Экономический и экологический ущерб 13 page

При расчете эффективности самоочистки склона западины (с учетом естественного распада нуклидов и погрешностей эксперимента), имеем, что за 4 года она равна 12,6+2,5 %. Интенсивность процесса при этом составляла около 700 Бк/кг·г. Здесь самоочистка осуществлялась путем смыва радионуклидов атмосферными осадками. Эффективность и интенсивность самоочистки внутрипочвенной миграцией или локализацией радионуклидов просчитать гораздо сложнее. Необходим учет большого числа параметров, влияющих на эти процессы, и, в конце концов, больший временной промежуток. Но можно, по нашему мнению, вычислить эффективность и интенсивность самоочистки ПЛ по изменению содержания в почвенном слое мобильных форм радионуклидов (водорастворимые плюс обменные формы)(табл.1.3.28).
Представленные данные получены по 3 - 40 точкам и, в целом, отражают действительную картину форм нахождения радионуклидов. Заметна существенная самоочистка обоих типов ПЛ в отношении¹³⁷Cs (ее эффективность для дерново-подзолистых почв достигает 33 - 35 %, а для торфяно-болотных супераквальных ландшафтов - 28 %) и отрицательные или нулевые ее значения в отношении⁹⁰Sr. Причем для дерново-подзолистых почв аллювиальных ландшафтов отрицательная эффективность самоочистки (по⁹⁰Sr) достигает 300 %.
Эффективность самоочистки достигает максимальных значений в тех случаях, когда процесс сопровождается выносом загрязнителей за пределы исследуемого объекта. Если самоочистка происходит за счет разбавления или химических реакций без выноса за пределы объекта, то через определенный период времени наблюдается снижение ее эффективности.
Наши исследования показали, что эффективность самоочистки целесообразно оценивать по времени достижения безопасных или приемлемых уровней концентрации загрязнителей в средах (почва, вода, воздух). В таком аспекте возможно введение коэффициента или показателя эффективности вида: Kc=l/dt, где dt = t₀- t - время достижения приемлемых уровней концентрации в почве, воде и воздухе.
Таблица 1.3.28
Изменение содержания мобильных форм радионуклидов в почвенном слое, %

Сравнение данных самоочистки природных систем от радионуклидов после аварии в Кыштыме и Чернобыле. Территория, загрязненная в результате кыштымской аварии, является частью Зауральской лесостепи с относительно плоским рельефом местности, как и в загрязненном Полесье, представляющем собой зандровую равнину. Общим является также принадлежность к гумидному климату с различиями в температурных условиях и количестве осадков.
По имеющимся данным интенсивность самоочистки за счет поверхностного выноса в речную систему⁹⁰Sr на Урале за первые 5-10 лет после аварии составляла около 0,2 %/г., а впоследствии сокращалась в 2 раза за каждые 4-5 лет и в настоящее время составляет 0,05 %/г. Наименее значительный вынос, 0,001 %/г. характерен для лесных площадей; для луговых и пахотных земель - до 0,3 %/г. Коэффициент подпочвенного выноса⁹⁰Sr на порядок меньше поверхностного сноса. Общее количество активности, удаленной путем выноса, оценивается в 18,5 ТБк, 60 % которых удалено в течение первых лет.
Самоочистка территорий Украины и Беларуси от⁹⁰Sr за счет поверхностного стока составила в 1986 г. около 1,4 %, в 1987 г. - 0,6 %/г., в 1988 г. - 0,84 %/г., в 1989 г. - 0,42 %/г., т. е. в среднем около 0,5 % ежегодно в первые 5 лет после аварии.
Миграция в пределах почвенного слоя или ландшафта не может рассматриваться как самоочистка, но темпы очищения верхних почвенных слоев показательны.
В первые 1 - 2 года после аварии в обоих случаях (Полесье и Урал) около 90 % радионуклидов концентрировалось в слое 0-2 см. На Урале в выщелоченных черноземах половина Sr была удалена за 5 лет из слоя 0 - 2 см и за 19 лет из слоя 0-5 см. Из дерново-подзолистой почвы соответствующие периоды составили 2 и 7 лет.
