Самоочищення наземних екосистем Українського Полісся від радіаційного забруднення

- каскаду водосховищ від ¹³⁷Cs, нормована за довжиною каскаду

N₀ - забруднення води Київського водосховища k_l ¹³⁷Cs = 0,0058 км^-1

- каскаду водосховищ від ¹³⁷Cs, нормована за часом та довжиною каскаду

k_l,w ¹³⁷Cs = 5,39Ч10^-9 с^-1Чкм^-1

- каскаду водосховищ від ⁹⁰Sr, нормована за часом

N₀ - первинне забруднення водних мас k_w ⁹⁰Sr = 9,8Ч10^-9 c^-1

- каскаду водосховищ від ⁹⁰Sr, нормована за довжиною каскаду

N₀ = 1,7 БкЧдм^-3 k_l ⁹⁰Sr = 0,0017 км^-1

З 1986 року автором досліджує форми знаходження радіонуклідів у воді та донних відкладах гідро-мережі Чорнобильської зони відчуження, Київського водосховища та його приток. Первинне забруднення водних мас визначалося завислими формами радіонуклідів, за винятком ¹³¹І. Вміст радіонуклідів у воді значною мірою залежить від водності року та має стійку тенденцію до зниження. Одночасно в пост аварійний період відбувалася трансформація радіонуклідів зі завислої у водорозчинну форму. Сучасне забруднення водних мас на 90 % визначається розчиненими неорганічними сполуками радіонуклідів. Динаміка трансформації підлягає залежності:

(10)

Де:

N_SPM - частка радіонукліда, що знаходиться у завислій формі на час t після аварії;

N₀ - частка завислої форми радіонукліда на момент аварії, очевидно 100 %;

k_SPM - константа швидкості трансформації радіонукліда з завислої в умовно розчинену форму. Величина k_SPM становить 0,126 для ¹³⁷Cs та 0,241 рік^-1 для ⁹⁰Sr, що добре узгоджується з величиною константи швидкості мобілізації цих нуклідів у ґрунтах (близько 0,2 рік^-1). Таким чином, трансформація радіонуклідів у річковій воді є відображенням їх трансформації в ґрунтах водозборів, що є доказом провідної ролі процесів мобілізації продуктів поділу урану в ґрунтах водозборів у вторинному забрудненні водних мас Дніпровського каскаду. Залежність констант швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунтах та поверхневих водах свідчить про єдиний геохімічний механізм водної міграції забруднювачів у навколишньому середовищі: процеси водної міграції лімітуються найповільнішою стадією утворення і транспорту мобільної форми забруднювача у ґрунті. Порівняння сучасного радіонуклідного складу донних відкладів меліоративних каналів лівобережної заплави р. Прип'ять:

¹³⁷Cs / ⁹⁰Sr = 20 ± 2

- з первинним (1:1) дає підставу для припущення про селективне вилуговування та винесення ⁹⁰Sr з донних відкладів річковою системою Дніпра до Чорного моря. Цей висновок підтверджують дослідження динаміки водного вилуговування радіонуклідів з донних відкладів. Вилуговування ¹³⁷Cs підлягає логнормальній залежності:

(11)

Де:

N - частка радіонукліда, вилуженого на час t;

k_B - константа швидкості трансформації радіонукліда з твердої фази донних відкладів у водорозчинну форму;

А - коефіцієнт, що відображає фізико-хімічні властивості твердої фази та змінюється при вираженні k_B у різних часових одиницях.

Значення k_B ¹³⁷Cs становить 0,51±0,28, А = 3,32±2,12 рік^-1.

Період пів виведення ¹³⁷Cs з донних відкладів на кілька порядків перевищує період його напіврозпаду.

⁹⁰Sr практично кількісно переходить у водну фазу протягом 40 діб. Динаміка його вилуговування описується рівнянням кінетики І порядку:

(12)

Де:

N₀ - загальний вміст ⁹⁰Sr в донних відкладах;

k_B - константа швидкості трансформації;

⁹⁰Sr з твердої фази донних відкладів у водорозчинну форму;

t - час вилуговування.

