Радіонукліди в компонентах водних екосистем південного регіону України: міграція, розподіл, накопичення і контрзаходи

Размещено на http://www.allbest.ru/

Київський національний університет

імені Тараса Шевченка

УДК 615.849 - 614.7:613

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня доктора біологічних наук

Радіонукліди в компонентах водних екосистем південного регіону України: міграція, розподіл, накопичення і контрзаходи

03.00.01 -- радіобіологія

Томілін Юрій Андрійович

Київ-2007

Дисертацією є рукопис.

Робота виконана в Миколаївському державному гуманітарному університеті імені Петра Могили Міністерства освіти і науки України.

Науковий консультант:

доктор біологічних наук, професор Кутлахмедов Юрій Олексійович, Інститут клітинної біології та генетичної інженерії НАН України, завідувач лабораторії радіоекологічної надійності біосистем відділу біофізики та радіобіології.

Офіційні опоненти:

доктор біологічних наук, старший науковий співробітник Хижняк Світлана Володимирівна, Київський національний університет імені Тараса Шевченка, провідний науковий співробітник лабораторії фізико-хімічної біології біологічного факультету;

доктор біологічних наук, професор Кузьменко Михайло Ілліч, Інститут гідробіології НАН України, провідний науковий співробітник відділу радіоекології;

доктор біологічних наук Дружина Микола Олександрович, Інститут експериментальної патології, онкології та радіобіології ім. Р.Є.Кавецького НАН України, завідувач відділу радіобіології.

Провідна установа: Національний аграрний університет Кабінету Міністрів України, м. Київ.

Захист дисертації відбудеться 29 червня 2007 року о 14 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.001.24 Київського національного університету імені Тараса Шевченка за адресою: м. Київ, проспект академіка Глушкова, 2, біологічний факультет, ауд.434.

Поштова адреса: 01033, Київ-33, вул. Володимирська, 64, Київський національний університет імені Тараса Шевченка, біологічний факультет, спеціалізована вчена рада Д 26.001.24.

З дисертацією можна ознайомитися у бібліотеці Київського національного університету імені Тараса Шевченка за адресою: м. Київ, вул. Володимирська, 58.

Автореферат розісланий “25 ” квітня 2007 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради Андрійчук Т.Р.

радіаційний водний екосистема зрошувальний

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Серед численних антропогенних та природних чинників, які шкідливо впливають на біоценози та на людину, важливим залишається радіоактивне забруднення [Коггл Дж., 1986; Гродзинський Д.М., 2000; Кравець О.П. та ін., 2003]. Результати багатьох радіологічних досліджень свідчать, що значну небезпеку для людини створюють малі дози іонізуючого випромінювання [Muller Н., 1993; Руднєв М.І., 1997; Бурлакова Е.Б., 1997; Гродзинський Д.М., 2000].

Ядерна енергетика в Україні має стратегічно важливе значення: АЕС виробляють майже 50% електроенергії в країні. В той же час, як свідчать численні радіоекологічні дослідження навколо АЕС, діяльність їх помітно впливає на радіаційний стан прилеглих до них територій [Бабаев Н.С. и др. 1984; Алексахин Р.М. и др., 1990; Трапезников А.В. и др., 1994]. Виключного значення набувають аварійні ситуації, які супроводжуються надходженням радіоактивних речовин в навколишнє середовище. Масштабність небезпеки такої ситуації постала під час і після аварії на Чорнобильській АЕС. Тому сьогодні, у разі подальшого існування і розвитку ядерної енергетики в Україні, все більшого значення набувають проблеми радіаційної безпеки і надійності АЕС [Ильин Е.П. и др., 1989; Гофман Д., 1994; Карачов І.І., 2000; Конопля Е.Ф., 2003].

Внаслідок надходження радіонуклідів у навколишнє середовище в процесі виробництва ядерної енергії дослідження міграції радіонуклідів у водних екосистемах залишаються надзвичайно актуальними. На особливу увагу заслуговують дослідження з вивчення поведінки радіонуклідів у водних екосистемах, які гідродинамічно пов'язані зі ставками-охолоджувачами та іншими технологічними водоймищами АЕС, з яких “станційні” (ті, які надходять у довкілля з технологічними скидами та викидами АЕС) радіонукліди можуть переходити у річкові і зрошувальні системи.

Матеріали радіологічних досліджень, проведених різними науковими установами на півдні України, показують, що в цьому регіоні існує чимало антропогенних і природних радіаційних факторів, які впливають на навколишнє середовище і здоров'я людини [Винцукевич Н.В. и др., 1983, 1996; Полікарпов Г.Г. та ін., 1987; Лазоренко Г.Е. и др., 1994; Григор'єва Л.І. та ін., 2000, 2006].

Аварійний Чорнобильський викид пройшов по території південного регіону в основному по північно-західній його частині, внаслідок чого створились окремі ділянки з підвищеним вмістом ¹³⁷Сs і ⁹⁰Sr у ґрунті. Більша частина цих ділянок розташована в балках, на схилах вздовж річок. В подальшому “аварійні” радіонукліди з цих ділянок, як і з усіх забруднених територій водозбору Дніпра і Південного Бугу, продовжують надходити у ці річки [Дворецкий Л.И. и др., 1985; Войцехович О.В. и др., 1994; Егоров В.Н. и др., 1994; Сердюк А.М. и др., 2000; Каглян О.Е. та ін., 2004; Григор'єва Л.І. та ін., 2005].

На сьогодні існує ряд робіт, які присвячено радіоекології водних екосистем [Тимофеева-Ресовская Е.А., 1963; Куликов Н.В. и др., 1987, 1988; Алексахин Р.М. и др., 1990; Трапезников А.В. и др., 1994], в тому числі і водних екосистем півдня України [Полікарпов Г.Г., 1987; Лазоренко Г.Е. и др., 1994; Кутлахмедов Ю.А. и др., 1994; Кузьменко М.И. и др., 2001; Гудков Д.І., 2006]. Значно менше робіт присвячено радіоекології водних екосистем, що складаються з технологічних водоймищ АЕС, річкових і зрошувальних систем, зокрема водним системам в районах Південно-Української (ПУ АЕС) і Запорізької (ЗАЕС) атомних електростанцій [Винцукевич Н.В. и др., 1986; Гудков Д.И. и др., 1995; Григор'єва Л.І. та ін., 2006].

