1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Водные ресурсы
  4. T. 48, № 3, 2021

Водные ресурсы, 2021, T. 48, № 3, стр. 290-296

К реконструкции очищения вод озер Восточной Фенноскандии от “чернобыльского” 137Сs

Н. А. Бакунов a, Д. Ю. Большиянов a, *, С. А. Правкин a

a Арктический и антарктический научно-исследовательский институт
199397 Санкт-Петербург, Россия

* E-mail: bolshiyanov@aari.ru

Поступила в редакцию 09.06.2018
После доработки 15.06.2020
Принята к публикации 16.10.2020

Полный текст (PDF)

Аннотация

Выполнена реконструкция содержания 137Сs в водах озер за 12–19 лет его миграции с использованием в расчетах экспоненциальной и сорбционно-диффузионной моделей. Воды глубоких (Нср > 7 м) озер Инари и Вялозеро очищались от 137Сs с полупериодами 3.6 и 5.6 лет, за которые содержание 137Сs в воде уменьшалось в два раза. Очищение вод глубоководного Ладожского озера от 137Сs реконструировано с применением двухкомпонентной экспоненциальной модели при полупериодах, равных 0.25 и 11 лет, и долевых вкладах компонент 0.85 и 0.15 соответственно. Для озер Инари и Вялозера применение сорбционно-диффузионной модели поглощения 137Сs донными отложениями в реконструкции загрязнения вод по 137Сs ограничилось 1987–1993 и 1987–1998 гг. соответственно, когда отмечалось удовлетворительное согласие между данными опыта и расчета. Запасы 137Сs в объеме вод озер Инари, Вялозеро, Ладожское в 1998 г. составили 1.1, 1.6, 4.3% от отложения на водоемы в 1986 г.

Ключевые слова: 137Сs, концентрация, озера, очищение вод, реконструкция очищения.

По сценариям запроектных аварий на реакторах европейских АЭС [21] северо-западный регион России находится на пути движения воздушных масс с радиоактивными продуктами аварий, включая 137Сs с полупериодом распада Тфиз = 30 лет. На следах радиационных аварий после распада короткоживущих радионуклидов элемента Сs остается 137Сs, радиационная значимость которого усугубляется накоплением в биоте наземных и водных экосистем.

Основной массив экспериментальных данных по миграции 137Сs в системе водосбор–водоем–сток получен после аварии на ЧАЭС для водоемов средних широт. Мониторинг “чернобыльского” 137Сs в 1986 г. на территории Кольского п-ова и Карельского перешейка ограничился констатацией факта наличия 137Сs в водоемах в количествах, меньших санитарного регламента [1, 7]. Начальная фаза загрязнения водоемов этого региона “чернобыльским” 137Сs была недостаточно исследованной из-за крайней ограниченности наблюдений. В соседней Финляндии мониторинг 137Сs в водоемах был регулярным и долговременным [16, 17, 20, 23, 24]. Поэтому данные содержания 137Сs в водоемах этой страны [17, 23] привлекались автором к верификации реконструкций содержания 137Сs в водоемах Кольского п-ова и Карельского перешейка. На водосборах этих регионов ландшафтные и климатические условия незначительно отличаются от таковых соседней Финляндии.

Оценки очищения поверхностных вод Восточной Фенноскандии от глобальных выпадений 137Сs [6] относятся к 1968–1985 гг. постепенного снижения содержания 137Сs в воде рек и озер. Вопросы загрязнения водоемов и их естественного очищения от 137Сs на начальном этапе их контаминации (1961–1964 гг.) не рассматривались из-за крайней ограниченности опытных данных. Этот пробел в изучении миграции 137Сs частично компенсирован наблюдениями за “чернобыльским” 137Сs в финском оз. Пяйянне с 1986 по 2002 г. Результаты определений уровней 137Сs в воде были аппроксимированы суммой трех экспонент с полупериодами очищения вод Т1, Т2 и Т3, равными 50 дней, 1.0 и 4.0 года соответственно [17]. Каждый полупериод Т характеризовал промежуток времени, в течение которого концентрация 137Сs в воде снижалась в два раза. Ранее такая динамика изменений содержания 137Сs в воде озер отмечалaсь в натурных экспериментах с водоемами Урала [11], полупериоды Т очищения вод от 137Сs менялись от нескольких дней, месяцев, лет.

