Наукові основи оцінювання надійності екологічних систем в умовах дії радіаційних чинників

2) акумулювальною роллю мікобіоти, яка у хвойних ценозах розвинута краще порівняно з іншими екосистемами; міцелій грибів являється «депо» щодо радіонуклідів; від 10 до 60 % загальних запасів 137Cs в лісових підстилках знаходиться в грибному комплексі;

3) розвитком мохового покрову; в екосистемах з добре вираженим моховим покровом лісова підстилка характеризується більшою утримуювальною здатністю.

У лісах, де здебільшого присутні листяні дерева, формується підстилка, акумулювальна здатність якої незначна. В цих ценозах спостерігається міграція радіонуклідів у мінеральні шари ґрунту.

Лісові екосистеми становлять близько 40 % 30-кілометрової зони ЧАЕС. Не менше 50 % загальних запасів радiонуклiдiв знаходиться на території лісових екосистем хвойних та мішаних лісів. Лісові екосистеми зони утримують найбільшу частину викинутих з реактора радiонуклiдiв, сама зона формує більше половини річного стоку радiонуклiдiв у Дніпровий каскад та Чорне море.

Тому під час оцінювання показника радіоємності та pадiонуклiдутpимувальної здатності лісових екосистем необхідно враховувати такі показники:

- тип лісової екосистеми (хвойні, мішані, листяні);

- запаси біомаси лісових екосистем залежно від вікових характеристик;

- параметри стоку радiонуклiдiв з території лісової екосистеми залежно від середнього ухилу поверхні;

- параметри мобільності та розчинності радiонуклiдiв відповідно до типу радіонуклідного забруднення; це можуть бути, переважно, паливні частки, конден-саційна компонента та водорозчинні pадiонуклiди у 30-кілометровій зоні ЧАЕС;

рівень радіонуклідного забруднення та його площа.

Для використання цього алгоритму за літературними даними та на базі експертних оцінок сформовано ряд допоміжних таблиць. Дослідженнями встановлено, що у 30-кілометровій зоні ЧАЕС спостерігаються такі типи радіонуклідного забруднення: паливні частки західного сліду, композиція паливної та конденсаційної компоненти.

Оцінку запасів фiтобiомаси у лісових екосистемах наведено в табл. 8.

Таблиця 8

Запаси фiтомаси у лісових екосистемах 30-км зони

Тип лісу	Молодий, т/км2 сухої ваги	Середньовічний, т/км2 сухої ваги	Стиглий, т/км2 сухої ваги
Сосновий	15000	23000	25000
Мішаний	22000	32000	38000

Відомо, що одразу після Чорнобильської аварії та на початку відновлювального періоду більша частина радiонуклiдiв (82-92 %) знаходилася у лісовій підстилці, а лише 8-12 % у верхньому шарі ґрунту. При цьому майже 94-99 % радiонуклiдiв, що знаходяться у ґрунті, зосереджені в тонкому верхньому шарі завтовшки 0-5 см.

За власними даними та даними Мiнлiсгоспу України зроблено оцінювання середніх значень накопичення радiонуклiдiв 137Cs у фiтомасi, що становить 2,6·10-9 Кі/кг для ґрунту, що вміщує 1 Кі/км2 радiонуклiдiв, для хвойного лісу та 7·10-9 Кі/кг - для мішаного лісу. Ці дані дозволяють наближено оцінити вміст радiонуклiдiв у фiтомасi лісових екосистем. Використовуючи ці дані та КП у системі «ґрунт - рослина», можна розрахувати очікуваний вміст радiонуклiдiв у фiтомасi, що утворилася на площі 1 км2 за рівня радіоактивності за 137Cs 1 Кі/км2 (табл. 9).

Відомо, що відсоток річного поверхневого стоку радiонуклiдiв на території лісу з ухилом 1-2 градуси не перевищує 0,2 % у рік від запасу радiонуклiдiв на ділянці. Для території з ухилом 3-4 градуси ця величина оцінюється в 0,5 %, а для більш стрімких схилів (6-8 градусів) - в 1 %.

Таблиця 9

Вміст радiонуклiдiв у фiтомасi лісових екосистем на площі 1 км2

за активності 1 Кi/км2

Тип лісу	Молодий, Кi	Середньовічний, Кi	Стиглий, Кi
Сосновий	0,04	0,06	0,65
Мішаний	0,15	0,22	0,27

У табл. 10 наведено розрахунки поверхневого стоку та pадiоємностi лісових екосистем при різних ухилах на цих територіях. З цієї таблиці видно, що за вісім років, що пройшли після Чорнобильської аварії, загальний об'єм стоку для різних ситуацій становить 1,5-7,4 % від запасу на території лісової екосистеми. Це означає, що суттєвого винесення радіонуклідів з лісових екосистем поки чекати не слід.

Таблиця 10

Оцінка величини винесення радіонуклідів з лісових екосистем та pадiоємностi для piзних варіантів ухилу території (площа 1 км2, активність 10 Кi/км2)

Роки	Хвойний ліс	Мішаний ліс
	1 - 2	2 - 4	4 - 8	1 - 2	2 - 4	4 - 8
1986	0,005	0,02	0,03	0,012	0,03	0,06
1987	0,012	0,03	0,06	0,016	0,04	0,08
1988	0,2	0,5	0,1	0,2	0,5	0,1
1989	0,2	0,5	0,1	0,2	0,5	0,1
1990	0,2	0,5	0,1	0,2	0,5	0,1
1991	0,2	0,5	0,1	0,2	0,5	0,1
1992	-	-	-	-	-	-
1993	-	-	-	-	-	-
Загальне винесення за вісім років	0,15	0,35	0,7	0,16	0,37	0,74
Радiоємнiсть	98,5	96,5	93,0	98,4	96,3	92,6

Проведено дослідження та аналіз каpтогpафiчного матеріалу:

- карти радіонуклідного забруднення 30-кілометрової зони ЧАЕС 137Cs;

- карти наявних типів лісів i лісових екосистем у зоні;

- ландшафтні карти для оцінки кутів ухилу територій лісових екосистем.

