CC BY
10
УДК 539.16.04 Р.В. БЕЖЕНАР*
РЕКОНСТРУКЦ1Я ЗАБРУДНЕННЯ ЧОРНОГО МОРЯ РАД1ОАКТИВНИМ 137Cs У ПЕР1ОД З 1945 ПО 2020 РОКИ ЗА ДОПОМОГОЮ КАМЕРНО1 МОДЕЛ1 POSEIDON-R
1нститут проблем математичних машин i систем НАН Украши, м. Кшв, Украша_
Анотаця. Камерна модель РОБЕЮОЫ-К була застосована для довгострокового моделювання за-
137 137
бруднення Чорного моря радюактивним цезгем Сз. Враховувалися джерела Cs до та тсля аварИ на ЧАЕС. Змив рад1онукл1ду з водою р1чок Днтра 7 Дунаю для пер1од1в часу, коли в1дсутн дам вим1рювань, ощнювався на основ7 узагальненог модел1 р1чкового стоку. Пор1вняння результат1в розрахунюв 7з вим1рами показало, що модель в1дтворюе розподы рад1оактивност1 у поверхневому шар1 води в р1зт моменти часу та гг перенос у глибоководн област1. Також отримане узгодження результат1в моделювання з вим1рами для донних в1дкладень 7 р1зних вид1в риби. Показано, що вра-хування впливу концентрацп конкуруючих 1омв калю К на засвоення цез1ю морськими организмами дозволяе отримати краще ствпадтня результат1в моделювання з вим1рами як для нехижих, так 7 для хижих вид\в риби у Днтро-Бузькому лиманI. Отримана динамика змти концентрацп 137Cs у пела-г1чнт риб1 дуже схожа з в1дпов1дною динам1кою в поверхневому шар1 води Чорного моря, що св1д-чить про стан, близький до р1вноважного. У зв'язку з цим були визначеш концентрацтш фактори для нехижог (81 л/кг) 7 для хижог (95 л/кг) риби. В робот1 здтснеш ощнки вм1сту 137Сз у Чорному мор1 на основ1 результат1в моделювання. Зг\дно з ними, вм1ст 137Сз у донних в\дкладеннях не пере-вищуе 3% його вм1сту у вод1, що пов 'язано з дуже повыьним проникненням забруднення у глибинн шари Чорного моря з наступним оаданням на дно. Найбыьший внесок у зниження рад1ацтного забруднення поверхневого шару Чорного моря дають проникнення рад1онукл1д1в у глибинн шари моря та рад1ацтний розпад. Зг\дно з результатами моделювання, зниження концентрацп 137Сз у 2 рази в поверхневому шар1 Чорного моря в1дбуваеться за 13 роюв, а в цыому мор1 - за 25роюв.
137 137
Ключовi слова: Чорне море, камерна модель POSEIDON-R, концентрацгя Сз, вмгст Сз. Аннотация. Камерная модель POSEIDON-R была применена для долгосрочного моделирования
137 137
загрязнения Черного моря радиоактивным цезием Сз. Учитывались источники Cs до и после аварии на ЧАЭС. Смыв радионуклида с водой рек Днепра и Дуная для периодов времени, когда отсутствуют данные измерений, оценивался на основе обобщенной модели речного стока. Сравнение результатов расчетов с измерениями показало, что модель воспроизводит распределение радиоактивности в поверхностном слое воды в разные моменты времени и ее перенос в глубоководные области. Также получено согласование результатов моделирования с измерениями для донных отложений и разных видов рыбы. Показано, что при учете влияния концентрации конкурирующих ионов калия К на усвоение цезия морскими организмами достигается лучшее совпадение результатов моделирования с измерениями как для нехищных, так и для хищных видов рыбы в Днепро-Бугском лимане. Полученная динамика изменения концентрации 137Сз в пелагической рыбе очень похожа на соответствующую динамику в поверхностном слое воды Черного моря, что свидетельствует о состоянии, близком к равновесному. В связи с этим были определены концентрационные факторы для нехищной (81 л/кг) и для хищной (95 л/кг) рыбы. В работе проведены оценки содержания 137Сз в Черном море на основе результатов моделирования. Согласно с ними, содержание 137Сз в донных отложениях не превышает 3% от его содержания в воде, что связано с очень медленным проникновением загрязнения в глубинные слои Черного моря с последующим осаждением на дно. Наибольший вклад в снижение радиационного загрязнения поверхностного слоя Черного моря дают проникновение радионуклидов в глубинные слои моря и радиационный распад. Согласно результатам моделирования, снижение концентрации 137Cs в 2 раза в поверхностном слое Черного моря происходит за 13 лет, а в целом море - за 25 лет.
Ключевые слова: Черное море, камерная модель POSEIDON-R, концентрация 137Сз, содержание
137Сз.
© Беженар Р.В., 2019
ISSN 1028-9763. Математичш машини i системи, 2019, № 1
Abstract. The POSEIDON-R box model was used for long-term modeling of the Black Sea contamination
137 137
by radioactive cesium Cs. Sources of Cs before and after ChNPP accident were taken into account. Runoff of radionuclide by water of Dnieper and Danube rivers for periods of time when data of measurements are not available was estimated on the base of generalize river runoff model. Comparison of calculation results with measurements shows that the model reproduces the radioactivity distribution in the water surface layer at different times and its transfer to the deep-water area. In addition, the agreement between results of modeling and measurements for bottom sediments and different types of fish was obtained. It is shown that the considering of the influence of competition ions (potassium K+) concentration on the cesium uptake by marine organisms allows for obtaining a better agreement between results of simulations and measurements for both prey (forage) and predatory fish species in the Dnipro-Bug estuary. The obtained dynamics of 137Cs concentration changes in pelagic fish is very similar to the corresponding dynamics in the surface water layer of the Black Sea, indicating conditions close to the equilibrium. Therefore, the concentration factors for prey and predatory fish were found equal to 81 l/kg and 95 l/kg respectively. In the study, the estimations of 137Cs inventory in the Black Sea based on modeling results were carried out. According to them, the inventory of 137Cs in bottom sediments does not exceed 3% of its inventory in the water column. It can be explained by a very slow penetration of contamination in the deep-water of the Black Sea with the following deposition to the bottom. The largest contribution to the reducing of radioactive contamination of the surface layer of the Black Sea gives the penetration of radionuclides to the deep-water area and radiation decay. According to the modeling results, the two times decreasing of 137Cs concentration in the surface water layer of the Black Sea occurs during 13 years, while in the whole sea -during 25 years.