Эмпирический подход к описанию снижения содержания 137Сs в воде озер не позволяет переносить полученные количественные характеристики миграции 137Сs на водоемы с иными природными свойствами. Требуется проверка применимости экспоненциальной модели с ее численными значениями параметров на иные условия миграции 137Сs.

Другое направление в прогнозировании миграции искусственных радионуклидов (ИРН) предложено В.М. Прохоровым, разработавшим сорбционно-диффузионную модель поглощения радионуклида донными отложениями (ДО), для условия длительного контакта радионуклида с донными отложениями водоема [13, 14]. С помощью модели прогнозировалась миграция в озерах 90Sr, позднее она применялась для определения в озерах “чернобыльского” 137Сs [3, 9]. Недостаточная изученность миграции 137Сs в водоемах северо-западного региона послужила основанием для реконструкции загрязнения озер “чернобыльским” 137Сs в целях проверки знания наиболее общих закономерностей его водной миграции.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЯ

Задача исследования сводилась к реконструкции концентраций “чернобыльского” 137Сs в воде субарктических озер Восточной Фенноскандии в целях количественной оценки естественного очищения их вод с течением времени. Выпадения “чернобыльского” 137Сs пришлись на период открытых вод в среднеширотном поясе Европы и закрытых льдом – на ее севере. Озера Кольского п-ова (Россия) и финской Лапландии освобождаются ото льда в начале июня или в конце мая. На юге Карельского перешейка весна в 1986 г. была ранней, выпадения 137Сs пришлись на время открытых вод до установления стратификации водных масс.

Объектами исследования были уровни “чернобыльского” 137Сs на водосборах глубоких озер Восточной Фенноскандии (Инари, Вялозеро, Ладожское), концентрации в воде и динамика их изменения с течением времени.

Отложениe “чернобыльского” 137Сs на водосборах Кольского п-ова и Карельского перешейка в 1986 г. не было высоким (<10 кБк/м2), из-за чего мониторинг водоемов ограничился наблюдениями за 137Сs в воде с 1986 по 1989 г. [1, 7]. При повышенном от 10 до 70 кБк/м2 отложении 137Сs в Финляндии [16, 17, 20] мониторингу подлежали воды рек, озер, ДО и объекты ихтиофауны. Результаты отдельных наблюдений за 137Сs в водоемах Финляндии [17, 20, 23] использовались в качестве контрольных величин при реконструкции содержания 137Сs в воде озер.

При реконструкции загрязнения вод “чернобыльским” 137Сs использовалось два независимых методических подхода, имеющих конечной целью определение содержания 137Сs в водоемах в условиях многолетней миграции. Концентрации 137Сs в воде озер рассчитывались с привлечением сорбционно-диффузионной модели поглощения радионуклида ДО [3, 9, 13] или же экспоненциальной модели уменьшения концентрации 137Сs в водоемах с течением времени [6, 11, 17].

В сорбционно-диффузионной модели поглощения радионуклида ДО [4, 13, 14] относительное изменение во времени концентрации радионуклида в водоеме зависит от средней глубины водоема и коэффициентов распределения радионуклида в системе вода–ДО и диффузии в грунте:

(1)
${{{{U}_{t}}} \mathord{\left/ {\vphantom {{{{U}_{t}}} {{{U}_{0}}}}} \right. \kern-0em} {{{U}_{0}}}} = {H \mathord{\left/ {\vphantom {H {{{K}_{d}}}}} \right. \kern-0em} {{{K}_{d}}}}{{(\pi Dt)}^{{{{ - 1} \mathord{\left/ {\vphantom {{ - 1} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}},$
откуда
(2)
${{U}_{t}} = {{{{U}_{0}}H} \mathord{\left/ {\vphantom {{{{U}_{0}}H} {{{K}_{d}}{{{(\pi Dt)}}^{{{{ - 1} \mathord{\left/ {\vphantom {{ - 1} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}}}}} \right. \kern-0em} {{{K}_{d}}{{{(\pi Dt)}}^{{{{ - 1} \mathord{\left/ {\vphantom {{ - 1} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}}}},$
где U0 и Ut – концентрации 137Cs в воде (исходная и через отрезок времени t соответственно), H – средняя глубина водоема, Kd и D – коэффициенты распределения и диффузии 137Cs в ДО соответственно, t – время экспозиции.