Величини становлять (4,2-10)Ч10^-6 при N₀ = 100 %, тобто період пів виведення цього радіонукліда з твердої фази донних відкладів складає 3-4 доби. Період пів винесення його з твердої фази становить 2-3 доби. Отже, ¹³⁷Cs практично зв'язаний твердою фазою, а ⁹⁰Sr практично повністю винесений з донних відкладів каскаду Дніпровських водосховищ, що визначає відсутність сучасної небезпеки вторинного забруднення водних мас за рахунок донних відкладів. Загальна оцінка винесення умовно розчинених форм радіонуклідів з донних відкладів та забруднених водозборів до Чорноморського басейну становить близько 200 ТБк ⁹⁰Sr та 20 ТБк ¹³⁷Cs.

У РОЗДІЛІ 7. - „ПРОГНОЗУВАННЯ РАДІОЕКОЛОГІЧНОГО СТАНУ ТА РОЗРОБКА ПЕРСПЕКТИВНИХ ЗАХОДІВ ЩОДО РЕАБІЛІТАЦІЇ ЗАБРУДНЕНИХ ЕКОСИСТЕМ” розглядаються можливості та принципи застосування критеріїв самоочищення для прогнозування еволюції радіаційне забруднених екосистем. Самоочищення відбувається під дією комплексу фізико-хімічних, фізико-географічних, геохімічних, біогеохімічних процесів трансформації, міграції та інактивації забруднювачів, що обумовлюють їх виведення за межі трофічних ланцюгів. Тому першорядного значення набуває розробка способів взаємного пов'язування різноманітної і часто різноякісної інформації з різних сфер наукових знань, а також “ущільнення” інформації, зведення її у невелике число ємних інформативних параметрів і інтегрованих показників. Першим етапом є групування численних чинників природного середовища, показників фізико-хімічних змін, міграційних процесів тощо у невелике число видів, що в цілому відображає тематичний зміст і концепцію досліджень.

За класифікаційними ознаками виділено два основних критерії самоочищення: радіаційне та геохімічне поле ландшафту. Формування радіаційного поля ландшафту визначається техногенними та фізико-географічними чинниками, геохімічного - геохімічною активністю ландшафту та динамічністю міграційних потоків. Фізико-хімічні чинники самоочищення визначають процеси радіоактивного розпаду та деструкції випадінь, які відбуваються незалежно від умов середовища. Геохімічна активність ландшафту визначається фізико-хімічними властивостями середовища, які спричиняють процеси трансформації радіонуклідів. Динамічність міграційних потоків визначається ландшафтно-геохімічними умовами. Критеріями, за якими проводиться оцінка швидкості самоочищення, виступають константи швидкості фізико-хімічних та геохімічних процесів трансформації і міграції забруднювачів.

Шляхом інтегрування спільної дії чинників виділено 5 ієрархічних рівнів системної організації природних ландшафтів:

- речовинно-фазовий;

- геологічно ценотичний;

- ландшафтний і геологічне системний.

Кожному рівню відповідають певні системи і підсистеми сполук хімічних елементів, а також тих природних і техногенних чинників, що характеризують буферні властивості і механізми, які стабілізують екологічну самоорганізацію біогеоценозів, як початкову ланку трофічного ланцюга.

Розроблена схема відповідає можливості спряженого і разом з тим відносно автономного розгляду взаємодій природних, техногенних і господарських об'єктів у рамках систем різного рівня. При цьому стартові умови та перебіг екологічно-геохімічних процесів у природно-техногенних системах визначає ґрунт.

Саме тут відбуваються геохімічні процеси трансформації, які зумовлюють інтенсивність міграції техногенних забруднювачів, їх надходження в організм людини за трофічними ланцюгами. Тому ґрунт є основою для розрахунку комплексу інтегрованих показників як природно-техногенної системи в цілому, так і окремих гілок міграційних процесів, що характеризують розсіювання і вторинну локалізацію токсикантів, ступінь забруднення водного середовища та рослин, тобто уразливість біогеоценозів.

Таблиця 9. - Ієрархічні рівні системної організації радіаційне забруднених ландшафтів Українського Полісся:

Ієрархічний рівень	Система	Підсистеми	Системно визначальні фактори та процеси	Механізми процесів самоочищення	Критерії екологічно-геохімічних процесів	Інформативність та застосування критеріїв
Речовинно-фазовий	Радіоактивних випадінь	Паливні, конденсаційні	Просторове поширення, склад, фізичний стан випадінь	Радіоактивний розпад, деструкція, радіоліз, розчинення твердо-фазних частинок випадінь	Період напіврозпаду, константи швидкості деструкції частинок	Динаміка залучення радіонуклідів твердо-фазних випадінь у міграційний цикл
	Елементарна система сполук хімічних елементів та радіонуклідів у ґрунтах	Мінеральна матриця ґрунту, ГПК, ґрунтовий розчин	Фізико-хімічні параметри ГПК та ґрунтових розчинів, насиченість неізотопними носіями, стабільними аналогами та мікроелементами, трансформація	Реакції осадження-розчинення, сорбції-десорбції, іонного обміну, гідролізу, дисоціації, комплексно-утворення, окиснення-відновлення	Константи швидкості між фазових взаємодій і рівноваги, мобілізації, іммобілізації та мобілізації	Радіо-ємність окремих компонентів ґрунту, міцність фіксації та рухомість радіонуклідів
Профільний	Сполук хімічних елементів ґрунтового профілю	Морфони, горизонти, геохімічні бар'єри	Радіальна міграція, геохімічна бар'єр, режим зволоження	Конвекція, дифузія, лесиваж, біогенна акумуляція, консервація на геохімічних бар'єрах	Показники радіального розподілу радіонуклідів, корелятивні залежності	Радіо-ємність генетичних горизонтів та геохімічних бар'єрів, інтенсивність радіальної міграції
Біогеоценотичний	Сполук хімічних елементів біогеоценозу	Ґрунти, зона аерації, едафотоп	Перерозподіл речовини у біогеоценозі, забруднення трофічних ланок	Біологічний колообіг, метаболізм радіонуклідів, радіальна міграція	Показники біологічного поглинання, баланс розподілу радіонуклідів у біогеоценозі	Параметризація процесів міграції, забруднення трофічних ланок
Ландшафтний	Сполук хімічних елементів ландшафтно-геохімічних спряжень	Геохімічне спряження елементарних ландшафтів	Міграція і акумуляція речовин у ландшафті, ємність біологічного кругообігу	Транс локація, інфільтрація та внутрішньо-ґрунтовий стік, біологічний кругообіг	Інтегровані показники міграції	Інтенсивність винесення, потенціал самоочищення, екологічне шкалювання чинників
Геосистемний	Сполук хімічних елементів ПТК	Геохімічних ландшафтів, каскадних систем	Тип природокористування, структура водозборів	Латеральна міграція, фізична та хімічна меліорація	Інтегровані показники екологічної оцінки радіо геохімічних ситуацій	Геологічно екологічне зонування, напрямок реабілітаційних технологій
Примітка: ГПК - ґрунтовий поглинальний комплекс, ПТК - природно-територіальний комплекс.

На нижчому рівні ієрархії алгоритм оцінок та прийняття рішень за кожною підсистемою дається на основі аналізу внутрішньо-системних показників. Елементарна система сполук хімічних елементів ґрунту є компонентом систем більш високого рівня (біогеоценозу, ландшафту) і, в свою чергу, може бути розчленована на підсистеми нижчого рангу: генетичного горизонту чи фаз ґрунту (мінеральна матриця, ГПК, ґрунтовий розчин), окремих груп сполук будь-якого хімічного елемента, радіонукліда, іонів тощо. Системно-твірні відношення у кожному з рівнів підсистеми характеризується специфічними масштабами перенесення речовини і природою взаємозв'язку компонентів. Ці ж процеси обумовлюють також збереження структури і функціонування різних рівнів системи ґрунтових сполук хімічних елементів і буферні властивості ґрунту щодо зовнішньої дії в цілому.

В основу типізації елементарних ландшафтів (ЕЛ) за здатністю до самоочищення покладено такі принципи:

- розчленування досліджуваної території на елементарні ландшафти за умовами водної міграції елементів;

- встановлення та вивчення геохімічного сполучення елементарних ландшафтів;

- балансові оцінки масо-перенесення радіонуклідів в межах визначеного елементарного ландшафту і сполучених з ним інших елементарних ландшафтів.

З поміж усіх можливих характеристик, притаманних окремому елементарному ландшафту, в якості основних критеріїв здатності останніх до самоочищення виступають:

- інтенсивність вертикальної міграції радіонуклідів;

- параметри абіогенної трансформації (динаміка мобільної форми) радіонуклідів;

- параметри біогеохімічного потоку радіонуклідів у системі “ґрунт-рослинність”.