137 137
Keywords: Black Sea, POSEIDON-R box model, concentration of Cs, inventory of Cs. 1. Вступ
У результат аварп на 4-му блощ Чорнобильсько! АЕС (ЧАЕС), яка сталася 26 кв^ня 1986 року, велика кшькють радюнуклвдв потрапила в навколишне середовище [1, 2]. Бшьша частина радюнуклвдв осша в 30-кшометровш зон навколо ЧАЕС. Проте значна кшькють радюактивних речовин перенеслася з атмосферними потоками на велию вщстат i сформу-вала неоднорщне забруднення територп Украши та шших европейських краш. При цьому деяка кшьюсть радюнуклвдв випала на поверхню европейських морiв.
З радюлопчно! точки зору, найбшьш важливими антропогенними радюнуклщами, що характеризуются порiвняно довгим перюдом натврозпаду Т1/2, е 137Cs (Т1/2=30,2 ро-юв) i Sr (Т1/2=28,8 роюв). Обидва радюнуклщи е основними продуктами розщеплення в ядерних реакщях, вони добре розчинн у водi i легко засвоюються морськими оргатзмами завдяки схожост хiмiчних властивостей мiж стронщем i кальщем (накопичуються у скелет риб), а також мiж цезiем i калiем (накопичуються в основному в м'язовш тканиш). Оскь льки стронцш накопичуеться в юстках, його концентращя в морських оргатзмах залиша-еться порiвняно невисокою через невелику масову частку кюток в оргатзм^ тод^ як концентращя цез^ зростае вщ нижчих до вищих органiзмiв (акумулюеться по ланцюжку жи-влення). В данш робот розглядаеться реконструкщя забруднення Чорного моря до та тсля
137
аварп на ЧАЕС саме Cs.
Основними джерелами радюактивного забруднення Чорного моря були глобальне випадшня радюнуклвдв у результат випробувань атомно'1 збро'1 в середин ХХ столбя та аварiя на ЧАЕС 1986 року. Порiвняно велика кшькють радюнуклвдв випала на поверхню Чорного моря в результат глобального випадшня, максимум якого припадае на територп мiж 40о i 50о твшчно! широти [3], що проходить якраз через море. Аварiя на ЧАЕС сфор-мувала два шляхи забруднення Чорного моря: безпосередне випадшня радюнуклвдв у результат атмосферного переносу радюактивно'1 хмари вiд пошкодженого реактора, а також спк радiонуклiдiв з рiчковими водами Днiпра та Дунаю, на басейни яких випала бiльша частина радюнуклвдв. Через деякий час тсля аварп на ЧАЕС кшьюсть радюнуклвдв у Чо-рному морi почала зменшуватися за рахунок радiоактивного розпаду i витоку активностi в
137 90
Середземне море через Босфорську протоку. Але оскшьки перюд натврозпаду Cs i Sr
становить близько 30 роюв, а потк через Босфор малий, порiвняно з об'емом Чорного моря, то зменшення концентрацп радiонуклiдiв у морi вiдбуваeться дуже повiльно. Таким чином, завдяки географiчному положенню i малому обмiну водою з Середземним морем, Чо-рне море залишасться одним iз найбiльш забруднених морiв у свiтi за вмiстом антропоген-них радiонуклiдiв.
♦ ♦ ♦ 137 ♦
2. 1снуюч1 оц1нки вмкту С8 у Чорному мор1
Згщно з оцiнками [4], атмосферне випадшня на поверхню Чорного моря у травн 1986 року
137 • 137
склало 1700-2400 ТБк Cs. Зразу ж пiсля цього загальний вмют Cs у поверхневому шарi моря товщиною 50 м досягнув 2700 ТБк, що в 6-10 разiв бшьше, нiж до авари. Але даний вмiст рiзко знизився до 1600 ТБк в основному за рахунок проникнення радюнуклщу в бшьш глибою шари. Пiсля цього вмют 137Cs у поверхневому шарi моря поступово знижувався до 500-600 ТБк у 1998 рощ i 300-400 ТБк у 2001-2004 роках. Даш ощнки здшснювалися на
137 137
основi вимiрiв концентрацп Сб у морг Принк Cs з водами рiчок Днiпра i Дунаю стано-
137
вив всього 26 ТБк протягом 1986-2000 роюв [5]. Витк Cs через Босфорську протоку склав 250 ТБк протягом 1986-2000 роюв [6].
Наведет оцiнки здiйснювалися лише на основi вимiрювань, переважна бiльшiсть яких проводилися у поверхневому шарi Чорного моря на дуже обмеженш акватори. Жодно'1 детально! зйомки моря не було здшснено. В данiй робот за допомогою моделювання будуть отримаш значення концентрацп радiонуклiдiв у всьому морi за перiод часу з 1945 року по тепершнш час. Результати моделювання дозволять перевiрити ощнки, здшснеш в поперед-нiх роботах, та зробити 1'хне уточнення. Маючи реальнi значення концентрацiй, будуть ощ-ненi основнi джерела та шляхи витоку радюнуклвдв з моря, включаючи потоки радюнукль дiв через Босфор i Дарданелли в Середземне море, як е важливими при моделюванш переносу радiоактивностi в ньому.