Выражение (1) отвечает условию больших времен сорбции радионуклида ДО. Процедура его оценки [13] сводится к подстановке в выражение (3) разных отрезков времени t и определению величины безразмерного показателя у2 ≥ 10.5, отвечающего основному условию применения формулы (1):

(3)
${{у}^{2}} = {{K_{d}^{2}Dt} \mathord{\left/ {\vphantom {{K_{d}^{2}Dt} {{{Н}^{2}}.}}} \right. \kern-0em} {{{Н}^{2}}.}}$
При определении Ut по (1) допускается, что начальная концентрация U0 отвечает условию быстрого распределения поступившего радионуклида на весь объем вод:
(4)
${{U}_{0}} = {Q \mathord{\left/ {\vphantom {Q {V,}}} \right. \kern-0em} {V,}}$
где U0 – концентрация в воде радионуклида в t0, Q – запас радионуклида в объеме вод озера в t0, V – объем вод озера.

При определении U0 в озерах, загрязненных “чернобыльским” 137Сs, учитывался суммарный запас 137Сs в объеме воды на 1986 г.:

(5)
${{U}_{0}} = {{Q}_{1}} + {{{{Q}_{2}}} \mathord{\left/ {\vphantom {{{{Q}_{2}}} {V,}}} \right. \kern-0em} {V,}}$
где Q1 и Q2 – запасы глобального и “чернобыльского” 137Сs в воде на 1986 г.

Уровень глобального 137Сs в воде северных рек Финляндии в 1985 г. составил 3 Бк/м3 [17]. Эта величина используется при определении суммарного запаса 137Сs в объеме озерных вод.

Выбор модели при реконструкции содержания 137Сs в воде озер конкретизировался с учетом природного состояния водоемов (паводок, ледостав) на момент их загрязнения (конец апреля, май 1986 г.), их термики, глубины, особенностей питания и скорости обмена вод. К верификации реконструкций концентраций 137Сs в водоемах привлекались данные как единичных экспериментальных наблюдений за 137Сs в водах озер [2, 3, 17, 23], так и по рекам с истоком из озер [1, 6, 7, 18].

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Выпадения 137Сs на территорию финской Лапландии в 1986 г. составили 1.7 кБк/м2 [24]. Эта величина принята за отложение 137Сs на поверхность оз. Инари. Это озеро имеет неполный ряд наблюдений (1987–2005 гг.) за 137Сs в воде [20] с пропуском 6 лет в середине временного ряда (рис. 1).

Рис. 1.

Динамика 137Сs в воде оз. Инари, Бк/м3, по данным: 1, 2 – расчета по (6) и (2) соответственно; 3 – опыта [20].

На рис. 1 приведены данные экспериментальных определений 137Сs в воде озера и расчетные величины его концентраций, полученные с применением сорбционно-диффузионной и экспоненциальной моделей.