За визначеними критеріями самоочищення, з урахуванням усіх здобутих параметрів та їх відносною важливістю щодо типізації ЕЛ, для лучних екосистем виділено 3 оціночних рівні:

До першого оціночного рівня відносяться елементарні ландшафти супераквальної групи з лучно-болотними ґрунтами. Вони характеризуються найбільш високою інтенсивністю заглиблення центра запасу радіонуклідів, та найбільш потужним біогеохімічним потоком ¹³⁷Cs, можливістю повного включення мобільного ¹³⁷Cs до міграційного потоку системі „ґрунт -рослинність-молоко корів”. Біогеохімічний потік ⁹⁰Sr характеризується найнижчими значеннями - лише близько 4% мобільного нукліда здатно до переходу в рослинність. Ґрунти ландшафтів цієї групи являють собою геохімічний бар'єр на шляху міграції ⁹⁰Sr та практично без бар'єрні щодо ¹³⁷Cs. До другого оціночного рівня відносяться елементарні ландшафти супераквальної групи з торф'яна - або дерново-глейовими ґрунтами та акумулятивні з дерновими глейовими ґрунтами. Здатність до абіогенної водної міграції радіонуклідів у цих ландшафтах досить висока. Біогеохімічні потоки ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr майже однакової потужності - зі залученням 15-20% мобільних форм радіонуклідів. Швидкість самоочищення лучної рослинності у 9-15 разів перевищує швидкість радіоактивного розпаду.

До третьої оціночної групи відносяться елементарні ландшафти елювіально-акумулятивної та транселювіальної груп з дерново-підзолистими піщаними, супіщаними та примітивно-піщаними типами ґрунтів відповідно. Інтенсивності біогеохімічних потоків ¹³⁷Cs i ⁹⁰Sr практично рівні - швидкість самоочищення лучної рослинності в 12-14 разів перевищує швидкість фізичного розпаду радіонуклідів. Проте, кількості залучених у біогеохімічний потік мобільних форм радіонуклідів, відрізняються - 25% ¹³⁷Cs та 60% ⁹⁰Sr. Отже, біогеохімічна бар'єр цих ландшафтів найвища щодо ¹³⁷Cs та найнижча - для ⁹⁰Sr.

За швидкістю самоочищення деревини сосни лісових екосистем, забруднених ¹³⁷Cs, виділено три оціночних рівні:

До першого відносяться сухі бори на слабо гумусованих пісках з глибиною залягання ґрунтових вод 3-5 м (едафотоп А₁) та мокрі бори на мезо трофних торф'яниках з глибиною залягання ґрунтових вод 0,1 м (едафотоп А₅). Період біологічного пів очищення сягає 200 років, швидкість самоочищення деревини сосни в цих екосистемах в 5-10 разів нижча за швидкість фізичного розпаду.

До біогеохімічного потоку в деревину включається близько 2% мобільного ¹³⁷Cs. Отже, самоочищення деревини в цих едафотопах визначається фізичним розпадом радіонуклідів. Друга група представлена свіжими борами на дерново-слабопідзолистих супіщаних ґрунтах з глибиною залягання ґрунтових вод 2-3 м (едафотоп А₂).

Період біологічного пів очищення деревини сосни становить 60 років, швидкість самоочищення вдвічі нижча за швидкість радіоактивного розпаду ¹³⁷Cs. У біогеохімічний потік включається до 10% мобільної форми радіонукліда. Третя група представлена вологими суборами на середньо-підзолистих супіщаних ґрунтах з рівнем ґрунтових вод 1,3-1,5 м (едафотоп В₃). Швидкість самоочищення деревини вдвічі перевищує швидкість радіоактивного розпаду ¹³⁷Cs. В біогеохімічний потік включається до 14% мобільної форми радіонукліда.

Впровадження запропонованої типізації ЕЛ є:

- основою для районування відчужених територій за авто реабілітаційною здатністю та прогнозування їх радіоекологічного стану;

- основою для прийнятті рішень щодо проведення контрзаходів на забруднених територіях.

На її основі спільно з фахівцями ДСНВП „Екоцентр” побудовано карти прогнозу радіоекологічної обстановки на території Київського і Житомирського Полісся.

Особливість радіаційного забруднення Народицького району Житомирської області, що знаходиться в межах західного сліду радіоактивних випадінь, полягає у значній щільності забруднення ¹³⁷Cs (до 100 КіЧкм^-2 і вище) та відносно невеликій - ⁹⁰Sr (1-3 КіЧкм^-2), що характерно для зони переважно конденсаційних випадінь. Експериментальні дослідження щодо застосування глинистих мінералів вітчизняних родовищ в екосистемах Народицького району виявили можливість 10-кратного зниження забруднення рослинної продукції при внесенні модифікованих бентоніту та клиноптилоліту в дозі 5 тЧга^-1.