Максимальн значення концентрацп 137Сб тсля аварп на ЧАЕС були вимiрянi в Сева-стопольськш бухп, де було зафшсоване значення
815 Бк/м3. На початку 2000-х роюв забруднення Чорного моря стало бшьш-менш рiвномiрним з концентрацiями 137Сб 12-21 Бк/м3
3 137
б^ берегiв Болгарп i 11-26 Бк/м б^ берегiв Грузп. Найвищi концентрацп Сб у верх-ньому шарi донних вiдкладень були вимiрянi в 1992-1994 роках у гирлi рiчки Дунаю i в Днiпро-Бузькому лимат. Це пов'язано з атмосферним випадшням радiонуклiду пiсля аварп на ЧАЕС, його стоком по рiчковiй системi та адсорбцiею на зважених у водi частинках пiску i намулу з наступним 1'хшм осiданням на дно. Саме в гирлах рiчок концентращя таких зва-
137
жених частинок максимальна. Загальний вмют Cs у донних вщкладеннях у райош гирл
2 2 рiчок у 1990-1994 роках становив 10-40 кБк/м , а на морському шельфi - 2-5 кБк/м [7].
Максимальна концентращя 137Cs у донних вiдкладеннях була вимiряна в морi навпроти гирла Дунаю у вересш 1986 року i становила 500 Бк/кг [8]. До 2005 року ця концентрацiя знизи-лася до 100 Бк/кг [9].
У даний час не юнуе жодно'1 бази даних з вимiрами концентрацiй радiонуклiдiв у вод^ донних вiдкладеннях i морських органiзмах у Чорному морi. Це спричиняе суш^ незручностi при дослщженш радiоактивного забруднення моря. Зокрема, при адаптацп будь-яких моделей до Чорного моря кожного разу потрiбно проводити збiр даних вимiрю-вань для ощнки якост моделi шляхом порiвняння отриманих результатiв розрахункiв iз вимiрами. В ходi дано'1 роботи були зiбранi i систематизованi данi вимiрювань концентрацп радiонуклiдiв у вод^ донних вiдкладеннях i морських оргатзмах Чорного моря, як проводилися дослщниками з рiзних краш у рiзнi перiоди часу [10-15]. Цей масив даних був переданий у МАГАТЕ для внесення 1'х у базу даних MARiS [16], що повинно сприяти подальшому вивченню Чорного моря. Вони ж використовувалися для ощнки якост ре-зультатв моделювання, описаних у наступних роздiлах, шляхом '1'хнього порiвняння з вщ-повiдними вимiрами.
3. Камерна модель переносу радюактивносп в морському середовищ1 POSEIDON-R
Модель РОБЕГООК-К описуе морське середовище як систему камер, що включають товщу води, донш вiдкладення i морськi оргашзми [17]. Кожна з камер у моделi може мiстити будь-яку кшькють шарiв води, забезпечуючи, таким чином, тривимiрнiсть системи. Також камери мютять зваженi намули, що рiвномiрно осщають на дно. Вважаеться, що в моделi радiонуклiди, адсорбованi зваженими частинками, знаходяться в рiвновазi з розчиненими радюнуклщами. Перенос розчинених радiонуклiдiв мiж камерами описуеться процесами адвекци i дифузп. Перемiщення осаджених радiонуклiдiв у дш описуеться за допомогою тришарово'1 системи, в якiй верхнiй шар взаемодiе з водою, мiж верхшм i середнiм шаром вiдбуваеться дифузiя радiонуклiдiв, а все, що потрапило в нижнш шар у результат осщан-ня, вже нiколи не повертаеться вверх. Схематично даш процеси зображеш на рис. 1, а основы рiвняння моделi представлен в [17].
Рисунок 1 - Схематичне зображення процесiв, що розглядаються в кожнiй KaMepi моделi POSEIDON-R
Для опису накопичення радюнуклвдв у морських оргашзмах використовуеться ди-нам1чна модель, яка складаеться з р1зних ланцюжюв живлення для пелапчних i донних ор-ган1зм1в (рис. 1). До пелапчного ланцюжка живлення входять ф^опланктон, зоопланктон, нехижа i хижа типи риби. Донний ланцюжок живлення включае водоросп, донш безхребе-тш оргaнiзми, придонну рибу i донних хижаюв. Доннi безхребетнi оргaнiзми харчуються оргашкою з донних вiдклaдень, забрудненою радюактивними елементами, якi потiм м^-рують по ланцюжку живлення. Таким чином, враховуеться додаткове джерело забруднен-ня морських оргaнiзмiв [18]. Також у моделi описуються молюски, рaкоподiбнi i прибере-жнi хижаки, як харчуються як поверхневими, так i придонними оргашзмами. Всi описaнi 11 титв морських оргaнiзмiв засвоюють радюнуклщи не тiльки з mi, але й з води. В моде-лi враховуеться зaлежнiсть iнтенсивностi засвоення радюактивних цезiю i стронцiю вщ концентрацп конкуруючих iонiв кaлiю i кальщю, вiдповiдно. Це означае, що в розпрюне-нiй водi, де низька концентращя iонiв кaлiю i кальщю, засвоення радюактивних цез^ i стронщю буде iнтенсивнiшим, нiж в океаш.