Відомо, що радіонукліди, після надходження у водойми, поглинаються їх компонентами, в результаті чого їхні концентрації у воді значно знижуються, в той же час вміст радіонуклідів у водяній рослинності, в донних відкладеннях, в рибі може зрости у тисячі і десятки тисяч разів. При цьому хімічні речовини, рН води та інші фактори можуть суттєво впливати на цей процес [Винцукевич Н.В. и др., 1984, 1996; Гурович В.В. и др., 2003; Кутлахмедов Ю.О. та ін., 2003; Кузьменко М.І. та ін., 2001; Гудков Д.І., 2006].

Через це, знаючи основні параметри динаміки формування радіаційної ситуації і розподілу радіонуклідів в компонентах цих гідросистем, можна з достатньою ймовірністю визначити розмір і скласти прогноз радіоактивного забруднення водної екосистеми і, у разі необхідності, задіяти комплекс контрзаходів зі зниження існуючого рівня забруднення водного об'єкта, що, відповідно, сприятиме зменшенню дозового навантаження на людину через водний шлях.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Робота виконана відповідно до тем державних програм: “Радиационная обстановка в месте расположения Крымской АЭС в предпусковой период” (НДІ біофізики МОЗ СРСР № 87016-88), “Влияние природных условий в районах расположения Чернобыльской (до аварии), Южно-Украинской и Запорожской АЭС на содержания ¹³¹I та ¹³⁷Сs в молоке и обоснование допустимых концентраций радионуклидов в воде, используемой для полива сельхозугодий” (НДІ біофізики СРСР № 52-1/80 від 15.07.85), “Обоснование предельно допустимых концентраций ¹³⁷Сs и ⁹⁰Sr в воде, забираемой из р.Днепра на орошение” (НДІ біофізики МОЗ СРСР № 4Н-1-91-2), “Изучение возможности дозовых нагрузок на население за счет жидких отходов АЭС, удаляемых в водоемы, используемые для орошения сельхозугодий” (НДІ біофізики МОЗ СРСР № 80011-86), “Вынос радионуклидов в Черное море с водами р.Днепр через Днепро-Бугский лиман и оросительные системы, питающиеся из р. Днепр” (Інститут біології південних морів НАН України №16/217-94), “Оценка радионуклидного воздействия на население, проживающего на территориях, подвергшихся загрязнению Чернобыльским выбросом” (Науковий гігієнічний центр МОЗ України № 55/44-1113-92), “Использование радиоэкологического состояния оросительных систем юга Украины” (НДІ гідротехніки та меліорації ААН України № 28-117-94), “Оценка вклада водного пути миграции радионуклидов по пищевой цепи в формировании доз облучения населения бассейна р. Днепра” (Науковий гігієнічний центр МОЗ України № 643-26-94), “Екологічна програма Миколаївщини на період 1996-2000рр.”, затверджена рішенням IX сесії обласної Ради від 25.10.1996р. №2 (пункт 9.2. “Визначення розмірів надходження ⁹⁰Sr з дніпровською водою на зрошувані землі”, пункт 9.4."Оцінка впливу на людину та зовнішнє середовище ³H, що надходить з рідкими скидами Південно-Української АЕС").

Мета і завдання дослідження. Мета роботи - визначення характерних рис радіоекологічного стану та параметрів розподілу і накопичення радіонуклідів компонентами водойм водних систем південного регіону України, до яких належать південні частини річок Дніпро і Південний Буг, технологічні водоймища Запорізької і Південно-Української АЕС та основні зрошувальні системи регіону; розробка методології управління радіоємністю водоймищ для зниження їх радіоактивного забруднення.

Для досягнення поставленої мети передбачалося вирішити такі завдання:

визначити характерні риси формування радіаційного стану в обстежених водних екосистемах;

визначити параметри поглинання і перерозподілу ⁹⁰Sr , ¹³⁷Сs, ³Н компонентами водойм (донними відкладеннями, водяними рослинами, рибою);

визначити особливості міграції радіонуклідів в природно-техногенних водоймах регіону;

визначити розміри переходу “станційних” радіонуклідів зі зрошувальної води у сільськогосподарські культури (в умовах натурного експерименту);

розробити методологію управління радіоємністю водоймища для зниження його радіоактивного забруднення і відповідно всієї водної екосистеми.

Об'єкт дослідження. Шляхи та фактори формування радіаційного стану в основних водних екосистемах південного регіону України, що включають південні райони річок Дніпро, Південний Буг, головні зрошувальні системи, які живляться з цих річок, та технологічні водоймища АЕС; міграція штучних радіонуклідів у компонентах водних екосистем, рівень переходу техногенних радіонуклідів зі зрошувальної води у сільськогосподарські культури.

Предмет дослідження. Основні компоненти водних екосистем (вода, донні відкладення, водяні рослини, риба), зрошувальна вода, сільськогосподарські культури зрошуваних масивів.

Методи дослідження. Радіоекологічні та гідробіологічні методи польових досліджень, методи підготовки (обробки) проб, радіохімічні, радіометричні та спектрометричні методи вимірювання питомої активності радіонуклідів у пробах, інструментальні, математичні та комп'ютерні методи розрахунку вмісту радіонуклідів, параметрів їх розподілу і накопичення компонентами водних екосистем, математично-статистичні методи аналізу результатів.

Наукова новизна одержаних результатів полягає в тому, що запропоновано новий підхід в радіоекології - радіоекологія та радіаційна безпека водних екосистем районів розташування АЕС, які включають технологічні водоймища АЕС, річкові системи та зрошувальні системи, які живляться з цих річок. Розроблено методологію управління радіоємністю водоймища з комплексом дезактиваційних заходів і технологій по зниженню його радіоактивного забруднення. Вперше для водних екосистем південного регіону України встановлено:

шляхи і характерні риси формування радіоекологічної ситуації водних екосистем: південних частин річок Південний Буг і Дніпро, головні зрошувальні системи регіону (Інгулецька, Південно-Бузька, Білоусівська, Каховська і Краснознаменська) та ставки-охолоджувачі Південно-Української і Запорізької АЕС;

розмір накопичення ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H донними відкладеннями, водяними рослинами і рибою основних водоймищ водних екосистем регіону;

динаміку депонування ¹³⁷Cs, ³H донними відкладеннями і водяними рослинами прилеглих до Південно-Української АЕС річкових екосистем (річки Арбузинка і Мертвовод);

розподіл активностей ¹³⁷Cs, ³H у компонентах ставка-охолоджувача Південно-Української АЕС і р.Південний Буг;

розподіл активностей ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ⁵⁴Mn, ¹⁰⁶Ru у донному ґрунті ставка-охолоджувача Південно-Української АЕС;

радіоємність ставка-охолоджувача Південно-Української АЕС (вода і донні відкладення) для кожного “станційного” радіонукліду;

динаміку сезонного коливання концентрації ⁹⁰Sr у річковій воді пониззя Дніпра;

динаміку активності ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H у воді р. Південний Буг на ділянці скиду води зі ставка-охолоджувача Південно-Української АЕС;

розподіл радіонуклідів між органами і тканинами риб та співвідношення вмісту радіонуклідів у рибі (м'язи) та компонентах річок Дніпро і Південний Буг у перші місяці і віддалений період Чорнобильської катастрофи;

динаміку вмісту ³H у воді підземного водоносного горизонту в районі ПУ АЕС (8-10 км від ГФК АЕС);

динаміку активностей ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H у зрошувальній воді головних зрошувальних систем південного регіону;

величини переходу “станційних” радіонуклідів зі зрошувальної води у сільськогосподарські культури на території Інгулецького зрошуваного масиву.