Виходячи з результатів ландшафтно-геохімічних досліджень, радіального розподілу та щільності забруднення території радіонуклідами, геохімічних параметрів їх трансформації у ґрунтах та міграції в системі “ґрунт-рослинність”, натурних випробувань композиційних матеріалів на основі бентонітів та цеолітів у природних біогеоценозах, зроблено висновок про можливість повернення до господарського використання територій Народицького району з щільністю забруднення області ризосфери ¹³⁷Cs до 50 КіЧкм^-2.

В зв'язку з можливим зростанням дозових навантажень на населення під час сільськогосподарських робіт на високо забруднених територіях, враховуючи необхідність мінімізації витрат, рекомендовано проведення реабілітаційних заходів для ведення інтенсивного сільськогосподарського виробництва на територіях з щільністю забруднення ¹³⁷Cs не вище 20-25 КіЧкм^-2.

При цьому першочерговому поверненню підлягають сільгоспугіддя, де представлені добре та середньо-дреновані дерново-підзолисті супіщані та суглинисті ґрунти з невисоким ступенем оголення.

Таким чином відкриваються перспективи проведення рекреації території західного сліду конденсаційних випадінь Зони безумовного (обов'язкового) відселення, забрудненої радіонуклідами ¹³⁷Сs до 50 КіЧкм^-2 (1,85 МБкЧм^-2), що в 10 разів перевищує рівні забруднення, встановлені Законом України „Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи”. Впровадження розроблених заходів щодо зниження надходження радіонуклідів до трофічних ланцюгів на сільгоспугіддях Народицького району, окрім значного економічного ефекту призведе до зниження паспортної дози опромінення більше, як удвічі.

ВИСНОВКИ

1. У дисертації наведено теоретичне узагальнення радіо геохімічних досліджень в зоні впливу Чорнобильської катастрофи і нове вирішення проблеми біогенної міграції техногенних радіонуклідів у навколишньому середовищі, що виявляється в методології оцінки самоочищення природного середовища на основі балансових розрахунків швидкості біогеохімічної міграції радіонуклідів в наземних екосистемах Українського Полісся.

2. В основу прогнозування радіоекологічного стану екосистем та екологічно-геохімічного картування забруднених територій покладено геохімічну концепцію формоутворення радіонуклідів, згідно з якою процеси водної міграції токсиканта протікають синхронно до процесів його трансформації в ґрунтах. Константи швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунтах виступають критеріями біогенної та абіогенної водної міграції, самоочищення наземних і поверхневих водних екосистем від радіаційного забруднення.

3. Темпи зниження нормованих на 1 кБкм^-2 дозових навантажень на сільське населення України в 10 разів перевищують швидкість радіоактивного розпаду дозу твірних радіонуклідів, що головним чином зумовлено геохімічними процесами самоочищення наземних екосистем.

4. Процеси самоочищення наземних екосистем від радіаційного забруднення визначаються техногенними передумовами, фізико-географічними, фізико-хімічними та геохімічними чинниками, які спричиняють формування радіаційного та геохімічного полів ландшафту. Темпи самоочищення, що полягає у виведенні радіонуклідів за межі трофічних ланцюгів, на порядок перевищують швидкість природного вичерпання, яке визначається очищенням абіогенної компоненти ландшафту.

5. Синхронність біогенної міграції і трансформації радіонуклідів визначається динамікою їх мобільної форми у ґрунті, інтегральною константою швидкості біогеохімічного потоку та ландшафтно-геохімічними умовами. Швидкість біогеохімічного потоку в системі „ґрунт-лучна рослинність” значною мірою залежить від ландшафтно-геохімічних умов. До потоку в першу ланку трофічного ланцюга включається 20-100 % мобільних форм ¹³⁷Cs та 4-60 % - ⁹⁰Sr. До потоку у вищі ланки (молоко корів) залучається з ґрунту 1-6 % мобільної форми ¹³⁷Cs.

6. Інтенсивність біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs зростає відповідно до приросту біомаси в ряду від сухих луків на дерново-підзолистих ґрунтах до перезволожених лучно-болотних ґрунтів заплави. Інтенсивність біогеохімічного потоку ⁹⁰Sr збільшується у протилежному ряду, що визначається швидкістю його включення до біологічного коло обігу та відповідає закономірностям поглинання його природного аналога в геологічно-хімічно спряжених ландшафтах. Здатність до самоочищення екосистем від радіонуклідів зростає зворотно до інтенсивності біогеохімічного потоку.

7. Інтенсивність біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs в лісових екосистемах зростає експоненційно до динаміки мобільної форми радіонукліда в ґрунті та змінюється відповідно до продуктивності біомаси. Період біологічного пів очищення деревини сосни становить 15-250 років залежно від едафічних умов.

8. Швидкість самоочищення наземних екосистем визначається 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 лісових екосистем від ¹³⁷Cs визначається переважно фізичним розпадом радіонукліда.

9. Трансформація радіонуклідів у річковій воді відбувається синхронно до їх формоутворення в ґрунтах водозборів. Однакові динаміки трансформації радіонуклідів у наземних та поверхневих водних системах свідчить про єдиний геохімічний механізм міграції забруднювача в навколишньому середовищі. Швидкість міграційних процесів визначається найповільнішою стадією утворення та транспорту мобільної форми забруднювача у ґрунтах та донних відкладах.

10. Відсутність небезпеки вторинного забруднення водного басейну за рахунок донних відкладів визначається практично повним винесенням ⁹⁰Sr та практично необмінною фіксацією ¹³⁷Cs твердою фазою седиментів. Загальна оцінка винесення радіонуклідів до Чорноморського басейну становить близько 20 ТБк ¹³⁷Cs та 200 ТБк ⁹⁰Sr.

11. Об'єктивність отриманих результатів та можливість їх узагальнення в області геохімії техногенезу для широкого спектру техногенних забруднювачів визначається: фіксованою датою випадінь, чисто техногенною компонентою забруднення, високою чутливістю радіометричних методів вимірювання, широким різноманіттям ландшафтно-геохімічних умов Українського Полісся.

12. Впровадження експериментальних досліджень щодо трансформації, біогенної та абіогенної міграції радіонуклідів у наземних та поверхневих водних системах відкриває перспективи сучасного народногосподарського використання відселених територій з рівнем забруднення ¹³⁷Cs, який в 10 разів перевищує встановлений діючим законодавством.

Основні публікації за темою дисертації

1. Автореабілітаційні процеси в екосистемах Чорнобильської зони відчуження / Шестопалов В.М., Францевич Л.І., Балашов Л.С., Бондаренко Г.М., Гайченко В.А., Іванов Ю.О., Кашпаров В.О., Архіпов А.М., Бублясь В.М., Войцехович О.В., Давидчук В.С., Долін В.В., Кононенко Л.В., Садолько І.В., Сущик Ю.Я., Шевченко О.Л., Шраменко І.Ф., Панасюк М.І., Паскевич С.А. / за ред. Ю.О. Іванова та В.В. Доліна. - К., 2001. - 250 с.

2. Геологическая химия техногенных радионуклидов / Соботович Э.В., Бондаренко Г.Н., Кононенко Л.В., Долин В.В., Садолько И.В., Сущик Ю.Я., Демченко Л.В., Шраменко И.Ф., Шевченко А.Л., Пушкарев А.В., Злобенко Б.П., Орлов А.А. / Под ред. Э.В. Соботовича, Г.Н.Бондаренко. - К.: Наук. думка, 2002. - 332 с.

3. Методическое руководство по обращению с тритиевыми отходами / Комов И.Л., Шраменко И.Ф., Диденко П.И., Долин В.В., Сущик Ю.Я. - К., 2001. - 118 с.

4. Долин В.В. Геохимические аспекты фиторемедиации радиационно загрязненных территорий // Геол. журн. - 2001. - № 1 - С. 72-75.

5. Долин В.В. Лимитирующие стадии миграции водорастворимых форм радионуклидов в почвах // Геохимия. - 2001. - № 9. - С. 961-971.

6. Долін В.В. Геохімічні параметри стійкості лучних екоценозів Чорнобильської зони відчуження до радіаційного забруднення // Доп. НАН України. - 1999. - № 1. -С.192-196.

7. Долін В.В. Геохімічні чинники біогенної міграції елементів в лучних біогеоценозах Українського Полісся // Зб. наук. праць Ін-ту геохімії навколишнього середовища. - 2001. - Вип. 3/4. - С. 181-192.

8. Долін В.В. Критерії самоочищення наземних екосистем від радіаційного забруднення // Доп. НАН України.-2000. - № 1.-С. 187-190.

9. Долін В.В. Кінетичні параметри біогеохімічного потоку ¹³⁷Cs i ⁹⁰Sr у лучних екосистемах // Доп. НАН України.- 2001.- № 11.-С.192-196.

10. Долін В.В. Закономірності акумуляції макро- і мікроелементів у фітомасі радіаційно забруднених ландшафтів Полісся // Минерал. журн.. -1998. - 20, № 3. - С. 47-52.

11. Долін В.В. Основні педохімічні параметри, які визначають надходження радіонуклідів до трофічних ланцюгів в ландшафтах Зони відчуження // Проблеми Чорнобильської Зони відчуження. Наук.-техн. зб. - К.: Наук. думка, 1998. - Вип. 5. - С. 60-67.

12. Долін В.В. Техногенні критерії природної деконтамінації радіаційно забруднених наземних екосистем // Вісник Харківського університету. - 2001. - № 521. - С. 228-235.

13. Долін В.В., Бондаренко Г.М., Архіпов А.М., Самчук А.І., Меркульєва Н.Р. Вплив ландшафтно-геохімічних умов на накопичення радіонуклідів рослинністю наземних екоценозів Зони відчуження // Минерал. журн. -1998. -20, № 2. - С. 60-67.

14. Долін В.В., Самчук А.І., Бондаренко Г.М. Забруднення рослинності типових екоценозів Народицького району радіонуклідами і токсичними елементами // Проблеми Чорнобильської Зони відчуження. Наук.-техн. зб. - К.: Наук. думка, 1998. - Вип. 5. - С.67-75.

15. Долін В.В., Соботович Е.В. Перспективи природно-антропогенної ремедіації радіаційно забруднених територій України // Доп. НАН України. -2000. - № 12. - С. 215-219.

16. Долін В.В., Сущик Ю.Я., Бондаренко Г.М., Шраменко І.Ф., Дудар Т.В. Ієрархічні рівні системної класифікації радіаційно забруднених ландшафтів // Доп. НАН України. - 2001. - № 7. - С. 184-189.

17. Долін В.В., Сущик Ю.Я., Шраменко І.Ф. Геохімічні принципи системної організації ландшафтів радіаційно забруднених територій: Зб. наук. праць / За ред. О.М. Маринича. К.: Карбон-ЛТД, 2000. - С. 261-266.

18. Долін В.В., Шевченко О.Л. Перспективи мінімізації впливу радіаційного забруднення на якість поверхневих вод // Зб. наук. праць Держ. наук. центру радіогеохімії навколишнього середовища. - К., 2000. - Вип. 2. - С. 331-338.

19. Долін В.В., Шевченко О.Л., Ситий С.О. Форми знаходження і міграції ⁹⁰Sr та ¹³⁷Cs у поверхневих водах лівобережної заплави р. Прип'ять // Минерал. журн. - 2002. - 24, № 1. - С. 43-52.

20. Долін В.В., Шевченко О.Л., Шабалін Б.Г., Коромисліченко Т.І., Симоновський В.Р. Експериментальна оцінка донних відкладів як можливого джерела забруднення поверхневих вод стронцієм-90 // Экология и здоровье человека. Охрана водного и воздушного бассейнов. Утилизация отходов: Сб. науч. статей. - Харьков: Курсор, 2002. - Т. 2. - С. 379-383.

21. Костюченко Н.Г.,.Долин В.В. Инструментальный метод определения удельного содержания ⁹⁰Sr в почвах // Проблеми Чорнобильської Зони відчуження. Наук.-техн. зб. - К.: Наук. думка, 1998. - Вип. 5. - С. 171-175.

22. Орлов О.О., Ірклієнко С.П., Долін В.В., Сущик Ю.Я., Шраменко І.Ф., Кононенко Л.В., Прищепа О.Л. Балансовий підхід до радіогеохімічних досліджень авто реабілітаційних процесів у лісових екосистемах // Проблеми екології лісів і лісокористування на Поліссі України: Наук.-тех.зб. - Житомир, 2001. - Вип. 2 (8). - С. 10-25.

23. Самчук А.И., Бондаренко Г.Н., Долин В.В., Сущик Ю.Я., Шраменко И.Ф., Мицкевич Б.Ф., Егоров О.С. Изучение физико-химических условий образования мобильных форм токсичных металлов в почвах // Минерал. журн. -1998. -20, № 2. - С. 48-59.

24. Самчук А.И., Долин В.В. Тяжелые металлы в почвах Украинского Полесья // Минерал. журн. - 1999. - 21, № 5-6. - с. 40-47.