♦ 137 ♦
4. Реконструкщя розповсюдження Cs у морському середовищ1 Чорного моря
Система камер Чорного моря (рис. 2) була створена та штегрована в Свропейську систему з ядерного аваршного реагування RODOS [19]. Вона включае 45 камер у самому мор^ а
також 5 камер, що вщповщають за Середземне, Мармурове та Азовське моря i Дншро-Бузький лиман. У моделi враховуються 2 основш рiчки регiону: Дунай i Днiпро, що забез-печуе баланс води в морь Об'ем i середня глибина кожно'1 камери розраховувалась на ос-новi даних про глибини, що використовуються в розрахунках Свропейсько'1 моделi океану NEMO, якi знаходяться у вшьному доступi [20]. Глибокi област були подiленi на вертика-льш шари для кращого описання вертикального i горизонтального переносу активносп у поверхневому шарi (вiд поверхнi до глибини 25 м), верхньому шарi (25-100 м), середньому шарi (100-600 м) i нижньому шарi (понад 600 м). Потоки води мiж камерами були розра-хованi методом усереднення за 10 роюв (2006-2015) тривимiрних течiй, отриманих чисе-льною моделлю NEMO з використанням даних реаналiзу [20]. Враховувалися також потоки води з рiчок Дунаю i Дншра, а також обмш водою з Азовським i Мармуровим морями [21].
26° 28° 30° 32° 34° 36° 38° 40° 42° Рисунок 2 - Система камер Чорного моря. Камери з чотирма вертикальними шарами в товщ1 води позначеш темним вщтшком, камери з трьома i двома шарами видшеш темними д1агональними та вертикальними смужками, вщповщно, а мшководш камери, що не роздшяються по вертикал^
позначеш бшим кольором
137
Моделювання розповсюдження Cs у морському середовищi Чорного моря прово-дилося для перюду з 1945 по 2020 роки. Серед джерел радюактивного забруднення розг-лядалися глобальне випадшня радюнуклвдв у результатi випробувань атомно'1 збро'1, атмо-сферне випадiння тсля аварп на ЧАЕС 1986 року та спк радюактивносп з водою рiчок, якi знаходяться в басейш Чорного моря. Величину глобального випадшня 137Cs на камери Чорного моря було визначено на основi щорiчних даних густини випадiння на поверхню планети [3] мiж 40 i 50 градусами твшчно!' широти для перюду 1945-2000 роюв (рис. 3a).
137
Для ощнки густини глобального випадшня Cs для перюду 2001-2020 роюв усереднеш значення за попередш 5 роюв екстраполювалися з урахуванням радюактивного розпаду.
Що стосуеться випадшня тсля аварп на ЧАЕС, то, зпдно з [22], забруднення Чорного моря у травш 1986 року було нерiвномiрним з максимальними концентращями вздовж шляху проходження радюактивно'1 хмари, яка перемщувалася в атмосферi вщ пошкодженого 4-го енергоблоку ЧАЕС. Для вщтворення атмосферного випадшня на поверхню Чорного моря внаслщок аварп на ЧАЕС вважалося, що густина випадшня була пропорцшною до вимiряноï в 1986 роцi концентрацп 137Cs у поверхневому шарi води. Даш значення концентрацш були нормалiзованi на величину загального випадiння на поверхню моря, яка, зпдно з консерва-
тивними ощнками [4], становила 2400 ТБк. Також ураховувалося випадшня Cs на Егейсь-ке море [23] для правильного опису потокГв радГоактивностГ мiж морями.
137
Через вiдсутнiсть даних вимфювань приплив Cs з водами рiчок Днiпра i Дунаю в 1945-1985 роках оцГнювався з використанням узагальненоi моделi рiчкового стоку [24], яка дае концентрацГю радiонуклiду в рiчковiй водi на основi густини глобального випадшня на п басейн. Отримана концентрацiя множилася на величину вГдповГдно'' щорГчно'' витрати води
137
кожною рiчкою. Для перiоду 1986-1997 рокГв бралися данi вимiрювань концентрацп Cs у рiчках Днiпрi i Дунаю [5] та витрати води самих рiчок. Для перiоду 1998-2009 рокГв знову використовувалася узагальнена модель, а для перГоду 2010-2020 рокГв данi притоку радГоак-тивностi в Чорне море з рiчковою водою екстраполювалися (рис. 3Ь).
(Ь)
Рисунок 3 - Густина глобального випадшня Cs м1ж 40 1 50 градусами пiвнiчноi широти (а) та щор1чний стiк радiоактивного 137Cs з водами рiчок Днiпра i Дунаю в Чорне море (Ь)
137
Пор1вняння результат1в моделювання з вим1рами концентрацп Cs у поверхневому шарГ води для р1зних камер представлене на рис. 4. Вс1 з1бран1 данГ вим1рювань були розпо-д1лен1 по камерах в1дпов1дно до свого географ1чного положення. Видно, що модель вГдтво-рюе максимуми, пов'язан1 як з глобальним випад1нням, максимум якого припадае на 1963 р., так 1 з випад1нням п1сля аварп на ЧАЕС (1986 р.), та 1'хне розчинення протягом наступних рок1в. Про це св1дчить, зокрема, сп1впад1ння результат1в моделювання з вим1рами для 2000-х рок1в (камери 30 1 48).
137
На рис. 5 видно, що розрахований вертикальний розподш Cs у мор1 також узгоджу-еться з вим1рами концентрацп рад1онукл1ду в р1зних шарах води. Проф1л1 розраховано'1' кон-
137
центрацй Cs у р1зн1 моменти часу в камер1 8 св1дчать, що модель правильно в1дтворюе процеси вертикального перем1шування в Чорному мор1.
У ц1лому, результати моделювання узгоджуються з вим1рами для поверхневого шару води. Коеф1ц1ент кореляцп м1ж розрахованою 1 вим1ряною концентрац1ями 13"^ у вс1х камерах Чорного моря за весь розрахунковий пер1од становить 0,91. В1дношення середн1х
137
геометричних розрахованих значень концентрацп Cs у вод1 до вим1ряних складае GM=1,07, а середньогеометричне в1дхилення GSD=1,34. Деяке нествпадшня може пояс-нюватись неточн1стю задання джерел забруднення, оск1льки не 1снуе достов1рно'1' Гнформа-цп про розподш атмосферного випадшня на Чорне море п1сля аварп на ЧАЕС, а в робот1 в1н задавався на основ1 часткових даних про концентрац1ю рад1онукл1ду в поверхневому шар1 моря. Також варто в1дм1тити, що модель розраховуе середнГ значения концентрацп в кожн1й камер1, тод1 як вим1ри проводилися в конкретних точках. Для 1хнього пор1вняння проводилося арифметичне усереднення значень в областях моря, як1 в1дпов1дають камерам модел1, що могло призвести до певних розб1жностей.
