Критерії згоди при визначенні щільності забруднення ґрунту радіоцезієм

Размещено на http://www.allbest.ru

Размещено на http://www.allbest.ru

За час ліквідації наслідків аварії на ЧАЕС було розроблено і запропоновано цілий ряд методик і рекомендацій для обстеження й оцінки радіоактивного забруднення навколишнього середовища [1-5]. Однак, незважаючи на існуючі в цій області знання, питання оптимізації і репрезентативності відбору проб ґрунту залишаються актуальними і на даний час, зокрема, при уточненні щільності забруднення радіонуклідами конкретних ділянок чи угідь.

Репрезентативність відбору проб при радіоекологічних дослідженнях визначається як оцінка відповідності між вмістом досліджуваної компоненти в пробах і на тих площах, на які розповсюджуються дані кожної проби, аналогічно до визначення при геохімічних та геологорозвідувальних дослідженнях [11]. Репрезентативність відбору проб забезпечується правильним вибором геометричних елементів проб та мережі опробування з врахуванням природної змінності об'єктів вивчення. Ряд подібних питань неодноразово піднімалися у дослідженнях з геохімії, геологічної розвідки, радіоекології [1, 4, 6, 8-12, 17]. З метою оптимізації методології пробовідбору ґрунту при радіоекологічних дослідженнях були виконані роботи на базі Українського науково-дослідного інституту сільськогосподарської радіології. Це дало можливість вперше оцінити і систематизувати статистичні характеристики радіоактивного забруднення об'єктів радіоекологічного моніторингу в різноманітних умовах навколишнього середовища та розробити методики оптимізації пробовідбору.

Розглянемо одне з питань, що пов'язане з забезпеченням репрезентативності відбору проб ґрунту, а саме - визначення закону розподілу ймовірностей щільності забруднення ґрунту на рівномірно забруднених ділянках.

Від коректної оцінки щільності забруднення території, питомої активності ґрунту чи рослинності, концентрації радіонуклідів у повітрі і т.д., від репрезентативності відібраних для вимірювання проб (кількості проб, маси проби, площі, глибини і кроку відбору проб) залежить достовірність отримуваних результатів і можливість усереднення того чи іншого параметра. Наявність випадкових факторів, таких як присутність у пробах «гарячих» часток, може приводити до значних похибок при визначені параметрів і при екстраполяції результатів вимірювання на досліджуваний об'єкт. Питання репрезентативного відбору проб особливо актуальні при проведенні комплексного радіологічного моніторингу, на основі якого розраховуються дози опромінення жителів населених пунктів, розташованих на території, забрудненій радіонуклідами в результаті аварії на ЧАЕС [6].

Для проведення репрезентативного відбору проб різноманітних об'єктів навколишнього середовища, продукції виробничої і сільськогосподарської діяльності необхідно мати уявлення про джерело радіоактивного забруднення, фізико-хімічні властивості радіоактивних випадінь і особливості міграції радіонуклідів у навколишньому середовищі. Наявність паливних часток (ПЧ) у початкових радіоактивних випадіннях і їхнє подальше розчинення з різною швидкістю в ґрунтах навіть на невеликих ділянках, робить забруднення ґрунту радіонуклідами вкрай неоднорідним [7-10]. На нерівномірність забруднення радіонуклідами проб ґрунту, що відбираються, також істотно впливає неоднорідність мікрорельєфу, перерозподіл радіонуклідів у навколишньому середовищі.

З огляду на значну трудомісткість робіт з відбору проб і високу вартість вимірювань, актуальним стає питання оптимізації пробовідбору з метою оцінки необхідних параметрів забруднення об'єктів навколишнього середовища з заданою похибкою при мінімальних витратах. Планування об'єму вибірки ґрунтується на теорії статистичних висновків [11-13]. Найбільш широке застосування воно має при контролі якості продукції як у нашій країні, так і за кордоном [14]. Засновані на статистичних висновках методи планування відбору проб (спостережень, вимірювань) одержали широке поширення і визнання в різних областях промисловості: військовій, авіаційній, автомобільній, хімічній, металообробній, радіотехнічній, нафтовій, машинобудуванні, приладобудуванні й інших. Деякі з цих методів стандартизовані [15-18]. Питання планування відбору проб ґрунту при радіоекологічному моніторингу найбільш близькі до відповідних проблем у геології та геохімії (опробування на стадії розвідки та експлуатації родовищ корисних копалин, особливо розсипних, геохімічна зйомка за вторинними ореолами розсіювання) [19-25]. Наскільки важливе значення надається питанням репрезентативного пробовідбору (опробуванню) і статистичної обробки отриманих результатів у геології, можна судити за тим, що з даних питань там давно випущені галузеві стандарти.

Забруднення деякої території (поля, ділянки) тим чи іншим радіонуклідом математично можна описати деякою неперервною функцією від координат місцевості f(x,y). У загальному випадку ця функція має дві складові:

тренд (строго систематизована частина забруднення), обумовлений глобальною неоднорідністю випадінь, що характеризує середній рівень забруднення і глобальний градієнт забруднення.

випадкова складова, що характеризує мікронеоднорідність забруднення території.

Предметом розгляду є рівномірно забруднені (безградієнтні) ділянки території. Це ділянки, де тренд забруднення значно менше випадкової його складової. Це не порушує спільності одержуваних результатів, оскільки практика робіт на забруднених радіонуклідами територіях показує, що будь-яка неоднорідно забруднена територія завжди може бути розбита на квазіоднорідні за забрудненням ділянки, наприклад, за допомогою вимірювання потужності експозиційної дози.

Для визначення критеріїв згоди при картуванні щільності забруднення ґрунту 137Cs було використано експериментальні дані, отримані в УНДІСГР щодо планомірних досліджень особливостей статистичних характеристик забруднення радіонуклідами ґрунту, рослин, сільськогосподарської продукції та визначення закономірностей і статистичних зв'язків з особливостями ландшафту і типами радіоактивних випадінь протягом останніх 10-ти років. Такі дослідження були проведені на 17-ти однорідних за забрудненням експериментальних ділянках і в 7-и населених пунктах, розташованих у 4-х областях України.

Вибір експериментальних ділянок на переважно паливних і конденсаційних слідах був обумовлений наявністю двох типів чорнобильських радіоактивних випадінь. Ділянки, забруднені переважно паливною компонентою радіоактивних випадінь, були вибрані в 30-ти кілометровій зоні ЧАЕС. Експериментальні ділянки на конденсаційних слідах (“цезієвих плямах”) були обрані як у 30-ти кілометровій зоні, так і за її межами на прилеглих територіях. Експериментальні ділянки характеризує широкий спектр рівнів забруднення ґрунту 137Cs - у діапазоні від 50 кБк/м2 до 30 МБк/м2. Для обох типів випадінь ділянки вибиралися як на цілинних землях (чи староорних), так і на орних угіддях, що знаходяться в сільськогосподарському використанні до тепер. За ландшафтними умовами експериментальні ділянки поділяються на: заплавні, рівнинні і вододільні, а також ділянки, що розташовані в лісах.

Аналіз результатів інших досліджень, проведених в УНДІСГР, і літературних даних показують, що методологія відбору проб при оцінці щільності радіоактивного забруднення ґрунту має враховувати наступне:

інтенсивність вертикальної міграції досліджуваного радіонукліда;

особливості ландшафту, для якого проводиться оцінка щільності забруднення;

величину кроку відбору проб;

площу пробовідбору;

статистичні характеристики забруднення.

На основі попередніх експериментальних досліджень визначено, що до 2000 року для визначення щільності забруднення ґрунту 137Cs достатньо відбирати проби на глибину 30 см практично на всій забрудненій 137Cs території. Для визначення щільності забруднення ґрунту 90Sr глибина відбору проб 30 см також була достатня, крім слабогумусованих пісків. На них глибина пробовідбору має визначатися в кожному конкретному випадку після відповідного контролю глибини міграції 90Sr.

Для відбору проб було використано два типи пробовідбірників: 1) кільце діаметром 13,2 см, висотою 5 см; 2) циліндричний пробовідбірник діаметром 3,7 см, висотою 30 см.

Геостатистична картина щільності забруднення двох типових ділянок, розташованих на різних слідах випадінь, показана на рисунках (рис. 1 и 2).

Локальна неоднорідність (випадковість) забруднення ґрунту в межах ділянки є наслідком мікронеоднорідності випадінь радіонуклідів на ділянку, викликаних впливом на їх локальне осадження місцевих флуктуацій атмосфери, особливостями мікрорельєфу і рослинності, а також подальшим перерозподілом радіонуклідів. Присутність паливних часток у первісних радіоактивних випадіннях робить забруднення ґрунту ще більш неоднорідним навіть на невеликих ділянках. Крім того, значний вплив на неоднорідність забруднення радіонуклідами верхнього шару ґрунту вносить мезофауна, мікрофауна і діяльність людей. На формування локальної неоднорідності забруднення ґрунту також впливають неминучі похибки вимірювання вмісту радіонукліда в пробах ґрунту.

Таким чином, 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 [26, 27]. Її повністю описує властивий їй закон розподілу ймовірностей, що на практиці апроксимується тим чи іншим теоретичним розподілом ймовірностей [11 - 13]. Вибір того чи іншого теоретичного розподілу ймовірностей для описання досліджуваної випадкової величини є важливим етапом статистичного аналізу.

Вміст радіонукліда в пробах ґрунту є суто додатна величина. Літературні дані [26, 27], а також статистична обробка й аналіз отриманих результатів вимірювання щільності забруднення ґрунту 137Cs і 90Sr для обраних експериментальних ділянок показують, що ця величина на рівномірно забруднених (безградієнтних) ділянках має значний розкид і правосторонню асиметрію (рис. 3). У цьому випадку найбільш простим теоретичним розподілом ймовірностей для характеристики рівномірно забруднених ділянок є логнормальний закон розподілу ймовірностей [11 - 13]:

((1)

де Сп - щільність забруднення ґрунту тим чи іншим радіонуклідом; п - середній логарифм щільності забруднення ділянки тим чи іншим радіонуклідом; sп - середнє квадратичне відхилення логарифма щільності забруднення ділянки тим чи іншим радіонуклідом.

Проте інші дослідники приймають [28], що генеральна сукупність розподілена за нормальним законом, що в практиці часто не має підтвердження.

Параметри логнормального закону розподілу ймовірностей мають цілком конкретний фізичний зміст [26, 27]. Медіанне значення щільності забруднення на ділянці дорівнює:

, (2)

яке ще називають середнім геометричним. Параметр sп є наближеною оцінкою для коефіцієнта варіації щільності забруднення ділянки:

(3)

і не залежить від радіоактивного розпаду радіонуклідів.

Апроксимація щільності забруднення 137Cs і 90Sr на безградієнтних ділянках цим законом розподілу ймовірностей дає цілком задовільні результати. Дисперсія логарифма щільності забруднення в пробах ґрунту s2п обумовлена мікронеоднорідністю забруднення ділянки (у тому числі наявністю паливних часток), процесом підготовки проб до вимірювання і вибором наважки, похибкою еталонної проби і похибкою вимірювання.

Рис. 1. Геостатистична картина забруднення 137Cs експериментальної ділянки, розташованої на орному полі біля с. Луговики Поліського району (на серпень 1999 р.)

радіоцезій ґрунт мікрорельєф орний

Рис. 2. Геостатистична картина забруднення 137Cs експериментальної ділянки розташованої на полі, не ораному після аварії, поруч з репером 5/180 біля с. Копачі в 30-км зоні (на серпень 1999 р.)

На рисунку (рис. 3) приведено типові гістограми щільності забруднення ґрунту 137Cs і 90Sr (кБк/м2) і їх апроксимація логнормальним законом розподілу ймовірностей на експериментальних ділянках при відборі проб кільцем та пробовідбірником, розташованих на різних ландшафтах і слідах радіоактивних випадінь.

Рис. 3. Розподіл ймовірностей щільності забруднення ґрунту радіонуклідами на експериментальних ділянках при відборі проб кільцем 13.2см, h-5см (a, b), пробовідбірником 3.7см, h-30см (c, d), пробовідбірником 3.7см, h-30см в лісі (g, e)

Перевірка результатів визначення щільності забруднення ґрунту 137Cs і 90Sr для безградієнтних експериментальних ділянок за критерієм згоди Колмогорова при рівні значимості 0.05 [26, 27] показала, що вони не суперечать логнормальному закону розподілу ймовірностей. Приведений вище рисунок (рис. 3) також говорить про цілком задовільну апроксимацію розподілу значень щільності забруднення 137Cs і 90Sr безградієнтних ділянок для різних ландшафтів і форм випадінь логнормальним законом розподілу ймовірностей.

Таким чином встановлено, що щільність забруднення ґрунту на безградієнтних за забрудненням ділянках має випадковий характер і підпорядкована логнормальному закону розподілу ймовірностей. Цей висновок має особливо важливе значення для розробки методології оцінки репрезентативності пробовідбору при визначенні щільності забруднення ґрунту радіонуклідами.

У тому, що забруднення безградієнтних ділянок 137Cs і 90Sr (вміст радіонуклідів у ґрунті) описується логнормальним законом розподілу ймовірностей, немає нічого незвичайного. Численні дані за розподілом геологічних характеристик і вмістом різних мінералів у гірських породах свідчать про додатну асиметрію і близькість до логнормального закону розподілу ймовірностей [19]. У літературному огляді [20], присвяченому описанню законів розподілу елементів у мінералах і самих мінералів у різних породах, стверджується, що в більшості випадків ці дані не суперечать логнормальному закону. Очевидно, тут виявляють себе деякі загальні закони розподілу (розсіювання) домішок у загальній масі речовини.

Література

Методические указания по проведению обследования сельхозугодий в хозяйствах загрязненной радионуклидами зоны в 1991-1992 гг. - Киев, 1991.-11с.

Методические рекомендации по оценке радиационной обстановки в населенных пунктах. - М., 1990.-118с.

Экспресс-методика оценки плотности загрязнения сельскохозяйственных угодий радиоактивными изотопами цезия по данным гамма-съемки местности с учетом радионуклидного состава и распределения радионуклидов по профилю почвы. - Киев, 1989.-12с.

Инструкция по отбору проб почв при радиационном обследовании загрязнении местности. - М., Межведомственная комиссия, 1987. - 10с..

Махонько К.П., Силантьев А.Н., Шкуратов И.Г. Контроль за радиоактивным загрязнением природной среды в окрестностях АЭС. - Л., Гидрометеоиздат, 1985.-131с.

Тимчасові вимоги до проведення комплексного моніторингу та оцінки радіологічної якості забруднених територій в різних ландшафтно-геохімічніх зонах. /Методичні рекомендації /.- Київ.- 1996.-9с.

Kashparov V.A., Oughton D.H., Zvarich S.I., Protsak V.P., Levchuk S.E. Kinetics of fuel particle weathering and 90Sr mobility in the Chernobyl 30-km exclusion zone // Health Physics, 1999, vol.76, N.3, p.251-259.

Кашпаров В.А., Зварич С.И., Процак В.П., Журба М.А. Кинетика растворения чернобыльских топливных частиц II. Растворение топливных частиц в естественных условиях в почве // Радиохимия, т.42, № 6, 2000, с.542-549.

Кашпаров В.А., Иванов Ю.А., Зварич С.И., Процак В.П., Хомутинин Ю.В. Кинетика растворения чернобыльских топливных частиц и выщелачивания из них радионуклидов в почвах Зоны отчуждения. //Проблеми Чорнобильскої зони відчуження. -1998, Вип.5, с.18-24.

Kashparov V.A., Protsak V.P., Ahamdach N., Stammose D., Peres J.M., Yoschenko V.I., Zvarich S.I. Dissolution kinetics of particles of irradiated Chernobyl nuclear fuel: influence of pH and oxidation state on the release of radionuclides in contaminated soil of Chernobyl //Journal of Nuclear Materials, v. 279, 2000a, p.225-233.

Смирнов Н.В., Дунин-Барковский И.В. Курс теории вероятностей и математической статистики для технических приложений. -М.: Наука, 1965.-511с.

Кедал М. Стьюарт А. Статистические выводы и связи. - М.: Наука,1973.-899с.

Четыркин Е.М. Калихан И.Л. Вероятность и статистика.- М.: Финансы и статистика,1982.-319с.

Ноулер Л., Хауэлл Д., Голд Б., Коулмен Е., Моун О., Ноулер В. Статистические методы контроля качества продукции.- М.: Издательство стандартов, 1984.-102с.

ГОСТ 27.502-83. Надежность в технике. Система сбора и обработки информации. Планирование наблюдений.-М.: Издательство стандартов, 1984.-23с.

ГОСТ 17.4.3.01-83. Охрана природы. Почвы. Общие требования к отбору проб. - Введ. 01.07.84. - М.: Изд-во стандартов, 1984. - 4 с.

ГОСТ 28168-89. Почвы. Отбор проб. - Введ. 01.04.90. - М.: Изд-во стандартов, 1989. - 7 с.

ГОСТ 17.4.4.02-84. Охрана природы. Почвы. Методы отбора и подготовки проб для химического, бактериологического, гельминтологического анализа. - Введ. 01.01.86. - М.: Изд-во стандартов, 1985. - 11 с.

Коган Р.И. Интервальные оценки в геологических исследованиях: Справочное пособие.- М.: Недра, 1986.-160с.

Ткачев Ю.А., Юдович Я.Э. Статистическая обработка геохимических данных. Методы и проблемы. - Л.: Наука, 1975.-233с.

Усиков Ю.Т. Достоверность геологоразведочной информации.- М.: Недра, 1988.-120с.

Гавришин А.И. Оценка и контроль качества геохимической информации.- М.: Недра, 1980.-287с.

Альбов М.Н. Опробование месторождений полезных ископаемых.- М.: Недра, 1975.-232с.

Каждан А.Б. Поиски и разведка месторождений полезных ископаемых.- М.: Недра, 1984.-285с.

Четвериков Л.И. Теоретические основы разведки недр.- М.: Недра, 1984.-156с.

Пристер Б.С., Хомутинин Ю.В., Перепелятникова Л.В Оценка “гарантированных” коэффициентов перехода радиоактивного цезия в сельскохозяйственные культуры по агрохимическим показателям почвы. // Проблемы сельскохозяйственной радиологии. - Киев.-1991.-Выпуск 1.-стр.132-141.

Фесенко С.В., Черняева Л.Г., Санжарова Н.И., Алексахин Р.М. Вероятностный подход к прогнозированию радиоактивного загрязнения сельскохозяйственной продукции.// Атомная энергия. - Т. 74,Вып. 6.-1993.-с.507-513.

Регламент моніторингу сільгосппродукції у системі агропромислового комплексу. / Методичні рекомендації: ІАБ УААН. - Київ. - 2000 р. - 12с.

Размещено на Allbest.ru