За первые 6 лет после аварии в Полесье в слое 0 - 2см в среднем остается 57 %⁹⁰Sr и 81 %¹³⁷Cs при колебаниях до 30 % в отдельных образцах почв. Линейная скорость общего заглубления⁹⁰Sr в ненарушенной почве на Урале составила 0,2 - 0,4 см/г., заглубления¹³⁷Cs - от 0,15 до 0,3 см/г. В пределах зоны отчуждения ЧАЭС центр запасов¹³⁷Cs перемещался за первые годы со скоростью от 0,4 до 0,7 см/г., т. е. интенсивность процессов вертикальной миграции в обоих загрязненных районах сопоставима.
Для¹³⁷Cs и изотопов плутония характерно образование фиксированных форм, что является составной частью самоочистки ландшафтных объектов. Однако эти процессы не изучены и предстоит провести исследования, посвященные методике оценки содержания фиксированных форм, скорости их образования и относительной устойчивости в природных условиях. Без этих характеристик прогноз самоочистки природных систем не будет достаточно корректным.
3.3.5. Радионуклиды в гидросфере
Известно, что миграция и распределение радионуклидов в гидросфере осуществляются по двум специфическим ветвям - гидрологической (реки, водохранилища, озера, ручьи, временные водотоки, плоскостной смыв) и гидрогеологической (зона аэрации, зона насыщения). Водные объекты гидрологической ветви относительно быстро подвергаются воздействиям экологических аварий. Но их самоочистка вследствие динамичности системы происходит сравнительно интенсивно. Гидрогеологическая система более консервативна - процессы водообмена происходят в ней намного медленнее, а почвенный слой, породы зоны аэрации и водонасыщенные отложения обладают сорбционной емкостью, препятствующей в определенных пределах или замедляющей загрязнение подземных вод. Однако в силу этих же обстоятельств самоочистка уже загрязненных подземных вод осуществляется крайне медленно. В результате за прошедшие после аварии на ЧАЭС годы изменение загрязнения поверхностных и подземных вод происходило в противофазе - снижению загрязнения вод гидрологической ветви соответствовало медленное нарастание концентраций радионуклидов в водах земных недр. Следовательно, систематическое изучение состояния подземных вод в связи с Чернобыльской катастрофой является задачей весьма долговременной с постепенно возрастающей ответственностью.
Гидрологическая система. В течение активной фазы аварии на ЧАЭС основным механизмом распространения и попадания радионуклидов в гидрологическую ветвь гидросферы в пределах огромной территории Украины, Беларуси, России и других государств был аэрозольный перенос.
В дальнейшем транспорт и перераспределение радионуклидов в поверхностной части гидросферы определялись процессами гидродинамики водных систем, ландшафтно-геохимическими и гидрометеорологическими условиями смыва радионуклидов с водосборных площадей, состоянием продуктов выпадения, их эволюцией и т.п. Аэрозольный фактор перестал играть заметную роль в этих процессах. Наиболее значительные радиоактивные загрязнения акваторий водоемов и рек были сосредоточены в ближайшей к ЧАЭС зоне (с радиусом 30 - 60 км). Максимальные выпадения зафиксированы в пруде-охладителе ЧАЭС, Припятском, Семиходском, Новошепеличском затонах и в русле р.Припять вблизи очага аварии. Так в пруд-охладитель попало по различным оценкам 2 - 19·10¹⁵Бк радиоактивных загрязнений. В 1986 г. в его водах в среднем содержалось более 1000 Бк/л радионуклидов, в состав которых преимущественно входили¹³⁷Cs (100 - 1700 Бк/л),¹³⁴Cs,⁹⁰Sr (5 - 40 Бк/л),⁹⁵Zr (40 - 700 Бк/л),¹⁰⁶Ru (30 Бк/л),¹⁴⁴Ce (40 - 150 Бк/л),¹⁰³Ru (20 - 600 Бк/л) и др. В то же время в донных осадках пруда обнаруживалось (0,1 - 3,8)·10⁵Бк/км¹³⁷Cs, (0,3 - 16)·10⁵Бк/км¹⁰³Ru, (0,3 - 3) ·10⁵Бк/км¹⁰⁶Ru, (0,1 - 18) ·10⁵Бк/км¹⁴⁴Се и др. [1].