Камера 39 Камера 48
Рисунок 4 - Пор1вняння результапв моделювання (крив1 на графшах) з вим1рами (точки) концентрацп 137Cs у поверхневому шар1 води для р1зних камер
Рисунок 5 - Пор1вняння розрахунюв з вим1рами у вертикальному профшю для камери 8 у р1зш моменти часу. Кругл1 точки позначають вим1ри з бази даних MARiS [16], трикутш - 1з статп [25]
Рисунок 6 - Пор1вняння результапв моделювання (крива на графшу) з вишрами (точки) концентрацп 137Cs у верхньому шар1 донних вщкладень Чорного моря в камер1 33
Також отримане добре узго-дження результатв моделювання з вимiрами для донних вщкладень (рис. 6), хоча кшьюсть вимiрювань концентрацп радiонуклiду в донних вщкладеннях набагато менша, нiж у водь Зокрема, 0М=0,99, а GSD=1,49. На основi розрахункiв можна оцши-ти вплив аварп на ЧАЕС на забруд-нення донних вщкладень Чорного
137
моря радюактивним Cs. У даному випадку маемо, що чорнобильська аварiя призвела до пщвищення кон-
137
центрацп Cs у донних вщкладеннях б^ узбережжя Болгари прибли-зно у 2-2,5 рази у порiвняннi з доава-ршними значеннями.
Севастопольська бухта Шельфова область
Рисунок 7 - Пор1вняння результат1в моделювання (крив1 на графшах) з вишрами (точки) концентрацп 137Сб у р1зних видах риби Чорного моря
Рисунок 8 - Пор1вияиия розраховано1 концентрацп 137Cs при рiзних значеннях солоносп (S=3 i S=18) та вимiрiв [26, 27] у водi (а), нехижш рибi (b) i хижш рибi (с) у Днiпро-Бузькому лимаш
Пор1вняння результапв моделювання з вим1рами для р1зних вид1в риб показане на рис. 7. Видно, що ди-
137
нам1ка змши концентрацп Cs у нехижш ри61 в камерi 34 i в шельфовш областi дуже схожа з вщповщною ди-намiкою в поверхневому шар! води (рис. 4). Зокрема, в них щентичний ко-ефщент експоненцiйного затухання (швидк1сть очищення) - 0,07 р-1. Тобто, можна говорити, що нехижа риба зна-ходиться практично в рiвновазi з водою. А це означав, що можна визначи-
^ ^ 137
ти концентрацiйний фактор Cs у нехижш ри61 (вiдношення концентрацп радюнуклщу в ри61 до вщповщно!' концентрацп в вод1 в рiвноважних умовах) у Чорному мор1, який за результатами моделювання становить 81 137 и
л/кг. Концентращя Cs у хижш ри61 (шельфова область) змшюеться 61льш плавно, шж у нехижiй. Це пов'язано з Ф1зюлопчними особливостями, зокрема, з бшьшим часом оновлення кл1тин (повшьшшим метаболiзмом), який ха-рактерний для органiзмiв 1з 61льшими розмiрами. Все одно, швидкють експо-ненцiйного затухання концентрацп радюнуклщу в хижш ри61 близька до вь дповiдноï величини у вод1, починаючи з середини 1990-х роюв. Розрахований концентрацшний фактор 137Cs у хиж1й ри61 становить 95 л/кг. Дещо шша си-туацiя з прибережними хижаками (Се-вастопольська бухта), до д1сти яких входять як пелагiчнi, так i придонш органiзми. Вони характеризуются меншим коефiцieнтом експоненцшно-го затухання (0,05 р-1), оск1льки придонш органiзми о6м1нюються активш-стю з донними вщкладеннями, як1, у свою чергу, очищуються повiльнiше (рис. 6), шж вода.
137
Вплив знижено! солоносп в Чорному мор1 на засвоення Cs морськими оргашзма-ми е невеликим, оскГльки солонГсть залишаеться досить високою в бГльшГй частинГ моря. Винятком е лимани 1 гирла рГчок, зокрема, ДнГпро-Бузький лиман. Низька солонГсть у ДнГп-ро-Бузькому лиман1 (камера 49 на рис. 2) дае можлив1сть оц1нити, наск1льки даний фактор впливае на засвоення радГоактивного 137Cs рГзними видами риб. На рис. 8 зображене порГв-
137 , и ц
няння вимГрГв концентрацп Cs у нехижш (плотва, тарань) 1 хижш (судак, окунь, жерех)
рибах з розрахунками для рiзних значень солоносп: 18 - характерна солонють для бшьшо'1' частини Чорного моря; 3 - середня солонiсть у Дншро-Бузькому лиманi. Видно, що параме-
137
тризащя залежностi засвоення Cs морськими органiзмами вiд солоностi (концентрацп конкуруючих iонiв калiю K) дозволяе отримати краще спiвпадiння результатiв моделювання з вимiрами як для нехижих (рис. 8 b), так i для хижих (рис. 8 с) видiв риби при правильному опис динамiки забруднення в водi (рис. 8 a) Дншро-Бузького лиману.
137
У цiлому модель вщтворюе динамiку змiни концентрацп Cs у рiзних видах риби в Чорному мор^ про що свщчать статистичнi показники: GM=1,06, GSD=1,47 для нехижо'1' риби; GM=1,12, GSD=1,92 для хижо'1' риби; GM=1,27, GSD=1,73 для прибережних хижакiв.