Зіставлення цих карт дозволило побудувати таблиці площин різних типів лісів з урахуванням кутів ухилу для різних значень радіонуклідного забруднення. На базі цих даних i параметрів pадiоємностi розраховано кiлькiсть радiонуклiдiв, що можуть вийти з лісової екосистеми за різних рівнів радіонуклідного забруднення. Дані дозволяють оцінити загальну (високу) радіоємність усіх лісових екосистем, територій, 30-кілометрової зони ЧАЕС (табл. 11).

Таблиця 11

Оцінка загального винесення радiонуклiдiв (Кi) з лісових екосистем

30-кілометрової зони ЧАЕС з різними рівнями забруднення

Параметри	Забруднення, Кi/км2
	5 - 15	15 - 40	більше 40
Загальний запас, Кi	5630	8700	34600
Винос, Кi	104,3	108,2	526,8
Радiоємнiсть, %	98,2	98,8	98,5
Середня радіоємність, %	98,5

Ліс є найважливішою критичною екосистемою на території України через низку причин. Ліси 30-кілометрової зони та півночі України є найбільш забрудненими, де рівні забруднення становлять від 10 до 600 Кі/км2. Вони є не тільки депонентами, але й джерелами забруднення для навколишніх суміжних екосистем (аграрних та водних). Від 1 до 5 % від загального запасу в рік лісові масиви віддають в оточуючі екосистеми. Сумарний внесок лісових екосистем у формування дозових навантажень населення України може становити до 30 % від загальної дози.

У шостому розділі зроблено оцінювання стійкості екологічних систем за допомогою ГІС-технологій.

Використовуючи технічні можливості програмного продукту ESRI ArcGIS, розроблено та використано модельно-аналітичну ГІС, що дало змогу аналізувати та прогнозувати міграцію забруднювальних речовин у екосистемах. Математичною основою даної ГІС є розроблена математична модель міграції речовин-забруднювачів в екосистемах. Основними інформаційними складовими даної моделі є фізико-хімічні та біохімічні характеристики речовин-забруднювачів, а також природні та антропогенні умови довкілля. Аналіз вихідних даних дозволяє вийти на ключові блоки даної моделі - показники швидкостей надходження та винесення забруднювачів в екосистемах.

Аналіз поведінки полютантів у схилових екосистемах, що складають основу практично будь-якого наземного ландшафту, показав можливість опису розподілу та перерозподілу радіонуклідів методами теорії радіоємності із застосуванням камерних моделей. Дослідження показують, що швидкість перенесення радіонуклідів у ландшафті визначається здебільшого декількома характеристиками: крутизнoю схилів - Р1, характером покриття - Р2, величинами стоку - Р3, вертикальною Р4 та горизонтальною міграцією Р5.

Методами рангової оцінки було схарактеризовано ймовірності впливу цих показників ландшафту на перерозподіл у ньому радіонуклідів. Кожний із показників (ранговими методами) оцінюється від 0 до 1. Через незалежність показників ландшафту, загальна оцінка ймовірності міграції радіонуклідів складовими ландшафту визначається як звернута ймовірність і визначається за формулою добутку ймовірностей: Р = Р1 Р2 Р3 Р4 Р5.

Визначені головні чинники впливу на параметри радіоємності - крутизна схилів, вид рослинного покриття поверхні, швидкості стоку, тип ґрунту.

Використання модельно-аналітичної ГІС та аналіз літературних даних дозволяє вийти на ключові блоки нашої моделі - показники швидкостей скиду та викиду забруднювачів в екосистемах. У результаті отримані оціночні та прогнозні карти для вибраного полігона: заказник «Лісники» у Конча-Заспі на березі річки Дніпро біля Києва. Сформовано карти радіоємності ландшафту вихідного полігона, структури рельєфу, висхідного рівномірного забруднення ландшафту 137Cs і карту перерозпо-ділу радіонуклідів у досліджуваному ландшафті через 10 та 20 років після аварії. Через 30 років після аварії прогнозна карта (рис. 8) показує гостро виражене концентрування радіонуклідів у зонах пониження ландшафту.

Окрім оціночних і прогнозних карт, розроблена методика дає можливість проводити реконструкцію процесу забруднення території, а також, за результатами точкових замірів, отриманих у польових умовах, реалізовувати екстраполяцію показників забруднення на весь район досліджень.

Запропонований та обґрунтований надійнісний підхід до оцінювання стану екосистеми дозволяє оцінювати благополуччя та екологічну безпеку біоти екосистем на основі розрахунку та аналізу надійності транспорту радіонукліда-трасера компонентами екосистеми.

Рис. 8. Розподіл 137Cs на полігоні «Лісники»(Конча-Заспа)

(30 років після аварії)

У розділі здійснено дослідження територій поблизу діючих атомних електростанцій (Південноукраїнської, Хмельницької, Запорізької), встановлено критичні місця можливого депонування викидів і скидів радіонуклідів, запропоновано можливі контрзаходи щодо зниження їх впливу на довкілля. радіаційний радіонуклід викид довкілля

Сьомий розділ присвячено розробці контрзаходів та безпосередньому застосуванню теорії радіоємності та моделей надійності для розрахунків надійності вибраних та описаних екосистем. Проведено аналіз і класифікацію основних контрзаходів на основі теорії і моделей радіоємності з метою оцінки впливу заходів захисту на параметри радіоємності екосистем, визначено оптимальні схеми застосування контрзаходів. Йдеться про управління та підвищення радіоємності екосистем. Контрзаходи ефективні в місцях з найбільшою радіоємністю екосистем та(або) ті, які можуть підвищувати значення факторів радіоємності екосистем або їх елементів.

