ДОСЛІДЖЕННЯ, ОЦІНКА ТА ПРОГНОЗУВАННЯ РІВНЯ ЗАБРУДНЕННЯ НАВКОЛИШНЬОГО СЕРЕДОВИЩА В РАЙОНІ НАКОПИЧУВАЧІВ РАДІОАКТИВНИХ ВІДХОДІВ

Краткое содержание

У вступі обґрунтовано актуальність теми, визначені об'єкт, предмет, мета та задачі дослідження, наукова новизна, а також практичне значення отриманих результатів.

Перший розділ “Сучасний стан та вивченість питань забруднення ландшафтів в районі накопичувачів радіоактивних відходів урановидобутку та уранозбагачення"  присвячений аналізу основних літературних джерел, в яких визначено основні поняття, принципи та підходи до дослідження і оцінки рівня забруднення навколишнього середовища.

Теоретичною базою проведення еколого-географічних та ландшафтно-геохімічних досліджень є наукові основи геоекології, сучасної ландшафтної екології і ландшафтної геохімії, розроблені в працях Геренчука К.Г., Ісаченка А.Г., Гродзинського М.Д., Шищенка П.Г., Маринича О.М., Преображенського В.С., Давидчука В.С., Гуцуляка В.М., Волошина І.М., Малишевої Л.Л. та інших дослідників. Малишева Л.Л. [1997] вважає, що оцінки екологічного стану територій ґрунтуються на системному об'єднанні ряду наукових підходів, таких як ландшафтний, геоекологічний, ландшафтно-геохімічний, ландшафтно-геофізичний, біогеохімічний, медико-географічний, ландшафтно-екологічний.  Оцінка змін стану геосистем у результаті їхнього господарського використання базується на антропогенно-ландшафтному підході.

В теперішній час переважна більшість ПТК у районі дослідження є антропогенно-перетвореними; Шищенко П.Г. [2001] виділяє ландшафти промислової Наддніпрянщини за ступенем антропогенної трансформованості як дуже сильно трансформовані.  Тому, виходячи з типів природокористування на даній території, можна виділити такі сучасні ландшафти: техногенний (власне хвостосховище і робоча зона, яка прилягає до нього) та прилеглі до нього природно-антропогені ландшафти. Техногенний ландшафт, що досліджується, поєднує ПТК, докорінно перетворені людською діяльністю для цілей пасивного природокористування, і являє собою природно-технічну геосистему, цілісність якої визначається, по Преображенському В.С. [1988], насамперед єдністю виконуваних функцій.

На основі розгляду закономірностей міграції важких металів і радіонуклідів в різних компонентах ПТК зазначено, що найбільш чутливим індикатором еколого-геохімічної обстановки ландшафтів є ґрунт, що знаходиться на перехресті всіх шляхів міграції важких металів і радіонуклідів. Геоморфологічний фактор, поряд з фізико-хімічними властивостями ґрунтів і самих мігруючих речовин, грає першочергову роль у міграції радіонуклідів і важких металів у ландшафтах. Спираючись на ландшафтну структуру території, виділені основні локальні геохімічні аномалії з високим рівнем забруднення ґрунтів і рослинності з метою розробки локальної системи комплексного геоекологічного моніторингу навколишнього середовища в районі впливу накопичувачів РАВ уранодобувної та уранозбагачувальної промисловості.

Основний підхід стосовно оцінки рівня забруднення компонентів ПТК базується на аналітичних методах співставлення з кларками, фоновими концентраціями, гранично-допустимими концентраціями (ГДК) важких металів у природних компонентах, що вивчаються,  та допустимими концентраціями радіонуклідів у воді (ДК_Б). Тому досить значну увагу приділено розгляду цих параметрів для компонентів ПТК Придніпровського регіону. На підставі критичного аналізу літературних даних показано, що тема впливу хвостосховищ РАВ уранодобувної і уранозбагачувальної промисловості на навколишнє середовище в літературі освітлена досить слабо.