Практичне значення одержаних результатів. Результати роботи використані при розробці та підготовці:

“Временных рекомендаций по контрольным (допустимым) концентрациям радионуклидов в воде, используемой для полива сельхозугодий в районах АЭС” (затверджено МОЗ СРСР 14.01.88р. і МОЗ України 16.02.88р.

№ 050606 - 72);

“Рекомендаций по расчёту уровней возможного поступления радионуклидов населению с продуктами питания, полученных на поливных угодьях при использовании воды водоёма-охладителя АЕС для нужд орошения” (затверджено МОЗ СРСР 09.01.86р. і МОЗ України 16.12.88р. за № 050606 -72);

“Заключения МЗ Украины на реализацию рыбы, выловленной из Киевского водохранилища в мае-июне месяцах 1986г.”;

“Допустимых и рабочих сбросов жидких радиоактивных веществ в водную систему района ЮУ АЭС” (затверджено МОЗ СРСР 29.03.1988р. за № 032755-88);

“Плана мероприятий по обеспечению г. Николаева питьевой водой при повышении концентраций радиоактивных веществ в р. Днепр” (Рішення Миколаївської обласної комісії з надзвичайних ситуацій 27.09.1991р, протокол №18);

“Заключения экспертной комиссии по проведению государственной экологической экспертизы проекта Ташлыкской ГАЭС” (№6-8/656 від 25.08.1992р);

“Висновку державної санітарно-гігієнічної експертизи на проектні матеріали “Южно-Украинский энергокомплекс, Ташлыкская ГАЭС. Уточненный проект””. Укргідропроект, Харків, 1991р., МОЗ України, № В489 від 02.12.1997р.)

“Рішення Миколаївської обласної Ради і ПУ АЕС про припинення у 1993 році скиду рідких промислово-побутових відходів ПУ АЕС у р. Арбузинку і перенесення цього скиду у ставок-охолоджувач АЕС”.

Результати досліджень дозволяють обґрунтовано вирішувати питання регламентації вмісту “станційних” радіонуклідів в технологічних водоймищах АЕС і в прилеглих до АЕС річкових екосистемах, визначати види і обсяг водокористування в районах АЕС; встановлені математичні моделі розподілу та співвідношень радіонуклідів у компонентах водойм є основою для проведення оцінки радіоекологічного стану водних екосистем і складання прогнозу радіаційної ситуації. Розроблена методологія управління радіоємністю водоймища дозволяє за допомогою запропонованих заходів і технологій регулювати розподіл активностей радіонуклідів у водоймах та вилучати їх з водоймища, а також змінювати радіаційний стан ландшафтів, прилеглих до водоймищ.

Матеріали досліджень використані при підготовці навчального посібника “Нормування антропогенного навантаження на навколишнє середовище” [Григор'єва Л.І., Томілін Ю.А., 2005] у викладанні курсів лекцій з дисциплін “Моніторинг навколишнього середовища”, “Радіобіологія”, “Радіоекологія”, “Нормування антропогенного навантаження” на факультеті еколого-медичних наук МДГУ імені Петра Могили.

Особистий внесок здобувача. Автор особисто провів аналіз наукової літератури за темою роботи, оволодів аналітичними методами визначення вмісту радіонуклідів в об'єктах навколишнього середовища і запропонував ряд раціональних пропозицій щодо їх вдосконалення. Організував і проводив відбір, підготовку проб, брав активну участь у радіохімічних, радіометричних і гамма-спектрометричних вимірюваннях проб. Організував і безпосередньо брав участь в експериментальних натурних дослідженнях з встановлення коефіцієнтів переходу “станційних” радіонуклідів зі зрошувальної води у сільськогосподарські культури та у дослідженнях по використанню водяних рослин у очищенні води ставка-охолоджувача ПУ АЕС від радіоактивних речовин. Автором здійснено аналіз, інтерпретацію та узагальнення отриманих результатів.

Апробація результатів дисертації. Результати досліджень за темою дисертації були висвітлені на: загальносоюзній науковій конференції “Актуальные вопросы радиационной гигиены” (Обнинск, 1990); міжнародній науковій конференції “Оросительная мелиорация: развитие, эффективность и проблема” (Херсон, 1993); міжнародній науково-практичній конференції “Радиационно-экологические и медицинские аспекты последствий аварии на Чернобыльской АЭС” (Київ, 1993); II науково-практичній конференції “Рациональное природопользование: системный анализ в экологии” (Севастополь, 1996); науково - практичній конференції з радіаційної гігієни (Київ, 2000); науково-методичних конференціях “Людина та навколишне середовище” (Одеса, 2000, 2002); науково-практичних конференціях “Могилянські читання” (Миколаїв, 2000 - 2002); міжнародних науково-практичних конференціях “Біологічні читання” (Миколаїв, 2003 - 2006); міжнародних наукових конференціях “Фальцфейнівські читання” (Херсон, 2001, 2003 - 2005); міжнародній науково-практичній конференції “Наука і освіта” (Дніпропетровськ, 2003); III з'їзді з радіаційних досліджень: радіобіологія і радіоекологія (Київ, 2003); міжнародній науковій конференції “Оценка риска низкодозовой радиации” (Москва, 2006); міжнародній науковій конференції “Ольвійський форум” (Ялта, 2006); 35-ого з'їзду Європейського товариства радіаційних досліджень European radiation research 2006 (Київ, 2006); Conference PM 2000: Particulate Matter and Health (Charleston, USA, 2000); International congress on the radioecology-ecotoxicology of continental and estuarine environments (France, 2001).

Публікації. За матеріалами дисертації опубліковано 1 монографію, 24 роботи у фахових виданнях, 34 тези доповідей у матеріалах вітчизняних і міжнародних симпозіумів, конференцій, з'їздів та конгресів, 2 методичні рекомендації (інструкції) МОЗ України.

