Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України

Жебровська Катерина Іванівна

удк 551.510:550.8:621.039.58

Оптимізація відбору проб при радіоекологічному моніторингу територій Українського Полісся

21.06.01 – екологічна безпека

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата геологічних наук

Київ-2002

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в Інституті геохімії навколишнього середовища

НАН та МНС України

Науковий керівник:

доктор геолого-мінералогічних наук Бондаренко Герман Миколайович, Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України, завідуючий відділом радіогеохімії екосистем

Офіційні опоненти:

доктор геолого-мінералогічних наук Бухарєв Володимир Павлович, Інститут геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України, завідуючий відділом екологічної геології

кандидат геолого-мінералогічних наук Тепікін Валерій Євгенійович, Державне спеціалізоване науково-виробниче підприємство “Чорнобильський радіоекологічний центр”, заступник директора з питань науки

Провідна установа:

Інститут геологічних наук НАН України

Захист відбудеться 12 лютого 2003 р. о 14 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.192.01 в Інституті геохімії навколишнього середовища НАН та МНС України за адресою: 03680, м.Київ-142, пр. Палладіна, 34-а.

З дисертацією можна ознайомитися в бібліотеці Інституту геохімії, мінералогії та рудоутворення НАН України за адресою: 03680, м.Київ-142, пр.Палладіна,34

Автореферат розіслано “4”січня 2003 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради Д 26.192.01,

кандидат геолого-мінералогічних наук О.В. Цьонь

Загальна характеристика роботи

Актуальність теми. Для оцінки радіоактивного забруднення складових навколишнього природного середовища, визначення ступеню радіологічної небезпеки для населення забруднених територій та прогнозу радіоекологічної ситуації в Україні було запроваджено систему радіоекологічного моніторингу, що є складовою державної системи моніторингу довкілля. Основою радіоекологічного моніторингу є безпосередні спостереження і вимірювання активності радіонуклідів, відбір та аналіз проб. Важливим критерієм якості результатів радіоекологічного моніторингу на території Українського Полісся є репрезентативність відбору проб ґрунту з урахуванням специфіки чорнобильських випадінь та особливостей ландшафтних геосистем. При узагальненні радіоекологічної інформації і прийнятті рішень виникають проблеми порівняння тих чи інших спостережень та репрезентативності отриманих результатів.

при оцінці радіоекологічної обстановки ланка ґрунт – рослинність – молоко є найбільш значущою для надходження радіонуклідів в організм людини, тому питання репрезентативного відбору проб мають особливе значення при проведенні комплексного радіоекологічного моніторингу, на основі якого розраховуються дози опромінення мешканців населених пунктів, розташованих на територіях, що зазнали радіоактивного забруднення в результаті аварії на ЧАЕС. Вирішення такої задачі вимагає відбору та вимірювання значного числа проб і, як наслідок, значної вартості радіоекологічного моніторингу в цілому. У зв'язку з цим питання оптимізації відбору проб ґрунту, рослин і сільськогосподарської продукції у реальних умовах забруднення територій чорнобильськими випадіннями набуло особливої актуальності.

Зв'язок роботи з науковими програмами, темами. Дисертація виконувалась у зв'язку з бюджетною академічною темою “Розробка моделей впливу факторів геоекологічного ризику на стан навколишнього природного середовища в зонах експлуатації АЕС”, №ДР 0199U004200, та науково-дослідними роботами з МНС України: “Аналіз відповідності системи моніторингу в зоні ЧАЕС щодо вимог діючих нормативних документів та розробка пропозицій по його оптимізації”, №ДР 0199U002152 і “Наукове обґрунтування методології репрезентативного пробовідбору для проведення радіоекологічного моніторингу”, №ДР 0199U000858.

Мета роботи – розробка методологічних підходів до оптимізації відбору проб ґрунту, рослин і молока в реальних умовах територій, забруднених у результаті аварії на ЧАЕС.

Основні завдання:

1. Розробка методології дослідження статистичних характеристик техногенного радіоактивного забруднення об'єктів навколишнього середовища.

2. Створення мережі експериментальних ділянок для моніторингових спостережень за поведінкою радіонуклідів у навколишньому середовищі на реальних територіях Українського Полісся, забруднених внаслідок Чорнобильської аварії, що характеризуються широким діапазоном значень щільності забруднення ґрунту 137Cs, паливними та конденсаційними формами радіоактивних випадінь, різними особливостями ландшафтних геосистем.

3. Визначення параметрів закону розподілу щільності забруднення ґрунту 137Cs, питомої активності 137Cs у рослинах, об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів на територіях Українського Полісся.

4. Дослідження залежності параметрів закону розподілу щільності забруднення ґрунту 137Cs, питомої активності 137Cs у рослинах від значення середньої щільності забруднення ґрунту 137Cs, форм радіоактивних випадінь, особливостей ландшафтних геосистем, параметрів пробовідбору.

5. Дослідження залежності параметрів закону розподілу об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів від параметрів пробовідбору.

6. Розробка методичних підходів до визначення мінімально необхідної кількості проб для оцінки середньої щільності забруднення ґрунту 137Cs на безградієнтних ділянках, питомої активності 137Cs у рослинах, об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів з заданою відносною похибкою для конкретних умов проведення радіоекологічного моніторингу на територіях Українського Полісся, забруднених чорнобильськими випадіннями.

