Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України

Долін Віктор Володимирович

УДК 550.424.4:550.47:556.114.6

Самоочищення наземних екосистем українського полісся від радіаційного
забруднення

21.06.01 – екологічна безпека

Автореферат дисертації

на здобуття наукового ступеня

доктора геологічних наук

Київ-2004

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в Інституті геохімії навколишнього середовища НАН та МНС
України

Науковий консультант

доктор геолого-мінералогічних наук,

Бондаренко Герман Миколайович

Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України,

завідувач відділу

Офіційні опоненти:

член-кореспондент НАН України,

доктор геолого-мінералогічних наук,

Мельник Юрій Петрович

Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України

головний науковий співробітник

доктор геолого-мінералогічних наук, професор

Загнітко Василь Миколайович

Інститут геохімії, мінералогії та рудоутворення НАН України

завідувач відділу

доктор геолого-мінералогічних наук, професор

Толстой Михайло Іванович

Київський Національний університет імені Тараса Шевченка

провідний науковий співробітник

Провідна установа:

Інститут геологічних наук НАН України

Захист відбудеться „30” червня 2004 р. об 11.00 годині на засіданні
спеціалізованої вченої ради СРД 26.192.01 в Інституті геохімії
навколишнього середовища НАН та МНС України за адресою: 03680 м. Київ,
пр. Палладіна, 34-а.

З дисертацією можна ознайомитися в бібліотеці Інституту геохімії,
мінералогії та рудоутворення НАН України за адресою: 03680 м. Київ,
пр.Палладіна, 34

Автореферат розісланий „26” травня 2004 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради СРД 26.192.01

кандидат геологічних наук Жебровська К.І.

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 (№№
держреєстрації 0101U000032 (пріоритетна), 0196U001951, 0202U006774) та
госпдоговірними (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:

Визначення природних процесів самоочищення та самовідновлення радіаційно
забруднених екосистем.

Визначення закономірностей формування поля радіоактивного забруднення.

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

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

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

Оцінка небезпеки вторинного забруднення Дніпровського каскаду за рахунок
донних відкладів.

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 137Cs зростають відповідно до приросту
біомаси в ряду від сухих лук на дерново-підзолистих ґрунтах до
перезволожених на лучно-болотних ґрунтах. КГП 90Sr 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 137Cs та 60 % 90Sr, у вищі ланки – до 6  % мобільного
137Cs. У біогеохімічні потоки в лісових екосистемах включається 2–14 %
мобільного 137Cs залежно від едафічних умов.

3. Темпи зниження нормованих дозових 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 137Cs та 90Sr 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 137Cs 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
самоочищувальних 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; 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
радіогідрогеоекологічних 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.

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
(рис. 1).

Критичні рівні опромінення, відповідно до Концепції безпечної
життєдіяльності населення на забруднених територіях, становлять 5 та 1
мЗв*рік–1. Зниження сумарної (від усіх джерел опромінення), нормованої
на 1 кБк*м–2 дози, до цих рівнів можна прогнозувати відповідно через 14
та 25 років після катастрофи (рис. 1а).

Головною складовою автореабілітації 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 (рис 1 в, г, табл. 1).

Таблиця 1.

)

Період зниження дози, роки

до 5 мЗв*рік—1 до 1 мЗв*рік—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 кБк*м—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
автореабілітаційних 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 2*1018 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 кБк*м—2, 90Sr – 111
кБк*м—2, ізотопами Pu – 3,7 кБк*м—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 кБк*м–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 6*1011 Бк, 90Sr — 7*1012 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 1,0*1016 Бк 137Cs, 6,1*1015 Бк 90Sr та
3,3*1014 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, пилопридушення, 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 (рис. 2).

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 поліномальними рівняннями 2 і 3 порядку (рис. 3), а зональне
забруднення території Європи цим нуклідом підлягає експоненційній
залежності (рис. 4).

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 геоструктурних 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 грунтово-рослинного покриву і неоднорідністю
ландшафтно-геохімічних умов.