Со временем наблюдалось постепенное снижение концентраций этих радионуклидов в воде пруда. Так, в 1986 - 1991 гг. среднегодовое содержание¹³⁷Cs снизилось от 930 до 3,6 Бк/л, a⁹⁰Sr - от 22 до 7,4 Бк/л. Значительная часть¹³⁷Cs и⁹⁰Sr зафиксирована в 1991 г. на взвешенных частицах (соответственно 300 - 1000 и 60 - 270 Бк/км) и в донных осадках (2 - 200 и 1 - 5 Бк/км) [I]. Максимальные концентрации²³⁹Pu после аварии достигли 0,4 Бк/л. К концу августа они снизились до 7·10³Бк/л. При этом до 98 % активности было связано со взвесями [З]. В р.Припять (вблизи ЧАЭС) в начале мая 1986 г. максимальная концентрация⁹⁰Sr достигала 15 Бк/л, а в конце июня она снизилась до 1 - 4 Бк/л. В закрытых водоемах - озерах старицах, непроточных канавах, где отсутствуеттечение, высокие концентрации радионуклидов сохраняются в течении длительного времени. Так, в 1989 - 1990 гг. в оз. Глубокое и Вершина, безымянных пойменных озерах р.Припять концентрации ³⁷Cs в воде достигали 40 - 80 Бк/л, ⁹⁰Sr - 300 - 400 Бк/л. По мере удаления от очага аварии концентрации радионуклидов в поверхностных водах существенно снижались. Заметные концентрации радионуклидов в поверхностных водах установлены в большинстве стран Европы и ряде стран Азии. Если исключить наиболее загрязненную зону отчуждения, то диапазон изменения загрязненной суши и воды на упомянутой территории в целом достигает 3 - 4 порядка.
Значительная часть радиоактивных выпадений сосредоточена в пределах водосборных бассейнов Днепра и его наиболее крупных притоков - р.Припять и Десны. Согласно приближенным оценкам, выполненным в 1991 - 1992 гг. [5,3], на водосборных площадях р.Припять, Десны и части Днепра, впадающего в Киевское водохранилище, запасы ¹³⁷Cs составляют соответственно7 ·10¹⁵Бк, 0,3·10¹⁵Бк, а ⁹⁰Sr соответственно 1,6·10¹⁵Бк, 0,03·10¹⁵Бк и 0,2·10¹⁵Бк. Следует подчеркнуть, что участие отдельных элементов водосборных площадей во вторичном загрязнении речных вод крайне неравномерно. Основную опасность представляют загрязненные поймы рек, подверженные зотоплениям паводковыми водами, а также относительно крутые склоны первых террас, тальвеги и склоны долин ручьев и временных водотоков в балках и оврагах. Значительные площади водораздельных пространств Полесья весьма слабо учавствуют во вторичном загрязнении речных систем. Кроме того, на этой территории установлены многочисленные бессточные участки, не поставляющие радиоактивные загрязнения в речную сеть. Именно поэтому наибольшую опасность представляет собой обширная, весьма загрязненная левобережная высокая пойма р.Припять вблизи ЧАЭС, где сосредоточено около 0,4·10¹⁵Бк ⁹⁰Sr. В течении активной фазы аварии и в последующем важную роль в смягчении радиационной обстановки в средней и нижней части р.Днепр имел каскад водохранилищ. Среди них ключевое место занимает Киевское водохранилище, которое служило первым основным депо при транспорте радионуклидов в Днепре. Основной вклад в загрязнение Киевского водохранилища, с учетом водности рек, вносят р.Припять и Днепр. Поступление радионуклидов по этим рекам составило с июня 1986 - 1991гг. по разным оценкам [5,3,1] (1 - 1,2)·10⁸Бк ⁹⁰Sr и (1,2 - 1,7)·10⁸Бк ¹³⁷Cs. При этом начиная с 1987 г. на взвесях поступило до 10% ⁹⁰Sr и до 50% ¹³⁷Cs. Следует отметить, что роль 30-километровой зоны в общем загрязнении водохранилища цезием невелика. Однако эта территория поставляет до 40% ⁹⁰Sr в водохранилище [5].
Значительные концентрации ¹³⁷Cs на взвесях и резкое снижение скоростей течения воды при впадении рек в Киевское водохранилище приводят к существенному осаждению этой части загрязнений на дно водохранилища и самоочистке воды. Каждое ниже расположенное водохранилище служит дополнительным барьером для транспортируемого водой цезия. Во времени этот эффект нарастает в связи с дальнейшей фиксацией цезия в почвах водосборов. Барьерная роль водохранилищ по отношению к стронцию оказалась менее эффективной в связи с низким его удерживанием на взвесях и нарастанием выхода растворимых его форм из разрушающихся со временем "горячих" частиц, расположенных в области формирования основной части поверхностного стока. Эти данные приведены в табл. I.3.29, I.3.30 и на рис. I.3.12 [1].