Об'єкт дослідження – забруднення навколишнього природного середовища чорнобильськими випадіннями на територіях Українського Полісся.

Предмет дослідження – параметри закону розподілу щільності забруднення ґрунту 137Cs, питомої активності 137Cs у рослинах, об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів на територіях Українського Полісся та оптимальні параметри відбору проб.

Наукова новизна отриманих результатів. Виконані дослідження, основані на системному і комплексному підході до проблеми репрезентативності відбору проб ґрунту, рослин та молока при проведенні радіоекологічного моніторингу, дозволили вперше оцінити та систематизувати статистичні характеристики забруднення 137Cs об'єктів моніторингу в різних ландшафтних умовах та розробити наукові методи планування оптимальних об'ємів проб. В результаті проведених досліджень:

·

· вперше досліджено та проаналізовано залежність параметрів закону розподілу щільності забруднення ґрунту 137Cs, питомої активності 137Cs у рослинах від значення середньої щільності забруднення ґрунту 137Cs, форм радіоактивних випадінь, особливостей ландшафтних геосистем, параметрів пробовідбору;

· виявлено сезонну залежність статистичних параметрів розподілу об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів, що дозволяє коректно оцінювати пероральне надходження 137Cs в організм людини протягом року;

· запропоновано наукові методи розрахунку мінімально необхідної кількості проб ґрунту, рослин та молока при радіоекологічному моніторингу, що гарантують задану відносну похибку оцінки середніх значень забруднення 137Cs досліджуваних об'єктів;

· побудовано номограми, що забезпечують практичне використання запропонованих методів.

Обґрунтованість і достовірність отриманих результатів. Обґрунтованість і достовірність отриманих результатів визначається чіткою постановкою завдань дослідження; вибором об'єктів та ділянок пробовідбору; застосуванням ядерно-фізичних методів вивчення речовини і статистичного аналізу даних (методи математичної статистики, дисперсійний, регресивний аналіз, геостатистичні методи).

Мережа експериментальних ділянок визначена в репрезентативних для забрудненої території ландшафтних геосистемах. Для виконання дослідження було відібрано 2300 проб ґрунту, 400 проб рослинності, 1500 проб молока на територіях Українського Полісся, що забруднені чорнобильськими випадіннями. Визначення активності 137Cs у пробах проводилось з використанням g-спектрометричного комплексу на основі багатоканального аналізатора ADCAM–300 з напівпровідниковим детектором з високочистого германію GEM–30185(EG&G) з низькофоновим пасивним захистом фірми ”ORTEC”. Похибка вимірювань для проб ґрунту складає 2-4%, рослинності – 5-16% на рівні (±s) залежно від активності проб, молока – не перевищувала 15% на рівні (±2s). Лабораторні вимірювання проводилися за методиками, що затверджені відповідними відомчими інструкціями на обладнанні, атестованому відповідними органами.

Практичне значення отриманих результатів. Отримані в роботі результати дозволяють оптимізувати відбір проб при проведенні радіоекологічного моніторингу і, як наслідок – скоротити витрати на його проведення. Запропоновані в роботі наукові методи використані при картуванні території 30-кілометрової зони ЧАЕС за щільністю забруднення 90Sr і трансурановими елементами. Закономірності і номограми використовуються в Українському науково-дослідному інституті сільськогосподарської радіології при розробці методик відбору проб ґрунту і продукції сільськогосподарського виробництва на забрудненій радіонуклідами території, а також впроваджені при плануванні науково-дослідних робіт у Зоні відчуження і зоні безумовного (обов'язкового) відселення (ЗВ і ЗБ(О)В). Методичні підходи до визначення оптимальної кількості проб, що необхідна для оцінки середніх значень забруднення ґрунту радіонуклідами з заданою відносною похибкою, рекомендовані УкрНДГМІ як посібник для планування пробовідбору на радіоактивно забруднених територіях.

Особистий внесок здобувача: безпосередня участь у постановці завдань у відповідності до поставленої мети; розробка плану виконання експериментальних робіт та проведення польових досліджень, а саме – пробовідбір ґрунту та рослинності, підготовка проб до апаратурних вимірювань; статистична обробка експериментальних результатів і теоретичний аналіз та узагальнення отриманих даних.

Апробація результатів дисертації. Результати досліджень доповідались на міжнародних конференціях, симпозіумах: “Гигиена населенных мест”. 2000, Київ, Україна; "П'ятнадцять років Чорнобильської катастрофи. Досвід подолання". 2001, Київ, Україна; “ECORAD 2001”. 2001, Aix-Provans, France; “Проблеми природокористування, сталого розвитку та техногенної безпеки”, 2001, Дніпропетровськ, Україна.

Публікації. Основні результати дослідження опубліковані в 1 монографії, 7 статтях наукових журналів та збірників наукових праць, а також у 3 тезах доповідей наукових конференцій.

Структура та об'єм роботи. Дисертація повним обсягом 130 с. складається з вступу, переліку умовних скорочень і позначень, чотирьох розділів, висновків, списку використаної літератури з 144 посилань, містить 34 рисунки, 8 таблиць, 2 додатки.