Структура та обсяг дисертації. Дисертаційна робота складається зі вступу, огляду літератури, матеріалів та методів дослідження, результатів власних досліджень та їх обговорення, висновків, списку використаної літератури, що включає 225 джерел. Текст дисертації викладено на 319 сторінках, ілюстрована 88 таблицями та 56 рисунками.

МАТЕРІАЛИ І МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕНЬ

Дослідження базувалися на радіоекологічних принципах вивчення наявності, розподілу та міграції радіонуклідів у компонентах водних екосистем [Полікарпов Г.Г. та ін., 1988; Кузьменко М.И. и др., 2001; Кутлахмедов та ін., 2003] з використанням класичних методик радіометричних вимірювань та радіохімічних аналізів. Вивчено фактори і шляхи формування радіаційної ситуації у водних екосистемах південного регіону країни.

Визначення вмісту ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H проводили у воді ставків-охолоджувачів Південно-Української і Запорізької АЕС, ставків-біоочищення каналізаційної системи ПУ АЕС, річок Дніпро, Південний Буг, Арбузинка, Мертвовод, Інгулець, Інгул, озеро Акташ, Казантипської і Арабатської заток Азовського моря, а також магістральних каналів і водоймищ Інгулецької, Південно-Бузької, Білоусівської, Каховської і Краснознаменської зрошувальних систем. Проби води відбирали 3-5 разів на рік (щоквартально, обов'язково навесні і восени) з річок, водосховищ і магістральних каналів зрошувальних систем регіону протягом 1985-2004 рр. Проби води з низьким вмістом радіонуклідів відбирали в обсязі 100-200 л.

Для визначення розподілу радіонуклідів у компонентах водойм паралельно з пробами води відбирали і аналізували проби донних відкладень, водяної рослинності та риби. Крім цього, для визначення коефіцієнтів переходу і накопичення радіонуклідів сільськогосподарськими культурами зі зрошувальної води відбирали та аналізували проби сільськогосподарських культур (озима пшениця, люцерна, буряк, томати, кукурудза, огірки, капуста), які вирощувались на експериментальному полі Інгулецького зрошуваного масиву.

Підготовка проб води, мулів, водних рослин, риби, сільськогосподарських культур для радіохімічного аналізу та гамма-спектрометрії проводилася за затвердженими методиками [Марей А.Н. и др., 1980; Рысьев О.А. и др., 1987]. В процесі виконання робіт деякі радіометричні і радіохімічні методики було модифіковано, а також впроваджено нові лабораторні та інструментальні методи: попереднє концентрування радіонуклідів у пробах води (100-200л) здійснювалось шляхом випаровування за допомогою аквадистилятора ДЕ-10, концентрування радіонуклідів у пробах рослин і донних відкладень відбувалось шляхом об'єднання проміжних фракцій при радіохімічному аналізі [Томилин Ю.А., 1976, 1986]. Вміст ⁹⁰Sr в пробах визначали радіохімічним методом: оксалатним, екстракційним (МІОМФК) і комбінованим (разом з визначенням вмісту ¹³⁷Cs). В період інтенсивного забруднення зовнішнього середовища “аварійно-чорнобильськими” (внаслідок аварії на ЧАЕС) радіонуклідами (⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ^103,106Ru, ¹⁴⁴Ce, ^134,137Cs) радіохімічний метод по визначенню вмісту ⁹⁰Sr в пробах рослин і ґрунту було модифіковано на стадії радіохімічного очищення проб від “аварійно-чорнобильських” радіонуклідів [Томилин Ю.А., 1976, 1989]. Під час проведення натурного експерименту при визначенні вмісту ⁵⁴Mn гамма-спектрометричним методом, для очищення проб від ¹³⁴Cs, ⁵⁸Co, ¹¹⁰Ag застосовували радіохімічне виділення ⁵⁴Mn на носії MnCl₂ [Винцукевич Н.В. и др., 1984]. В біопробах і у воді стабільні ізотопи Ca, Ba, Sr визначали фотоспектральним методом і розробленим в НДЛ “Ларані” спектрографічним методом. Підготовка проб для вимірювання ³Н проводилась шляхом подвійної відгони проби з KMnO₄, а проб водяних рослин, сільськогосподарських культур, донних відкладень - шляхом відгони вільної вологи з наступним очищенням від органічних домішок. Дані мінерального складу річкової води, води водоймищ АЕС отримано в хімічних лабораторіях: НДЛ “Ларані”; Південно-Української АЕС; Миколаївської та Запорізької обласних санітарно-епідеміологічних станцій.

Проведення гамма-спектрометричних вимірювань проходило у два етапи: отримка і ідентифікація спектру; розрахунок активностей радіонуклідів за гамма-лініями і площею піку. Калібрування енергетичної шкали проводили стандартними закритими (ЗСГД) і відкритими (ЗРР) радіоактивними зразками. Гамма-спектрометричні вимірювання ¹³⁷Cs та інших гамма-випромінюючих радіонуклідів здійснювали за допомогою спектрометрів АМА-03Ф і АІ-1024-95 з напівпровідниковим детектором ДГДК-125В. Мінімільно-детектована активність ¹³⁷Cs складала 1 Бк/кг (1 Бк/100л) при експозиції 18000с, інших гамма-випромінюючих радіонуклідів - 1-3 Бк/кг (1-3 Бк/100л).

Радіометрія дочірнього продукту розпаду ⁹⁰Sr - ⁹⁰Y - здійснювалась на малофоновій установці УМФ-1500, мінімально-детектована активність складала 2 Бк/кг (2 Бк/100л) при експозиції 1000с. Для підтримання постійності геометричних параметрів під час вимірювання активності препарату на УМФ-1500 лічильником СБТ-13 застосовано розроблену підложку-фіксатор, а для збільшення пропускної здатності вимірів - одноканальну установку УМФ-1500 перетворено на трьохканальну [Томилин Ю.А. и др., 1980, 1989].

Радіометрію ³Н виконано на рідинно-сцинтиляційній установці "БЕТА-2" у кюветах "Оptіfase" при використанні рідинного сцинтилятору "Optіfase Hіsafe-3" (мінімально-детектована активність ³Н - 10 Бк/л), а також на установці “Quantulus-1020” (фірми LKB-Wallas) в лабораторії зовнішньої дозиметрії Південно-Української АЕС (мінімально-детектована активність ³Н - 1-3 Бк/л).

Періодично, для перевірки результатів вимірювань ³Н, проводилось вибіркове вимірювання ³Н у відібраних пробах в лабораторії зовнішньої дозиметрії ПУ АЕС на радіометричній установці “Canberra” (мінімально-детектована активність ³Н - 3 Бк/л) та в ІНБЮМ НАН України на сцинтиляційному радіометрі “Rack Beta Spectr 1219-002”. Похибка вимірювань при радіометрії ⁹⁰Sr, ³Н, ¹³⁷Cs та інших гамма-випромінюючих радіонуклідів складала 5-15%.