Таблица I.3.29
Содержание ¹³⁷Cs в воде Днепровских водохранилищ, Бк/л

Таблица I.3.30
Содержание ⁹⁰Sr в воде Днепровских водохранилищ, Бк/л

Анализ приведенных данных показывает, что, несмотря на отдельные отклонения, происходит устойчивое снижение уровня загрязнений вод Днепровских водохранилищ ¹³⁷Cs в направлении вниз по каскаду и во времени. Тренд концентраций ⁹⁰Sr во времени и вниз по течению менее четок и больше подвержен флуктуациям. Рассчитанные по бассейнам р.Припять (пост Чернобыль) и Днепра (пост Неданчичи) приближенные коэффициенты смыва радионуклидов с водосборных площадей имеет тенденцию к их снижению во времени. При этом коэффициент смыва растворимого цезия с 1987 по 1991 г. снизился в бассейне р.Припять в 10 раз, в бассейне днепра в 3 раза. Аналогичный показатель для суспензированного цезия уменьшился соответственно в 4 и 3 раза. Смыв растворимого стронция за это время практически не изменился в бассейне р.Припять и уменьшился в бассейне Днепра в 3 раза. Интенсивность смыва радионуклидов существенно варьирует в зависимости от ландшафтно-гидрологических, геохимических и гидрометеорологических условий. Так, интегральный коэффициент смыва ¹³⁷Cs в жидкой фазе в бассейнах р.Припять и верхнего Днепра с 1988г. составил n·10^-8, а стронция - n·10^-5, где n~1 - 9. Результаты оценок на эксперементальных участках, расположенных в различных ландшафтно-гидрологических и геохимических условиях, свидетельствуют о значительном разбросе этих показателей. Так, коэффициент смыва растворимого стронция изменяется в пределах 5 - 50·10^-5. Безусловно, при таких разбросах значений более достовеными для крупных территорий являются интегральные оценки.

Рис. 1.3.12.

Рассматривая вклад водного фактора в самоочистку крупных территорий от радиоактивных загрязнений, следует подчеркнуть, что его значение в целом для Полесья и смежных регионов уступает естественному распаду радионуклидов. Тем не менее это второй по значимости фактор, значительно превосходящий биологический и ветровой вынос и перераспределение радионуклидов.
В связи с тем, что днепровской водой в количестве более 5 млн м³/сут снабжается около 10 млн человек, проживающих в десяти областях Украины и в Крыму, вопрос о допустимых уровнях загрязнения днепровских вод имеет первостепенное значение. За прошедшие с момента аварии годы на Днепре (от Киева до устья) не были превышены допустимые нормативы концентраций радионуклидов в воде. Результаты моделирования показали, что даже сочетание самых неблагоприятных факторов не должно привести к превышению уровня загрязнения вод выше предельно допустимых значений. Следует однако отметить, что принятые нормативы не являются безусловными. Они не в полной мере учитывают сочетанное действие радионуклидов и иных химических загрязнителей на организм человека. Поэтому мониторинг и, при необходимости, регулирование радиационного состояния водных систем по-прежнему остается важнейшей научной и производственной задачей.
Чернобыльская катастрофа привела к заметному загрязнению Черного и Азовского морей. По данным Госкомгидромета, в первые месяцы после аварии в приповерхностных водах восточной части Черного моря наблюдались максимальнные концентрации¹³⁷Cs до 0,6 Бк/л и⁹⁰Sr - до 0,1 Бк/л. В дальнейшем в результате вертикального и горизонтального перемешивания концентрации радионуклидов в приповерхностных водах стали более однородными. По⁹⁰Sr они не превышают 0,06 Бк/л. За период с 1986 по 1991 г. количество аварийного¹³⁷Cs в верхнем 50-метровом слое воды уменьшилось в пять раз и не превышает 0,02 Бк/л, что приблизительно равно концентрации доаварийного¹³⁷Cs в воде. Суммарное поступление¹³⁷Cs в Черное море за эти годы составило около 3,6·10¹⁵Бк. В Азовском море средняя концентрация чернобыльского¹³⁷Cs в воде в 1987г. достигла 0,03 Бк/л, а в 1991 г. снизилась в 3 раза.
Гидрогеологическая система. Несмотря на обширный фактический материал по загрязнению подземных вод зоны интенсивного водообмена пестицидами, азотистыми и различными органическими загрязнителями, многие радиоэкологи, гидрологи и даже гидрогеологи считали, что проблемы опасности загрязнения подземных вод радионуклидами не существует. Даже в первые годы после Чернобыльской катастрофы попытки углубленного изучения особенностей миграции радионуклидов в геологической среде рассматривались как весьма второстепенные и, в какой-то мере, надуманные. Собранные за последние годы данные постепенно рассеивают эти заблуждения.
Известно, что проникновение радионуклидов в подземные воды происходит вследствие различных процессов. Основной среди них - конвективный перенос (фильтрация), физико-химическая трансформация веществ в подземных водах и их взаимодействие с вмещающими породами. Конвективный перенос в чистом виде обеспечивает миграцию веществ со скоростью движущейся воды. В реальных условиях неоднородной среды процесс конвективной фильтрации осложняется процессами молекулярной диффузии и гидродисперсии (продольной по потоку и поперечной по его ширине). Эти процессы приводят к образованию переходной зоны с пониженной, но нарастающей вверх по потоку концентрацией компонентов, попавших в подземные воды в области питания или локального проникновения загрязнителя по потоку.
Движущиеся с водой неконсервативные загрязняющие вещества участвуют также в процессах сорбции, ионного обмена, гидролиза, комплексообразования, осаждения, выщелачивания. Они также подвержены различным биохимическим воздействием бактерий, органических веществ и радиоактивному распаду. Загрязнители могут транспортироваться в растворенном виде, с коллоидами и на взвесях. Если твердые частицы проникают в зону аэрации с движущейся водой в зависимости от условий на десятки сантиметров и сотни метров, то коллоиды обладают высокой подвижностью, более активной чем, консервативные компоненты. В зависимости от преобладания процессов, задерживающих миграцию, либо способствующих ей, загрязнение может: 1 - вообще не поступать в водоносный горизонт (задерживаться в зоне аэрации), 2 - частично, незначительно загрязнять водоносный горизонт и 3 - полностью вывести его из разряда перспективных для использования. В связи с этим в практику введено понятие предельно Допустимой концентрации (ПДК), определяющее предел загрязнения воды тем или иным компонентом, выше которого она становится непригодной для использования. Очевидно, что чем токсичнее загрязняющее вещество, тем ниже должна быть его ПДК. Радионуклиды относятся к весьма токсичным веществам, поэтому их ПДК весьма жестки: для⁹⁰Sr - 3,7 Бк/л (1·10^-10Ки/л),¹³⁷Cs - 37 Бк/л (1·10^-10Ки/л). Следовательно, достаточно поступления в 1 л воды 6,81·10^-13г⁹⁰Sr, либо 1,19·10^-13г¹³⁷Cs, чтобы она стала непригодной для использования. Для сравнения отметим, что ПДК железа составляет 3·10^-4г/л, т. е. больше в миллиард раз. Но из этого следует, что природные барьеры (растительный покров, почвы, породы зоны аэрации и насыщенной зоны), которые способны обеспечить надежную защиту подземных вод от малотоксичных загрязнителей, могут становится недостаточно эффективными при проникновении высокотоксичных веществ. Иными словами, подземные воды по разному защищены по отношению к загрязнителям разной токсичности.
Важное значение в понимании защищенности подземных вод имеют сорбционный коэффициент распределения (Kd) и фактор задержки растворенных в воде компонентов (R). Сорбционный коэффициент распределения определяется по зависимости Kd = (1-n)С/ n·Сж, где Ст и Сж - объемные концентрации компонента в твердой и жидкой фазах, n - пористость пород в случае ее полного насыщения или относительная влажность для ненасыщенных пород зоны аэрации.