Первая модель применялась для расчета концентрации 137Сs в воде с 1987 по 1992 г., а вторая – на весь период миграции радионуклида. Содержание 137Сs в воде озера уменьшалось с ~25 до 0.3–1.0 Бк/м3 (рис. 1). Концентрации 137Сs в воде с 1987 по 1992 г. удовлетворительно рассчитывались по (2) при коэффициентах Kd и D, равных 3000 л/кг и 1.0 × (10–7) см2/с соответственно и начальной (1986 г.) концентрации U0 = 114 Бк/м3. На даты с 1987 по 1992 г. концентрации 137Сs в воде, определенные по сорбционно-диффузионной модели, составили 18.0, 12.4, 9.7, 8.5, 7.2, 6.4 Бк/м3 – близкие к опытным данным (рис. 1). Однако с увеличением времени пребывания 137Сs в водоеме с 7 до 12 лет нарушалась согласованность между данными опыта и расчета в сторону завышения рассчитанных величин. На 1998 г. рассчитанная концентрация 137Сs в воде равна 3.9, а по экспериментальным данным ~2.0 Бк/м3. К 12-летней экспозиции 137Сs в водоеме его концентрации в воде понизились быстрее, чем ожидалось по модели. По-видимому, сказалось влияние неучтенных факторов, воздействие которых на миграцию 137Сs возросло с увеличением пребывания 137Сs в системе водосбор–водоем. В оз. Инари при мониторинге 137Сs пробы воды отбирались из приповерхностного слоя водоема [20, 23]. По-видимому, для глубоких и больших озер затруднения оценки средней концентрации 137Сs в воде неизбежны без наблюдений за содержанием 137Сs в придонном слое озерных вод. Расчеты 137Сs по (2) дают среднее для водоема значение концентрации.

Ряд опытных данных снижения содержания 137Сs в воде оз. Инари (рис. 1) с 1988 по 2005 г. имеет тренд экспоненциального вида. Коэффициент корреляции (R) времени и уровня 137Сs в воде составил –0.90. Данные наблюдений были аппроксимированы экспонентой

(6)
${{U}_{t}} = {{U}_{0}}{\text{exp}}({{ - 0.693{\kern 1pt} t} \mathord{\left/ {\vphantom {{ - 0.693{\kern 1pt} t} T}} \right. \kern-0em} T}),$
где Ut – концентрация 137Сs, Бк/м, в воде на время t, год наблюдений; U0 – начальная концентрация 137Сs в воде в 1987 г., Бк/м3; Т – полупериод очищения вод озера от 137Сs, годы; U0 = 21.9 Бк/м3, Т = 3.6 лет.

Условный водообмен в оз. Инари – W = 3.3 года. Принимаем полуобмен равным 1.7 года; находим, что воды озера сменялись в 2 раза быстрее, чем уменьшалось в них содержание 137Сs. Результаты расчета 137Сs по (6) удовлетворительно согласовывались с опытом (рис. 1). Для интервала 1986–1992 гг. расчеты по (2) и (6) показывали близкие результаты реконструкции содержания 137Сs в воде, благодаря чему повышалась объективность оценок загрязнения водоема в первые 6–7 лет после выпадения “чернобыльского” 137Сs.

В 1998 г. в воде глубокого (Нср = 7.7 м) оз. Вялозеро [22], находящегося в южной части Кольского п-ова, содержалось 4.5 Бк/м3137Сs. Эта концентрация в ~1.8 раза больше наблюдаемой в оз. Инари (рис. 1). Вялозеро – мезотрофный водоем [5] с W = 4.5 лет. Замедленный обмен вод в этом озере, по сравнению с оз. Инари (W = 3.3 года), и статус трофии способствовали сохранению загрязнения вод Вялозера на уровне 4.5 Бк/м3. Такая концентрация 137Сs наблюдалась в оз. Имандра [15]. В [4] приведены результаты реконструкции загрязнения по 137Сs вод Вялозера с использованием сорбционно-диффузионной модели (2). По данным расчета на 1997, 1998, 1999 гг., концентрация 137Сs составила 4.70, 4.38 и 4.16, а, по опыту, в 1998 г. – 4.5 Бк/м3 соответственно. Полупериод Т для Вялозера составил 5.6 лет.

Систематический мониторинг 137Сs в акватории Ладожского озера не проводился. Поэтому загрязнение вод Ладоги оценивается косвенно по определениям 137Сs в водах Невы, питающейся из мелководной бух. Петрокрепость [1, 7, 18].