Ґрунти Полісся – дерново-підзолисті різного механічного складу, ступеня
оглеєння та опідзолювання, а також болотні – сформувалися переважно на
безкарбонатних 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 радіаційно 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
позазаплавних 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 екстремально 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 (рис. 5).

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:
геоструктурні та ландшафтні особливості, тип водного режиму, буферна
здатність ґрунтів, геохімічна бар’єрність зони аерації.

За провідний критерій класифікації ландшафтів взято режим ґрунтової
вологи. Вода в геохімічних процесах є не лише основним середовищем
масоперенесення 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 геохімічно
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 вологомасоперенесення, 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); лощинно-балочної мережі із
значним ерозійним врізом, 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 Чистогалівської 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, МБк*м–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 МБк*м–2 137Cs та 3–37 кБк*м–2 90Sr.

В зразках ґрунту з усіх досліджених ділянок вивчався фізико-хімічний,
мінералогічний склад, вміст радіонуклідів, мікро- та макроелементів,
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)*10–10 с–1) 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 неокиснених 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, kD –
константа швидкості розчинення твердофазних частинок. Величини kD
становлять (9,3±3,0)*10–10 с–1 для 137Cs та (4,2±1,1)*10–9 с–1 для 90Sr
незалежно від типу ґрунту.

Період напіввиведення 137Cs з неокиснених 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 (рис. 6).

Процеси розчинення твердої фази опроміненого палива визначають швидкість
поширення 137Cs i 90Sr за межі об’єкта “Укриття” (ОУ) в умовах
постійного зволоження паливовмісних матеріалів. Понад 2*1017 Бк 90Sr та
1,85*1017 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 проммайданчику ОУ.

До фізико-хімічних процесів відноситься також деструкція частинок
внаслідок радіолізу, що відбувається в декілька разів повільніше за
радіаційний розпад (близько 3*10–10 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 (рис. 7).

У 5 розділі „ГЕОХІМІЧНІ процеси САМООЧИЩЕННЯ” розглядаються процеси
трансформації, абіогенної та біогенної міграції радіонуклідів у наземних
екосистемах, які описуються схемою, наведеною на рис. 8.

Основний блок цієї схеми являє собою низку обмінних та необмінних
трансформацій радіонуклідів у ґрунтовому поглинальному комплексі (ГПК).
Після надходження твердофазних 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 ? – константа радіоактивного розпаду; ( — частка паливної компоненти
у складі випадінь; kM, kF, kR – відповідно константи швидкості
мобілізації, фіксації та ремобілізації радіонукліда. Іншими авторами
(В.О Кашпаров, 2002, В.В. Долін, 2001) незалежно розраховано лише
величини першої константи (kM), які знаходяться в межах одного порядку.

Швидкість іонного обміну між мобільними формами, розрахована автором з
експериментальних даних, значно перевищує швидкість решти трансформацій
(kE >>kM, kF, kR), 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 (?р), до щільності забруднення
цієї площі (?г):

. (3)

На відміну від загальновживаних коефіцієнтів накопичення, переходу та
біологічного поглинання, значення КГП для лучних екосистем знаходяться в
межах n*10–3–n*10–5. 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 середньопідзолисті оглеєні 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: n*10–3, над рискою – граничні значення, під
рискою – середнє арифметичне, в дужках – кількість опробуваних 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 геохімічно 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 LP – ландшафтний коефіцієнт, що визначає частку мобільних форм
радіонукліда в ґрунті (M(t)), здатну до включення до потоку в
рослинність, kP – 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 (табл. 3). 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 (рис. 9). В лучних екосистемах на дерново-підзолистих
ґрунтах біогеохімічний потік 90Sr значно інтенсивніший (рис. 9 а). Зі
зростанням зволоженості на глейових ґрунтах потоки вирівнюються (рис. 9
б), в перезволожених болотних луках значно інтенсивніший потік 137Cs
(рис. 9 в).

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

, (5)

де Lm – ландшафтний коефіцієнт, що відображає частку мобільних форм у
ґрунті (М), здатних до включення в процеси біогеохімічної міграції в
системі „ґрунт-молоко корів”, km – інтегральна константа швидкості
міграції радіонукліда для цієї системи. Розрахунки проведено на базі
даних загальнодозиметричної 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/? 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 середньопідзолисті 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/? 12,5 15,2 16,5

( Біогеохімічний потік ( Здатність до самоочищення (

Значення km і kP практично збігаються (табл. 3, 4), 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 системі
„ґрунт-молоко” набував максимуму в 1987–1989 рр., залежно від
ландшафтно-геохімічних умов (рис. 10).

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

Таблиця 4.

Параметри біогеохімічного потоку 137Cs в системі „ґрунт-молоко корів”

Параметри Дерново-слабо- та середньопідзолисті Дерново-глейові та
торф’яно-глейові Лучно-болотні

km 0,32 0,15 0,07

km/? 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
геохімічно спряжених ландшафтів експоненційно зростає. Динаміка
накопичення описується кривою:

, (6)

де kp-t – константа швидкості накопичення 137Cs в сосні (рис. 11).

Забруднення деревини сосни 137Cs і величина kp-t в межах геохімічно
спряжених ландшафтів за однакової щільності забруднення ґрунту зростають
з приростом біомаси в ряду А1, А5, А2, В3 (табл. 5). Швидкість
самоочищення деревини сосни зростає в протилежному ряду та для більшості
ландшафтів визначається швидкістю радіоактивного розпаду. Період
біологічного напівочищення сосни (Т1/2) становить 15–250 років (табл.
5).

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 ?М – вміст мобільних форм 137Cs у на одиницю площі ґрунту.

Часова динаміка КГП(М) з високою вірогідністю описується експоненційною
залежністю (рис. 12):

, (8)

де Lp–t – ландшафтний коефіцієнт, що визначає частку мобільної форми
137Cs, включену в біогеохімічний потік в деревину сосни, kM(p-t) –
інтегральна константа швидкості потоку, в межах геохімічно спряжених
ландшафтів стала величина, значення якої становить 0,50±0,02. Значення
Lp–t зростають відповідно збільшення продуктивності біомаси в ряду А1,
А2, А5, В3 (табл. 5). 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
(дерево в цілому) для геохімічно спряжених ландшафтів

А1 А5 А2 В3

Едафотоп (глибина залягання ґрунтових вод, м) Сухий бір на
слабогумусованих пісках (3–5) Мокрий бір на мезотрофному торф’янику
(0,1) Свіжий бір на дерново-слабопідзолистих супіщаних ґрунтах

x

¤

????$??

?????

???

?????

???

?????

6B!p!|!†!?!’!?!naaaaa

c^cjctc|c„c?cnaaaaa

?????

?

??$????$??

?

A

E

AE

j

p

t

x

(?

???

??????

???

???

?x???

l^PPP

l^

???

oeeUUUU

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 (табл. 6).

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 напіввиведення
радіонуклідів з наземних екосистем та трофічних ланцюгів унаслідок
процесів трансформації та міграції (табл. 7).

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; Cорг. – вміст органічного вуглецю; (w) – вміст у водній витяжці;
(e) – вміст у сольовій (1N CH3COONH4) витяжці, (s) – загальний вміст у
ґрунті.

Таблиця 7.

Періоди напівочищення 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 (табл.
8).

Таблиця 8.

Критерії самоочищення водних мас каскаду Дніпровських водосховищ

N0 = 3,11 Бк*дм–1;

N0 – забруднення води Київського водосховища;

kl,w 137Cs = 5,39*10–9

N0 – первинне забруднення водних мас

N0 = 1,7 Бк*дм–3

kl 90Sr = 0,0017 км–1

З 1986 року автором досліджує форми знаходження радіонуклідів у воді та
донних відкладах гідромережі Чорнобильської зони відчуження, Київського
водосховища та його приток. Первинне забруднення водних мас визначалося
завислими формами радіонуклідів, за винятком 131І (рис. 13).