Стратегія застосування реальних контрзаходів у ландшафтах може передбачає два основні шляхи. Перший - визначення зон акумуляції радіонуклідів у ландшафті та застосування контрзаходів саме там, де відзначені високі значення факторів радіоємності. Другий - формування ландшафтів за допомогою ландшафтно-будівельних заходів таким чином, щоб підвищити радіоємності в зручних частинах ландшафту, де буде можливо надовго захоронити радіонукліди або ефективно використовувати контрзаходи.

Розроблено методику вибору та зроблено оцінювання ефективності контрзаходів на основі теорії і моделей радіоємності. Основне завдання, що лежить в основі вибору контрзаходів, - дезактивація, зниження індивідуальних доз для персоналу і населення, зменшення колективних доз опромінення населення.

У табл. 12 виконано оцінювання надійності агроекосистеми. В першому блоці таблиці подано дані щодо розрахунків надійності транспорту радіонуклідів по чотирьох пасовищах: спочатку при ситуації формування дози за рахунок використання молока, а потім - за рахунок вживання яловичини. Зауважимо, KД - коефіцієнт дезактивації, який показує, у скільки разів може бути знижена доза опромінення людей після застосування конкретного контрзаходу.

За цими даними були розраховані величини переходу радіонуклідів 137Cs до населення. Цю величину можна застосовувати для розрахунку колективної дози, використовуючи величини коефіцієнтів дозових цін для 137Cs (2·10-8 Зв/Бк). Отримана оцінка колективної дози становить близько 1,6 люд./Зв у рік. При цьому оцінка середньої величини індивідуальної дози опромінення людей становить приблизно 1,1 мЗв/рік (при нормі 1 мЗв/рік). При цьому оцінка добавки до колективної дози за рахунок використання продукції лісу становить 0,34 люд.Зв/рік, а продукції городу - 0,2 люд.Зв/рік. Тоді сумарна колективна доза становитиме біля 2,14 люд.Зв/рік, а індивідуальна доза опромінення для кожного жителя села - 1,4 мЗв/рік.

У агроекосистемі можна використовувати різні контрзаходи. Залежно від кількості радіонуклідів, що випали на територію, можна застосовувати контрзаходи, ефективність яких залежить від багатьох факторів, та оцінювати їх користь. У табл. 12 також наведено розрахункові дані щодо певних контрзаходів для зниження колективних доз для населення.

Контрзаходи у водних екосистемах були реалізовані лише незначною мірою. Після аварії на ЧАЕС Київське водосховище практично перетворилося на ставок-відстійник, де F = 0,8, а донні відкладення містять до 10-5 Кі/кг радіонуклідів. За оцінками при даному рівні радіонуклідного забруднення існує реальна загроза благополуччю біоти бентоса водосховища, де перевищені екологічно допустимі рівні радіонуклідного скидання і депонування.

Розроблена модель оцінки радіоємності системи каскаду водойм дозволяє запропонувати високоефективний контрзахід для даного випадку - створення каскадної системи ставків. Такий каскад здатний утримати в донних відкладеннях водойм до 80-90 % радіонуклідів, при цьому КД = 10. Якщо додатково внести в ставки високоактивні мули, то можна збільшити радіоємності каскаду до 0,99. Така високоефективна система може бути заздалегідь створена на небезпечних за стоком територіях або оперативно побудована за короткий строк.

Таблиця 12

Оцінка надійності агроекосистеми без участі контрзаходів та оцінка ефективності застосування різних контрзаходів в агроекосистемі (на прикладі с. Галузія) шляхом оцінювання надійності постачання радіонуклідів Cs137 від чотирьох основних пасовищ (при середніх швидкостях переходу радіонуклідів між камерами моделі)

Контрзахід	KД* (1)	Номер пасовища	Запас р/н, Кі	Надійність транспорту р/н (по молоку)	Надійність транспорту р/н (по м'ясу)	Надійність загального транспорту р/н	Перехід р/н (Кі)	Сумарний перехід р/н (Кі) по пасовищах, колективна доза і KД	KД (2) за надійністю
Не застосовувались	1	1	0,0056	0,03	0,022	0,052	0,0008	0,0022 (1,6 люд./Зв) KД =1	1
		2	0,0169	0,025	0,019	0,044	0,0007
		3	0,0003	0,029	0,027	0,056	0,0004
		4	0,0011	0,041	0,033	0,074	0,0008
Добрива	2	1	0,0056	0,015	0,011	0,026	0,00015	0,013 (0,96 люд./Зв) KД =1,7	0,0022/0,0013= = 1,74
		2	0,0169	0,013	0,009	0,022	0,00037
		3	0,0003	0,021	0,020	0,041	0,00026
		4	0,0011	0,025	0,019	0,044	0,00048
Сіянка	3	1	0,0056	0,0106	0,0079	0,0185	0,0001	0,008 (0.6 люд./Зв) KД =2,7	2,75
		2	0,0169	0,008	0,006	0,014	0,0002
		3	0,0003	0,017	0,016	0,033	0,0002
		4	0,0011	0,017	0,013	0,030	0,0003
Прибирання дернини (3-5 см)	10	1	0,0056	0,0033	0,0024	0,0057	0,00003	0,000032 (0,024 люд./Зв) KД =66,7	69
		2	0,0169	0,0029	0,0022	0,0051	0,00009
		3	0,0003	0,0069	0,0065	0,0134	0,00008
		4	0,0011	0,0061	0,0047	0,0108	0,000012
Ферацинові болюси	4	1	0,0056	0,014	0,013	0,027	0,0002	0,0012 (0,88 люд./Зв) KД =1,8	1,8
		2	0,0169	0,013	0,012	0,025	0,0004
		3	0,0003	0,0104	0,0102	0,0206	0,0001
		4	0,0011	0,023	0,022	0,045	0,0005
Ферацинові фільтри (для молока)	5	1	0,0056	0,0297	0,02	0,0497	0,0003	0,0021 (1,6 люд./Зв) KД = 1	1,05
		2	0,0169	0,0252	0,0174	0,0426	0,0007
		3	0,0003	0,026	0,024	0,05	0,0003
		4	0,0011	0,0416	0,0293	0,0709	0,0008
Добрива + прибирання дернини + болюси	2 х 10 х 4	1	0,00056	0,015	0,01	0,025	0,000014	0,000024 (0,016 люд./Зв) KД =100	91,7
		2	0,00169	0,0025	0,0017	0,0042	0,0000071
		3	0,00003	0,01	0,009	0,019	0,00000057
		4	0,00011	0,014	0,009	0,023	0,0000025
Ліс: гриби та ягоди	0,34 люд./Зв
Город	0,2 люд./Зв