Изначально возможность применения сорбционно-диффузионной модели к определениям 137Сs в воде Ладожского озера ограничена большими глубинами водоема (Нср = 50 м), которые препятствуют контакту загрязненных вод с отложениями на дне. Поэтому к реконструкции 137Сs в водах Ладоги привлекалась экспоненциальная модель снижения содержания 137Сs в воде, а данные концентраций 137Сs в водах Невы [18] рассматривались как контрольные, приближенные к средним в водной массе Ладоги. Данные редких наблюдений за 137Сs в акватории озера [6, 18] учитывались при оценке результатов реконструкции его содержания в водоеме. Прежде чем перейти к реконструкции содержания 137Сs в водах Ладожского озера, конспективно рассмотрим изменения в загрязнении вод Невы по 137Сs. На рис. 2, заимствованнoм из публикации [18], представлены концентрации 137Сs в водах Невы с 1986 по 2008 г. Динамика 137Сs в воде Невы характеризуется наличием двух временных этапов очищения вод. Быстрый процесс очищения вод с 240 до 22 Бк/м3 захватывал период с конца апреля по декабрь 1986 г. [6]. На этот промежуток времени пришлась смена зимней стратификации ладожских вод на летнюю и обратно, в результате чего произошло перемешивание загрязненных 137Сs поверхностных вод с водами глубин. Выпадения 137Сs из атмосферы в конце апреля совпали с весенним паводком, когда в поверхностных водах многократно увеличивается количество минеральной взвеси сорбентов 137Сs.

Рис. 2.

Динамика 137Сs в воде Невы и Ладоги, Бк/м3, по данным: 1 – опыта, воды Невы [18]; 2 – расчета 137Сs в воде Ладоги по (7); 3 – опыта автора.

В Ладоге с переходом температуры вод через 4°С наблюдается явление термобара, приводящее к обмену поверхностных и придонных вод [8, 10]. В 1986 г. термобар (весенний, осенний) способствовал контакту загрязненных 137Сs поверхностных вод с ДО, благодаря чему ускорялся процесс поглощения 137Сs последними из ладожских вод.

Замедленный этап (1992–2008 гг.) очищения невских вод от 137Сs определялся внутриводными процессами озера, связанными с поступлением в него вод крупных притоков Вуоксы, Волхова, Свири, загрязненных 137Сs [1, 7, 18]. Их суммарный сток (56–65 км3/год) близок к стоку Невы. Наличие быстрого и замедленного процесса очищения невских вод от 137Сs учтено при реконструкции загрязнения вод Ладоги.

Реконструкция загрязнения вод озера проводилась в два этапа. На первом этапе устанавливался запас 137Сs (ТБк) в водной массе ладожских вод в 1986 г. и средняя концентрация 137Сs U0, рассчитываемая по условию (5) быстрого перемешивания 137Сs в водоеме. На втором этапе использовалась экспоненциальная модель в расчетах динамики концентраций 137Сs в водах Ладоги.

Запас “чернобыльского” 137Сs (Q1) в воде озера на 1986 г. составил 74.1 ТБк [2]. При глобальном 137Сs в воде озера 2.5 Бк/м3 его запас в объеме вод равен 2.3 ТБк, а суммарный (Q1+ Q2) – 76.4 ТБк. По этому запасу концентрация U 0 = 84.1 Бк/м3. С учетом быстрого и замедленного процесса очищения невских вод от 137Сs выбрана двухэкспоненциальная модель снижения содержания 137Сs в водах озера. При выборе численных значений ее параметров принимались во внимание природные особенности Ладоги – большая глубина водоема, питание из озер-доноров, замедленный обмен вод. На глубоководные районы Ладоги приходится ~10% объема вод [10]. На севере озера из-за обособленности дна глубоководных впадин в них замедляется обмен вод. Питание Ладоги из трех озер-доноров также способствует замедлению процесса очищения ладожских вод от 137Сs.