Розрахунок активності ³Н у водяних рослинах та рибі проводили з врахуванням того, що відсоткове співвідношення ³Н у рослинах у вигляді вільної вологи та інкорпорованого ³Н у складі біологічних структур дорівнює 97% та 3% відповідно, а співвідношення ³Н у вільній волозі тканин риби і у воді водойми складає 0,8-1,0 [Телушкина Е.Л., 1983; Романов Г.И., 1987].

Для порівняння накопичуваної здатності компонентів водойм і можливості встановлення кількісних співвідношень між отриманими даними, результати визначення вмісту радіонуклідів виражали у відносних величинах (коефіцієнти накопичення - КН), які відображають кількісні відношення вмісту радіонуклідів у певному компоненті і у воді, тобто: КН=, де С₁ - вміст радіонукліду у компоненті, Бк/кг, С₂ - вміст радіонукліду у воді, Бк/л [Куликов Н.В., 1988; Кутлахмедов Ю.О. та ін., 2003].

З метою підвищення достовірності отриманих результатів проводилося паралельне вимірювання вмісту радіонуклідів у деяких відібраних пробах в радіологічних підрозділах (лабораторіях) Миколаївської обласної санітарно-епідеміологічної станції, Інституту біології південних морів НАН України, Південно-Української і Запорізької АЕС.

При обробці результатів досліджень були використані методи статистичної обробки даних (оцінка вірогідності статистичних показників, використання t-критерію Стьюдента) [Мостеллер Ф. и др., 1982; Тейлор Дж., 1985]. Порівняння середніх значень проводилося з врахуванням інтервалу розкиду даних (2у). При аналізі за допомогою тесту Х² вірогідними показниками вважали ті, що характеризувалися рівнем ймовірності Р0,05, прийнятим для більшості біологічних показників [Бабаев Н.С. и др., 1984]. Визначення тісноти зв'язку між вмістом і розподілом радіонуклідів в окремих компонентах і об'єктах водних екосистем проводилося через проведення кореляційно-регресійного аналізу даних [Ферстер Э., 1983; Кутлахмедов Ю.О. та ін., 2003] за допомогою програмного забезпечення Excel-2000 для Windows (ліцензія 87130-Office PRO 2000 w3z enaeolpa).

Усі радіоекологічні дослідження виконано в Миколаївській науково-дослідній лабораторії з проблем радіаційної безпеки населення (НДЛ “Ларані”) МОЗ України. Аналіз, обробка та узагальнення результатів досліджень здійснено в науково-методичному центрі екологічної безпеки Миколаївського державного гуманітарного університету імені Петра Могили.

Результати досліджень та їх обговорення

Радіоекологічна характеристика річкових систем регіону. Результати багаторічних (1985 - 2004 рр.) спостережень, проведених у пониззі річок Дніпра і Південного Бугу, технологічних водоймищах Південно-Української і Запорізької АЕС, районі будівництва Кримської АЕС, зрошувальних мережах Інгулецької, Південно-Бузької, Білоусівської, Каховської і Краснознаменської зрошувальних систем, показали, що міграційні процеси радіонуклідів як “станційного”, так і “аварійно-чорнобильського” походження у водних об'єктах мають свої особливості і суттєво залежать від екологічних, гідрологічних та фізико-хімічних умов водойми.

Результати досліджень свідчать, що радіонукліди до цих водних екосистем надходять, в основному, двома шляхами (рис.1): перший - перенесення “аварійно-чорнобильських” радіонуклідів (в основному, ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs) з річковим стоком Дніпра і Південного Бугу з забруднених територій водозбору цих річок; другий - перенесення “станційних” радіонуклідів (в основному, ¹³⁷Cs, ³H) з технологічних водоймищ АЕС через фільтрацію і їх “продувку”.

Однією з характерних рис формування радіаційної ситуації в цих водних екосистемах є те, що в них постійно відбуваються взаємно протилежні процеси: такі, як депонування радіонуклідів донними відкладеннями (рис.2), особливо в місцях водойм з повільною або відсутньою течією, де мули мають значний обсяг органічної маси, та поступове перенесення радіонуклідів униз за течією під впливом різних природних і антропогенних факторів. Зокрема, виявлені сезонні зміни вмісту ⁹⁰Sr у воді пониззя

Дніпра: підвищення концентрації ⁹⁰Sr у річковій воді у весняні та осінні місяці, тобто в періоди тривалих опадів і танення снігу, і зниження концентрації ⁹⁰Sr у воді в літній період, коли припиняються дощові опади (рис.3).

Загальним для обох водних систем є активна участь зрошувальних систем у перерозподілі присутніх в системі радіонуклідів: після надходження з річок, радіонукліди зі зрошувальною водою включаються у хіміко-біологічні процеси агроценозів, а потім частина з них потрапляє у сільськогосподарські культури, частина затримується у ґрунті, а частина знов надходить у прилеглі до зрошуваних угідь водойми.

Радіоекологічна характеристика Дніпровської річкової системи. Радіаційна ситуація в найбільшій з обстежених водних екосистем - Дніпровській річковій екосистемі - протягом 1986-2004 рр. постійно змінювалися. До 1986р. у воді р.Дніпро активність ⁹⁰Sr знаходилась в межах 4 - 20 мБк/л, ¹³⁷Cs - 4 - 15 мБк/л. Після Чорнобильської аварії концентрація ⁹⁰Sr у воді зросла більше, ніж у 10 разів, і протягом 1987-90рр. варіювала від 40 до 370 мБк/л. Окремі підвищення сягали до 400 - 740 мБк/л. У 1990-92рр. вміст ⁹⁰Sr у Дніпрі знизився до 0,06-0,10 Бк/л, а у пониззі (с.Нікольське) не перевищував 70-90 мБк/л. Ці рівні збереглися до 2004р. Протягом 1988-90рр. спостерігалася стійка тенденція до зниження з часом вмісту ¹³⁷Cs в усіх водоймищах Дніпровського каскаду. В 1990р. вміст ¹³⁷Cs у Каховському водосховищі зменшився до 40-80 мБк/л і в подальшому продовжував утримуватися на цьому рівні. Вміст ³Н у воді Каховського водосховища і пониззя р.Дніпро протягом часу спостережень залишався на рівні 8-10 Бк/л. Крім ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, в дніпровській воді сьогодні ще реєструються “аварійні” трансуранові елементи (²³⁹Pu і ²⁴¹Am), основним депо яких є донні відкладення, завдяки чому ці радіонукліди переносяться до пониззя Дніпра та потрапляють у зрошувальні системи, які живляться водою Дніпра.