У табл. 13 наведено систему основних контрзаходів у сільськогосподарському виробництві та проведено оцінювання ступеня їх впливу на величину індивідуальної дози опромінення (зовнішньої і внутрішньої), колективної дози для населення та на величину КД. Також наведено оцінку ступеня впливу контрзаходів на величину фактора радіоємності екосистеми.

Таблиця 13

Загальні характеристики реалізованих контрзаходів на прикладі с. Милячі (Дубровицький район, Рівненська область)

Назва контрзаходу	Площа, га	Кількість, голів	Внесення, т	Коефіцієнт дезактивації, КД	Фактор радіоємності екосистеми, F
У колективних господарствах
Глибока оранка	990	-	-	1,5-2	1
Внесення високих норм добрив	720	-	360	2-2,5	1
Вапнування ґрунтів	420	-	1260	1,5-2,5	1
Покращення пасовищ	250	-	75	2,5-3	1
Внесення гною та сапропелю	440	-	13200	1,7-1,9	1
У приватних господарствах
Використання болюсів	-	80	240 штук	2,2-2,8	1
Внесення в корм хумоліту	-	150	45	1,5-1,9	1
Внесення в корм ферацину	-	50	7 кг	2-3	1
Застосування «TURF CUTTER» на пасовищах	0,5	3	-	18-20	0,9

З табл. 13 видно, що ефективність контрзаходів різна. Деякі з них: закріплення поверхні, зняття верхнього шару ґрунту, - впливають на зниження індивідуальної дози. Але при цьому не відмічено істотного зниження колективної дози. Деякі з контрзаходів впливають на величину колективної дози: застосування «TURF CUTTER» (машини для зняття дернини), фітодезактивація. Решта: внесення добрив, глибока оранка, - призводять до «розведення» радіонуклідів у врожаї, знижують величину індивідуальної дози, розтягують процес формування дози, при цьому майже не впливаючи на величину кінцевої колективної дози.

Слід зазначити, що захисні заходи, що широко застосовуються в сільському господарстві, як правило, не змінюють/погіршують якість агроекосистем, і тим самим не знижують значень фактора радіоємності. Виняток становить застосування «TURF CUTTER». При цьому втрачається частина родючого шару, що і викликає деяке зниження фактора радіоємності ґрунтового розчину (F = 0,9). Особливо небезпечно для екосистеми механічне зняття родючого шару завтовшки 10-15 см за допомогою бульдозера та іншої важкої техніки. В умовах Полісся це означає оголення пісків і майже повну втрату екосистемою ґрунтового родючого шару (F = 0,05).

Щодо шляхів підвищення ефективності фітодезактивації (ФД) ґрунтів від 137Сs були проведені дослідження, вивчалися всі фактори та можливості «максимального» винесення радіонуклідів.

Для орних територій найбільш ефективним методом дезактивації ґрунтів може бути саме ФД. Якщо важко впливати на запас, то можна й потрібно впливати на форми знаходження радіонуклідів у ґрунті. Найбільш ефективний шлях, як показали дослідження, - збільшення частки біодоступних форм радіонуклідів у ґрунтовому розчині. Реальними методами впливу на підвищення біодоступності радіонуклідів 137Сs, за результатами досліджень, є:

1) зрошення ґрунтів (підвищення вологості);

2) внесення в ґрунт необхідної мікробіоти для переведення фіксованих форм радіонуклідів у біодоступні форми, наприклад, внесення силікатних бактерій;

3) використання оптимальних культур рослин - попередників.

Основні і можливі контрзаходи й методи дезактивації та ремедіації агроекосистем наведені в табл. 14.

Таблиця 14

Порівняльна ефективність різних методів дезактивації в агроекосистемах

Методи дезактивації	Коефіцієнт дезакти- вації за величиною індивідуальної дози КД = 1	Коефіцієнт дезакти-вації за величиною колективної дози КД = 2	Час для реалізації, роки
Закріплення (фіксація) поверхні	1,2	1,2	1
Зняття дернини за допомогою «TURF CUTTER»	20	20	1
Зняття поверхневого шару ґрунту: плугом, бульдозером, скрепером	6-8	2	1
Глибока оранка	2-3	1	1
Зміна типу господарювання (молочне на м'ясне)	2-3	1	1
Внесення підвищених норм добрив	2-3	1	1
Фітодезактивація	3-5	3-5	4-5
Вапнування кислих ґрунтів	1,5-2,5	1	1-3
Поліпшення пасовищ	2,5- 3	1	3-5
Внесення гною і сапропелю	1,7-1,9	1	1-3
Використання болюсів	2,2-2,8	2	Поки вико-ристовують
Внесення в корм тварин хумоліту	1,-1.9	2	Поки вико-ристовують
Внесення в корм тварин ферацину	2-3	2-3	Поки вико-ристовують
Використання ферацинових фільтрів для дезактивації молока	5-10	5-10	Поки вико-ристовують
Фітодезактивація ґрунту за допомогою технічних культур - коноплі, сої і т.п.	1,5	1	2-3 роки
Позакореневе внесення розчинних мінеральних добрив при вирощуванні культурних рослин (кукурудзи)	1,5	1	2-3 роки

З цієї таблиці видно, що традиційні методи дезактивації радіонуклід-забруднених територій є ефективними щодо зниження індивідуальних доз для населення, яке використовує ці території, і практично не впливають на величину колективної дози. Це відбувається тому, що перемішування радіонуклідів при оранці і зниження надходження радіонуклідів у рослини здійснюють незначний вплив на багаторічний сумарний винос радіонуклідів рослинами, а значить і на величину колективної дози. Йде розтягування в часі споживання населенням радіонуклідів з продуктами харчування.