Вміст радіонуклідів у воді значною мірою залежить від водності року та
має стійку тенденцію до зниження. Одночасно в поставарійний період
відбувалася трансформація радіонуклідів зі завислої у водорозчинну
форму. Сучасне забруднення водних мас на 90 % визначається розчиненими
неорганічними сполуками радіонуклідів. Динаміка трансформації підлягає
експоненційній залежності:

, (10)

де NSPM – частка радіонукліда, що знаходиться у завислій формі на час t
після аварії, N0 – частка завислої форми радіонукліда на момент аварії,
очевидно 100 %, kSPM – константа швидкості трансформації радіонукліда з
завислої в умовно розчинену форму (рис. 14). Величина kSPM 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.
Співпадання 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 (рис. 15 а):

, (11)

де N – частка радіонукліда, вилуженого на час t, kB – 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 kB у різних часових
одиницях. Значення kB 137Cs становить 0,51±0,28, А = 3,32±2,12 рік–1.
Період напіввиведення 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
(рис. 15 б):

, (12)

становлять (4,2–10)*10–6 с–1 при N0 = 100 %, тобто період
напіввиведення цього радіонукліда з твердої фази донних відкладів
складає 3–4 доби. Період напіввинесення його з твердої фази становить
2–3 доби. Отже, 137Cs практично необмінно 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 радіаційно 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 (рис. 16).

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,
грунтово-профільний, біогеоценотичний, ландшафтний і геосистемний.
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 (табл. 9).

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 еколого-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 радіаційно
забруднених ландшафтів Українського Полісся

Ієрархічний рівень Система Підсистеми Системовизначальні фактори та
процеси Механізми процесів самоочищення Критерії еколого-геохімічних
процесів Інформативність та застосування критеріїв

Речовинно-фазовий

Радіоактивних випадінь Паливні, конденсаційні Просторове поширення,
склад, фізичний стан випадінь Радіоактивний розпад, деструкція,
радіоліз, розчинення твердофазних частинок випадінь Період напіврозпаду,
константи швидкості деструкції частинок Динаміка залучення радіонуклідів
твердофазних 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, комплексоутворення, окиснення-відновлення Константи
швидкості міжфазових взаємодій і рівноваг, мобілізації, іммобілізації та
ремобілізації Радіоємність окремих компонентів ґрунту, міцність фіксації
та рухомість радіонуклідів

Грунтово-профільний Сполук хімічних елементів ґрунтового профілю
Морфони, горизонти, геохімічні бар’єри Радіальна міграція, геохімічна
бар’єрність, режим зволоження

Конвекція, дифузія, лесиваж, біогенна акумуляція, консервація на
геохімічних бар’єрах Показники радіального розподілу радіонуклідів,
корелятивні залежності Радіоємність 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 Транслокація,
інфільтрація та внутрішньоґрунтовий 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 радіогеохімічних ситуацій Геоекологічне 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 внутрішньосистемних 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. Системотвірні 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 масоперенесення 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 (див. табл. 3, 4). Ґрунти ландшафтів цієї групи
являють собою геохімічний бар’єр на шляху міграції 90Sr та практично
безбар’єрні щодо 137Cs.

До другого оціночного рівня відносяться елементарні ландшафти
супераквальної групи з торф’яно — або дерново-глейовими ґрунтами та
транселювіально-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 (табл. 3). Отже, біогеохімічна бар’єрність 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 слабогумусованих пісках з глибиною
залягання ґрунтових вод 3-5 м (едафотоп А1) та мокрі бори на мезотрофних
торф’яниках з глибиною залягання ґрунтових вод 0,1 м (едафотоп А5).
Період біологічного напівочищення 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 (див. табл. 5). 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 напівочищення 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
дерново-середньопідзолистих 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 автореабілітаційною 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 Кі*км–2 і вище) та
відносно невеликій — 90Sr (1–3 Кі*км–2), що характерно для зони
переважно конденсаційних випадінь. Експериментальні дослідження щодо
застосування глинистих мінералів вітчизняних родовищ в агроекосистемах
Народицького району виявили можливість 10-кратного зниження забруднення
рослинної продукції при внесенні модифікованих бентоніту та
клиноптилоліту в дозі 5 т*га–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 Кі*км–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 Кі*км–2. При цьому першочерговому поверненню
підлягають сільгоспугіддя, де представлені добре- та середньодреновані
дерново-підзолисті супіщані та суглинисті ґрунти з невисоким ступенем
оглеєння.

Таким чином відкриваються перспективи проведення рекреації території
західного сліду конденсаційних випадінь Зони безумовного (обов’язкового)
відселення, забрудненої радіонуклідами 137Сs до 50 Кі*км–2 (1,85
МБк*м–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

У дисертації наведено теоретичне узагальнення радіогеохімічних
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.

В основу прогнозування радіоекологічного стану екосистем та
еколого-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.

Темпи зниження нормованих на 1 кБк(м–2 дозових навантажень на сільське
населення України в 10 разів перевищують швидкість радіоактивного
розпаду дозотвірних радіонуклідів, що головним чином зумовлено
геохімічними процесами самоочищення наземних екосистем.

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.

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.

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 колообігу та
відповідає закономірностям поглинання його природного аналога в
геохімічно спряжених ландшафтах. Здатність до самоочищення екосистем від
радіонуклідів зростає зворотно до інтенсивності біогеохімічного потоку.

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

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.

Трансформація радіонуклідів у річковій воді відбувається синхронно до їх
формоутворення в ґрунтах водозборів. Співпадання 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.

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.

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 різномаїттям ландшафтно-геохімічних умов
Українського Полісся.

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

Монографії:

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.

Геохимия 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.

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.

Статті:

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

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

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

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.

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

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

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

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

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

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.

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

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

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.

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

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.

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.

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.

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

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 автореабілітаційних процесів у лісових екосистемах //
Проблеми екології лісів і лісокористування на Поліссі України:
Наук.-тех.зб. — Житомир, 2001. — Вип. 2 (8). — С. 10—25.

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.

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

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

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 // Водные ресурсы. – 2002. – Т. 29, № 4. –
С. 489–504.

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.

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.

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.

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.

Тези доповідей та матеріали конференцій:

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

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.

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.

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.

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. – С.-Пб.: Гидромететеоиздат. – 2000. – С. 508–513.

Dolin V. Sustainability of ecosystem under Conditions of Radiation
Contamination // Geological Society of America Abstracts with Programs.
– 2000. – V.32, No 7. – P.A489.

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.A489.

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.

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. A192.

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.

АНОТАЦІЯ

Долін В.В. Самоочищення наземних екосистем Українського Полісся від
радіаційного забруднення. – Рукопис. – Дисертація на здобуття вченого
ступеня доктора геологічних наук за спеціальністю 21.06.01 – екологічна
безпека. – Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС
України. – Київ, 2004.

У дисертації наведено теоретичне узагальнення радіогеохімічних
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.
Розглянуто техногенні передумови, фізико-географічні та фізико-хімічні
чинники формування поля радіоактивного забруднення. Досліджено процеси
трансформації, біогенної та абіогенної міграції радіонуклідів в лучних
та лісових екосистемах. Встановлено параметри залежності біогенної
міграції 137Cs та 90Sr від їх абіогенної трансформації у ґрунті.
Інтенсивність біогеохімічного потоку радіонукліда у наземних екосистемах
визначається ландшафтно-геохімічними та едафічними умовами. Досліджено
процеси самоочищення поверхневих водних систем Дніпровського каскаду,
трансформації радіонуклідів у річковій воді та донних відкладах.
Співпадання швидкості трансформації радіонуклідів у ґрунтах та
поверхневих водах свідчить про єдиний геохімічний механізм водної
міграції забруднювачів у навколишньому середовищі. Проведено типізацію
ландшафтів радіаційно забруднених територій за швидкістю самоочищення,
розроблено перспективні заходи щодо їх реабілітації. Швидкість
самоочищення природного середовища на порядок вища за швидкість
фізичного розпаду 137Cs і 90Sr, що визначає динаміку дозових
навантажень.

Ключові слова: самоочищення, наземні екосистеми, радіонукліди, ґрунти,
донні відклади, поверхневі води, форми знаходження, біогеохімічні
потоки, міграція, трансформація, константи швидкості.

АННОТАЦИЯ

Долин В.В. Самоочищение наземных экосистем Украинского Полесья от
радиоактивного загрязнения. – Рукопись. – Диссертация на соискание
ученой степени доктора геологических наук по специальности 26.06.01 –
экологическая безопасность. – Институт геохимии окружающей среды НАН и
МЧС Украины. – Киев, 2004.

В диссертации представлено теоретическое обобщение радиогеохимических
исследований в зоне влияния Чернобыльской катастрофы и новое решение
проблемы биогенной миграции техногенных радионуклидов в окружающей
среде, что заключается в методологии оценки самоочищения природной среды
на основе балансовых расчетов скорости биогеохимической миграции
радионуклидов в экосистемах Украинского Полесья. Рассмотрены техногенные
предпосылки, физико-географические и физико-химические факторы
формирования поля радиоактивного загрязнения. Исследованы процессы
трансформации, биогенной и абиогенной миграции радионуклидов в луговых и
лесных экосистемах. Определены параметры зависимости биогенной миграции
137Cs и 90Sr от их абиогенной трансформации в почве. Интенсивность
биогеохимического потока радионуклида в наземных экосистемах
определяется ландшафтно-геохимическими и эдафическими условиями.
Исследованы процессы самоочищения поверхностных водных систем
Днепровского каскада, трансформации радионуклидов в речной воде и донных
отложениях. Совпадение скорости трансформации радионуклидов в почвах и
поверхностных водах свидетельствует о едином геохимическом механизме
водной миграции загрязнителя в окружающей среде. Проведена типизация
ландшафтов радиационно загрязненных территорий по скорости самоочищения,
разработаны перспективные меры по их реабилитации. Скорость самоочищения
природной среды на порядок выше скорости физического распада 137Cs и
90Sr, что определяет динамику дозовіх нагрузок.

Ключевые слова: самоочищение, наземные экосистемы, радионуклиды, почвы,
поверхностные воды, донные отложения, формы нахождения, биогеохимические
потоки, миграция, трансформация, константы скорости.

SUMMARY

Dolin V.V. The Self-Clearing of Ground Ecosystem from the Radioactive
Contamination within Ukrainian Woodlands. – Manuscript. – Thesis for the
academy degree of the Doctor of Geological Sciences on the specialty
21.06.01 – Ecological Safety. – Institute of Environmental Geochemistry
of Ukrainian NAS. – Kyiv, 2004.

The new solution of the problem of artificial radionuclide biogenic
migration is based on the theoretical generalization of radiogeochemical
researches within the area contaminated after Chornobyl Catastrophe. The
methodology for natural environment self-clearing assessment based on
the balance calculation of radionuclide biogeochemical migration within
the Ukrainian Woodlands has been developed. The radiation exposure dose
dynamics for Ukrainian rural population is described. Ecosystem
autorehabilitation is corresponded to the total radiation dose decrease,
but self-clearing relates to oral incorporation temporal change.
Although total dose is decreased, the quantum of oral incorporation is
increased. The self-restoration rate of radioactive contaminated
agricultural lands is 7 times higher than the decay rate of appropriate
isotope. Period of self-restoration of radiation contaminated
semi-natural ecosystem is 25-30 years.

