програми забезпечення екологічної безпеки Полтавської області.
  
  курсовая работа [5,1 M], добавлен 17.03.2023
  

• Технологічні та організаційно–технічні засоби захисту довкілля від техногенного забруднення

  Негативний вплив техногенного забруднення повітряного та водного басейнів на руйнування технічних споруд. Стратегічнi шляхи запобігання техногенних аварій таекологічних катастроф. Речовинне забруднення ґрунту та агресивність до підземних споруд.
  
  курсовая работа [76,2 K], добавлен 26.07.2010
  

• Аналіз сучасного стану навколишнього середовища в зоні будівництва

  Вплив транспортної розв'язки на навколишнє середовище. Забруднення ґрунту. Забруднення атмосферного повітря. Рівні шумового впливу транспортних потоків. Заходи захисту від шумових впливів. Санітарно-захисна зона. Рекомендації з використання територій.
  
  реферат [45,4 K], добавлен 15.07.2008
  

• Забруднення навколишнього середовища

  Основні чинники негативного впливу мінеральних добрив на біосферу. Проблеми евтрофікації природних вод. Шляхи можливого забруднення навколишнього середовища добривами і заходи щодо його запобігання. Вплив надмірного внесення добрив на властивості ґрунтів.
  
  курсовая работа [53,2 K], добавлен 12.01.2011
  

• Самоочищення ландшафтів

  Процес розвитку природних комплексів, зв’язаних з ерозійними формами рельєфу. Функціональна, етологічна, добова, сезонна та багаторічна динаміка ландшафту. Природна здатність агроландшафтів басейну р. Росі до самоочищення. Ступінь саморозвитку ландшафтів.
  
  контрольная работа [27,9 K], добавлен 27.04.2011
  

• Вплив техногенного забруднення атмосфери на лісові насадження правобережжя Середнього Придніпров’я

  Розвиток лісових екосистем за умов техногенного забруднення атмосфери (огляд літератури). Токсичність газоподібних речовин. Особливості аеротехногенного пошкодження. Природні умови розвитку лісових екосистем регіону. Стан деревостанів Черкаського бору.
  
  дипломная работа [2,8 M], добавлен 28.12.2012
  

• Особливості міграції тритію в зоні активного водообміну (на прикладі Київського сховища радіоактивних відходів)

  Визначення закономірностей поширення тритію у приземному шарі атмосфери внаслідок емісії парогазової суміші з аварійних сховищ РАВ. Оцінка небезпеки тритієвого забруднення атмосфери для населення в зоні впливу аварійного сховища радіоактивних відходів.
  
  автореферат [607,6 K], добавлен 08.06.2013
  

• Забруднення навколишнього природного середовища

  Значення й екологічні проблеми атмосфери, гідросфери і літосфери. Дефіцит води, виснаження земельних ресурсів, активізація екзогенних геологічних процесів як наслідки екологічної кризи. Вплив забруднення атмосферного повітря, грунту на умови життя людини.
  
  реферат [23,3 K], добавлен 15.07.2010
  

• Екологічні проблеми: причини, діагностика та принципи їх розв'язання

  Вплив людини на навколишнє природне середовище. Ефект сумації забруднення різних техногенних речовин. Екологічні наслідки рекреації, виробництва продукції тваринництва. Активізація стихійних явищ діяльністю людини. Природоохоронні ініціативи розвитку.
  
  презентация [38,7 M], добавлен 28.12.2012
  

• Проблеми забруднення природного середовища

  Характеристика екологічної ситуації Сарни, відходи ковбасного цеху. Роль живої речовини в біосфері. Основні джерела антропогенного забруднення довкілля. Еволюція біосфери в ноосферу Вернадського. Новітні галузі екології. Біосферні заповідники України.
  
  курсовая работа [233,5 K], добавлен 23.09.2009
  

• Основи екології

  Предмет, завдання і види сучасної екології. Загальні закономірності впливу екологічних факторів на живі організми. Біосфера як глобальна екосистема. Забруднення навколишнього природного середовища та його охорона. Проблеми відходів людської діяльності.
  
  курс лекций [2,9 M], добавлен 14.12.2011
  

• Вплив радіоактивного забруднення на флору

  Поняття та одиниці вимірювання доз радіації. Природні джерела радіоактивного випромінювання. Зона відчуження Чорнобильської АЕС та діючі АЕС - джерела радіонуклідного забруднення. Аналіз радіоактивного забруднення грунтів та рослин Чернігівської області.
  
  курсовая работа [820,2 K], добавлен 25.09.2010
  

• Радіотоксикологічна характеристика 137Сs. Забруднення 137Сs водних екосистем

  Загальна інформація про Цезій-137. Радіоактивне забруднення водних екосистем після аварії на ЧАЕС. Шляхи надходження радіонуклідів у водойми. Радіаційний стан водних систем районів розташування АЕС. Методологія управління радіоємністю водоймища.
  
  реферат [20,7 K], добавлен 12.02.2012
  

• главная
• рубрики
• по алфавиту
• вернуться в начало страницы
• вернуться к началу текста
• вернуться к подобным работам