Радіоекологічна характеристика Південно-Бузької річкової системи. Радіаційний стан Південно-Бузької річкової системи визначався, по-перше, радіаційною обстановкою верхів'я річки і, по-друге, радіонуклідним складом рідких скидів ПУ АЕС. В перші п'ять років після пуску АЕС вміст радіонуклідів у Південному Бузі зберігався на допусковому рівні. У 1988р. радіаційна ситуація погіршилася: наслідки аварії на ЧАЕС призвели до підвищення концентрації ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у воді до 100-200 мБк/л. З 1992р. концентрація ¹³⁷Cs в річці зменшилася до 10-40 мБк/л, а ⁹⁰Sr - до 20 мБк/л. У 1993-95 рр., після початку “продувки” ставка - охолоджувача ПУ АЕС, радіаційна ситуація у воді Південного Бугу змінилася: в районі випуску “продувних” вод і поблизу с.Бузьке (нижче АЕС) концентрація ⁹⁰Sr в річковій воді піднялася до 30-50 мБк/л, а концентрація ¹³⁷Cs в річковій воді в ці роки утримувалася на рівні 10-15 мБк/л (рис.4), але під час паводків спостерігалося підвищення цього рівня у 2-3 рази.

Підвищення концент-рації ¹³⁷Cs у річковій воді позначилися на акумулюванні його донними відкладеннями. В Півден-ному Бузі, в місці надходження “продувних” вод ставка-охолоджувача ПУ АЕС, починаючи з 1994р. відбувається зростання (у 2 рази) активності ¹³⁷Cs в мулах. Одночасно в цьому місці також зростає активність ³Н в річковій воді у 8-10 разів. Отже, у другій половині 90-х років позначився другий шлях надходження ¹³⁷Cs і ³Н до р. Південний Буг, а саме - з “продувними” водами ставка-охолоджувача ПУ АЕС.

Радіаційний стан водних систем районів розташування АЕС. Район розташування Запорізької АЕС. Внаслідок того, що ставок-охолоджувач Запорізької АЕС, як частина Каховського водосховища, має постійний зв'язок з ним, радіаційні умови в останньому постійно впливають на радіаційний стан прилеглої водної системи. На сьогодні концентрація “аварійно-чорнобильського” ⁹⁰Sr у воді Каховського водосховища визначає вміст цього радіонукліду у воді і в компонентах ставка-охолоджувача. Коефіцієнти накопичення радіонуклідів компонентами ставка-охолоджувача Запорізької АЕС, в середньому, становили: для ⁹⁰Sr - 89 ±23 та ¹³⁷Cs - 356 ±45 (донні відкладення), а також для ⁹⁰Sr - 96 ±38 та ¹³⁷Cs - 840 ± 240 (водяні рослини (Cladophora fracta)).

Район розташування ПУ АЕС. Формування радіаційного стану ставка-охолоджувача АЕС відбувається: через надходження радіонуклідів при підживленні водою з Південного Бугу; за рахунок радіонуклідів, які присутні у воді промислово-дощової каналізації і в рідких скидах з очисних споруд господарсько-фекальної каналізації (ГФК) АЕС; а також у воді, що повертається після охолодження конденсаторів турбін, та в дощовій і талій воді, яка надходить з прилеглої території.

Ставок-охолоджувач ПУ АЕС характеризується високою мінералізацією води (до 2000 мг^.екв/л). Ймовірно, така ситуація в ставку-охолоджувачу впливає на радіаційну ситуацію як в ньому самому, так і у всій водній системі, що з ним пов'язана. Визначено, що до 1997р. особливої різниці між вмістом ¹³⁷Cs у мулах на глибині 15-20 м та у прибережній частині (0,3-0,5 м) відмічено не було, однак за дослідженнями 1998-1999рр. вміст ¹³⁷Cs на глибині водоймища був у 3-4 рази вищим. Однією з причин цього явища було підвищення в цей період мінералізації води у ставку, що призвело до зростання вмісту у воді калію (рис.5), який, як хімічний аналог цезію, почав виштовхувати останній з нестійких сорбційних сполук у донних відкладеннях. Тобто, висока солоність води ставка-охолоджувача не сприяла тривалому затриманню ¹³⁷Cs в ньому, і призводила до виносу останнього до Південного Бугу під час “продувки”.

За результатами експериментальних досліджень, які проводили для визначення вертикального розподілу ⁹⁰Sr, ⁵⁴Mn, ¹⁰⁶Ru в донному грунті ставка-охолоджувача ПУ АЕС встановлено, що в середньому 42% ⁵⁴Mn, 23% ⁹⁰Sr і лише 1% ¹⁰⁶Ru затримується у верхньому (5 см) шарі. Коефіцієнт накопичення ⁵⁴Mn верхнім шаром мулів у прибережній частині ставка-охолоджувача становив 17±2, а ¹⁰⁶Ru - 0,35±0,09. Останній, зі збільшенням глибини (10-15 см), підвищувався до 0,8±0,1, що вказує на ліпшу міграційну здібність ¹⁰⁶Ru.

За результатами проведених досліджень розрахована радіаційна ємність ставка-охолоджувача АЕС. Знайдені значення R_вод і R_дон для різних “станційних” радіонуклідів, як при існуванні постійної „продувки”, так і при її відсутності, можна використовувати при визначенні небезпечної кількості “станційних” радіонуклідів у воді та донних відкладеннях ставка-охолоджувача АЕС при оперативній радіоекологічній оцінці та прогнозі.

Основний внесок у сумарну радіоактивність ставків-відстойників ГФК АЕС надавали ¹³⁷Cs і ³Н. Вміст ⁹⁰Sr у воді протягом 20 років тримався в межах 20-80 мБк/л. Неоднакові об'єми каналізаційних (11 млн. м³/рік) та річкових (6 млн.м³/рік) призвели до того, що перші відігравали визначальну роль у формуванні радіаційної обстановки в річках Арбузинка і Мертвовод та в їхніх руслових водосховищах. Активність ³Н у воді р.Арбузинки, в місці надходження каналізаційних вод, до 1993р. трималася на рівні 600-1100 Бк/л. Після припинення скиду каналізаційних вод, лише за рахунок фільтрації зі ставка, концентрація ³Н в цьому місці іноді доходить до 200Бк/л. Обчислення показали, що за 10 років з каналізаційними водами АЕС (близько 10 млн. м³) до р.Арбузинки надійшло приблизно 8,5ГБк ¹³⁷Cs і 34,6 ТБк ³H. Зміни гідродинамічних і хіміко-фізичних умов у системі “ставки-біоочищення - рр. Арбузинка, Мертвовод” впливали на процеси сорбції-десорбції радіонуклідів мулами ставків-біоочищення та річок Арбузинки, Мертвовод, до яких потрапляли “станційні” радіонукліди або за рахунок прямого скиду в річку каналізаційних вод АЕС (до 1993р.), або за рахунок фільтрації та дренажу (у теперішній час). Встановлено, що майже 87% від загальної кількості радіоцезію, яку скинуто до р.Арбузинки за 11 річний період діяльності ПУ АЕС, осіло в річкових мулах (рис.6). Внаслідок переважання процесів сорбції ¹³⁷Cs донними відкладеннями над процесами десорбції (рис.7), забруднення цим радіонуклідом ґрунту річки відбувалось значно швидше, ніж зворотній процес - природне самоочищення за рахунок вимивання.