Фактор задержки R характеризует степень уменьшения скорости конвективной и диффузной миграции компонента по сравнению со скоростью движения воды, он определяется соотношением R=l+mxKd, где m - числовой коэффициент. Значение Kd зависит от характера пористости и трещиноватости пород, их минерального состава, наличия органического вещества, химических свойств и степени подвижности фильтрующейся воды и др. Поэтому фактические значения K даже при одинаковых макротипах пород имеют весьма значительный разброс. Так по литературным данным Kd⁹⁰Sr для песков колеблется от 0,1 до 300 мл/г. Поэтому для решения практических зада·важно иметь интегральную оценку Kd для водообменной системы или ее изучаемой части. Однако существующая до сих пор практика базируется в основном на лабораторных определениях Kd которые совершенно неприемлемы для большинства натурных задач. Наиболее достоверные интегральные оценки Kd могут быть получены при решении обратных зада·по режимным наблюдениям на натурных полигонах. В условиях перечисленных и др. методических и организационных сложностей важно получить фактические данные о концентрациях радионуклидов в зонах аэрации и насыщения с момента аварии. Исследования поровых растворов и пород в зоне аэрации, выполненные в 1986 - 1988 гг., показали, что наряду с лиссеважем "горячих" частиц на глубину 20 - 30 см и более - до глубины 40 - 50 см четко фиксировалось загрязнение поровых растворов¹³⁷Cs от 10 до 100 Бк/л. при плотности поверхностного загрязнения в местах отбора от 0,2·10⁶до 50·10⁶Бк/л.
Радиоактивное загрязнение грунтовых вод было выявлено уже летом 1986 г. Очевидно, что попадание радионуклидов в грунтовые воды во многих случаях происходило аэрозольным путем в стволы колодцев и некоторых скважин. Наряду с этим в 1987 - 1988 г. были выявлены закрытые с поверхности скважины, которые фиксировали загрязнение грунтовых вод^137-134Cs,⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru и др. с концентрациями до десятков Бк/л.
В дальнейшем загрязнение грунтовых вод фиксировалось во многих местах 30-километровой зоны, но прежде всего на участках, где начато их целенаправленное изучение: на перемычке пруда-охладителя, ПВЛРО "Рыжий лес", "Янов", "Песчаные плато" и др., вокруг 4-го энергоблока ЧАЭС и др.
Так, в районе пруда-охладителя загрязнение грунтовых вод достигает 20 - 50 Бк/л, на участке "Рыжий лес" выявлено до 2·10³Бк/л⁹⁰Sr, 30 Бк/л Ru, 60 Бк/л¹³⁷Cs, 5 Бк/л Pu и Am, в районе ЧАЭС - до 20 Бк/л⁹⁰Sr. На основе оценки удельной активности песков грунтового водоносного горизонта (4 Бк/кг) удерживающая способность этих пород весьма низкая - массив песка площадью 1 км²и мощностью 10 м способен удержать лишь 8·10¹⁰Бк⁹⁰Sr. Запасы этого радионуклида лишь в ПВЛРО "Рыжий лес" достигают 2,5·10¹⁴Бк. Следовательно, дальнейшее расширение и опускание на большие глубины ореола загрязнения здесь и в аналогичных местах неизбежно.
За пределами 30-километровой зоны обследование грунтовых вод проводилось в основном по колодцам и редким скважинам. При плотности загрязнения поверхности преимущественно (0,3 - 2)-10⁵Бк/м² по¹³⁷Cs концентрация этого элемента в водах колодцев колебалась в основном в пределах (5 - 60)·10^-3Бк/л. Таким образом, на территории существенного радиоактивного загрязнения поверхности (включая 30-километровую зону, но без ПВЛРО и других активно загрязняющих объектов) с диапазоном концентраций радионуклидов 3·10⁴- 6·10⁶Бк/м (т.е. на 2 порядка) загрязнение грунтовых вод изменяется в основном от 5·10^-3до 60 Бк/л (т.е. на 4 порядка). Эти данные свидетельствуют о наличии региональной корреляционной связи между уровнями загрязнения поверхности земли и грунтовых вод, а также о влиянии дополнительных факторов, увеличивающих разброс концентраций загрязнения грунтовых вод. К этим факторам прежде всего относятся мощность, литологический, минералогический состав и характер поровой (трещинно-поровой) проницаемости пород зоны аэрации, характер макро- и микроландшафта, включая растительность и сельскохозяйственное воздействие. Полевые наблюдения свидетельствуют о важной роли подов, блюдец, западин, линейных отрицательных форм рельефа в формировании поверхностных микроводосборов, контролирующих вторичное перераспределение и локальную дополнительную концентрацию загрязнителей в пониженных частях микрорельефа. В связи с образованием и более длительным существованием временных микроводоемов (луж, озерцов) они обеспечивают также более продолжительную миграцию радионуклидов в растворимой и твердой фазе в зону аэрации и грунтовые воды. В отдельные периоды весной и после затяжных дождей осенью могут возникать условия периодического полного насыщения и выклинивания зоны аэрации. К этому следует добавить, что в зоне аэрации трещины в глинах и суглинках могут быть раскрытыми до уровня грунтовых вод, создавая благоприятные условия для быстрого проникновения инфильтрующегося поверхностного стока. Установлено также, что вертикальные коэффициенты фильтрации в кластических отложениях могут изменяться на несколько порядков.