Автор висловлює щиру подяку за консультації та цінні зауваження науковому керівнику д. геол.-мін. н. Бондаренку Г.М., директору ІГНС НАН та МНС України акад. НАНУ Соботовичу Е.В., зав.відділом проблем екологічної безпеки ч.-к. НАНУ Мельнику Ю.П. Здобувач вдячна співробітникам ІГНС НАН та МНС України к. геол.-мін. н. Лисиченку Г.В., к. геол.-мін. н. Доліну В.В., н. сп. Приймаченку В.М., д. ф.-м. н. Литовченку А.С. та іншим колегам за увагу та підтримку у процесі роботи. Особливу подяку автор висловює нач. науково-виробничого відділу Державного Депертаменту – АЗВ і ЗБ(О)В Проскурі М.І. та співробітникам УНДІСГР д. б. н. Кашпарову В.О. і к. т. н. Хомутініну Ю.В. за наукові та практичні консультації при виконанні досліджень.

Основний зміст роботи

У Розділі 1 “Сучасні підходи до оптимізації відбору проб при радіоекологічному моніторингу” (літературний огляд) розглянуто теоретичні основи системи радіоекологічного моніторингу України, основні положення якої ґрунтуються на тому, що інформація, яка характеризує стан природного середовища і фактори впливу на нього, отримана в результаті спостереження або прогнозу, оцінюється за допомогою спеціально розроблених критеріїв або оцінок. Оцінка допомагає вибрати оптимальні умови спостереження, визначити напрям використання екологічних резервів. На основі уявлень Вернадського В.І., Ферсмана О.Є., провідних геохіміків та спеціалістів в сфері охорони довкілля щодо дослідження техногенної міграції встановлено, що у процесі поширення забруднюючих речовин, головним чином, за рахунок природних міграційних механізмів, утворюються ореоли та потоки розсіювання, подібні до ореолів та потоків розсіювання родовищ корисних копалин. Доведено високу ефективність застосування геохімічних методів для моніторингу навколишнього середовища, дослідження формування зон забруднення й оцінки взаємозв'язків між різними компонентами середовища, а також для вирішення різноманітних практичних задач. Багато з проблем геоекології висвітлені у дослідженнях вітчизняних науковців: Соботовича Е.В., Шестопалова В.М., Бондаренка Г.М., Яковлєва Є.О., Міцкевича Б.Ф., Толстого М.І, Самчука А.І., Давидчука В.С., Жовинського Е.Я., Малишевої Л.Л. та ін. Далі розглянуто різні аспекти застосування методів математичної статистики, теорії ймовірності для обробки геоекологічних даних на основі геостатистики Матерона Ж. (1968) та “математичної геології” Вістеліуса О.Б. (1963).

Значну увагу приділено визначенню поняття “відбір проб” (“пробовідбір”, “опробування”), яке можна розглядати як метод пізнання природних об'єктів за допомогою системи проб. Репрезентативністю опробування (пробовідбору) називаємо правильність відображення будь-яких показників досліджуваного об'єкта за його вибірковим обстеженням. Будь-який пробовідбір завжди містить у собі ті, або інші похибки, обумовлені специфікою об'єкту пробовідбору, та репрезентативністю пробовідбору, включаючи кількість проб та їх розташування. На основі виконаного пробовідбору неможливо визначити його фактичну точність. Оцінюють можливі похибки пробовідбору у їх імовірнісному вираженні, тобто визначають межі, які з тим або іншим ступенем імовірності не повинні перевищувати допустимі похибки. Нехтування будь-яким із наведених положень спричиняє необ'єктивність оцінки і неможливість правильного вирішення питань оптимізації пробовідбору.

Підкреслено, що оскільки оцінки досліджуваних ознак залежать не тільки від природних особливостей досліджуваних об'єктів, а також від геометрії проб і мережі спостережень, при оптимізації процесу пробовідбору в кожному конкретному випадку слід враховувати геометричні параметри проб і відстані між суміжними пунктами їх відбору. Так само, як і для відбору проб ґрунту, питання забезпечення репрезентативності отримуваних даних актуальні також і для інших важливих для людини об'єктів радіоекологічного моніторингу.

Проблеми, пов'язані з забезпеченням репрезентативності екологічних даних, надзвичайно актуальні на сучасному етапі науково-технічного розвитку світового суспільства. Їм приділяють увагу і досліджують у різних сферах застосування екологічних даних у багатьох країнах світу. Постановка та обговорення проблеми забезпечення репрезентативності інформації свідчить про сучасний стан культури якості у суспільстві.

У розділі 2 “геолого-геоморфологічні умови району дослідження” розглянуто загальну геологічну характеристику, літолого-фаціальну типізацію, фізико-механічні властивості четвертинних відкладів та водоносного комплексу четвертинних відкладів району досліджень. У геологічному відношенні Українське Полісся дуже неоднорідне внаслідок розташування в межах різних геоструктурних областей Східно-Європейської платформи. На заході – це частина Галицько-Волинської западини, у середній частині воно лежить у межах Українського щита і його схилів, а на сході – в межах Дніпровсько-Донецької западини і на схилі Воронезького кристалічного масиву. Таке геоструктурне положення позначається на сучасних природних умовах, тому в межах названих геоструктур поліські ландшафти мають видові відмінності. Наведено карту-схему геолого-геоморфологічних умов розташування експериментальних ділянок, на якій показано стратиграфічне розчленування четвертинних утворень до фундаменту сучасного рельєфу, з прив'язкою літо-генетичних типів до головних геоморфологічних таксонів. Своєрідність сучасних геоморфологічних структур території Чорнобильської зони відчуження та літо-генетичних типів четвертинного покриву обумовлена тим, що більша її частина територіально збігається з найдревнішою за віком річковою долиною, формування якої проходило в період трансгресії Дніпровського зледеніння за рахунок талих вод, які надходили від краю наступаючого материкового льоду. Сучасна річкова система формувалася після материкового зледеніння та регресії льодовика. Типові льодовикові та водно-льодовикові утворення на досліджуваній території збереглися лише на поверхні корінної (неогенової) тераси та своєрідної моренної тераси в правобережній частині р. Прип'ять.