Визначено, що вимитий з мулів ¹³⁷Cs переноситься донизу за течією річки на значну відстань від забрудненої ділянки, насамперед у руслові водосховища (Трикратське і Таборівське), водами яких живиться Білоусівська зрошувальна система. Підраховано, що під час інтенсивних опадів вміст ¹³⁷Сs у воді водосховищ може підвищуватися у 40-150 разів.

Інша характерна риса цієї водної системи полягає у потраплянні ³Н у підземні водоносні горизонти (за рахунок фільтрації), в яких, як визначено, рівень вмісту ³Н може складати до 70% від його рівня у ставках-біоочищення (рис.8).

Район будівництва Кримської АЕС. Радіаційна ситуація в водній системі району будівництва Кримської АЕС у 1986-87рр. зумовлювалася, в основному, присутністю в ній ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H. Район будівництва АЕС не зазнав суттєвого впливу аварійного викиду Чорнобильської АЕС. Лише у 1987р. реєструвались підвищення вмісту ⁹⁰Sr і ¹³⁷Cs у воді та компонентах за рахунок надходження у водоймища забрудненої “аварійно-чорнобильським” викидом дніпровської води, яка потрапляє через Північно-Кримський канал. Останній використовується як джерело питного та зрошувального водного забезпечення, і поява в ньому в останній час “аварійно-чорнобильських” радіонуклідів (⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ²⁴¹Am, ²³⁹Pu) на рівнях вище “фонових” значень потребує проведення більш ретельного радіаційного контролю водойм району.

Радіоекологічна характеристика водних систем зрошуваних масивів. Довгострокові радіоекологічні дослідження в обстежених зрошувальних системах показали, що вміст радіонуклідів у зрошувальній воді визначається, в основному, рівнем активності цих радіонуклідів у річковій воді, якою наповнюються водоймища і канали зрошувальних систем. В той же час, за рахунок накопичення радіонуклідів водяними рослинами і мулами (при значній їх кількості) цих водоймищ і зрошувальних каналів, можливе як зниження концентрації радіонуклідів у воді (рис.9), так і, навпаки, підвищення їх концентрації у воді через десорбцію радіонуклідів з компонентів водоймищ у випадку зміни фізико-хімічного балансу водного середовища. Нестабільність вмісту ¹³⁷Cs у р.Південний Буг, яка пов'язана з процесами переносу “аварійно-чорнобильського” ¹³⁷Cs з забруднених водозбірних територій та з коливаннями вмісту “станційного” ¹³⁷Cs в “продувних” водах, призводить до коливань вмісту цього радіонукліду у воді Південно-Бузької і Білоусівської зрошувальних систем (рис.10, 11).

Періодичні підвищення активності ¹³⁷Cs (у 2-3 рази) відбувалися також у воді Інгулецької зрошувальної системи, але причина цього полягала у надходженні забруднених і мінералізованих вод з Криворізького гірничопромислового басейну у р.Інгулець. Зміни концентрації ⁹⁰Sr у дніпровській воді та інші фактори безпосередньо впливали на вміст цього радіонукліду у воді Інгулецької зрошувальної системи і, як результат цього, наприкінці 90-х років вміст ⁹⁰Sr у воді цієї зрошувальної системи, порівняно з Південно-Бузькою і Білоусівською, збільшився у 3-4 рази, а порівняно з Каховською і Краснознаменською - у 10 разів. Поява, в останні роки, у водоймищах регіону (Каховське водосховище, Дніпровський лиман) трансуранових радіонуклідів (²³⁹Pu, ²⁴¹Am) призвела до того, що по всьому північно-кримському каналу відбулося забруднення ²³⁹Pu донних відкладень і більш поширених в ньому видів прісноводних рослин (Cladophora fracta і Potamogeton perfoliatus), що, в свою чергу, може бути причиною вторинного забруднення цим радіонуклідом зрошувальної води. Таким чином, для кожної зрошувальної системи наявні характерні риси формування радіаційної ситуації і динаміки змін складу та рівня активності радіонуклідів у зрошувальній воді.

Встановлені, за результатами експерименту на території Інгулецького зрошуваного масиву, коефіцієнти переходу “станційних” радіонуклідів в сільськогосподарські культури зі зрошувальної води залишаються актуальними і корисними у галузі радіаційної безпеки населення, а розраховані контрольні концентрації радіонуклідів у зрошувальній воді використані в офіційних документах, що обмежують надходження “станційних” радіонуклідів населенню з продукцією зрошуваного землеробства [Григор'єва та ін., 2006].

Особливості міграції радіонуклідів у природно-техногенних водоймищах південного регіону. Результати визначення інтенсивності накопичення радіонуклідів компонентами всіх обстежених водних об'єктів показали, що навіть з урахуванням розсіювання (10-15%), коефіцієнти накопичення радіонуклідів донними відкладеннями, водяними рослинами та рибою мали різницю між водними об'єктами. Коефіцієнт накопичення ⁹⁰Sr донними відкладеннями для різних водойм знаходиться в інтервалі 60ч160, ¹³⁷Cs - 300ч900, а ³Н - 0,4ч1,2 (рис. 12). Значення коефіцієнтів накопичення радіонуклідів водяними рослинами знаходяться в інтервалі: ⁹⁰Sr - 80ч150; ¹³⁷Cs - 200ч850; ³Н - 0,5ч1,2 (рис.13); а коефіцієнтів накопичення радіонуклідів рибою - для ⁹⁰Sr - 4ч10, ¹³⁷Cs - 150ч230 та ³Н - 0,6ч1,0.