• ♦ 137 ♦ ♦ ♦
5. Оц1нки вмкту Cs у Чорному Mopi на ochobî результатiв моделювання
137
Статистичш спiввiдношення мiж розрахованими концентрацiями Cs у водi i донних вщкладеннях i вщповщними вимiрами пщтверджують, що модель POSEIDON-R правильно
вщтворюе динамшу радiацiйного moon ч забруднення Чорного моря. Тому
результати моделювання можна використовувати для ощнок вмю-ту радiонуклiдiв у Чорному морi в рiзнi моменти часу, а також ос-новних джерел та шляхiв витоку радюнуклвдв з моря. Змiна з ча-
137
сом загального вмюту Cs у водi i донних вiдкладеннях Чорного моря зображена на рис. 9. Видно, що у водi спостерiгаються два максимуми, як вiдповiдають глобальному (1966 рш) та чорно-бильському (1986 рш) випадш-ням. Причому загальний вмют
137
Рисунок 9 - Загальний вмют 137Cs у вод1 (суцшьна лш1я) i донних вщкладеннях (штрихова лш1я) Чорного моря, розрахований моделлю POSEIDON-R
'Cs у 1986 рощ (3668 ТБк) був приблизно у 2 рази бшьшим, шж у 1966 роцi (1858 ТБк). У донних
137
вщкладеннях вмют Cs значно менший, шж у водь Вщношення вмiсту радiонуклiду у донних вщкладеннях до вщповщного вмюту у водi не перевищуе 3% при максимальному вмют! 62,4 ТБк в 1997 рощ. Це пояснюеться дуже повшьним проникненням забруднення у глибинш шари Чорного моря. Навпь у 2000-х роках кон-центращя 137Cs бiля дна станови-ла близько 1 Бк м-3 при поверхне-вш концентрацп близько 20 Бк м-3 (див. рис. 5). Тобто навпь через 20 роюв тсля аварп на ЧАЕС
137
дуже невелика кшькють Cs проникла у глибинш шари Чорного моря i, вщповщно, осша на днi.
Рисунок 10 - Вмют Cs у поверхневому 100-метровому шар1 води Чорного моря, розрахований моделлю POSEIDON-R (суцшьна крива) i оцшений на основ! вим1рювань (точки з дов1рчими штервалами) у дослщженнях [4, 22, 28, 29]
ОскГльки найбГльш актуальною е ГнформацГя про стан радГацГйного забруднення по-верхневого шару Чорного моря та про динамГку його очищення, було здГйснено аналГз зм1-
137
ни з часом вмюту Cs у 100-метровому поверхневому шар1 води та пор1вняно отримаш значення з оц1нками, приведеними в попередн1х досл1дженнях р1зних автор1в [4, 22, 28,
137
29]. На рис. 10 видно, що розрахований вм1ст Cs у поверхневому шар1 Чорного моря уз-годжуеться з оц1нками, зд1йсненими на основ1 вим1рювань, що п1дтверджуе достов1рн1сть результатГв моделювання. Таким чином, можна сказати, що перед аварГею на ЧАЕС вмГст Cs у поверхневому шарГ Чорного моря становив близько 470 ТБк. В1н збГльшився в 5,7 рази (до 2690 ТБк) у 1986 роцГ. ПГсля цього вГдбувалося його поступове зменшення за ра-хунок рад1оактивного розпаду, проникнення в б1льш глибок1 шари та витоку через Босфор-ську протоку в Мармурове, а пот1м 1 в Середземне море. Для прикладу, в табл. 1 приведен1
137
основн1 джерела та шляхи витоку Cs для поверхневого шару Чорного моря в перюд з 2000 по 2010 роки згГдно з результатами моделювання. Видно, що найбГльший внесок у зниження рад1ац1йного забруднення поверхневого шару Чорного моря дають проникнення радГонуклГдГв у глибиннГ шари моря та радГацГйний розпад. Щодо швидкостГ очищення, то,
137
зпдно з вим1рами, вм1ст Cs у поверхневому шар1 води зменшився в 2 рази через 6 рок1в пГсля авари [4]. Розрахунки показують, що таке зменшення в 80-х - 90-х роках ХХ столГття вГдбувалося за 8 рокГв, в 2000-х роках - за 11 рокГв, а в 2010-х роках - за 13 рокГв. ТодГ, як
137
загальний вмГст Cs у Чорному морГ зменшувався повГльнГше: в 2 рази приблизно за 25 рокГв. Тобто, в Чорному морГ зниження вмГсту 137Cs вГдбуваеться в основному за рахунок його радГацГйного розпаду.
137
Таблиця 1 - ОсновнГ джерела та шляхи витоку Cs для поверхневого шару Чорного моря в перюд з 2000 по 2010 роки, розрахованГ моделлю POSEIDON-R_
13'^, ТБк
ВмГст станом на 2000 р1к 877
Глобальне атмосферне випадГння 0,5
Приплив з водою рГчок ДнГпра 1 Ду- 3,2
наю
Приплив з Азовського моря 8,9
ВитГк в Азовське море -6,6
ВитГк через протоку Босфор -74
Проникнення у глибшГ шари води -168
РадГацГйний розпад -163
ВмГст станом на 2010 р1к 478
137
У той же час, оцГнка вмГсту Cs у донних вГдкладеннях Чорного моря в роботГ [4] даеться на рГвнГ 200-800 ТБк, що набагато бГльше, н1ж згГдно з розрахунками моделГ POSEIDON-R. Це може пояснюватись тим, що в роботГ [4] оцГнки здГйснювались на основГ вим1р1в переважно в м1лководн1й частин1 Чорного моря. Але такий п1дх1д може давати сут-тевГ похибки, оскГльки мГлководна частина займае лише близько 20% поверхнГ Чорного моря. Тим б1льше, що у глибоководн1й частин1 моря концентрац1я рад1онукл1ду в донних вГдкладеннях значно менша через повГльне проникнення туди забруднення.