На основі зроблених оцінок побудовано припустиму схему універсального алгоритму деконтамінації радіонуклідзабруднених ґрунтів.

Перший варіант оптимального алгоритму дезактивації ґрунтів стосується, насамперед, територій, що не орали після аварії і забруднення ґрунтів радіонуклідами. Якщо ці землі добре задерновані, то тут оптимально використовувати «TURF CUTTER». Відомо, що практично 90-97 % радіонуклідного забруднення навіть через 20-30 років після аварії зосереджені у верхньому 5-сантиметровому шарі ґрунту. При цьому може бути досягнутий високий КД - 20-60 одиниць. Якщо ґрунти, що потребують дезактивації, піщані й погано задерновані, то тут можливе спеціальне задерніння.

Другий варіант ефективного алгоритму деконтамінації ґрунтів був розроблений для ораних після аварії ґрунтів. У цьому випадку після оранки радіонуклідне забруднення може бути рівномірно розподілено в до 20-сантиметровому шарі ґрунту і глибше. Тоді найефективнішим може бути використання методу ФД. Показано, що оптимальна система сівозмін рослин з високими значеннями КН (до 2-10 одиниць) і значними врожаями біомаси (4-8 кг/м2) дозволяє за 4-5 років істотно знизити рівень радіонуклідного забруднення ґрунтів (до п'яти разів по 137Cs).

Типовою континентальною екосистемою є схилова екосистема. Розрахунок динаміки перерозподілу радіонуклідів у типовій схиловій екосистемі показує можливість створення високопродуктивної тераси, де концентруватиметься близько 60-70 % стоку. Тим самим буде здійснюватися захист річок та водойми від надмірного скидання радіонуклідів.

У розглянутій схиловій екосистемі можна запропонувати такі контрзаходи:

1) побудова підпірних стінок між камерами; побудова кам'яної (бетонної) стіни у ґрунті на достатню глибину для зупинки рідкого та твердого стоку (ерозії), і, таким чином, мінімізація міграції радіонуклідів у нижчі елементи схилового ландшафту;

2) побудова доріг - дороги, заасфальтовані чи бетонні, за рахунок твердого покриття та кюветів можуть уповільнювати та перерозподіляти стоки полютантів; це може бути використано як один із варіантів вибору контрзаходів для зменшення дозового навантаження на людину;

3) комбінований метод - «підпірна стінка та дорога».

Проведено оцінювання надійності схилової екосистеми (табл. 15).

Таблиця 15

Надійність типової схилової екосистеми як системи транспорту 137Сs

до озера та до людини

Камера	Імовірність скиду (без контрзаходів), KД=1	Контрзаходи
		Пожежозахисна смуга між лісом та узліссям, KД=1,5	Дорога між лісом та узліссям, KД=2	Видалення дернини на терасі, KД=10	Підпірна стінка у ґрунті між терасою та заплавою, KД=2	Вплив усіх контрзаходів одночасно
Ліс	0,029	0,02	0,02	0,029	0,029	0,02
Узлісся	0,83	0,83	0,4	0,83	0,83	0,4
Лука	0,6	0,6	0,6	0,6	0,6	0,6
Тераса	0,57 (до людини 0,4)	0,57 (до людини 0,4)	0,57 (до людини 0,4)	0,12	0,57 (до людини)	0,12
Заплава	0,2	0,2	0,2	0,2	0,1	0,1
Біота озера	0,33	0,33	0,33	0,33	0,33	0,33
Донні відклади	0,1	0,1	0,1	0,1	0,1	0,1
Вода озера	0,77	0,77	0,77	0,77	0,77	0,72
Люди	0,4 +0,1	0,4 +0,1	0,4 +0,1	0,4 +0,1	0,4 +0,1	0,4 +0,1
Імовірність скиду 1?2?3?4?5	1,5 Е-3 KД(2)=1	1,1 Е-3 KД(2)=1,4	2,7 Е-4 KД(2)=5,6	3,3 Е-4 KД(2)=4.5	8,7 Е-4 KД(2)=1,7	5,8 Е-5 KД(2)=25,9

Примітка: параметри озера: s =1 км2, Н =5 м, V =5Е+9л, донні відклади s =1 км2; h = 0, 1м, Kн =1000) за участі вибраних контрзаходів. Вважається, що в лісі лежить запас 1Кі 137Сs

У табл. 16 наведені зведені дані щодо оцінки ефективності деяких контрзаходів з розрахунком територій та співвідношення користь-шкода. Добре видно, наскільки висока ефективність сільськогосподарських контрзаходів, реалізованих у колективних господарствах України. Із загальної суми очікуваної колективної дози для населення України в 19-20 млн люд-бер за дев'ять років близько 12,6 млн. люд-бер було «зекономлено» завдяки реалізованим контрзаходам (63 %). Видно, що очікуване співвідношення користь-збиток становить 464 000 тис. доларів CША. Ціна одного люд-бера для України береться рівною 40 доларів CША.

Таблиця 16

Сумарні дані щодо реалізованих контрзаходів

у колективному секторі України

Контрзаходи	Площа, тис. га	Збиток, долари США (витрати)	Економія, тис. люд-бер	Користь, долари США	Користь-шкода, долари США
Вапнування	578	7029	3467	139 000	132 000
Внесення в ґрунт добрив	803	10130	4819	193 000	183 000
Покращення пасовищ	536	22032	4286	17 100	149 000
Усього	1917	30191	12 572	503 000	464 000

Контрзаходи ефективні в місцях з найбільшою радіоємністю екосистем; дієві контрзаходи можуть підвищувати значення факторів радіоємності екосистем або їх елементів. Враховуючи ці обставини, можна запропонувати оптимальну систему реабілітації радіонуклідзабруднених територій, і, передусім, - ґрунтів.