У розділі 3 “ОБҐРУНТУВАННЯ та проведення експериментальних робіт (Методи та об'єкти дослідження)” обґрунтувано вибір ділянок відбору проб ґрунту та рослин, видовий склад рослин, мережу пробовідбору на експериментальних ділянках, глибину пробовідбору ґрунту, пробовідбірні інструменти, відбір молока в особистих підсобних господарствах (ОПГ), описано хід польових робіт та проведення статистичного аналізу даних.

Забруднення деякої території (поля, ділянки) радіонуклідами подібно до геологічних явищ виступають у вигляді тенденцій (трендів), характеризуються невипадковою мінливістю і математично можуть описуватись деякою неперервною функцією від координат місцевості f(x,y). У загальному випадку ця функція має дві складові:

·

· випадкову складову, що характеризує мікронеоднорідність забруднення території.

У роботі розглядаються рівномірно забруднені (безградієнтні) ділянки території. Це такі ділянки, в межах яких мінливість середнього рівня забруднення, обумовлена градієнтом сліду радіоактивних випадінь, не перевищує локальну варіабельність, обумовлену випадковими для даної ділянки факторами. Такий підхід не впливає на можливість узагальнення отриманих результатів і їх поширення на значні території, оскільки практика робіт на забруднених радіонуклідами територіях показує, що будь-яка неоднорідно забруднена територія завжди може бути розбита на квазібезградієнтні за забрудненням ділянки, наприклад, за допомогою вимірювання потужності експозиційної дози (ПЕД). Варіабельність потужності експозиційної дози в межах квазібезградієнтної ділянки, обумовлена градієнтом сліду радіоактивних випадінь, не повинна перевищувати локальну варіабельність ПЕД, обумовлену випадковими факторами.

Вибір сімнадцяти експериментальних ділянок для вивчення особливостей відбору ґрунтових та рослинних проб та визначення статистичних закономірностей і оптимізації відбору проб був обумовлений різноманітністю характеристик досліджуваної території. Наявністю двох основних типів чорнобильських радіоактивних випадінь визначено розташування ділянок на переважно паливних, або конденсаційних слідах забруднення на території Чорнобильської зони відчуження (ЧЗВ), або за її межами. Експериментальні ділянки характеризуються широким діапазоном значень щільності забруднення ґрунту 137Cs – від 50кБк/м2 до 30МБк/м2. На обох слідах випадінь ділянки обиралися як на цілинних землях (або староорних), так і на землях, які і на сьогодні знаходяться в сільськогосподарському використанні (орні поля).

Мережа експериментальних ділянок визначена в репрезентативних для забрудненої території геосистемах і охоплює основні різновиди природних умов та природокористування. Кожна з ділянок покривалася мережею відповідно до запланованого кроку пробовідбору і відбір проб ґрунту проводився в кожному вузлі мережі. В зв'язку з тим, що, за умовами експерименту, на одній ділянці відбір проб здійснювався по декільком мережам (з різним кроком відбору проб), то використовувався, як правило, метод вкладених ділянок. Відбір проб ґрунту проводився з допомогою двох видів пробовідбірних інструментів: стандартного кільця (діаметром 13.2см) та пробовідбірника (діаметром 3.7см). Відбір проб кільцем на глибину 5см проводився за стандартною методикою і тільки на цілині, відбір проб ґрунту пробовідбірником на глибину 30см – по мережі з кроком 10м, 2м, 0.2м, 0.1м, 0.05м у такий спосіб, що це дозволило в кожній точці мати три площі пробовідбору: 0.004м2, 0.001м2, 0.005м2, що збільшує достовірність статистичних досліджень. Доведено, що для визначення щільності забруднення ґрунту радіонуклідами глибина 30 см (висота пробовідбірника з діаметром 3.7см) достатня, враховуючи різні умови відбору проб ґрунту, практично на всій забрудненій території.

Для оцінки репрезентативності вибірок рослинних проб експериментальні ділянки вибиралися на полях з типовими для забрудненої території Українського Полісся сільськогосподарськими культурами (житом, вівсом, озимою пшеницею) і на цілинних (староорних) територіях з типовою рослинністю (пирієм повзучим, віяником наземним, ослинником). Протягом року щомісяця відбиралися проби молока корів в особистих підсобних господарствах населених пунктів Київської, Житомирської, Рівненської, Чернігівської областей.

При математичній обробці отриманих результатів з метою виявлення статистично значущих факторів використовувались загальноприйняті методи дисперсійного і регресивного аналізу. На формування локальної неоднорідності забруднення ґрунту радіонуклідами впливають неминучі помилки визначення активності радіонуклідів в пробах ґрунту, внаслідок чого будь-яка оцінка забруднення ґрунту, отримана на основі тих чи інших вимірювань, у межах деякої ділянки при відсутності глобального градієнта забруднення має розглядатися як деяка випадкова величина. Геостатистична картина щільності забруднення

ґрунту типової експериментальної ділянки, показана на рис.1. Локальна неоднорідність (випадковість) забруднення ґрунту в межах ділянки – це наслідок мікронеоднорідності випадінь радіонуклідів на ділянку, що викликана впливом на їх локальне осадження місцевих флуктуацій атмосфери, особливостями мікрорельєфу і рослинності, а також подальшим перерозподілом радіонуклідів. Присутність паливних частинок у початкових радіоактивних випадіннях робить

забруднення ґрунту ще більш неоднорідним навіть на невеликих ділянках. Крім того, значний вплив на неоднорідність забруднення радіонуклідами верхнього шару ґрунту вносить подальше втручання (діяльність людей, диких тварин, ґрунтових організмів). Щільність забруднення ґрунту 137Cs для обраних експериментальних ділянок має значний розкид і правосторонню асиметрію. У цьому випадку найбільш простим теоретичним розподілом імовірностей для характеристики безградієнтних ділянок для різних ландшафтних геосистем і форм випадінь є логнормальний закон розподілу імовірностей. Дисперсія логарифма щільності забруднення ґрунту 137Cs в пробах обумовлена мікронеоднорідністю забруднення ділянки (у тому числі наявністю паливних частинок), процесом підготовки проб до вимірювання і вибором вимірюваної наважки, похибкою еталонного зразка і похибкою вимірювання.

Для вивчення варіабельності щільності забруднення ґрунту 137Cs і її характеристики на безградієнтних за забрудненням ділянках нами обрано параметр sг – середнє квадратичне відхилення логарифма щільності забруднення ґрунту 137Cs. Тому у даному розділі оцінюється цей параметр для безградієнтних за забрудненням ділянок, розташованих на різних ландшафтах, слідах чорнобильських радіоактивних випадінь, і проводиться статистичний аналіз для виявлення найбільш значущих факторів, що впливають на значення параметру sг.

У результаті статистичного аналізу отримано аналітичну залежність дисперсії логарифма щільності забруднення ґрунту на експериментальній ділянці від робочої площі пробовідбірника. На рис. 2 показано дві (для паливного та конденсаційного слідів випадінь) узагальнені залежності для середнього квадратичного відхилення логарифма щільності забруднення ґрунту від робочої площі пробовідбірника, а також наведено емпіричні дані для розглянутої залежності, отримані на різних експериментальних ділянках. Ці залежності дуже важливі для аналізу значень спостережуваної дисперсії (середнього квадратичного від-

хилення логарифма) щільності забруднення ґрунту, отриманих для різних експериментальних ділянок при відборі проб пробовідбірниками з різною робочою площею. Вони дозволяють перераховувати отримані значення на одну площу пробовідбірника. Той факт, що ці залеж-

ності різні для паливного і конденсаційного сліду випадінь, говорить про залежність дисперсії логарифма щільності забруднення ґрунту від типу радіоактивних випадінь. Далі усі значення середнього квадратичного відхилення логарифма щільності забруднення ґрунту 137Cs, отримані на різних ділянках (sг), були перераховані (нормовані) на одну площу пробовідбірника (в величину, пробовідбірник діаметром 3.7см). При цьому такі фактори як Середня щільність випадінь 137Cs і Крок відбору проб (у межах 0.2-10м) не є статистично значущими. Статистичний аналіз отриманих результатів показав деяке розходження між середніми значеннями величини при відборі проб пробовідбірником діаметром 3.7см на паливному і конденсаційному слідах випадінь (рис.3). Наявність різних залежностей для середнього квадратичного відхилення логарифма

щільності забруднення

ґрунту 137Cs на паливному і конденсаційному слідах випадінь від площі пробовідбору (рис.2) дозволяє проаналізувати відношення , яке показує, що при площі пробовідбору і 0.005м2 розходження між середніми квадратичними відхиленнями логарифма щільності

забруднення ґрунту на розглянутих слідах випадінь практично відсутнє. Таким чином, як базову площу пробовідбору зручно прийняти величину 0.0054м2, а як базову пробу ґрунту – об'єднану пробу, одержану у результаті 5 уколів пробовідбірником діаметром 3.7см або іншим пробовідбірником з площею пробовідбору 0.0054м2. Виходячи з викладеного, узагальнені для різних ділянок результати були перераховані на площу пробовідбору 0.0054м2 (у величину ). Результати проведеного дисперсійного аналізу значень середнього квадратичного

відхилення логарифма

щільності забруднення ґрунту 137Cs для різних ділянок, приведених до площі пробовідбору 0.0054м2, показані на рис. 4. Для величини (як і для величини (рис. 3)) проведений аналіз не показав статистично значущих розходжень на паливному і конденсаційному слідах радіоактив-

них випадінь (що і слід було очікувати), а також впливу ландшафтних характеристик ділянок. Далі розглядаються статистичні аспекти забруднення радіонуклідами сукупності проб рослин, відібраних на безградієнтних за забрудненням ділянках, полях, лугах, косовицях і інших угіддях (далі – просто ділянках). Як уже відзначалося, проби рослин були відібрані на тих самих експериментальних ділянках, що і проби ґрунту. Типова просторова структура забруднення рослин

на експериментальних ділянках

показана на рис. 5. Неоднорідність забруднення рослин – наслідок мікронеоднорідності забруднення ділянки, природної мікронеоднорідності ґрунту, її родючості і фізико-хімічних властивостей, тобто, функція неконтрольованих випадкових величин. На це накладаються також неминучі помилки визначення активності 137Cs у пробах рослин. Питома активність 137Cs у пробах рослин є суто додатна величина. Літературні дані, а також статистична обробка й ана-

ліз отриманих результатів вимірювання активності 137Cs у відібраних пробах різних рослин показують, що ця величина має значний розкид і правосторонню асиметрію. Теоретичним розподілом імовірностей для описання питомої активності 137Cs у пробах рослин на безградієнтних ділянках, є логнормальний закон розподілу імовірностей. Так само як і в пробах ґрунту, дисперсія логарифма питомої активності 137Cs у пробах рослин обумовлена мікронеоднорідністю забруднення ділянки, природною мікронеоднорідністю ґрунту, процесом пробопідготовки і вибором вимірюваної наважки, похибкою еталонного зразка і похибкою

вимірювання. Зна-

чення оцінок параметрів, що характеризують розкид забруднення рослин 137Cs на експериментальних ділянках, з урахуванням похибок їхнього визначення для рівня значущості 0.05, показані на рис. 6. Дисперсійний аналіз отриманих результатів не виявив за-

лежності оцінок параметра sр від розглянутих факторів (щільності забруднення ґрунту, типу випадінь, виду рослин й інших характеристик ділянки, у тому числі і від її розмірів в обраних межах), а спостережувані розходження, мають випадковий характер.

Далі розглянуто статистичні особливості розподілу об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів. Серед продукції тваринництва молоко є найбільш чутливим до коливань рівня забруднення навколишнього середовища. Залежно від агрокліматичних умов протягом пасовищного періоду розмах цих коливань може досягати порядку величини і більше. Об'ємна активність 137Cs у молоці корів однієї череди у конкретний момент часу може розглядатися як випадкова величина. Не зупиняючись докладно на природі цієї випадковості, відзначимо, що вона є наслідком неоднорідності забруднення 137Cs сільськогосподарських угідь, природної неоднорідності ґрунту, видових особливостей рослин і їхньою часткою у раціоні тварин, індивідуальними особливостями тварин, впливом кліматичних факторів і т.д. На це накладаються також неминучі помилки проведених вимірювань. Тому, задача, що передує визначенню необхідного числа проб для достовірної оцінки рівня забруднення молока в конкретному населеному пункті, – аналіз статистичних характеристик об'ємної активності 137Cs у молоці корів кожного з них.

Проведений статистичний аналіз результатів вимірювання проб молока, відібраних у населених пунктах, показав, що розподіл імовірностей для середньомісячної об'ємної активності 137Cs у молоці корів у конкретний момент часу, у населеному пункті (у межах однієї череди) у стійловий і в пасовищний періоди не суперечить логнормальному закону. Варіабельність об'ємної активності 137Cs у молоці корів ОПГ має сезонний характер. Однією з можливих причин, що пояснює це, може бути те, що в пасовищний період раціон тварин, що належать різним господарям, має в основному одне і те ж забруднення за 137Cs (тварини випасаються разом). А в стійловий період забруднення раціону тварин більш індивідуальне (заготівля сіна для тварин господарями, загалом, відбувається на різних угіддях одночасно з індивідуальною підгодівлею). Характеристикою варіабельності відповідно до обраного закону розподілу імовірностей є sм – середнє квадратичне відхилення логарифма об'ємної активності 137Cs у молоці. Се-

зонні зміни

цієї характеристики показані на рис.7. Там же приведені відповідні довірчі інтервали при довірчій імовірності р = 0.9 для обчислених значень sм. Як видно, отримані в роботі значення се реднього ква-

дратичного відхилення логарифма об'ємної активності 137Cs у молоці корів ОПГ складають у середньому: 0.63 – для стійлового періоду (жовтень-березень); 0.54 – для пасовищного (квітень-вересень).

У першій частині розділу 4 “Оптимізація відбору проб ґрунту, рослин і молока при радіоекологічному моніторингу” викладено результати дослідження щодо планування числа проб, що відбираються, для оцінки середніх значень рівнів забруднення радіонуклідами різних об'єктів або для розрахунку інших характеристик, пов'язаних з рівнями забруднення контрольованих об'єктів, із заданою похибкою і при мінімальному об'ємі відбируваних проб. Ця задача успішно вирішується на основі методів інтервального оцінювання невідомих параметрів. На відміну від точкових оцінок у вигляді одного числа інтервальні оцінки шуканих величин характеризують їхню точність (похибку) при заданому рівні надійності і пов'язують похибку визначення шуканих величин з числом проб, що відбираються. Наші дослідження показали, що більш ефективним для розробки цього питання є підхід на основі U-критерію (U(р) – квантиль нормального розподілу рівня р), при нормальному законі розподілу контрольованого параметра s (середнього квадратичного відхилення логарифма випадкової змінної), йдучи на витрати, пов'язані з попередньою оцінкою цього параметра.

Для логнормального закону розподілу активності радіонуклідів (С) у пробах досліджуваного об'єкта, верхня відносна похибка оцінки середнього значення дорівнює:

(1)

де – верхня оцінка середнього значення питомої активності радіонуклідів в пробах; sln – середнє квадратичне відхилення логарифма питомої активності радіонуклідів в пробах. Тоді мінімально необхідне число проб для оцінки середнього значення активності радіонуклідів в пробах досліджуваного об'єкта обчислюємо за виразом:

. (2)

На практиці величина sln оцінюється з деякою похибкою. Замість величини sln береться деяка оцінка Sln, отримана на основі тієї чи іншої експериментальної інформації.

Проба ґрунту може бути відібрана двома способами: відбором в одному місці (одинична, суцільна проба) і об'єднанням декількох одиничних проб (об'єднана чи складена проба). Ми розглядаємо перший спосіб, коли площа відбору одиничної проби – це або єдина нерозривна область (у нашому випадку один “укол”), або кілька областей, що безпосередньо примикають одна до одної (у нашому випадку кілька поруч розташованих “уколів”).

Відповідно до викладених результатів статистичних висновків була побудована номограма (рис. 8), що дозволяє швидко визначити мінімально необхідну кількість проб для одержання середнього значення щільності забруднення ґрунту 137Cs безградієнтної ділянки з заданою відносною похибкою d, при довірчій імовірності р=0.95, при відносній похибці вимірювання dвим Ј 10% на рівні ±s. На номограмі також показані можливі похибки для n на рівні ±s. Якщо відносна похибка вимірювання активності 137Cs в ґрунті на рівні ±s перевищує 10%, необхідно відібрати додаткове число проб для того, щоб врахувати (компенсувати) її при оцінці середнього значення щільності забруднення ґрунту з заданою відносною похибкою. За довільної, але відомої похибки вимірювання (на рівні ±s) дисперсію логарифма щільності забруднення ґрунту 137Cs можна подати у вигляді двох складових: дисперсії логарифма щільності забруднення ґрунту, що обумовлена мікронеоднорідністю забруднення ділянки, природною мікронеоднорідністю ґрунту, об'ємною неоднорідністю проби (наявністю паливних частинок), процесом підготовки проб до вимірювання та вибором вимірюваного зразка, похибкою еталонного зразка і 10%-ю похибкою вимірювання

(основної дисперсії) і дисперсії логарифма щільності забруднення ґрунту, обумовленої частиною похибки вимірювання >10% (додаткової дисперсії). На рис. 9 наведено номограми, що дозволяють швидко визначити додаткову мінімально необхідну кількість проб для забезпечення необхідної відносної похибки d при оцінці середнього зна-

чення щільності забруднення ґрунту 137Cs на безградієнтній ділянці. Слід зазначити, що дані номограми є універсальними. Їх можна використовувати для пла-

нування об'єму

проб різних об'єктів, що відбираються, (ґрунт, рослини, продукти харчування і т.д.), якщо вимірювання відібраних проб будуть проводитися з відносною похибкою, що перевищує 10%. На рис. 10 наведено номограму, що дозволяє швидко визначити мінімально необхідну кількість проб для оцінки середнього значення

питомої активності 137Cs у рослинах на безградієнтній ділянці з заданою відносною похибкою d і довірчою імовірністю р=0.95, при відносній похибці вимірювання dвим Ј 10% на рівні ±s. Там же показані можливі похибки для n (інтервал, що містить 90% усіх можливих значень - рівень значущості 0.05). Ці похибки

викликані розкидом оцінки середнього квадратичного відхилення логарифма питомої активності 137Cs, обумовленої невраховуваними випадковими факторами. У тому випадку, якщо відносна похибка вимірювання питомої активності 137Cs у рослинах на рівні ±s перевищує 10%, необхідно відібрати

додаткове число проб для того, щоб врахувати (компенсувати) її при оцінці середнього значення питомої активності 137Cs у рослинах з заданою відносною похибкою (рис. 9). Відповідно до викладених результатів статистичних висновків і оцінки середнього квадратичного відхилення логарифма об'ємної активності 137Cs у молоці корів ОПГ, були побудовані номограми (рис.11), що дозволяють швидко визначити мінімально необхідну кількість проб для оцінки середнього значення об'ємної активності 137Cs у молоці корів ОПГ у населеному

пункті (для од-

норідної за раціоном групи тварин – однієї череди) у момент часу t з заданою відносною похибкою, як у пасовищний, так і в стійловий період. Там же показані можливі похибки для n (±s). Як уже відзначалося, ці похибки обумовлені впливом випад-

кових факторів на середнє квадратичне відхилення логарифма об'ємної активності 137Cs у молоці корів в конкретний момент часу у межах конкретного населеного пункту.

Оцінено геостатистичні характеристики забруднення ґрунту і рослин 137Cs на ділянках у зоні відчуження і прилеглих територіях з використанням геостатистичних методів. При цьому робиться припущення, що забруднення ґрунту і рослинності на експериментальних ділянках не залежить від напряму відбору проб на ділянці (відсутня анізотропія).

Для вивчення поводження кореляційної функції в різних умовах на восьми основних експериментальних ділянках були вибрані додаткові (малі) ділянки, де з кроком 5 см (переліг) і 10 см (рілля) циліндричним пробовідбірником діаметром 3.7 см було відібрано по 25–100 проб. З них на трьох ділянках (перелогових) у тих самих місцях із кроком 0.2 м було відібрано проби кільцем діаметром 13.2 см і паралельно зазначеним вище пробовідбірником з таким же кроком. Для кожної ділянки були розраховані емпіричні кореляційні функції.

У результаті проведеного статистичного аналізу не виявлено значущого впливу щільності забруднення ґрунту і типу радіоактивних випадінь, ландшафтних особливостей і обробки ґрунту на поводження кореляційної функції при відборі проб циліндричним пробовідбірником діаметром 3.7 см. Тому при побудові тренда отримані емпіричні кореляційні функції для різних ділянок були оброблені методом ковзного середнього. Емпіричні кореляційні функції і результати статистичної обробки показані на рис. 12. Статистичний аналіз кореляційних функцій, отриманих на основі проб, відібраних кільцем і пробовідбірником, не виявив між ними відмінностей.

Отже, встановлено, що незалежно від щільності і типу радіоактивних випадінь, ландшафтних особливостей і обробки ґрунту середнє значення радіуса впливу ґрунтової проби, відібраної з площі принаймні не більше 0.014 м2 (кілька поруч розташованих проб (уколів) пробовідбірником діаметром 3.7 см), у першому наближенні з урахуванням похибок визначення в середньому не перевищує Rгі 0.2–0.3 м. Область впливу проби – це коло з радіусом Rг м. Хоча значення активності 137Cs у пробах, відібраних на відстані Rг одна від одної, не корельовані між собою, однак незалежними пробами (консервативна оцінка, у запас) можна вважати такі проби, області впливу яких не перетинаються. Таким чином, значення активності радіонуклідів в одиничних пробах, відібраних на

безградієнтній ді-

лянці на відстані одна від одної (між центра ми пробовідбору) > 0.6 м слід вважати статистично незалежними величинами (статистично незалежними пробами). Для оцінки радіуса впливу

проби рослин були використані ті ж ділянки і проби, за якими оцінювались статистичні характеристики рослинності. На основі аналізу отриманих емпіричних кореляційних функцій експериментальні ділянки були розділені на три групи. На ділянках, де ґрунт регулярно обробляється чи оброблявся після 1986 р., практично не існує розходжень між значеннями кореляційних функцій. У першу групу увійшли ділянки Купувате (овес), Весняне (ослинник), Копачі (жито) і Луговики (озима пшениця). Для одержання усередненої залежності значення різних кореляційних функцій були згладжені методом ковзного середнього.

Кореляційні функції для проб рослин, відібраних на різних цілинних і перелогових експериментальних ділянках, що після аварії не оброблялися, розбили ще на дві групи. В другу групу увійшли ділянки Іллінці, Запілля, Копачі – репер 5/180, на яких відбирався віяник наземний. У третю – ділянка Чистогалівка, де росте пирій повзучий. Ця ділянка характеризується найбільшим радіусом впливу проб рослин, що, очевидно, пов'язано з особливостями кореневої системи пирію повзучого.

Загальна оцінка мінімально необхідної відстані між центрами відбору рослинних проб складає не менше 12 м, що у всіх випадках забезпечує їхню статистичну незалежність.

Базуючись на викладених в роботі результатах ми отримали реальну можливість для удосконалення методології та оптимізації конкретних методичних прийомів і методик проведення експериментальних робіт щодо відбору репрезентативних проб і визначення в них вмісту радіонуклідів, у тому числі і з урахуванням забруднення об'єктів моніторингу “гарячими” частинками. Основою такої оптимізації є розроблені нами методичні підходи до формування репрезентативних вибірок проб, що адекватно характеризують забруднення радіонуклідами того чи іншого об'єкта моніторингу, з урахуванням критеріїв необхідності і достатності. Отримані статистичні висновки і їх узагальнення дозволили дати рекомендації для пробовідбору ґрунту території Українського Полісся – в зоні відчуження і на прилеглих територіях, забруднених чорнобильськими випадіннями, при проведенні радіоекологічного моніторингу і виконувати його з мінімально необхідними витратами, гарантуючи задану точність оцінок контрольованих величин.

Висновки

1. На основі великого масиву експериментальних даних розроблена методологія дослідження статистичних характеристик техногенного радіоактивного забруднення об'єктів навколишнього середовища.

2. Створена мережа експериментальних ділянок для моніторингових спостережень за поведінкою радіонуклідів у навколишньому середовищі на реальних територіях Українського Полісся, забруднених внаслідок Чорнобильської аварії, що характеризуються широким діапазоном значень щільності забруднення ґрунту 137Cs, паливними та конденсаційними формами радіоактивних випадінь, різними особливостями ландшафтних геосистем.

3. Установлено, що щільність забруднення ґрунту 137Cs на безградієнтних ділянках, питома активність 137Cs у рослинності, об'ємна активність 137Cs у молоці корів населених пунктів на територіях Українського Полісся розподілені за логнормальним законом. На основі численних експериментальних даних вперше визначені параметри закону розподілу контрольованих величин.

4. Вперше визначені параметри пробовідбору ґрунту, за яких середнє квадратичне відхилення логарифма щільності забруднення ґрунту 137Cs на безградієнтних ділянках не залежить від значення середньої щільності забруднення ґрунту 137Cs, форм радіоактивних випадінь, особливостей ландшафтних геосистем.

5. Вперше визначена сезонна залежність статистичних параметрів розподілу об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів, що дозволяє коректно оцінювати точність перорального надходження 137Cs в організм людини протягом року.

6. На основі проведених досліджень розроблено методичні підходи для визначення мінімально необхідної кількості проб для оцінки середньої щільності забруднення ґрунту 137Cs на безградієнтних ділянках, питомої активності 137Cs у рослинах, об'ємної активності 137Cs у молоці корів населених пунктів з заданою відносною похибкою для конкретних умов проведення радіоекологічного моніторингу