імені Тараса Шевченка

Тавров Юрій Станіславович

УДК 911.2-577.4-631.6(477)+556.11:504.4.064

РАДІОГЕОЕКОЛОГІЧНИЙ АНАЛІЗ ВОДОКОРИСТУВАННЯ

З МІСЦЕВИХ ВОДОЙМ ПОЛІССЯ ТА ПІВНОЧІ ЛІСОСТЕПУ

11.00.11 – конструктивна географія і раціональне використання

природних ресурсів

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата географічних наук

Київ - 2002

Дисертацією є рукопис

Робота виконана на кафедрі фізичної географії та геоекології Київського національного університету імені Тараса Шевченка

Науковий керівник: | доктор географічних наук

Самойленко Віктор Миколайович

Київський національний університет

імені Тараса Шевченка, географічний факультет

професор кафедри фізичної географії

та геоекології

Офіційні опоненти: | доктор географічних наук, професор

Денисик Григорій Іванович

Вінницький державний педагогічний університет

імені Михайла Коцюбинського

завідувач кафедри фізичної географії

кандидат географічних наук, доцент

Ільїн Леонід Володимирович

Волинський державний університет

імені Лесі Українки

доцент кафедри фізичної географії

Провідна установа: | Харківський національний університет

імені В.Н.Каразіна

Міністерства освіти і науки України

Захист відбудеться “21” квітня 2003 р. о 15 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.001.07 Київського національного університету імені Тараса Шевченка за адресою: 03022, Київ-22, вул. Васильківська, 90, географічний факультет.

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Київського національного університету імені Тараса Шевченка за адресою: 01033, Київ-33, вул. Володимирська, 64.

Автореферат розісланий “19” березня 2003 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради Д 26.001.07

доктор географічних наук, професор |

С.І. Іщук

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Стан геосистем України різного рангу істотно ускладнений надмірним антропогенним навантаженням на них, що, з одного боку, призводить до їх деградації, а з іншого – вкрай обмежує здатність до виконання геосистемами корисних для людини соціально-економічних функцій, насамперед через обмеження можливості екологічно безпечного ресурсокористування в геосистемах. Передусім це стосується найбільш екологічно неблагополучних регіонів України та певних видів ресурсокористування. Саме до таких регіонів відносяться території Полісся та півночі Лісостепу, що найбільше потерпіли внаслідок Чорнобильської катастрофи, і де користування природними ресурсами місцевого водного фонду (водними, біологічними і земельними) є процесом, найменшим чином охопленим належними заходами з екологічної безпеки.

За такої ситуації якість природних ресурсів геосистем місцевих водойм з їх локальними водозборами у Поліссі та на півночі Лісостепу, що традиційно є вагомим джерелом забезпечення життєдіяльності біля 3 млн. сільського населення, сформувалась і погіршується під впливом двох принципових чинників техногенезу. По-перше, це загальнохімічне (нерадіоактивне) забруднення модулів таких геосистем (води, біоти, донних і прибережних ґрунтів) полютантами широкого спектру, включаючи токсичні. По-друге, це чинник хімічного забруднення зазначених модулів геосистем постчорнобильськими радіонуклідами, поєднання наслідків якого з наслідками загальнохімічного забруднення на значних за площею територіях призводить до недостатньо адекватної оцінки екологічного стану і можливостей ресурсокористування з геосистем місцевих водойм через виникнення нових за сутністю процесів вторинного їх забруднення. Такий аспект проблеми спричинює те, що процес водокористування з геосистем місцевих поліських та лісостепових водойм, як процес користування головними видами їх ресурсів, є недостатньо вивченим за принципами конструктивної географії як за особливостями накопичення і перерозподілу радіонуклідів між модулями геосистем, так і за територіальною мінливістю величин радіоактивного і загальнохімічного забруднення геосистем, а отже і якості їх ресурсів, та мірою можливих наслідків такого забруднення для населення-водокористувачів. Перелічені причини призводять до недостатньої обгрунтованості планування і реалізації різноманітних природоохоронних заходів для екологічно небезпечних територій і об'єктів Полісся та півночі Лісостепу і підкреслюють актуальність виконаного в даній роботі радіогеоекологічного аналізу водокористування з місцевих водойм зазначеного регіону.

Зв'язок роботи з науковими програмами. Дослідження за змістом дисертації були виконані згідно з планами екоцентра за участі автора як відповідального і безпосереднього виконавця за держбюджетними науково-дослідними роботами, які входили до складу комплексу державних програм з проблем подолання наслідків Чорнобильської катастрофи (1995-1999 р.р.).

Мета і задачі дослідження. Метою роботи є обгрунтування принципів і складу, організація, проведення, узагальнення і аналіз результатів радіогеоекологічних досліджень водокористування з місцевих водойм Полісся та півночі Лісостепу для визначення найбільш екологічно небезпечних локальних комплексів і видів користування водними, біологічними і земельними ресурсами геосистем досліджених водойм.