Таким образом, учитывая несистематический характер местоположения опробованных водопунктов по отношению к проявлениям упомянутых факторов, следует предположить, что дифференциация условий миграции в системе "поверхность ландшафта - зона аэрации", при прочих равных условиях, может обеспечить разброс значений концентрации радионуклидов в грунтовых водах до 3 - 4 порядков. Такие изменения условий миграции нарушают корреляционные связи между интенсивностью поверхностного загрязнения и концентрацией радионуклидов в грунтовых водах на локальных участках. Однако в региональном плане эти связи должны устойчиво проявляться.
Сложившиеся представления о защищенности напорных подземных вод базируются на теоретических оценках и на региональных работах, выполненных по методике Всесоюзного института гидрогеологии и инженерной геологии (ВСЕГИНГЕО). Согласно этим подходам основные водоносные горизонты, используемые для водоснабжения в пределах Киевского региона, включая 30-километровую зону, относятся к защищенным.
Полученные после аварии фактические данные опровергают эти представления. Так, в районе г.Припять Яновским водозабором эксплуатируется эоценовый водоносный горизонт, залегающий под слабопроницаемыми киевскими мергелями на глубинах 50 - 70 м. За период с 1987 по 1992 гг. содержание⁹⁰Sr в отбираемых подземных водах увеличилось на 2 порядка (с 4 мБк/л до 0,4 Бк/л).
В Чернобыле из скважины, эксплуатирующей этот же водоносный горизонт на глубине 60 м, поступает вода с концентрацией¹³⁷Cs, возросшей с 1987 по 1989 гг. с 6 мБк/л до 0,2 Бк/л. Загрязнение этого горизонта зафиксировано и в 100 - 120 км от эпицентра аварии в районе Киева на территориях с относительно низким загрязнением поверхности¹³⁷Cs - (2 - 12)-10⁴Бк/м². Здесь концентрация такого изотопа в воде составила 2-210 мБк/л.
Особый интерес представляет ситуация в районе киевской городской агломерации, где действует крупная система водозаборов с суммарной производительностью 500 - 700 тыс.м/сут [8]. Эксплуатируются в основном два водоносных горизонта - сеноман-нижнемеловый и юрский, залегающие на глубинах до 250 м под слабопроницаемыми отложениями. Массовое опробование подземных вод в районе Киева проводилось в 1990 - 1993 гг. (табл. 1.3.31).
Наличие¹³⁴Cs опробованных водах свидетельствует о чернобыльском происхождении радионуклидов. Следует, в связи с этим, подчеркнуть, что контрольное опробование подземных вод, залегающих в сходных гидрогеологических условиях, но за пределами загрязненной территории (менее 20 кБк/м²), не выявило значимые количества упомянутых радионуклидов.
Результаты опробования, выполненные в 1993 г., обрабатываются, но и они подтверждают повсеместное распространение не только долгоживущих⁹⁰Sr и¹³⁷Cs, но и короткоживущего¹³⁴Cs, однозначно свидетельствуя об устойчивом поступлении радионуклидов в эксплуатируемые водоносные горизонты. Очень важно выявление путей их поступления. Можно выделить техногенные и естественные пути миграции радиоактивных загрязнителей. К техногенным относятся пути, образовавшиеся в ослабленных зонах околоскважинного пространства, либо через свищи, разрывы и зазоры в системе обсадных труб. Были проведены специальные натурные эксперименты с отдельными эксплуатационными скважинами, которые подтвердили эти предположения. Естественные пути движения подземных вод определяются вертикальной нисходящей (в области питания) и латеральной (по пласту) составляющими водообмена.
Латеральная миграция радионуклидов из эпицентра аварии на ЧАЭС невозможна, так как подземные водоразделы препятствуют проникновению вод из этой зоны, а их реальные скорости крайне малы. Подземные воды наиболее загрязненной территории 30-километровой зоны разгружаются в долине р.Припять, не попадая в пласты залегающие южнее нижнего течения о.Уж (рис. 1.3.13, 1.3.14).