У другому розділі "Об’єкт і методи досліджень" розглянуто об’єкт дослідження: природно-територіальні комплекси в районі впливу накопичувача радіоактивних відходів урановидобутку та уранозбагачення (хвостосховище "С"). Показано, що в відходах гідрометалургійних заводів, які переробляють уранові руди, крім радіоактивних елементів містяться такі токсичні речовини як важкі метали. Ми досліджували найбільш значущі з екологічної точки зору метали: Cu, Zn, Ni, Cd, Pb, Co, Mn, а також природні радіонукліди U, ²²⁶Ra, ²³²Th, ²¹⁰Po, ²¹⁰Pb, ⁴⁰К.

У розділі наведені методи польових досліджень, методи дослідження радіаційної обстановки території (за допомогою сцинтиляційного геологорозвідувального приладу СРП-88Н для визначення потужності експозиційної дози g-випромінювання та установки стаціонарного типу з малим фоном УМФ-1500М для вимірювання сумарної b-активності), методики визначення вмісту радіонуклідів (з використанням гамма-спектрометричного комплексу АІ-1024 системи "Вектор") та важких металів (за допомогою приладу атомної спектроскопії ААС Сатурн-3П) в ґрунтах, рослинах та сільськогосподарських культурах. Аналітичні методи оцінки стану природно-територіальних комплексів та їх компонентів базуються на розрахунку ряду геохімічних показників, таких як кларк концентрації, коефіцієнт концентрації, коефіцієнт біологічного поглинання та біогеохімічна активність. Для візуалізації результатів розподілу забруднення території використана методика побудови реалістичних трьохвимірних картографічних моделей на основі інформаційної технології з використанням локальних поліноміальних сплайнів.

У третьому розділі "Результати вивчення впливу хвостосховищ радіоактивних відходів на компоненти ландшафту і оцінка рівня забруднення цих компонентів" висвітлюється характеристика радіаційної обстановки території. Середня потужність експозиційної дози (ПЕД) g-випромінювання коливається в санітарно-захисній зоні накопичувача в межах 20–110 мкР/год з максимальними значеннями 600–850 мкР/год, в зоні спостереження 15–19 мкР/год з максимальними значеннями 69–77 мкР/год. Слід зазначити, що досить велика кількість точок з підвищеною ПЕД g-випромінювання (25 – 30 мкР/год) знаходиться в межах сільськогосподарських ландшафтів, де працюють люди та вирощується сільгосппродукція.

Визначення сумарної b-активності золи ґрунтів показало, що її максимальна величина складає 1442,6 Бк/кг, мінімальна – 392 Бк/кг, основна маса значень коливається в межах 633 – 877 Бк/кг (середнє по вибірці 766,4 Бк/кг). Порівняння отриманих нами значень сумарної b-активності ґрунтів з фоновими значеннями, визначеними Цвєтковою Н.Н. [1996] для ґрунтів природних біогеоценозів Наддніпрянщини, дозволяє стверджувати, що на досліджуваній території перевищення фонового рівня (600 Бк/кг) спостерігається в 92 точках спостереження, що складає 84% від загальної кількості відібраних проб.

Для того, щоб мати наочне уявлення про розподіл зон підвищеної b-активності ґрунтів, була побудована та візуалізована тривимірна модель (рис.1). Це реалістична  картографічна модель, яка одержана шляхом накладення значень сумарної b-активності золи ґрунтів на тривимірну модель рельєфу. Такі тривимірні моделі ми пропонуємо використовувати для візуалізації розповсюдження важких металів та радіонуклідів, інших забруднювачів, що дозволить оперативно виявляти локальні геохімічні аномалії з підвищеним вмістом елементів.

Для вивчення зміни сумарної b-активності з глибиною ми вибрали компактну ділянку природного ландшафту (підурочище дна балки) розміром 1,5х1,5 км². Тут у 10 точках були відібрані проби ґрунтів із глибини 0–10, 20–30 і 50–60 см. У переважній більшості моніторингових точок на глибині 20–30 см зареєстровані більші значення сумарної b-активності ґрунтів, ніж на глибині 0–10 та 50–60 см, що свідчить про міграцію b-випромінювачів з поверхневого шару ґрунту на цю глибину.

Встановлено, що на рівні фону або нижче фонових концентрацій у верхньому (0–10 см) шарі ґрунту утримуються такі природні радіонукліди як Th-232, K-40. Значні перевищення спостерігаються по урану, а також по Ra-226 і Pb-210. Так, для  урану виявлене перевищення фонових концентрацій у 7 – 10,8 разів, для Ra-226 – у 1,5 – 4 рази, для Pb-210 – у 2 – 4 рази.

Дещо інша картина стосовно важких металів у ґрунтах. У результаті дослідження, за допомогою кількісного атомно-адсорбційного методу, встановлено наступний вміст важких металів у верхньому (0–10 см) шарі ґрунту: Cu – від 2,28 до 16,07 мг/кг; Zn – від 6,93 до 24,88 мг/кг (мається ряд точок з більш високими значеннями до 60,87 мг/кг); Mn – від 260 мг/кг до 648 мг/кг; Pb – від 0,04 мг/кг до 2,37 мг/кг; Ni – від 1,70 мг/кг до 12,73 мг/кг; Co – від 0,12 мг/кг до 4,97 мг/кг; Cd – від 0,01 мг/кг до 0,17 мг/кг. Концентрація кожного елементу, що аналізувався, не перевищує ГДК у ґрунтах [Козаченко А.П., 1999] (за винятком декількох точок, де є перевищення по Zn). У порівнянні з фоновими кількостями металів у чорноземах звичайних, визначених Цвєтковою Н.Н. [1996, 1999], ряд проб, що досліджувались, містить підвищену кількість Mn, Cu і Zn.

Хвостосховище складається з двох секцій, що заповнювалися в періоди, що відрізняються технологічними циклами, і, відповідно, можливими компонентами забруднення. Це обумовило роздільний аналіз впливу на навколишню територію зазначених секцій. Біля кожної секції були виділені санітарно-захисна зона (СЗЗ) і зона спостереження (ЗС). Перевищення вмісту металів у ґрунтах СЗЗ першої секції стосовно СЗЗ другої секції склало: Cu – 57,02 %; Zn – 34,07 %; Мn – 54,03 %; Cd – 54,05 %; Ni – 23,27 %. Відсутнє перевищення по Co і Pb. Розходження у вмісті Cu, Mn, Cd і Zn у пробах ґрунтів СЗЗ першої і другої секції достовірна (вірогідність розрахована з застосуванням критерію Стьюдента). Для Ni вірогідність нижче 0,9, що дозволяє вести мову тільки про наявну тенденцію більшого накопичення Ni у ґрунтах СЗЗ першої секції. Вміст Cu, Mn, Pb, Co і Zn у ЗС, що виділена навколо першої секції, у 1,24 – 2,06 рази перевищує їхній вміст у ґрунтах ЗС, що прилягає до другої секції (розходження достовірні для Cu і Pb), хоча розподіл Cd і Ni у цю залежність не вписуються.

Встановлено, що зниження концентрацій важких металів по мірі віддалення від хвостосховища характерно лише для першої секції (Zn, Mn, Cd, Ni утримуються в ґрунтах ЗС у 1,11–1,5 рази менших кількостях, чим у СЗЗ). Розходження в абсолютному вмісті металів у ґрунтах СЗЗ першої і другої секції хвостосховища, а також послідовне зменшення вмісту важких металів у ґрунтах по мірі віддалення від техногенного ландшафту, що свідчить про характерну зміну зон інтенсивності забруднення, дозволяє стверджувати: хвостосховище (особливо його перша секція) є об'єктом локального забруднення важкими металами.

У результатах дослідження про вміст важких металів у наземних частинах дикоростучих рослин, відібраних на всій території, що спостерігається, у період 2001 – 2002 років, звертає увагу наявність істотного коливання в накопиченні важких металів рослинами одного й того самого виду. Однак коливання середніх значень для різних видів рослин не настільки значні. Cu міститься у рослинах від 4,21 до 5,91 мг/кг, Zn – 17,38–35,03 мг/кг, Mn – 42,50–84,75 мг/кг, Cd – 0,028–0,170 мг/кг, Ni – 1,73–3,22 мг/кг і Pb – 0,613–1,117 мг/кг сухої маси.

Побудовані нами тривимірні моделі накопичення металів у наземних частинах амброзії полинолистої і піжми звичайної дозволили виявити зони максимального накопичення металів рослинами, що вивчались. Порівняння із середніми  рівнями вмісту важких металів у трави [Кабата-Пендиас А., 1989, Ільїн В.Б., 1991] свідчить, що усі вивчені нами види рослин відрізняються підвищеним середнім вмістом Cu; молочай кипарисовий накопичує більше Ni. Перевищення середнього рівня вмісту інших металів не виявлено. Аналіз даних за 2001 – 2002 роки показує, що в 2002 році накопичення таких металів як Ni, Zn (амброзія) і Pb (амброзія, піжма) збільшилося при деякому зниженні вмісту Cd, Mn і Fe.

Оскільки аналіз середнього вмісту металів у рослинах не дозволив виявити значних перевищень рівнів їхнього накопичення, було здійснено зонування території за принципом віддаленості від джерел регіонального або локального забруднення. На території, що досліджувалась, були виділені три зони, кожна шириною 1,5 – 2 км. Отримана картина свідчить про те, що вміст ряду металів у рослини має тенденцію до падіння в міру віддаленості від регіонального джерела забруднення. Особливо яскраво ця закономірність простежується для піжми звичайної у відношенні Cu, Mn, Zn і для амброзії полинолистої у відношенні Cu і Mn, у меншому ступені для молочаю кипарисового. Переважне накопичення деяких металів (Fe, Cd, Pb для амброзії полинолистої, Ni для піжми звичайної і Mn, Cu для молочаю кипарисового) має місце в центральній зоні, що збігається з межею техногенного ландшафту.

Для трьох рослин, що мають найбільш представницькі вибірки, був розрахований коефіцієнт біологічного поглинання (КБП). Аналіз даних по КБП показує, що всі досліджені важкі метали відносяться до елементів біологічного накопичення (КБП>1), а Pb для усіх вивчених видів рослин є  елементом  інтенсивного накопичення (КБП>10). Також амброзія полинолиста інтенсивно накопичує Zn, а піжма звичайна – Cu і Zn. Найбільшою здатністю до акумуляції металів володіє піжма звичайна. Показники біогеохімічної активності, розраховані по шести елементах (Cu, Zn, Ni, Co, Pb, Mn), склали для піжми звичайної 75,82, для амброзії полинолистої – 52,12, для акації білої – 46,09. Це дозволяє вважати піжму звичайну біоіндикатором для даної території.

Вміст важких металів у зернових культурах у 2001–2002 роках мав динамічний характер (різниця досягає 140 – 300%). Перевищення ГДК по Pb, Ni і Fe спостерігається у всіх зернових культурах, що досліджувались, по Cu і Zn – у соняшнику, причому в 2001 році це перевищення було більш значимим (до 7,4 разів). У зернових культурах, вирощуваних у безпосередній близькості від техногенного ландшафту (0,5 – 1 км), відзначене перевищення Ni у 1,8 – 4,8 рази у порівнянні з віддаленими від нього на 1 – 3 км. Інші метали, що досліджувались, мають досить рівномірний характер вмісту в агрокультурах на території, що можна пояснити впливом регіональних джерел забруднення.

Аналіз просторового розподілу забруднювачів з урахуванням ландшафтної структури території став підставою для розробки мережі пунктів моніторингових спостережень. Для кожного елемента, що досліджувався, проаналізовано характер особливостей розподілу його середнього вмісту в ґрунті в залежності від фаціального розташування точок відбору проб. Для цього була побудована великомасштабна (1:10000) ландшафтна карта території. Найменші за розміром ПТК – фації – представлені на даній території 19 видами, об'єднаними в 7 видів підурочищ.

Встановлено, що максимальні концентрації трьох із семи вивчених важких металів (Cu, Zn і Pb) припадають на один вид фацій (схили балок західної експозиції малої крутості). Саме ці ділянки земної поверхні зазнають впливу вітрів, що найбільш повторюються  у цьому районі – північно-західних. Останнє додатково підтверджує припущення про вплив хвостосховища на навколишню територію шляхом пилування.

Для більш детального аналізу всі точки відбору ґрунтових проб були нами розділені на дві групи: 1. ті, що знаходяться в зоні, яка безпосередньо прилягає до хвостосховища; 2. поза цією зоною. Лінією розділу двох зон є вододіл. Так, ґрунти балок, що знаходяться поза зоною безпосереднього впливу хвостосховища і які мають західну експозицію, накопичують істотно більші кількості Zn, Mn, Pb, Ni і Cu. Такий характер узгоджується  з максимальною частотою повторюваності вітрів у цьому напрямку, що свідчить про повітряний перенос забруднювачів. У зоні безпосереднього впливу хвостосховища (від межі накопичувача до вододільного плато) характер розповсюдження металів змінюється. Максимальне їх накопичення виявлене в ґрунтах схилів балок, що мають південну експозицію. Така картина має місце для Zn, Cd, Pb і Cu. Для схилів балок північної експозиції  характерно максимальне накопичення в ґрунтах Mn. Аналіз валового вмісту металів у ґрунтах днищ ярів показав, що накопичення Zn, Cd, Mn, Co і Cu вище в зонах, що безпосередньо прилягають до хвостосховища, ніж у більш віддалених від нього.

У четвертому розділі "Моделювання поширення забруднення підземних вод у зоні впливу хвостосховищ радіоактивних відходів" показано, що математична модель є найбільш ефективним способом оцінки і прогнозування екологічної небезпеки об'єктів подібного типу. Застосування комп'ютерних моделей при дослідженні впливу хвостосховищ РАВ на підземні води доцільно, тому що внаслідок масштабності процесу впливу хвостосховищ на підземні води та складності у проведенні натурних експериментів  математичне моделювання стає єдино можливим інструментом рішення прикладних задач.

Математична модель, що використана в роботі для прогнозів міграції токсичних речовин у підземних водах, ґрунтується на рівнянні конвективної дифузії. Спочатку за допомогою моделі вертикального переносу визначалась інтенсивність надходження найбільш небезпечних та рухливих компонентів в другий від поверхні водоносний горизонт. Подальша їх міграція розраховувалась по лініям току стаціонарної, двомірної в плані фільтраційної течії. Розроблена модель повністю враховує процеси фільтрації, дифузії, сорбції, а також структуру області міграції об'єкту, що розглядається. Запропонована модель дає можливість середнє- і довгострокового прогнозування рівня забруднення  підземних вод.

В результаті розрахунків на середину 2001 року було отримано добру відповідність фактичних і розрахованих значень концентрацій речовин у 70–80 % спостережливих свердловин, що є досить високим показником в умовах неповноти вихідних даних. Проведені для хвостосховища "С" розрахунки показують, що максимальна зона забруднення стосовно Be, Pb і Cd у другому від поверхні водоносному горизонті, поширилася в теперішній час на північ від першої секції на 500 – 1000 м.

Для хвостосховища "С" було розраховано, що в порівнянні із сучасним моментом, просування зони забруднення по Be, Pb, Cd через 5 років може скласти 300 м, а через 25 років – 1 – 2,5 км. Максимальні значення їх сумарного вмісту до середини 2028 року досягнуть 25 – 35 ГДК, при цьому зона забруднення (з перевищенням ГДК) може частково поширитися на територію найближчого населеного пункту.

Заслуговує на увагу математична модель поширення радіонуклідів у підземних водах. Дані випробування в 1997 – 2001 р. свідчать про те, що основним джерелом радіоактивності у другому горизонті є ²³⁸U , ²¹⁰Pb і його елемент-супутник ²¹⁰Ро. Звертають на себе увагу дві обставини: 1. мозаїчний характер забруднення, коли у деяких більш віддалених свердловинах виявляються вищі рівні радіоактивності, ніж у розташованих поблизу хвостосховища; 2. у цілому не дуже високий рівень радіоактивного забруднення другого горизонту.

Проведені розрахунки показують, що в даний час зона підвищення радіоактивного фону в другому горизонті обрамовує хвостосховище на 200 - 500 м, і розтягнута в північному напрямку до 1000 - 1500 м. Можливо, що вона вже досягла південно-західної окраїни найближчого населеного пункту, хоча цей результат потребує перевірки натурними дослідженнями. У той же час зона помітного збільшення концентрації радіонуклідів (вище 0,2 сумарного ДК_Б) розташована осередками, переважно в межах території секцій. Область поширення ²³⁸U локалізована територією другої секції й окремою ділянкою в межах першої секції. Відзначимо, що практично скрізь, за винятком невеликих ділянок у межах секцій, рівень радіоактивного забруднення не перевищує ДК_Б.

У порівнянні із сучасним моментом, просування зони з перевищенням природного радіоактивного фону може скласти через 5 років – до 300 м, через 25 років - до 1 – 2 км, причому найбільше її розширення відбудеться в північному напрямку. До середини 2028 року відбудеться також розширення окремих ділянок з більш високим рівнем радіоактивності, аж до населеного пункту, але в концентраціях, що не перевищують 0,2 ДК_Б.

У п'ятому розділі "Основні принципи організації локальної системи комплексного геоекологічного моніторингу навколишнього середовища в районі впливу накопичувачів радіоактивних відходів урановидобутку й уранозбагачення" підкреслюється, що основним принципом моніторингу є його комплексність, тому що антропогенний вплив накопичувачів РАВ не обмежується радіаційними факторами і стосується усіх компонентів географічної оболонки. Під комплексністю ми розуміємо спостереження, оцінку та прогноз стану і змін не тільки усіх елементів ПТК (атмосферного повітря, опадів, поверхневих і підземних вод, донних відкладень, гірських порід, ґрунтів, рослинності, тканин тварин тощо), але і окремих характерних показників, врахування усіх факторів впливу (хімічного, радіаційного, медико-біологічного й т.і.).

Отримані нами результати дозволяють обґрунтувати основні принципи організації локальної системи комплексного геоекологічного моніторингу навколишнього середовища в районі впливу хвостосховищ РАВ урановидобутку й уранозбагачення,  визначити структуру і функції основних підсистем моніторингу. На мал.2. наведено блок-схему "Спостереження в системі локального комплексного геоекологічного моніторингу навколишнього середовища в районі впливу накопичувачів РАВ".

Розрахунок оптимальної кількості пунктів спостереження показав, що для СЗЗ достатнім і репрезентативним є 12 пунктів, а для ЗС радіусом 3 км – 14. Просторове формування мережі з 26 пунктів спостереження базується на даних, отриманих на проведеному нами етапі експериментальних ландшафтно-геохімічних досліджень. За таким моніторингом точки повинні розподілятися у виділених ПТК таким чином, щоб число проб було пропорційно площі, що займають ці ПТК. Ще одним критерієм є віддаленість ПТК від хвостосховища. Ми пропонуємо функціональне призначення кожного пункту наземного спостереження відповідно до параметрів, що контролюються. Параметри геоекологічного моніторингу навколишнього середовища в районі впливу накопичувачів РАВ, що контролюються,  можна класифікувати наступним чином: геохімічні, геофізичні, гідрологічні, гідрогеологічні і медичні. Автором запропоновано перелік параметрів, які рекомендовано контролювати для періодичних (поточних) спостережень. Їхній вибір ґрунтується на принципі необхідності і достатності кількості показників, що вимірюються, обумовлених специфікою відходів хвостосховища. Один з пунктів наземного спостереження повинний бути стаціонарним, у його склад необхідно  включити метеостанцію.

Регламент спостережень встановлюється відповідно до їх виду і складності. Системою локального геоекологічного моніторингу передбачаються: 1. базові спостереження, що фіксують стан об'єктів до моменту початку роботи системи; 2. періодичні спостереження, що визначають зміну об'єктів за визначений період часу; 3. оперативні (позачергові) спостереження, що фіксують поточну зміну стану об'єктів; 4. екстрені (аварійні) спостереження, що оцінюють наслідки надзвичайних ситуацій.