Динамика 137Сs в воде Ладоги рассчитывалась из выражения:

(7)
$\begin{gathered} {{U}_{t}} = U_{0}^{{ - \lambda t}}\{ ({{К}_{1}}{\text{ехр}}({{ - 0.693t} \mathord{\left/ {\vphantom {{ - 0.693t} {{{Т}_{1}}}}} \right. \kern-0em} {{{Т}_{1}}}}) + \\ + \,\,{{К}_{2}}{\text{ехр}}({{ - 0.693t} \mathord{\left/ {\vphantom {{ - 0.693t} {{{Т}_{2}}}}} \right. \kern-0em} {{{Т}_{2}}}})\} , \\ \end{gathered} $
где Ut – концентрация 137Сs в воде на время t, Бк/м3; U0 – начальная концентрация 137Сs в воде, Бк/м3; К1 и К2 – вклады (в долях) компонент, равные 0.85 и 0.15 соответственно; –λt – поправка на распад 137Сs; Т1 и Т2 – полупериоды очищения вод 0.25 и 11 лет соответственно. Значения Т1 и Т2 выбирались с учетом накопленных знаний о динамике содержания 137Сs в озерно-речных системах северо-западного региона [6, 18, 20, 24]. Принято, что Т1 = 0.25 года, потому что экспозиции 137Сs в водоеме, равной году (1986–1987 гг.), оказалось достаточно, чтобы в основном завершилась фаза быстрого снижения содержания 137Сs в воде озера.

Выбор численного значения Т2 определялся принадлежностью 137Сs к литофилам, а не к водным мигрантам. Его поступление в поверхностный сток сильно уменьшается после ~1–2-годичного пребывания в почвах водосборов. Поступление 137Сs в водоемы сокращается до сотых долей процента его запаса на водосборе и далее остается почти без изменений в течение 10–15 лет [6]. Из-за низкого поступления 137Сs с водосбора [6, 17] воды озер содержат 137Сs больше, чем речные, так как кумулятивный запас 137Сs в ДО озер поддерживает уровень загрязнения вод. В сопряженной по стоку системе водосбор–озеро–река очищение озерных вод становится зависимым от скорости смены вод. Для Ладоги W = 11 лет. Это значение принято в качестве ожидаемого полупериода очищения вод Т2. Поскольку очищение вод озерно-речных систем Восточной Фенноскандии от глобального 137Сs протекало с полупериодом Т 6.5–10 лет [6, 17, 21], то величина Т2 = 11 лет для Ладоги представляется обоснованной.

Результаты расчета 137Сs в водах Ладоги с шагом в 4 года нанесены на график (рис. 2) в целях сопоставления тренда концентраций 137Сs в воде озера с таковым вод Невы. Концентрации 137Сs на 1987, 1990, 1994, 1998, 2002, 2006, 2010 гг. составили 15.9, 8.8, 6.3, 4.4, 3.1, 2.2, 1.6 Бк/м3 соответственно. По единичным наблюдениям за 137Сs в 1987 г. в водах Невы и Ладожского озера, его концентрация составила 9.7 и 16.0 Бк/м3 [1, 7]. В этом же году концентрация 137Сs в воде Ладоги была меньше, чем в оз. Инари (25 Бк/м3), так как запас в Ладоге глубоководных масс, “чистых” по отношению к “чернобыльскому” 137Сs, способствовал разбавлению загрязнения поверхностных вод. Однако к 2002 г. ситуация с контаминацией 137Сs вод этих озер сменилась на противоположную, концентрации 137Сs в Ладоге превысили таковые в оз. Инари. Из-за трехкратного различия скорости обмена вод озер очищение от 137Сs оз. Инари прошло быстрее.

Рис. 2 дополнен результатами определения 137Сs в водах Ладожского озера (5 проб), отобранных [2] зимой (со льда) в 2009 г. по периметру водоема с глубин 5–7 м. Содержание 137Сs в воде менялось в диапазоне 2–6 (в среднем 4.0 ± 1.4) Бк/м3. Эти концентрации 137Сs относятся к загрязнению вод Ладоги в период гомотермии. При таком состоянии водоема наблюдаемые концентрации 137Сs наиболее объективно отражают загрязнение вод, так как влияние других факторов на вариабельность содержания 137Сs в воде (паводки, течения, взвеси) понижено. Концентрации 137Сs [18] в воде Ладоги (3 пробы) в июле 2007 г. менялись в диапазоне 1.6–4.8 Бк/м3.