У розділі наведено приклад застосування методу оціннювання екосистем на прикладі Миколаївського глиноземного заводу (МГЗ). Розроблені та впроваджені на вибраному полігоні МГЗ ефективні засоби зменшення та мінімізації надходження у навколишнє середовище забруднення з проммайданчиків, водоймищ-охолоджувачів, хвостосховищ шляхом задерновування (покриття поверхонь матами з рослинної сировини). Проведено адаптацію запропонованих методів до специфіки конкретних виробництв, відходи яких надходять у навколишнє середовище та складуються у відкриті хвостосховища. Зведені дані щодо ефективності застосованих засобів захисту довкілля наведено в табл. 17.

Таблиця 17

Порівняльна оцінка кількості пилу над контрольними і дослідними кюветами та оцінка відносної ефективності пилопригнічення за методом покриття дерниною (середня маса з трьох кювет)

Варіант досліду	Маса пилу через один тиждень досліду, г	Маса пилу через два тижні досліду, г	Маса пилу через чотири тижні досліду, г
Контроль	12 ±0,4	64±5	178±12
Дослідний варіант з використанням покриття шламів дерниною	0,5± 0,1	0,8±0,2	1,4±0,4
Показник ефективності для досліду (співвідношення ваги пилу в кишенях у різні терміни спостереження)	24±3	80±7	127±14

Аналіз результатів, наведених у табл. 17, свідчить про те, що запропонований спосіб пилопригнічення може сприяти зниженню рівня підйому пилу на шламосховищі. За місяць вимірювань рівень пригнічення пилоутворення сягає 120-130 одиниць. Екстраполяція цих даних за весь рік може становити за показником ефективності величини вітрового підйому до 1200-1500 одиниць. Є всі підстави пропонувати застосовувати даний метод як один з основних для вирішення завдань пилопригнічення на шламосховищі червоних шламів МГЗ.

Проведено лабораторні та польові випробування ефективності застосування матів з очерету щодо впливу червоних шламів МГЗ (табл. 18).

Таблиця 18

Порівняльна оцінка кількості пилу над контрольними і дослідними кюветами, а також оцінка відносної ефективності пилопригнічення за методом покриття шламу матами з очерету

Варіант досліду	Маса пилу через один тиждень досліду, г (середнє з трьох кюветів)	Маса пилу через два тижні досліду, г	Маса пилу через чотири тижні досліду, г
Контроль	12 ±0,4	64±5	178±12
Дослідний варіант із застосуванням дернини	0,8± 0,1	1,6±0,2	2.4±0,4
Показник ефективності для досліду (співвідношення ваги пилу в кишенях у різні терміни спостереження)	15±2	40±5	74±8

Аналіз результатів, наведених у табл. 18, свідчить про те, що запропонований метод значно знижує рівень підйому пилу на шламосховищі. За місяць вимірювань рівень пригнічення пилоутворювання досягає 70-90 одиниць. Екстраполяція цих даних на весь рік може становити за показником ефективності за величиною вітрового підйому до 700-900 одиниць.

На фото 1 показано карту-схему екологічної ємності території впливу МГЗ. На ній ураховано всі необхідні показники: середньорічну розу вітрів, ухили поверхні ландшафту поблизу шламосховища, тип покриття і т. ін. Це дало змогу побудувати динаміку поширення пилу за рахунок вітрового перенесення на оточуюче середовище. Червоним кольором показані рівні і напрямки поширення, ступінь небезпеки токсичного пилу для довкілля. Чим інтенсивніше червоне забарвлення, тим вище рівень забруднення та більша небезпека виносу токсичного пилу зі шламосховищ МГЗ. Інтенсивний червоний колір означає суттєве забруднення та неможливість використання показника екологічної ємності території.

Фото 1. Миколаївський глиноземний завод. Вітрове перенесення полютантів у приземних шарах атмосфери. Карта-схема екологічної ємності зони впливу МГЗ	За допомогою ГІС-технології побудовано інтегровану карту-схему території, спряжену з МГЗ і яка потенційно може бути забруднена за рахунок дефляції токсичних матеріалів з поверхні шламосховища. Для цього були використані: - космічна карта території МГЗ і шламосховища; - річні дані повітряних потоків приповерхневих шарів атмосфери за розою вітрів; - ландшафтні та антропо-генні характеристики шламосховща, прилеглих територій (орографія та рельєф, рослинність, характеристики поверхні, будівлі і т. ін.). Аналогічно побудова-ні карти-схеми екологічної ємності інших небезпечних підприємств та прилеглих територій, проведено ана-ліз їх екологічної безпеки.

ВИСНОВКИ

1. Сьогодні у біосфері спостерігається стійка тенденція до зростання радіаційного фону, що спричинена забрудненням довкілля штучними радіо-нуклідами. Головним критерієм оцінювання погіршення радіоекологічного стану екосистем є нагромадження 137Сs в біоті. Також детального вивчення потребують питання виникнення ефектів, викликаних комбінованою дією стресових чинників на живі організми, а також процеси відновлення та адаптації до стресових впливів. В умовах забрудненого середовища важливо знати особливості одночасного, синхронного впливу різних шкідливих чинників на організми, взаємодію чинників між собою. Явище синергізму у взаємодії різних за своєю природою стресорів - актуальне питання для біологів, радіобіологів та радіоекологів.

2. Основною методологією експериментальних досліджень був ландшафтно-біогеохімічний підхід, який дозволив охарактеризувати поведінку радіонуклідів, дати прогноз формування полів радіоактивного забруднення як на етапі первинних випадінь, так і в процесі їх вторинного перерозподілу на різних територіях, точно фіксувати шляхи міграції 137Cs за його біогеохімічної міграції в екосистемах різних типів.

Під час досліджень використано різноманітні математичні моделі: радіаційного впливу на екосистеми, міграції речовин-забруднювачів в екосистемах, синергізму впливу кількох негативно діючих чинників на біоту екосистем, радіоємності під час розрахунку надійності екологічних систем, радіаційного ураження багатоклітинного організму, пострадіаційного відновлення екосистеми та стаціонарна камерна модель спрощеної рослинної екосистеми.

3. Використаний у роботі теоретичний підхід до аналізу надійності екосистем на базі камерних моделей дає можливість отримувати необхідні експериментальні дані для побудови камерних моделей екосистем різної складності та їх аналізу, спираючись на універсальність методу.

На основі відомої біологічної схожості поведінки 137Cs як фізіологічного аналога К запропоновано гіпотезу щодо подібності поведінки цих елементів в довкіллі, зокрема - здатності накопичуватися в живих організмах. Йдеться про можливість оцінювати та моделювати надійність екологічних систем через поведінку 137Cs, який здатний відображати фундаментальні характеристики екосистем - їх надійність при дії різних небезпечних чинників.

4. Створено сукупність математичних моделей, яка показує аналітичну та кількісну залежність уражень (реакцій) біоти на інтенсивність та отриману дозу радіоактивного опромінення як самостійного фактора, так і при взаємодії з іншими, їх вплив на ріст рослин та інші характеристики життєдіяльності біоти, а також відновлення (регенерацію) біоти як функціональну залежність від проміжку часу після радіаційного впливу.

На основі досліджень запропоновано ідеї та моделі для дослідження та оцінювання стійкості та надійності біологічних систем різної складності від клітинного рівня ієрархії до екосистем. Показано перспективність та евристичність надійнісного підходу та його методів для встановлення засад забезпечення благополуччя та стійкості різноманітних біосистем.

5. Розроблено метод кількісної та чисельної оцінки стану екологічних систем, який передбачає чотири послідовні процедури: 1) обґрунтування параметра показника надійності залежно від структури та конфігурації екологічної системи, її типу; 2) вибір формули для розрахунку надійності; 3) проведення розрахунків надійності екосистеми щодо транспорту тарсера як показника її життєдіяльності та благополуччя; 4) оцінювання стійкості екосистеми та її здатність витримувати вплив зовнішніх чинників.

Визначено алгоритм аналізу та оцінювання фактора pадiоємностi екологічних систем різних типів, застосовано метод якісної та чисельної оцінки їх стану, а саме: агроекосистем (фактор радіоємності - 0,6-0,9), каскаду Дніпровських водосховищ (фактор радіоємності сягає від 0,3 до 0,94), силових (фактор радіоємності - 0,3-0,8), гірських (фактор радіоємності - 0,1-0,6) та лісових (фактор радіоємності - не менше 0,95-0,98) екосистем. Це доводить, що екологічні системи здатні витримувати певне радіаційне навантаження, що визначається структурою, конфігурацією та типом екосистеми.

6. Для аналізу та прогнозування міграції забруднювальних речовин у екологічних системах використано технічні можливості програмного продукту ESRI ArcGIS, розроблено та використано модельно-аналітичну ГІС, що дало змогу оцінювати екологічну безпеку в локальних екосистемах та у великих ландшафтах.

Запропонований варіант аналітичної ГІС-технології дозволяє робити необхідне оцінювання та прогнозування стану й екологічної безпеки екосистем різного типу ландшафтів. Застосування методів структуризації й оцінки стану екологічних систем на територіях, де розташовані полігон «Лісники» (Конча-Заспа) та атомні електростанції (Південноукраїнська, Хмельницька, Запорізька), дозволяє передусім виявляти місця найбільшого депонування радіонуклідів з подальшим проведенням рекультивації, ремедіації та дезактивації забруднених територій.

7. Уперше встановлено, що стратегія застосування реальних контрзаходів у ландшафтах може включати два основні етапи. Перший - визначення зон акумуляції радіонуклідів у ландшафті і застосування контрзаходів саме в зонах, де відзначені високі значення факторів радіоємності. Другий - формування територій за допомогою ландшафтно-будівельних заходів з метою підвищення радіоємності на територіях, де можна надійно захоронити радіонукліди або ефективно використовувати контрзаходи.

Дієві контрзаходи можуть підвищувати значення факторів радіоємності еко-систем або їх елементів. Враховуючи ці обставини, можна пропонувати оптимальну систему реабілітації радіонуклідзабруднених територій, і пердцсім, - ґрунтів.

Застосування розроблених методів дозволяє провести надійнісну структуризацію екологічних систем і залежно від з'ясування її конфігурації й типу (ландшафтна, водна, лісова, гірська, схилова чи агроекосистема) оцінити стійкість екосистеми до радіаційного впливу, розробити найефективніші та економічно вигідні комплекси контрзаходів щодо радіаційного та інших видів впливів.

Дослідженнями закладені основи для створення проекту технології пилопригнічення та закріплення червоних шламів на шламосховищі Миколаївського глиноземного заводу та інших небезпечних об'єктах України. Застосування методів надійності екологічних систем, якісної та чисельної оцінки стану екосистем на техногенно-урбанізованих територіях підтверджує їх достовірність та сприяє припиненню процесу погіршення стану екосистем на території Миколаївського глиноземного заводу, очищення, дезактивації та ремедіації забруднених територій.

СПИСОК ОПУБЛІКОВАНИХ ПРАЦЬ ЗА ТЕМОЮ ДИСЕРТАЦІЇ

Монографії

1. Матвєєва І. В. Проблеми надійності екологічних систем: монографія / І. В. Матвєєва. // - К. : НАУ, 2014. - 192 с.

У фахових наукових, включених до наукометричних баз виданнях України та у виданнях іноземних держав:

1. Управление радиоэкологическими процессами с целью минимизации дозових нагрузок на биоту экосистемы / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, В. П. Петрусенко [и др.] // Наукові праці. - 2009. - Т.102. - Вип. 89. - С. 35-39.

2. Проблемы экологического нормирования и радиационная безопасность биоты экосистем / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, В. П. Петрусенко [и др.] // Наукові праці. - 2009. - Т.116. - Вип. 103. - С. 29-33.

3. Экологическое нормирование радиационного воздействия на биоту экосистем / Ю. А. Кутлахмедов, С. А. Пчеловская, И. В. Матвеева [и др.] // Науковий вісник Ужгородського університету. Серія: Біологія: зб. наук. праць. - Ужгород: УжНУ, 2010. - Вип.27. - С. 231-235.

4. Применение теории надежности систем в радиационной экологии / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, А. Г. Саливон [и др.] // Наукові праці. - 2010. - Т. 139. - Вип. 126. - С. 45-48.

5. Матвєєва І. В. Дослідження та оцінка надійності систем транспорту радіонуклідів в локальній агроекосистемі / І. В. Матвєєва // Вісник Національного авіаційного університету. - 2011. - № 2 (47). - С. 148-154.

6. Матвеева И. В. Применение теории и моделей надежности при оценке экологических рисков в искусственных агроэкосистемах / И. В. Матвеева // Екологічна безпека. - 2011. - Вип. 2/2011 (12). - С. 137-140.

7. Кутлахмедов Ю. О. Теорія радіоємності і моделі надійності при оцінці екологічних ризиків в екосистемах / Ю. О. Кутлахмедов, И. В. Матвєєва, В. В. Родіна // Екологічна безпека. - 2011. - Вип. 2/2011 (12). - С. 133-136.

8. Вклад радиоэкологических исследований чернобыльской аварии в развитие современной экологии / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, А. Г. Саливон [и др.] // Наукові праці. - 2011. - Т. 169. - Вип. 157. - С. 29-36.

9. Кутлахмедов Ю. О. Застосування методу страхового ризику при радіаційному забрудненні в силових екосистемах / Ю. О. Кутлахмедов, І. В. Матвєєва, В. П. Петрусенко // Вісник Національного авіаційного університету. - 2011. - № 4 (49). - С. 115-118.

10. Применение теории радиоемкости и надежности в современной радиоэкологии / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, В. В. Родина [и др.] // Наукові праці. - 2012. - Т. 185. - Вип. 173. - С. 22-27.

11. Исследование радиологических процессов методами теории надежности / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, А. Г. Саливон [и др.] // Ядерна фізика та енергетика. - 2012. - Т. 13. - № 3. - С. 289-296.

12. Теория радиоемкости и модели надежности при оценке экологических рисков в экосистемах / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, В. В. Родина [и др.] // Наукові праці. - 2013. - Т. 203. - Вип. 191. - С. 39-43.

13. Матвеева И. В. Исследование и оценка надежности систем транспорта радионуклидов в локальной агроэкосистеме / И. В. Матвеева // Наукові праці. - 2013. - Т. 203. - Вип. 191. - С. 81-84.

14. Матвеева И. В. Проблемы управления экологической безопасностью агроэкосистемы / И. В. Матвеева // Охрана окружающей среды и природопользование. - Санкт-Петербург, Россия. - 2013. - № 3. - С. 44-49.

15. Матвеева И. В. Радиологическая надежность склоновой экосистемы / И. В. Матвеева // Ядерна фізика та енергетика. - 2014. - Т. 14. - № 4. - С. 388-396.

16. Matveeva I. Radiocapacity model Appliance for Ecolo-gical standardization of radiation factor in a lake ecosystem / I. Matveeva // Proceedings of the National Aviation University. - 2014. - № 1 (58). - Р. 70-74.

17. Матвеева И. В. Экологическое нормирование действия радиационного фактора на биоту озерной экосистемы / И. В. Матвеева // Екологічна безпека. - 2014. - № 1 (17). - С. 14-19.

18. Матвєєва І. В. Радіоекологічна надійність локальної агроекосистеми / І. В. Матвєєва // Наукові праці. - 2014. - Т. 233. - Вип. 221. - С. 66-70.

19. Матвеева И. В. Радиоемкость различных типов экосистем и принципы их экологического нормирования / И. В. Матвеева // ScienceRise. - 2014. - № 2 (4). - С. 11-17.

20. Матвеева И. В. Анализ и оценка радиоэкологических контрмер на основе теории радиоемкости / И. В. Матвеева // Ядерна фізика та енергетика. - 2013. - Т. 15. - № 3. - С. 306-312.

21. Кутлахмедов Ю.А. Принципы выбора защитных мероприятий для дезактивации экосистем разных типов / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева // Ядерна енергетика та довкілля. - 2015. - № 1 (5). - С. 27-32.

Матеріали і тези доповідей на науково-практичних конференціях

1. Экологическое нормирование методами камерных моделей / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, В. П. Петрусенко [и др.] // Техногенные системы и экологический риск: V региональная научная конференция, 25-26 апреля 2008 г. - Обнинск, 2008. - С. 17-24.

2. Теория и модели радиоёмкости в современной радиоэкологии / Ю. А. Кутлахмедов, В. И. Корогодин, И. В. Матвеева [и др.] // Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы: междунар. конф., 3-5 июня 2008 г. - Москва, 2008. - С. 177-193.

3. Матвеева И. В. Значение теории и моделей радиоемкости в современной радиоэкологии / И. В. Матвеева // Актуальные вопросы генетики, радиобиологии и радиоэкологии, 12-13 января 2009 г.: тезисы докладов. - Дубна-Москва, 2009. - С. 51.

4. Проблемы синергизма и антагонизма радиационного и химического фактора в исследованиях на модельной двухкамерной экосистеме / Ю. А. Кутлахмедов, И. В. Матвеева, С. А. Пчеловская [и др.] // Техногенные системы и экологический риск: VI региональная научная конференция, 24 апреля 2009 г. - Обнинск, 2009. - С. 65-70.

5. Кутлахмедов Ю. А. Экологическое нормирование рад...