25. Шабалін Б.Г., Радчук В.В., Долін В.В. Іммобілізація та захоронення рідких та твердих високо- і середньо-активних відходів з довго існуючими радіонуклідами в синтетичні мінералоподібні композиції // Зб. наук. праць Держ. наук. центру радіогеохімії навколишнього середовища. - К., 2000. - Вип. 1. - С. 208-222.

26. Шевченко А.Л., Долин В.В., Наседкин И.Ю., Киреев С.И., Козицкий О.Н. Гидрологические изменения и их влияние на радиологические показатели в Чернобыльской зоне отчуждения. - 2002. - Т. 29, № 4. - С. 489-504.

27. Шевченко О.Л., Долін В.В., Проскура М.І., Рябцева Г.П., Ситий С.О. Гідрогеохімічні умови формування вторинного забруднення поверхневих і ґрунтових вод меліоративних систем зони відчуження // Геологічний журнал. - 2001, № 3. - С. 51-60.

28. Chebanenko S.I., Dolin V.V. Speciation of U, Pu, and fission products in soils of radioactive waste disposal // Поисковая и экологическая геохимия. - 2003. - № 2/3. - С. 53-57.

29. Dolin V., Shevchenko O., Brittain J. Artificial radionuclides speciation in riwer water of Dnieper Basin // Role of Interfaces in Environmental Protection / S. Barany (ed.) - Nato Science Series. IV. Earth and Environmental Sciences. -Dordrecht-Boston-London: Kluwer Academic Publishers, 2003. - V.24. - P. 135-144.

30. Sobotovich E.V., Bondarenko G.N., Dolin V.V. Biogenic and abiogenic migration of ⁹⁰Sr and ¹³⁷Cs of Chernobyl origin in terrestrial and aqueous ecosystems // Environmental Science and Pollution Research. - 2003. - N 1. - P. 31-38.

31. 15 років Чорнобильської катастрофи. Досвід подолання: Національна доповідь України / За ред. В.В. Дурдинця. - К., 2001. - 144 с.

32. Долин В.В. Закономерности формообразования Чернобыльских радионуклидов в речной воде бассейна Днепра // Труды VII Междунар. конф. "Экология и здоровье человека. Охрана воздушного и водного бассейнов. Утилизация отходов". - Харьков. - 1999. - С. 37-39.

33. Долин В.В., Шевченко А.Л., Дудар Т.В. Радиогеохимические параметры трансформации радионуклидов в системе “почва-растение” // Material. Conf. Internationale “Cercetari Radiationale In Republica Moldova”. - Chisinau, 2000. - P. 365-368.

34. Бастрыгина Т.М., Маничев В.И., Долин В.В., Сущик Ю.Я. Эколого-геохимическая оценка почв в зоне влияния промышленного источника загрязнения // Геохімічні методи пошуків - стан і перспективи розвитку: Зб.наук.праць ІГН НАНУ. - К.: Карбон-Лтд. - 2001. - С. 9-10.

35. Соботович Э.В., Долин В.В. Оценка скорости самовосстановления радиационно загрязненных агроценозов в природно-техногенных условиях // Труды Междунар. конф. “Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях”. - Т.2. - СПб.: Гидромететеоиздат. - 2000. - С. 508-513.

36. Dolin V. Sustainability of ecosystem under Conditions of Radiation Contamination // Geological Society of America Abstracts with Programs. - 2000. - V.32, No 7. - P. 489.

37. Dolin V., Sushchyk Yu., Bondarenko G., Shramenko I., Dudar T. Geochemical Principals of System Organization of Nature & Technogenic Landscapes // Geological Society of America Abstracts with Programs. - 2000. - V.32, No 7. - P. 489. радіонуклід екосистема самоочищення

38. Shevchenko A.L., Dolin V.V. Substantiation of long-term strategy of the treatment with land-reclamation systems in Chornobyl Exclusion Zone // Geological Society of America Abstracts with Programs. - 2000. - V.32, No 7. - P.A7.

39. Dolin V.V. Integral Parameter for Balance Estimation of Radionuclides Biogeochemical Current in the Soil-Plant System // Geochim. et. Cosmochim. Acta. - 2002.- V. 66, Nr. 15A. - P. 192.

40. Dolin V.V. Conception for radionuclides natural attenuation within contaminated lands // Proc. of the First International Conference on Environmental Research and Assessment. - Bucharest (Romania): Ars Docendi Publishing House. - 2003. - P. 96-103.

Размещено на Allbest.ru

...