The main constituent of radiation dose is radionuclide oral
incorporation due to contamination of trophic chains. Radionuclide
reception by vegetation depends on physical-chemical properties of
fallouts and geochemical media. Trophic circuit’s contamination with
radionuclides occurs through the number of consecutive geochemical
processes: mobilization from fall-out hot particles, exchangeable
sorption-desorption, fixation and remobilization in soil and limited by
the slowest transformation.

Technogenic prerequisites, physical-geographical and physical-chemical
factors for radiation field formation within the Europe are reviewed.
Zonal 137Cs spread in Europe is described by the exponential curve.
Distribution of 137Cs within the Europe corresponds to the part of
contaminated area. About half of this nuclide lies at FSU territory.
Radiation fields here reach to 1480 Bq per m–2 and more.

For balance radioecological estimations Geochemical Transfer Factor
(GTF) from a soil area unit to the vegetation gathered from this area
have been introduced. GTF characterizes with pronounced landscape
differentiation. It increases for 137Cs, and decreases for 90Sr in the
rate from dry meadow on the soddy-podzolic soils to peaty flood-land.
Basing on GTF temporary dynamics the integral rate constant of
radionuclide biogeochemical flux has been calculated. The intensity of
radionuclide biogeochemical flux is defined by mobile species dynamics
and integral rate constant depended on landscape-geochemical conditions.

The value of integral rate constant for biogeochemical flux in system
“soil–milk” is in good agreement with the value of same constant for
“soil–plant” system. Up to 10 % of 137Cs balance flux to plant moving to
milk. Dynamics of 137Cs flux from soil to pine-tree is described by the
formal kinetic law. Value of the rate constant of this flux is near the
decay constant.

The main way of 137Cs removing outside trophic circuits is considered to
be immobilization (fixation) in soil adsorbent complex that occurs
between 4 and 60 times faster than radioactive decay. The descending
migration velocity is more than 10 times slower than radioactive decay
rate. The removing of 137Cs outside trophic link within meadow ecosystem
is 3–14 times faster than decay. Decay is the main process for pine-tree
wood self-clearing from 137Cs.

Rates of physical and geochemical processes related to 90Sr abiogenous
transformation and migration are within one order of magnitude. 90Sr
removing from trophic chains in “soil–plant” system is more than one
order of magnitude faster than decay.

Radionuclide transformation in river water is synchronous reflection of
fission products speciation in soils of columbines. Correspondence of
rates of river water decontamination from radionuclides and their
transformation in ground ecosystems testifies to common geochemical
mechanism of radionuclide aqueous migration in natural ecosystems.

Ecosystem radiological situation forecasting and contaminated area
ecological-geochemical mapping is based on geochemical conception of
radionuclide speciation. In accordance with this conception, water
migration of pollutants is going synchronous with transformation in
soils. Therefore, constants of radionuclide transformation in soils are
considered the criteria of biogenic and abiogenous water migration,
natural attenuation of radioactive contaminated ground and surface water
ecosystems. Environmental self-clearing velocity is one order of
magnitude faster than 137Cs and 90Sr radioactive decay rate. It
corresponds to radiation dose dynamics.

Objectivity of the obtained data, possibility of its generalization for
technogenesis has been determined by stipulated date of contamination;
absence of natural background caused by exclusively artificial origin of
the contamination; high sensibility of radioactive measuring; wide
diversity of natural landscape-geochemical conditions within the
Ukrainian Woodlands. Availability of common parameters influence on
speciation and migration ability of radionuclides, macro- and
microelements determines the possibility for generalization the
methodology of environmental self-clearing rate assessment for wide
spectrum of technogeneous contaminants.

Key words: Self-Clearing, Natural Attenuation, Terrestrial Ecosystem,
Radionuclide, Surface Water, Bottom Sediments, Speciation,
Biogeochemical Flux, Migration, Transformation, Rate Constant

PAGE 36

Похожие записи