Флуктуации 137Сs от 1.5 до 5–6 Бк/м3 в водах Невы (рис. 2) после 1992 г. правомерно объяснить влиянием внутриводоемных процессов Ладоги на формирование загрязнения вод. В годовом цикле смена сезонов холодный–теплый сопровождается сменой стратификации вод и поступлением придонных вод к поверхности водоема. Сезонные изменения в стоке рек Вуокса, Волхов, Свирь также влияют на поступление 137Сs с речным стоком в Ладогу [2]. По-видимому, разные по своей природе процессы [8, 10, 20], влияющие на циркуляцию водных масс Ладожского озера, не в состоянии поддерживать в водоеме концентрации 137Сs в границах более узких, чем наблюдаются в опыте. На 2008–2009 гг. запас 137Сs в объеме вод озера равен 3.4 ТБк, что составляет 4% от выпадения на водоем “чернобыльского” 137Сs. Запасы 137Сs в водах Инари и Вялозеро на 1998 г. ниже – 1.1 и 1.6% соответственно. Тренд снижения уровней 137Сs в водах Ладоги, рассчитанный по (7), в целом согласуется с данными мониторинга 137Сs в водах Невы. При гипотетическом новом поступлении 137Сs в озеро в весенний период его концентрации в воде можно будет оценивать в течение 20–25 лет по двухэкспоненциальной модели со значениями Т потерь 137Сs – 0.25 и 11 лет соответственно.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В глубоком (Нср > 15 м) оз. Инари с водосбором выше 68° с. ш. естественная дезактивация вод от “чернобыльского” 137Сs протекала с полупе-риодом очищения вод Т = 3.6 года при экспозиции 137Сs в водоеме 18 лет. Определение 137Сs в воде озера по экспоненциальной модели удовлетворительно согласовывалoсь с данными опыта. Применение сорбционно-диффузионной модели поглощения 137Сs ДО в расчетах его содержания в воде оз. Инари ограничилось интервалом 1987–1992 гг., в течение которого данные расчета 137Сs в воде совпадали с опытом. Для оз. Вялозеро (Нср 7.7 м) уровень 137Сs в воде корректно рассчитывался по сорбционно-диффузионной модели для интервала миграции 1987–1998 гг. Экспоненциальное снижение содержания 137Сs в воде Ладожского озера (Нср = 50 м) аппроксимировано суммой двух экспонент с Т очищения вод 0.25 и 11 лет соответственно. Вклады первой и второй компонент в общий процесс очищения вод от 137Сs составили 0.85 и 0.15 соответственно. Воды Ладожского озера с W = 11 лет очищались от 137Сs медленнее, чем оз. Инари с W = 3.3 года. Питание Ладоги из озер-доноров, содержащих 137Сs, способствует замедлению очищения ладожских вод от 137Сs.

Запасы 137Сs в объеме вод озер Инари и Ладожское в 1998 г. составили 1.1 и 4.3% от отложения в 1986 г. В целом данные реконструкции уровней “чернобыльского” 137Сs в воде субарктических озер Инари и Вялозеро согласовывались с результатами натурных наблюдений. Выполненные исследования естественной дезактивации вод озер от “чернобыльского” 137Сs позволяют оценивать состояние загрязнения их вод в случае повторного поступления на водоемы 137Сs воздушным путем.

Список литературы

  1. Алексеенко В.А. Динамика выноса чернобыльского радиоцезия с речных водосборов Балтийского моря в 1986–1988 гг. // Радиохимия. 1997. № 2. С. 187–190.

  2. Бакунов Н.А., Большиянов Д.Ю., Макаров А.С. К состоянию загрязнения глобальными 90Sr, 137Cs и 239. 240Pu Ладожского озера // Вод. ресурсы. 2012. Т. 39. № 5. С. 521–529.

  3. Бакунов Н.А., Большиянов Д.Ю., Макаров А.С. Сорбционно-диффузионная модель поглощения 137Cs дном водоема в оценках загрязнения вод // Радиохимия. 2014. Т. 56. № 3. С. 271–275.

  4. Бакунов Н.А., Саватюгин Л.М. К вопросу устойчивости пресноводных водоемов Восточной Фенноскандии к отложению 137Cs: радиологический аспект // Арктика: экология и экономика. 2013. № 1 (9). Р. 24–35.