Найбільші коефіцієнти накопичення ⁹⁰Sr і ¹³⁷Cs донними відкладеннями і водними рослинами Південного Бугу були на початку “продувки” ставка-охолоджувача АЕС: для донних відкладень - 170±38 і 1237±64, для водяних слин (Cladophora fracta, Potamogeton perfoliatus) - 115±35 і 427±76 відповідно для ⁹⁰Sr і ¹³⁷Cs.

Коефіцієнти накопичення радіонуклідів рибою (м'язи) Південного Бугу протягом 1986-2003рр. утримувались на одному рівні: для ⁹⁰Sr - 4-8 та ¹³⁷Сs - 180-400. Найбільшим цей показник був у плотви (Rutilus rutilus L.): для ⁹⁰Sr - 8±2 та ¹³⁷Сs - 430±74; меншим - у судака (Stizostedion luzioperca L.): для ⁹⁰Sr - 4±1 та ¹³⁷Сs - 210±38. Коефіцієнти накопичення радіонуклідів карасем (Carassius carassius L.) ставка-охолоджувача АЕС становили для ⁹⁰Sr 9±3, ¹³⁷Cs - 237±51 та ³Н - 0,7±0,4. Причому, якщо коефіцієнт накопичення ³Н під час спостережень знаходився на одному рівні, то коефіцієнти накопичення ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr коливалися в межах 6-10 і 15-358 відповідно. Такі розбіжності у розмірах накопичення радіонуклідів обстеженими видами риб пояснюються, по-перше, неоднаковим рівнем присутності радіонуклідів у харчовій базі риб, по-друге, особливостями міграції різних видів риб в акваторіях водоймищ, котрі залежно від природних умов мають свої особливості.

Дослідження розподілу радіонуклідів між органами і тканинами риб, які були проведені в рр. Дніпро, Південний Буг у травні-червні 1986р., а також в останні роки, свідчать про різницю між процесами накопичення “аварійно-чорнобильських” радіонуклідів органами і тканинами риб в різні строки з моменту потрапляння цих радіонуклідів у водойму. Вміст ⁹⁰Sr, ¹³⁷Сs в м'язах усіх обстежених видів риб як з дніпровського басейну: чехоня (Pelecus cultratus L.), клепець (Abramis sapa Pall.), плотва (Rutilus rutilus L.), гуcтера (Blicca bjoerkna L.), лящ (Abramis brama L.), окунь (Perca fluvitilis L.), судак (Stizostedion luzioperca L.), так і з південно-бузького басейну: лящ, судак, плотва, короп (Cyprinus carpio L.), карась (Carassius carassius L.), щука (Esox lucius L.) в 1986р. суттєво відрізнявся від аналогічних показників, отриманих у 1993-2003 р. В перші місяці після аварії на ЧАЕС розподіл ⁹⁰Sr у дніпровській рибі: плотва (Rutilus rutilus L.), гуcтера (Blicca bjoerkna L.), лящ (Abramis brama L.), чехоня (Pelecus cultratus L.) між м'язами, нутрощами, кістками й лускою становив відповідно 2, 46, 24 й 28%, а у 2003р. - 1, 39, 31, 28%, відповідно, що вказує на те, що для встановлення фізико-хімічної рівноваги ⁹⁰Sr у водній системі потрібен час. Радіоізотопи Cs в перші дні після аварії були знайдені в дніпровській рибі переважно в м'язах (50%) та нутрощах (50%), а за даними 2003р. - розподіл між м'язами, нутрощами, кістками, лускою риб мав вигляд: 24, 53, 14 та 9% відповідно.

Співвідношення між активностями ⁹⁰Sr в органах і тканинах риб (м'язи, нутрощі, кістки, луска) для різних видів риб зі ставка-охолоджувача АЕС, за даними досліджень у 1987-1997рр., мали інший вигляд: карась (Carassius carassius L.) 1, 3, 16, 80%; короп (Cyprinus carpio L.): 1, 3, 27, 69%; головань (Leuciscus cephalus L.): 1, 2, 37, 60%; судак (Stizostedion luzioperca L.): 1, 4, 16, 79% відповідно.

Встановлені регресійні рівняння зв'язку між вмістом радіонуклідів в рибі (м'язи) і в компонентах водної системи (табл.1), а також у водних рослинах (Potamogeton perfoliatus) і в компонентах водоймищ (табл.2), апробовані в різні часи досліджень і знайшли своє підтвердження на практиці.

Результати досліджень дозволили визначити специфічність концентрування ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ³H донними відкладеннями, водяними рослинами і рибою (м'язи) для різних водних об'єктів. Більш інтенсивно майже всі компоненти концентрували ¹³⁷Cs (300 - 900), в меншій мірі ⁹⁰Sr (80 - 150), і найменше ³H (0,8 - 1,2). У загальному концентруванні ³H з води компонентами ставка-охолоджувача ПУ АЕС рибна складова мала значну величину (0,6 - 0,7) (рис.14).

Умови кожного водного об'єкту помітно впливали на інтенсивність концентрування радіонуклідів його компонентами: ⁹⁰Sr в найбільшій мірі концентрували донні відкладення ставка-охолоджувача ПУ АЕС, ¹³⁷Cs - донні відкладення ставка-біоочищення, ставка-охолоджувача ПУ АЕС та водяні рослини ставка-охолоджувача ЗАЕС, а ³H - в найбільшій кількості концентрувався донними відкладеннями і водяними рослинами (Cladophora fracta) річок Південний Буг і Арбузинка (рис.15).

Це підтверджує існування характерних рис щодо формування радіаційного стану в кожній водоймі, що, вважаємо, потрібно враховувати при встановленні розміру радіоємності певного водоймища під час оцінки і прогнозуванні радіаційної ситуації. Отримані дані можуть бути використані при складанні програми радіоекологічного моніторингу та обсягу заходів щодо дезактивації водоймищ обстежених водних систем.

Методологічні підходи до управління радіоємністю водоймища по зниженню його радіоактивного забруднення. Використовуючи міграційні особливості радіонуклідів у водоймах і знайдені дослідним шляхом величини розподілу радіоактивних речовин в їх компонентах можна на практиці задіяти водоймище у дезактиваційних заходах, спрямованих на поліпшення радіаційної ситуації у водних екосистемах регіону, особливо в екстремальних (аварійних) ситуаціях, коли водоймища можна застосувати, як інструмент вилучення (тимчасове сховище) радіоактивних речовин зі своєї водної системи або з прилеглих забруднених територій.

З цією метою розроблена методологія управління радіоємності водоймища (водної системи), яка дає змогу регулювати загальну кількість радіонуклідів та їхній розподіл у водоймищі, а також розмір депонування радіонуклідів залежно від кількості їх надходження до водоймища.

Управління радіоємністю водоймища (водної системи) для покращення його радіаційного стану, включає три розділи (блоки):