Згідно з метою вирішувались такі завдання:

–

–

–

–

–

Об'єкт і предмет дослідження. Об'єктом дослідження є природно-технічні геосистеми місцевих водойм Полісся та півночі Лісостепу (водойм місцевого водокористування – малих та середніх водосховищ, ставків, озер з об'ємом менше 100 млн.м3), що тяжіють до населених пунктів, віднесених до зон радіоактивного забруднення в межах Волинської, Рівненської, Житомирської, Київської і Чернігівської адміністративних областей. Предметом дослідження є екологічний стан об'єкта досліджень і ступінь екологічної небезпеки користування його водними, біологічними і земельними ресурсами – місцевого водокористування.

Методи дослідження. Планування досліджень і узагальнення та аналіз їх результатів базувалися на положеннях теорії геосистем і інформації, конструктивної географії, радіогеоекології та гідроекології, математичного планування експерименту із додатковим залученням підходів економіки природокористування, медичної географії, радіаційної медицини та прикладних застосувань інструментарію ГІС. При польових та лабораторних дослідженнях застосовувалися стандартні способи відбору і вимірювання проб згідно з чинними методиками радіохімічного, радіоспектрометричного, гідрохімічного, статистичного аналізів тощо, а безпосередній регламент таких досліджень визначався відповідно розробленими за участю автора технологічними умовами.

Вихідними матеріалами для узагальнень і апробації роботи були результати власних досліджень автора у створеній за його безпосередньою участю системі комплексного радіоекологічного моніторингу водойм (1995-1999 р.р.), матеріали Мінчорнобилю/МНС України, а також інших організацій, що були накопичені і систематизовані при науково-дослідних роботах (1995-1999 р.р.), в яких ці організації були співвиконавцями, а автор – відповідальним виконавцем.

Наукова новизна одержаних результатів полягає у тому, що:

–

–

–

–

–

Практичне значення одержаних результатів полягає, по-перше, у створеній для державних органів керування надзвичайними ситуаціями природно-техногенного характеру та природних ресурсів і охорони довкілля можливості обґрунтованого планування і ефективної реалізації заходів і проектів з посилення екологічної безпеки місцевого водо- і ресурсокористування, насамперед шляхом їх нормування, контролю та обмеження для конкретних локальних комплексів екологічно небезпечного користування ресурсами водного фонду, використовуючи створені у роботі:

–

–

–

–

–

По-друге, певні результати дисертації були впроваджені науковим керівником роботи в навчальний процес на кафедрі фізичної географії та геоекології географічного факультету Київського національного університету імені Тараса Шевченка при проведені лекційних та практичних занять із спецкурсів "Основи радіогеоекології" та "Математичне моделювання в геоекології".

По-третє, основні результати дисертації були отримані і реалізовані в процесі виконання держбюджетних науково-дослідних робіт і проектів (всі – за участі автора як відповідального виконавця) державних програм з проблем подолання наслідків Чорнобильської катастрофи (замовник Мінчорнобиль/МНС України): "Комплексні радіоекологічні дослідження водосховищ Дніпра, малих водойм господарського використання та водних полігонів зони відчуження, вивчення ролі гідробіонтів в процесах трансформації і міграції радіонуклідів та впливу екологічних факторів на накопичення радіонуклідів у риб" (1996-1998 р.р., № д.р. 0196U012454); "Відбір, підготовка до аналізу, визначення вмісту радіонуклідів, мікроелементів та токсичних речовин у водних об'єктах, обробка та аналіз результатів" (1995-1999 р.р., № д.р. 0195U019174 і 0196U12455); "Створення бази даних гідрологічних характеристик річок та водойм України" (1997-1998 р.р., № д.р. 0197U019389); "Радіоекологічне і технічне обстеження водойм, оцінка їх стану та поліваріантні оцінки вартості заходів по зменшенню їх небезпеки для мешканців прилеглих територій" (1997-1999 р.р., № держреєстрації 0197U010204).

Особистий внесок автора у роботу. Весь цикл експедиційних досліджень в створеній системі комплексного радіоекологічного моніторингу водойм і на опорних водоймах та комп'ютерна обробка і систематизація отриманих при цьому результатів, які лягли в основу дисертації, здійснювався виконавцями та співвиконавцями відповідних договірних тематик за безпосередньої участі автора як відповідального виконавця та організатора робіт при науково-методичному керівництві з боку доктора географічних наук В.М.Самойленка та за консультаційного сприяння к.б.н. Буянова М.І. Узагальнення та аналіз результатів дисертації виконані автором самостійно під керівництвом наукового керівника роботи. Крім того, автор користувався консультаціями к.геогр.н. М.М.Паламарчука та к.б.н. В.Б.Берковського.

Апробація результатів дисертації. Результати досліджень були оприлюднені на міжнародній науково-практичній конференції "Проблеми ефективного використання водних ресурсів та меліорації земель" (Київ, 1996); науково-практичній нараді МНС України з комплексного радіоекологічного моніторингу (Київ, 1997); Міжнародній конференції з районування у гідрології (Брауншвейг, Німеччина, 1997); міжнародному симпозіумі "Забруднення прісних вод" 5-ої наукової асамблеї Міжнародної гідрологічної асоціації (Рабат, Марокко, 1997); 3-й Міжнародній конференції з управління довкіллям (Стокгольм, 1997); міжнародному симпозіумі ЮНЕСКО "Моделювання ерозії грунтів, транспорту наносів та пов'язаних з ними процесів" (Відень, 1998); 18-й, 19-й та 20-й міжнародних наукових конференціях Дунайських країн (Грац, Австрія, 1996; Осієк, Хорватія, 1998; Братислава, Словакія, 2000); науково-практичних конференціях "Наука. Чорнобиль-97" та "Наука. Чорнобиль-98" (Київ, 1998, 1999); міжнародній конференції "Гідрологія і гідрохімія на межі XX-XXI сторіч" (Київ, 1999); Першій Всеукраїнській науковій конференції "Гідрологія, гідрохімія і гідроекологія" (Київ, 2001).

Публікації. Результати дисертації опубліковані у 3 монографіях та 9 статтях.

Структура та обсяг дисертації. Робота складається із вступу, 4 розділів і висновків. Дисертація, загальним обсягом 184 стор., містить 122 стор. основного тексту, 54 рисунки, 13 таблиць, перелік умовних позначень на 4 стор. Список використаних джерел налічує 153 найменування.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Перший розділ роботи присвячений обгрунтуванню принципів і методик вивчення об'єктів дослідження як природно-технічних геосистем конструктивної географії, використання водних, біологічних та земельних ресурсів з модулів яких (води, зависів, біоти, донних грунтів, прибережних лук) і визначає міру екологічної безпеки місцевого водо- і ресурсокористування для населення аграрного сектора регіону. При цьому здійснений огляд існуючих розробок у сфері радіогеоекологічних досліджень водних об'єктів і водокористування, що стосуються завдань роботи. Зокрема були розглянуті праці Д.М.Гродзинського, В.М.Шестопалова, Б.М.Данилишина, Я.Б.Олійника, В.Д.Романенка, О.М.Маринича, П.Г.Шищенка, В.М.Пащенка, О.М.Петренка, В.Ю.Некоса, М.Д.Гродзинського, В.М.Самойленка, С.І.Іщука, М.М.Паламарчука, Л.В.Ільїна та інших вчених.

Виконаний аналіз структури та радіоекологічних проблем загального використання води головного регіону досліджень – територій Полісся та півночі Лісостепу в межах Волинської, Рівненської, Житомирської, Київської та Чернігівської областей, та субрегіону основних узагальнень дисертації (рис.1) – 25 адмінрайонів зазначених областей, де розташовані геосистеми місцевих водойм як головного об'єкта досліджень, що охоплені створеною за безпосередньою участю автора системою комплексного радіоекологічного моніторингу водойм (КРМВ). Досліджувані об'єкти розглядалися як тестові водойми (тест-об'єкти КРМВ) з вирізненням серед них водойм, опорних для дозооцінювань при місцевому водокористуванні (опорних водойм). Для обох видів об'єктів досліджень і модулів їх геосистем були обгрунтовані спеціальні методики проведення польових і лабораторних робіт, втілені у відповідні технологічні умови.

Рис.1 Регіон і субрегіон досліджень з тестовими водоймами

Другий розділ роботи присвячений типізації досліджених місцевих водойм та оцінці рівнів екологічного стану їх геосистем. За результатами проведених у 1995-1999 р.р. робіт в системі КРМВ була створена комп'ютерна інформаційна база досліджень у вигляді одного з блоків (блоку КРМВ) інформаційної системи "Кадастру радіоактивного забруднення водних об'єктів України місцевого водокористування" (кадастру водойм). Такий блок КРМВ у свою чергу був розподілений на власні субблоки "Радіоекологія", "Екотоксикологія" та "Гідрохімія" і об'єднав у собі отримані значення заданих параметрів стану геосистем 188 тестових водойм для їх різних модулів (води, зависів, донних і прибережних грунтів, біоти тощо) загальною кількістю понад 31 тис., з яких 7,4 тис. – радіоекологічні, 14,7 тис. – екотоксикологічні та 9,3 тис. – загальногідрохімічні.

За створеним інформаційним блоком КРМВ на основі систематизованих автором критеріїв була проведені типізація 188 тестових водойм (озер, водосховищ, ставків) за морфогенетичними і функціонально-експлуатаційними ознаками та домінантними видами використання їх ресурсів, зокрема за класифікаційними ознаками походження (створення), морфологією ложа, об'ємом, площею водного дзеркала, середньою глибиною, фактичним використанням тощо. На розвиток принципів типізації додатково враховувався зв'язок обстежених водойм з головними водотоками річкових басейнів регіону і їх належність до складу меліоративних систем, що спільно дозволило при всіх узагальненнях аналізувати ймовірну детермінацію певними типами водойм внутрішньоводоймових гідрофізичних, біологічних та інших процесів, ступеня зовнішнього водообміну (проточності тощо) та міри надходження, перерозподілу і винесення певних забрудників стосовно конкретних геосистем водойм та їх модулів, враховуючи повеневі ситуації.

Зазначений підхід до аналізу разом з обраними способами формування комп'ютерної інформаційної бази даних забезпечив проведення оцінки та отримання загальної характеристики рівнів екологічного стану геосистем тестових водойм за басейново-адміністративним принципом, використовуючи зіставлення з чинними екологічними і гігієнічними нормативами і методиками. Створений при цьому засобами ГІС MapInfo Version 5.0 p набір тематичних карт дає конкретне уявлення щодо територіального розміщення водойм з певною мірою відхилів протестованих показників їх стану від допустимих меж за активністю радіонуклідів (137Cs, 90Sr), вмістом важких металів (свинець, цинк, мідь, кадмій) та хлорорганічних пестицидів у воді, рибі, водоплавній птиці, а також за концентрацією біогенних речовин у воді та показниками її іонного і сольового складу.

Так, аналіз змісту отриманих карт засвідчив, що для понад 13% обстежених водойм перевищена допустима межа щодо сум питомої активності 137Cs і 90Sr у рибі, причім для 5% – більш ніж удвічі. Близько 20% водойм мають сумарні рівні забрудненості водоплавної птиці радіоцезієм та радіостронцієм, які не задовольняють чинні нормативи.

Оцінка загального вмісту у воді виміряних специфічних речовин токсичної дії – важких металів – показала, що до класів забруднених, брудних і дуже брудних вод за вмістом у міді і кадмію потрапило понад 70% тестових водойм, за вмістом цинку – майже що 60% і за вмістом свинцю – близько 50%. При цьому токсичність води водойм за вмістом виміряних важких металів спадно підсумково характеризується для субрегіону саме у порядку: "мідь > кадмій > цинк > свинець". Вміст специфічних токсикантів стосовно інших модулів геосистем водойм – гідробіонтів – оцінювався за концентрацією свинцю, цинку, міді і кадмію у їстівних частинах риби і водоплавної птиці у зіставленні із відповідними максимально допустимими рівнями і засвідчив, що понад 15% водойм перевищують за забрудненістю риби свинцем допустимі рівні, при цьому близько 5% – більш ніж удвічі. Вміст цинку у рибі водойм перевищує нормативи для понад 20% об'єктів, з яких 11% – водойми з перевищеннями допустимих рівнів більш ніж удвічі. Забрудненість риби кадмієм, більша від максимально допустимих рівнів концентрації, спостерігалася стосовно 11% обстежених водойм, у т.ч. для 4% – у діапазоні, що перевищує дозволені нормативами значення більш ніж удвічі. Вміст міді у рибі тест-об'єктів КРМВ задовольняє нормативи, і спадний ланцюжок співвідношень рівня токсичності риби за певними інгредієнтами у цілому для всіх водойм виглядає як "цинк > свинець > кадмій > мідь" і відрізняється від такого ж стосовно вмісту токсикантів у воді. Вміст свинцю у водоплавній птиці для близько 30% обстежених водойм перевищує допустимі рівні, у т.ч. для майже що для 20% – більш ніж удвічі. Концентрація цинку у птиці не відповідає нормативам для 8% місцевих водойм, як і стосовно вмісту цинку у воді. Для понад 5% об'єктів вміст цинку у птиці більший ніж у 2 рази допустимих рівнів. Перевищення нормативів вмісту міді у птиці зафіксоване для 22% водойм, причім для половини з них – більш ніж у 2 рази, а для вмісту кадмію для понад 40% водойм відзначене перевищення допустимих рівнів, у т.ч. для 30% – більш ніж удвічі. Загалом відповідний спадний ланцюжок співвідношень рівня токсичності водоплавної птиці у субрегіоні має вигляд "кадмій > свинець > мідь > цинк". Зважаючи на те, що рівень токсичності геосистем водойм недостатньо адекватно оцінюється за загальним вмістом специфічних токсикантів у воді без урахування форм, у яких вони там знаходяться, найбільш репрезентативними з наведених ланцюжків співвідношень рівня токсичності за інгредієнтами для водойм субрегіону можна вважати нерівності, які стосуються токсичної забрудненості риби і водоплавної птиці.

Чинні еконормативи обумовлюють необхідність відсутності у воді хлорорганічних пестицидів для рибогосподарських водних об'єктів. За результатами моніторингу хоч один із виміряних хлорорганічних пестицидів (ДДТ чи ГХЦГ з похідними або обидва) зафіксований у воді 75 тест-об'єктів, що становить 40% загальної кількості обстежених водойм. Разом з тим близько половини водойм характеризуються вмістом будь-якого з хлорорганічних пестицидів або комбінацією їх присутності хоча б в одному із певних модулів геосистем водойм – воді і досліджених гідробіонтах, а розміщення таких водойм ймовірно відбиває особливості колишніх способів сільськогосподарського виробництва у регіоні та макропроцесів міграції хлорорганічних пестицидів.

При аналізі концентрацій біогенних речовин у воді було встановлено, що води понад 24% тестових водойм за вмістом амонійного азоту у воді належать за якістю до брудних та дуже брудних і останній клас стосується більш ніж 10% тест-об'єктів. Оцінка вмісту нітритного азоту, наявність якого у воді, так само як і амонійного азоту, свідчить про відносно недавнє забруднення водних об'єктів азотними сполуками, показала, що води майже що 10% водойм характеризуються як брудні та дуже брудні, а 35% – як забруднені. Брудні і дуже брудні води – таке визначення стосується цієї модуля геосистем для понад 43% обстежених водойм за вмістом нітратного азоту. Загалом же для субрегіону досліджень переважає забрудненість води водойм нітратним азотом, далі йде азот нітритний і азот амонійний, що не суперечить існуючим загальним уявленням про відповідні внутрішньоводоймові закономірності. За вмістом у воді фосфору фосфатів – води понад 60% водойм визначені як брудні та дуже брудні, а 17% – як забруднені, що закономірно обумовлено як сільськогосподарським виробництвом, так і внутрішньоводоймовими біологічними процесами.

Аналіз тестових водойм за критеріями забруднення компонентами сольового складу засвідчив, що води понад 15% водойм належать до класу забруднених (категорії слабко забруднених) за вмістом сульфатів, а за вмістом іонів магнію для понад 3% водойм перевищують допустимі концентрації і для понад 10% – вельми близькі до них. Зважаючи на те, що сульфати та магній відносяться до вельми “антропогенно обумовлених” іонів зазначені результати є посереднім підтвердженням актуальної тези про екологічно небезпечну тенденцію до зміни природного типу води геосистем тестових водойм внаслідок техногенезу.

Загалом отримані комп'ютерні карти з оціненими рівнями екологічного стану геосистем місцевих водойм за щойно поданими показниками і критеріями (приклад на рис.2) маркують найбільш екологічно небезпечні для населення локальні комплекси користування природними ресурсами місцевого водного фонду.

Рис.2 Приклад комп'ютерної карти оцінки рівня екологічного стану геосистем водойм

У третьому розділі роботи досліджені територіально-пооб'єктні особливості розподілу і співвідношення радіоактивної забрудненості між абіотичними і біотичними модулями геосистем тестових водойм. Побудована серія тематичних комп'ютерних карт стосувалася вже відносних характеристик радіоекологічного статусу геосистем водойм (коефіцієнтів акумуляції радіонуклідів на зависах, їх донної і біотичної акумуляції тощо) у трактуванні його як кількісної міри співвідношень питомої активності основних дозотворних радіонуклідів (137Cs і 90Sr), що вивчалися, між різними модулями геосистем. При цьому крім "суто" водного середовища були протестовані саме ті модулі (зависи, донні відклади і грунти, певні гідробіонти) та відповідні характеристики, які є індикаторними для оцінювання наслідків актуальних процесів вторинного радіоактивного забруднення геосистем водойм. Аналіз зазначених карт та відповідних баз даних підтвердив і за рахунок нових натурних даних поглибив чинні уявлення про те, що у загальному вигляді рівень вторинного забруднення геосистем водойм, без урахування радіоактивного розпаду, обумовлений мірами надходження активності радіонуклідів із водозбірних територій та берегових зон, винесення її за межі геосистем та внутрішньоводоймового міжмодульного перерозподілу різних форм радіонуклідів внаслідок сорбційно-десорбційних і інших обмінних процесів тощо на тлі загальної тенденції до депонування радіоактивних речовин у ложі геосистем водойм.

Так, питомі активності розчинених 137Cs та 90Sr коливались у воді тестових водойм у межах, відповідно, 0,002-2,099 Бк/л та 0,012-2,644 Бк/л. Стосовно ж завислої форми цих радіонуклідів, що відіграє важливу роль як у процесах седиментаційного виведення радіоактивності у донні відклади, так і у обмінних внутрішньоводоймових процесах, встановлено, що 45% водойм характеризуються діапазоном активності 137Cs у зависах 1-500 Бк/кг повітряно-сухої маси, 35% – 500-1500 Бк/кг, 8% – 1500-2500 Бк/кг, а для близько 12% водних об'єктів зафіксовані перевищення активності 2500 Бк/кг. Питома активність завислого 90Sr у обстежених водоймах – приблизно на порядок менша. Максимальні значення активності 137Cs та 90Sr у зависах мають, з одного боку, сезонний характер, що пов'язане з піком розвитку планктонних організмів, з іншого – обумовлені скаламученням і надходженням у воду з дна тонкодисперсного матеріалу відповідно до гідрологічно-гідравлічного режимного стану водойм. Саме тому, найбільші значення активності завислих 137Cs та 90Sr і приурочені до водойм, морфогенетично-функціональні особливості яких сприяють виникненню зазначених умов. До них насамперед відносяться: малі ставки-загати з середньою глибиною менше 1м на невеликих водотоках, у т.ч. водоприймачі осушувальних систем, розташовані на правобережному локальному водозборі Київського водосховища (за межами зони відчуження), між пригирловими ділянками Тетерева і Здвижу; середні за площею та глибиною рибницькі водосховища на водозборах нижньої Горині та середньої Уборті; а також неглибоке озеро Залив, з режимом, близьким до наливного водосховища через поєднання з меліоративною мережею (вододіл Горині і Случі у Сарненському районі). При цьому стосовно озер з обмеженим водообміном слід зазначити, що у мірилі досліджених водойм більш глибоким озерам властиве збільшення активності завислого радіостронцію, що досить закономірно менше стосується радіоцезію. Мінімуми активності 137Cs та 90Sr у зависах характерні, як правило, для руслових вельми проточних ставків на головних водотоках або річках другого порядку, що ймовірно пов'язане з "витіканням" радіонуклідів за межі водойм униз за течією, насамперед в періоди підвищеної водності тощо.

Коефіцієнти акумуляції (активності) радіонуклідів на зависах [КАЗ(Cs) і КАЗ(Sr) у (Бк)л/(Бк)кг], що характеризують потенційну здатність накопичувати радіоактивність у твердій фазі у порівнянні з розчином, стосовно радіоцезію [КАЗ(Cs)] для близько 35% протестованих водойм знаходяться у діапазоні до 10000 л/кг, для майже що 50% – 10000-50000, понад 10% – 50000-100000 і лише 5% водойм перевищують останню межу. З урахуванням іншого порядку величин приблизно такий же розподіл водойм і за відповідними діапазонами КАЗ(Sr) у л/кг: 1-1000 – 27%, 1000-5000 – 42%, 5000-10000 – 18% і понад 10000 – близько 13%. Для КАЗ(Cs) характерна приуроченість його максимумів до малих за морфопараметрами руслових ставків сходу субрегіону з достатнім водообміном за рахунок як розташування на водоносних річках першого і другого порядків, так і входження до складу меліоративних систем, що у обох випадках стимулює як винесення розчиненого радіоцезію за межі геосистем водойм, так і обмінні процеси з дном через скаламучення тощо. Такі ставки розташовані на локальному водозборі середини Київського водосховища, на водозборах Жерева та Грезлі лівобережжя середнього Ужу та його правобережної частини, на крайній півночі басейну Желоні. Найнижчі КАЗ(Cs) властиві карстовим глибоким озерним улоговинам водойм на водозборах середнього Стоходу, нижніх Стиру та Горині і річки Льва.

Тяжіння екстремумів радіостронцієвого коефіцієнта акумуляції на зависах до певних водойм більше зумовлені загальним запасом 90Sr у їх геосистемах, гранулометричним складом зависів та співвідношенням органічних і неорганічних завислих домішок, а також мірою винесення розчиненого 90Sr, що домінує як форма, зі стоком за межі водойм. Саме тому максимуми КАЗ(Sr) характерні у субрегіоні насамперед для невеликих добре проточних ставків півночі середнього Стиру, північного сходу басейну Уборті, практично усього водозбору середнього Ужу тощо.

У цілому особливості розподілу і перерозподілу радіоактивності між водою та зависами істотно пов'язані із загальною міграцією радіонуклідів у обмінній системі "вода – зависи – дно". Міра накопичення радіоактивності у дні є наслідком як надходження/винесення забруднень до/з геосистем водойм, так і оборотних або необоротних седиментаційних, дифузійних та фізико-хімічних обмінних процесів з водними масами і гідробіонтами, а також перерозподілу і міграції радіонуклідів за товщею відкладів, і визначається комплексом факторів та умов. До них відносяться: особливості внутрішньоводоймової динаміки водних мас та загальний рівень радіоактивної забрудненості і фізико-хімічні властивості водного середовища, морфометрія водойми та її походження, речовинно-генетичні типи донних відкладів, ступінь розвитку вищої водної рослинності, специфіка бентосу тощо. Рівні забрудненості донних відкладів істотно відрізняються для радіоцезію і радіостронцію. Так у субрегіоні понад 60% тестових водойм характеризуються питомою забрудненістю дна 137Cs у діапазоні до 100 Бк/кг сухої маси, 23% – 100-300, 10% – 300-600 та близько 7% – понад 600 Бк/кг. Питома забрудненість донних відкладів 90Sr менше 10 Бк/кг властива геосистемам майже що двох третин тестових водойм, у діапазоні 10-30 Бк/кг – 15%, 30-60 – 6% і лише близько 4% водойм мають рівні забрудненості дна радіостронцієм понад 60 Бк/кг.

Коефіцієнти донної акумуляції (активності) 137Cs [КДА(Cs) у (Бк)л/(Бк)кг] понад 70% тестових водойм не перевищують 5000 л/кг, 20% – тяжіють до інтервалу 5000-25000, 6% – 25000-50000 і лише для 3% значення КДА(Cs) більші ніж 50000 л/кг. Максимуми КДА(Cs) властиві невеликим за усіма морфопараметрами ставкам-загатам і копаням з обмеженим зовнішнім водообміном, збільшеними серед усього набору даних активностями 137Cs у зависах та відповідними їм коефіцієнтами акумуляції завислого 137Cs, що свідчить про інтенсивність процесів седиментаційного обміну радіоцезієм. До того ж максимуми КДА(Cs) у водоймах зазначеного типу пов'язані з найвищими рівнями забрудненості радіоцезієм грунтів локальних водозборів таких водойм та переважанням у складі їх донних відкладів мулу та замулених пісків. Тому максимуми КДА(Cs) приурочені до водойм, розташованих на правобережжі середнього Ужу, у пригирлових ділянках Тетерева і Здвижу та на правобережному пониззі Горині. Мінімальними значеннями КДА(Cs) відзначаються середні та значні за глибиною озера місцевого водокористування з підвищеним зовнішнім водообміном через належність до меліоративних систем, невисоким темпом накопичення відкладів та переважанням піщаних грунтів, а також добре проточні руслові ставки з "промитим" або розчищеним дном. Сюди відносяться місцеві водойми заходу субрегіону – ті, що розташовані у верхів'ях Прип'яті, пониззях басейнів Стоходу, Стиру та Горині, на водозборах Льви і Ствиги тощо.

Субрегіональний розподіл коефіцієнтів донної акумуляції радіостронцію [КДА(Sr)] позначений віднесенням майже що 50% досліджених водойм до діапазону менше 100 л/кг, 37% – 100-500, 5% – 500-100, а 9% – до діапазону більше 1000 л/кг. Максимуми КДА(Sr), через своєрідність накопичення та міграції 90Sr у геосистемах водойм, насамперед завдяки переважанню його розчинених форм та акумуляції бентосними організмами, приурочені до малих ставків з відносно незначним ступенем проточності та із загалом підвищеним вмістом 90Sr у підсистемі "водні маси". До таких ставків передусім відносяться водойми немеліоративного використання, що належать водозборам правих приток середнього Ужу – річкам Берестовець, Кам'янка і Звиздаль, міжріччю Норина та Жеріва, басейну Словечни, північній ділянці Уборті та водозбору річки Зольня – притоки Уборті. Мінімальні значення коефіцієнтів донної акумуляції радіостронцію тяжіють, як правило, до повсюдно розташованих у субрегіоні водойм з підвищеним ступенем зовнішнього водообміну.

Найбільш інформативним для тестування радіоекологічного статусу геосистем водойм є оцінка темпів накопичення радіонуклідів гідробіонтами, насамперед рибами та водоплавними птахами, що замикають ланки трофічних ланцюгів і через їх масове споживання населенням є важливими чинниками дозоутворення водними шляхами. Коефіцієнти біотичної акумуляції (активності) радіонуклідів у рибі [КБА(Cs,f) і КБА(Sr,f) у (Бк)л/(Бк)кг вологої (загальної) маси їстівних частин] пооб’єктно коливалися у субрегіоні таким чином. Для 20% тестових водойм значення КБА(Cs,f) не перевищують 100 л/кг, близько 40% водойм відносяться до інтервалу КБА(Cs,f) 100-1000 л/кг, 35% – 1000-5000, а КБА(Cs,f) майже що 6% водойм більший за останню межу. Максимуми КБА(Cs,f) приурочені до геосистем малих за об’ємом та площею неглибоких (з середньою глибиною 0,6-1,8 м) ставків-загат та копаней меліоративного і тільки рибницького використання, в басейнах Ужу, середньої Уборті та Словечни. Інтенсивність накопичення 90Sr звичайно менша і понад 50% водойм характеризуються їх середніми КБА(Sr,f), меншими за 50 л/кг, майже 40% – діапазоном цих коефіцієнтів 100-1000, 35% – 1000-5000 і близько 6% тест-об’єктів перевищують межу 5000. Ці останні представлені геосистемами невеликих руслових ставків і копаней біля Київського водосховища, міжріччя Здвижу і Тетерева, середньої Росі і Уборті, нижньої Горині тощо.

Субрегіональний розподіл коефіцієнтів біотичної акумуляції (активності) радіонуклідів у водоплавній птиці [КБА(Cs,d) і КБА(Sr,d) у (Бк)л/(Бк)кг загальної маси їстівних частин] характеризується тим, що КБА(Cs,d) менше 250 л/кг були отримані для близько 40% водойм, 250-1000 – 36%, 1000-2500 – 18%, більше 2500 – для майже що 7% водойм, до яких належать ставки на водозборах Словечни, Желоні та Льви. КБА(Sr,d), який відрізняється від КБА(Cs,d) приблизно на порядок, коливався у таких межах: менше 50 л/кг – половина обстежених водойм, 50-100 – 23%, 100-500 – 20% і близько 7% водойм – більше 500 л/кг. Максимуми КБА(Sr,d) були зафіксовані для геосистем неглибоких ставків в басейнах Норина, Жерева, Словечни, Грезлі, Уборті тощо.

Були використані і проаналізовані також отримані залежності і інші відносні показники радіоекологічного статусу геосистем тестових водойм, у т.ч. більш комплексні (наприклад, співвідношення коефіцієнтів акумуляції радіоцезію у рибі та дні тощо), а загалом за побудованими картами такого статусу водойм можна обгрунтовано зважати на міру прихованого (ймовірного) екологічного ризику для населення внаслідок водокористування, який існує за рахунок можливого обміну радіоактивністю між різними біотичними і абіотичними модулями конкретних геосистем водойм.

Четвертий розділ роботи був присвячений оцінці розрахункових шляхів дозоутворення при місцевому водокористуванні на прикладі опорних водойм. Проведені спеціалізовані дообстеження-дослідження попередньо вибраних за комплексними критеріями водойм, опорних для дозооцінювань основних видів (для обраних як розрахункові водні шляхи дозоутворювання підвидів) місцевого водокористування. Головною метою при цьому було імітаційно-стохастичне моделювання за обраними розрахунковими шляхами, спираючись на розширений набір заданих і отриманих на опорних водоймах натурних показників, індивідуальної сумарної (за 137Cs i 90Sr) річної ефективної дози внутрішнього опромінення місцевих водокористувачів і складників такої дози для аналізу внеску різних джерел і шляхів дозоутворювання за рахунок користування ресурсами місцевого водного фонду та виявлення критичних водних шляхів дозоутворювання з-поміж розрахункових, зважаючи і на регіональні особливості місцевого ресурсокористування.

Для досліджень опорних водойм і населених пунктів, до яких вони тяжіють, були розроблені спеціальні методичні вимоги, а власне як опорні розглядалися водойми разом з їх прибережними територіями, місцеве користування ресурсами яких (водними, біологічними, земельними) спричинює формування індивідуальних доз внутрішнього опромінення мешканців-водокористувачів цих пунктів, що оцінюються за обраними розрахунковими водними шляхами надходження радіонуклідів до організму людини, насамперед через споживання продуктів харчування, пов'язаних тим чи іншим чином з ресурсами водойм. За такі протестовані водні шляхи, як підвиди місцевого водокористування, характерні для близько 1 млн. сільського населення субрегіону, правили: децентралізоване споживання питної води населенням з водойм та прибережних колодязів; децентралізоване поливання присадибних ділянок з наступним споживанням продуктів переважно рослинного походження (капусти і картоплі); неорганізоване, у т.ч. браконьєрське, виловлювання і споживання риби; децентралізовані напування, випасання і годівля свіжими та заготовленими кормами свійської птиці (качок, гусей) або худоби (корів) та споживання продуктів птахівництва (м'яса птиці) або тваринництва (молока). Безпосередньо полікритеріально обраними опорними водоймами стали: озера сіл Біле і Озерськ, відповідно, у Володимирецькому і Дубровицькому районах Рівненської області та ставки села Заськи і смт Першотравневе у Овруцькому районі Житомирської області. Місцем (об'єктом) досліджень, крім власне модулів геосистем водойм з їх прибережними смугами, були приватні господарства чисельністю 5 одиниць у кожному населеному пункті, садиби яких розташовані якнайближче до опорної водойми, а способи життєдіяльності мешканців безпосередньо стосуються користування ресурсами цієї водойми.

За підсумком експедиційних робіт на опорних водоймах та узагальненням інших потрібних матеріалів були сформовані бази вихідних даних для моделювання розрахункового дозоутворювання при місцевому водокористуванні. При цьому головні вихідні дані були систематизовані як тематична інформація щодо радіоекологічних параметрів водокористування (перший блок) та щодо опитування досліджених представників місцевих водокористувачів стосовно реальних режимів їх проживання і харчування за рахунок ресурсів місцевого водного фонду (другий блок). Проведені далі моделювання, аналіз і зіставлення результатів призвели до таких висновків:

–

–

–

–