6. Висновки
137
Довгострокове моделювання забруднення Чорного моря радГоактивним Cs з викорис-танням камерно! моделГ POSEIDON-R було проведене з урахуванням основних джерел ра-дГонуклГду: глобального випадГння в результатГ випробувань атомно! збро", атмосферного випадГння пГсля аварп на ЧАЕС 1986 року та стоку радГоактивностГ з водою рГчок, як1 зна-
ходяться в басейш Чорного моря. Пор!вняння результатв розрахункiв з вимiрами показало, що модель вщтворюе розподш радюактивносп у поверхневому шарi води в р1зш моме-нти часу та ïï перенос у глибоководш областi. Також отримано узгодження результатв моделювання з вимiрами для донних вщкладень i р!зних вид!в риби. Показано, що парамет-
137
ризащя залежностi засвоення Cs морськими оргашзмами вщ солоносп (концентрацп кон-куруючих юшв калiю K) дозволяе отримати краще спiвпадiння результатiв моделювання з вимiрами як для нехижих, так i для хижих вид!в риби у Дншро-Бузькому лиманi. Отримана динамша змши концентрацп 137Cs у пелапчнш риб! дуже схожа з вщповщною динамiкою в поверхневому шарi води Чорного моря, що свщчить про стан, близький до рiвноважного. Це дало змогу визначити концентрацшш фактори для р!зних вид!в риби, а саме 81 л/кг для не-хижо'1 риби i 95 л/кг - для хижо'1.
137
У робот здшснеш оцшки вмюту Cs у Чорному мор! на основ! результатв моде-
137
лювання. Показано, що вмют Cs у донних вщкладеннях не перевищуе 3% його вмюту у вод!, що пов'язано з дуже повшьним проникненням забруднення у глибинш шари Чорного
137
моря з наступним осщанням на дно. Розрахований вмют Cs у поверхневому 100-метровому шар! Чорного моря узгоджуеться з оцшками, здшсненими на основ! вим!рю-вань. Показано, що найбшьший внесок у зниження рад1ацшного забруднення поверхневого шару Чорного моря дають проникнення радюнуклвдв у глибинш шари моря та рад1ацш-ний розпад. Зниження концентрацп 137Cs у поверхневому шар! Чорного моря сповшьню-еться з часом, i станом на 2010-т роки зменшення концентрацп у 2 рази вщбуваеться за 13
137
роюв. Тод!, як вмют Cs у цшому мор! зменшуеться повшьшше: у 2 рази приблизно за 25 роюв.
Дана робота виконувалася в рамках проекту МАГАТЕ: IAEA CRP K41017 «Behaviour and effects of natural and anthropogenic radionuclides in the marine environment and their use as tracers for oceanography studies».
СПИСОК ДЖЕРЕЛ
1. IAEA, International Atomic Energy Agency. Environmental consequences of the Chernobyl accident and their remediation: twenty years of experience / eds. L. Anspaugh, M. Balonov. Radiological assessment reports series. Report of the Chernobyl Forum Expert Group «Environment». Vienna: IAEA, 2006. 166 p.
2. Chernobyl: 30 Years of Radioactive Contamination Legacy / ed. V. Kashparov. Kyiv: UIAR of NUBiP of Ukraine, 2016. 59 p.
3. UNSCEAR, United Nations Scientific Committee on the Effect of Atomic Radiation. Exposures of the public from man-made sources of radiation. Sources and Effects of Ionizing Radiation: Annex C. New York: United Nations, 2000. P. 157-292.
4. Egorov V.N., Povinec P.P., Polikarpov G.G., Stokozov N.A., Gulin S.B., Kulebakina L.G., Osvath I. 90Sr and 137Cs in the Black Sea after the Chernobyl NPP accident: inventories, balance and tracer applications. Journal of Environmental Radioactivity. 1999. Vol. 43. P. 137-155.
5. Voitsekhovych O.V. Project status report of the Ukrainian Hydrometeorological Institute (UHMI), Central geophysical observatory (CGO), Marine Branch of UHMI. Marine Environmental Assessment in the Black Sea: National Report for the IAEA Regional Technical Co-operation Project RER/2/003. Kiev-Sevastopol: UHMI, 2001. 83 p.
6. Egorov V.N., Polikarpov G.G., Stokozov N.A., Mirzoeva N.Yu. Estimation of 90Sr and 137Cs transfer from the Black Sea to the Mediterranean basin after Chernobyl NPP accident. Marine Ecological Journal. 2005. Vol. 4, N 4. P. 33-41.
7. Egorov V.N., Polikarpov G.G., Gulin S.B., Osvath I., Stokozov N.A. Lazorenko G.E. XX years of radi-oecological response studies of the Black Sea to the Chernobyl NPP accident. Black Sea Ecosystem 2005 and Beyond: First Biannual Scientific Conference. Istanbul, 2006. 8-10 May. P. 333-354.
8. Osvath I., Dovlete C., Bologa A. Radioactivity in the Romanian sector of the Black Sea. International Symposium on post-Chernobyl environmental radioactivity studies in East-European countries: Proc. Poland: Kazimierz, 1990. P. 108-112.
9. Egorov V.N., Gulin S.B., Mirzoeva N.Yu., Polikarpov G.G., Stokozov N.A., Laptev G.V., Voitsekhovych O.V., Nikitin A.I., Osvath I. The state of radioactive pollution / ed. T. Oguz. State of the Environment of the Black Sea. Chapter 4. Commission on the Protection of the Black Sea Against Pollution. Turkey: Istanbul, 2008. P. 163-172.
10. Bologa A.S., Patrascu V. Recent marine gamma radioactivity measurements in the Romanian Black Sea sector: MARINA-MED report, 1995. P. 523-530.
11. Polikarpov G.G., Kulebakina L.G., Timoshchuk V.I., Stokozov N.A. 90Sr and 137Cs in Surface Waters of the Dnieper River, the Black Sea and the Aegean Sea in 1987 and 1988. Journal of Environmental Radioactivity. 1991. Vol. 13. P. 25-38.
12. Gulin S.B., Mirzoeva N.Yu., Egorov V.N., Polikarpov G.G., Sidorov I.G., Proskurnin V.Yu. Secondary radioactive contamination of the Black Sea after Chernobyl accident: recent levels, pathways and trends. Journal of Environmental Radioactivity. 2013. Vol. 124. P. 50-56.
13. Goktepe B.G., Koksal G., Osvath I., Gungor N., Gungor E., Kose A., Kucukcezzar R., Varinlioglu A., Fowler S., Erkol A.Y., Karakelle B. Radioactivity monitoring of the Turkish Black Sea coast as a part of the IAEA model project «Marine Environmental Assessment of the Black Sea Region». Nuclear Science And Its Application: Proc. of the Second Eurasian Conference. Almaty, Republic of Kazakhstan. 2003. Vol. III. P. 221-232.
14. Curtis W.R., Broadway J.A. Preliminary Caesium Data from a Cooperative US/USSR Monitoring Survey for Chernobyl Radioactivity in the Black Sea. Chemistry and Ecology. 1992. Vol. 7, N 1-4. P.161-172.
15. Радиоэкологический отклик Черного моря на Чернобыльскую аварию / под ред. Г.Г. Поликарпова, В.М. Егорова. Севастополь: ЕКОСI-Гiдрофiзика, 2008. 667 с.
16. MARiS (Marine Information System): Radioactivity and stable isotope data in the marine environment. URL: http://maris.iaea.org (дата звернення: 14.11.2018).
17. Maderich V., Bezhenar R., Tateda Y., Aoyama M., Tsumune D., Jung K.T., de With G. The POSEI-DON-R compartment model for the prediction of transport and fate of radionuclides in the marine environment. MethodsX. 2018. Vol. 5. P. 1251-1266.
18. Bezhenar R., Jung K.T., Maderich V, Willemsen S., de With G., Qiao F. Transfer of radiocaesium from contaminated bottom sediments to marine organisms through benthic food chain in post-Fukushima and post-Chernobyl periods. Biogeosciences. 2016. Vol. 13. P. 3021-3034.
19. Беженар Р.В., Мадерич В.С., Свдш С.О., Бойко О.В., Ювва С.Л. Камерна модель Чорного моря та ii штегращя в Свропейську систему з ядерного аваршного реагування RODOS. Математичт машини i системи. 2017. № 3. С. 111-119.
20. COPERNICUS: Marine Environment Monitoring Service. URL: http://marine.copernicus.eu/ (дата звернення: 14.11.2018).
21. Maderich V., Bezhenar R., Tateda Y., Aoyama M., Tsumune D. Similarities and differences of 137Cs distributions in the marine environments of the Baltic and Black seas and off the Fukushima Dai-ichi nuclear power plant in model assessments. Marine Pollution Bulletin. 2018. Vol. 135. P. 895-906.
22. Никитин А.И., Мединец В.И., Чумичев В.Б., Катрич И.Ю., Вакуловский С.М., Козлов А.И., Ле-пешкин В.И. Радиоактивное загрязнение Черного моря вследствие аварии на Чернобыльской АЭС по состоянию на октябрь 1986 г. Атомная энергия. 1988. Т. 65, Вып. 2. С. 134-137.
23. Kritidis P., Florou H. Estimation of 137Cs deposited in Aegean, Cretian, Ionian Sea after the Chernobyl accident. International commission for the scientific exploration of the Mediterranean Sea: Proceedings of the conference. 1990. Vol. 32, № 1. P. 318.
24. Smith J.T., Wright S.M., Cross M.A., Monte L., Kudelsky A.V., Saxen R., Vakulovsky S.M., Timms D.N. Global analysis of the riverine transport of 90Sr and 137Cs. Environment Science & Technology. 2004. Vol. 38. P. 850-857.
25. Delfanti R., Ozsoy E., Kaberi H., Schirone A., Salvi S., Conte F, Tsabaris C., Papucci C. Evolution and fluxes of 137Cs in the Black Sea/Turkish Straits System/North Aegean Sea. Journal of Marine Systems. 2014. Vol. 135. P. 117-123.
26. Dynamics of the radioactive contamination caused by CNPP accident on observed data 1986-1990 / eds. V.A. Borzilov, I.I. Kryshev. Ecological and hydrophysical consequences of the nuclear accidents. Moscow: Hydrometerological Publ., 1992. P. 57-61.
27. The Dnieper-South Bug Biota Scenario Description (Draft Version): EMRAS, Environmental Modelling for Radiation Safety Aquatic Working Group. Ukrainian Scientific & Research Institute for Hydro-meteorology, Department of Monitoring of Radioactivity in the Environment. 2006. 24 p.
28. Вакуловский С.М., Катрич И.Ю., Краснопевцев Ю.В., Никитин А.И., Чумичев В.Б., Шкуро В.Н. Пространственное распределение и баланс 3H и 137Cs в Черном море в 1977 г. Атомная энергия. 1980. Т. 49, Вып. 2. С. 105-108.
29. Buesseler K.O., Livingston H.D., Casso S.A. Mixing between oxic and anoxic waters of the Black Sea as traced by Chernobyl cesium isotopes. Deep-Sea Research. 1991. Vol. 38, N 2. P. S725-S745.
Стаття над1йшла до редакцп 04.12.2018