  5. Большие озера Кольского полуострова. Л.: Наука, 1975. 350 с.

  6. Большиянов Д.Ю., Бакунов Н.А., Макаров А.С. К вопросу миграции 137Cs в водных системах Восточной Фенноскандии // Вод. ресурсы. 2016. Т. 43. № 3. С. 329–335.

  7. Гаврилов В.М., Гритченко З.Г., Иванова Л.М. и др. Стронций-90, цезий-134 и цезий-137 в водоемах прибалтийского региона Советского Союза (1986–1988 гг.) // Радиохимия. № 3. 1990. С. 171–179.

  8. Кондратьев К.Я., Липатов В.Б., Тихомиров А.И. Тонкая структура термобара // ДАН СССР. 1988. Т. 300. № 1. С. 216–219.

  9. Коноплев А.В., Булгаков А.А., Жирнов В.Г. и др. Исследование поведения Sr-90 и Cs-137 в озерах Святое и Кожановское Брянской области // Метеорология и гидрология. 1998. № 11. С. 78–87.

  10. Ладожское озеро – прошлое, настоящее, будущее. СПб.: Наука, 2002. 327 с.

  11. Надеенко Ю.П., Семенов Г.В., Трейгер С.И. и др. Распределение бета-активности в некоторых компонентах экспериментальных водоемов в природных условиях // Проблемы радиоэкологии водных организмов. Свердловск: УНЦ АН СССР, 1971. С. 102–105.

  12. Никаноров А.М., Трунов Н.М. Внутриводоемные процессы и контроль качества природных вод. СПб.: Гидрометеоиздат, 1999. 156 с.

  13. Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. Физико-химические механизмы и моделирование. М.: Энергоиздат, 1981. 96 с.

  14. Прохоров В.М. Расчет уменьшения содержания стронция-90 в воде озер и прудов в результате поглощения его дном. М.: Атомиздат, 1969. 10 с.

  15. Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств в 2000 г. Ежегодник / Под ред. С.М. Вакуловского. СПб.: Гидрометеоиздат, 2001. 225 с.

  16. Рахола Т., Саксен К., Костайнен Э., Пухкайнен М. Техногенная радиоактивность в организме человека и окружающей среде // Радиохимия. 2006. Т. 48. № 6. С. 562–566.

  17. Саксен Р., Яаккола Т., Рантаваара А. Распределение 137Cs и 90Sr в южной части озера Пяйянне // Радиохимия. 1996. Т. 38. № 4. С. 365–370.

  18. Степанов А.В., Тишков В.П., Пантелеев Ю.А., Гаврилов В.М. Радиоактивное загрязнение Балтийского моря // Тр. Радиевого ин-та. 2009. Т. 4. С. 156–170.

  19. Тихомиров А.И. Термика крупных озер. Л.: Наука, 1982. 232 с.

  20. AMAP Assessment 2009: Radioactivity in the Arctic. Oslo, 2010. P. 35–38.

  21. Mahura A., Baklanov A., Rigina O.Y. et al. Statistical Analysis of Atmospheric Transport from the Nuclear Risk Sites in the Arctic Region // The 5th Int. Conf. Environ. Radioactivity in the Arctic and Antarctic. St. Petersburg, Russia, 2002. P. 119–123.

  22. Nikitin A.T., Tsaturov Yu. S., Chumichev V. B. et al. Artifical radionuclides in components of freshwater and forest ecosystems in the south of Kola peninsula: Results of field investigations in the year 1998 // The 4th Int. Conf. Environ. Radioactivity in the Arctic. E-dinburg, 1999. P. 181–183.

  23. Saxen R., Koskeleinen U. Radioactivity of surface water and freshwater fish and Finland in 1988–1990 // Suppl. 6 to Annual Rep. STUK-A 89. Helsinki, 1991. 80 р.

  24. Smit J.T., Clarke R.T., Saxen R. Comparing the mobility weaponstest and Chernobyl radiocaesium in Finland // The 4th Int. Conf. Environ. Radioactivity in the Arctic. Edinburg, 1999. P. 50–52.

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

следующая статья выпуска предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Водные ресурсы

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал