Спосіб визначення надійності біоти екосистеми

Реферат: Спосіб визначення надійності біоти екосистеми включає вибір характеристик екосистеми. Потім здійснюють їх реєстрацію. Розраховують ключовий параметр радіоємність та складають прогноз. При цьому вплив будь-кого полютанту на біоту визначається за транспортом 137 радіонукліду Cs. UA 73581 U (12) UA 73581 U UA 73581 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Корисна модель належить до способів наукового дослідження параметрів стану навколишнього середовища та його надійності, зокрема, до способів кількісного аналізу та моделювання стану та надійності екологічних систем різного рівня складності. Так, запропонований спосіб дозволяє одержувати кількісну оцінку впливу різних полютантів на екосистему та на її надійність у часі. Це, у свою чергу, забезпечує можливість розробки відповідних ефективних контрзаходів та методів деконтамінації наземних та водних екосистем. Природні та техногенні катаклізми, які мають місце на Україні - повені в Карпатах, віддалені наслідки аварії на Чорнобильській АЕС, реальність аварій різного роду, що супроводжуються забрудненням навколишнього середовища різноманітними полютантами, масоване хімічне та радіонуклідне забруднення значних територій, тощо, виводять на перший план проблему оцінки і прогнозу міграції забруднюючих речовин в екосистемах України. У зв'язку з цим існує нагальна потреба у системі випереджувальної оцінки стану екологічної безпеки, прогнозування тенденцій показників стану екосистеми. Це дозволить приймати оперативні рішення щодо безпеки екосистем і рекомендувати ефективні оперативні заходи із захисту біоти та населення, яке використовує ці екосистеми для виробництва, проживання та рекреації. На сьогоднішній день є відомим підхід до оцінки стану екосистеми, який передбачає моніторинг даних стосовно забруднення екосистеми полютантами (зокрема, радіонуклідами) та нанесення їх на карту місцевості (B.C. Давидчук, Р.Ф. Зарудная, М.Ф. Петров та iн. «Ландшафты Чернобыльской зоны и их оценка по условиям миграции радионуклидов» - К.: Наукова думка, 1994. - 112 с.; V.G. Linnik, J.E. Brown, M. Dowdall, V.M. Potapov et al. "Pattrens and inventories of radioactive contamination of island sites of the Yenisey River, Russia" Journal of Environmental radioactivity 87 (2006), 188-208 p.; V.G. Linnik, A.A. Saveliev, A. P. Govorun et al. l37 "Spatial Variability and topographic factors of Cs soil contamination at a field scale" International Journal of ecology and development. Fall 2007, IS, N FO7, p. 8-25). Таким чином одержують карту забруднення екосистеми на даний момент. У цих розробках автори не йдуть далі розрахунків рівнів забруднення рослинності, спираючись на табличні дані про коефіцієнт накопичення полютантів (Кн) для ґрунту та рослин. При такому підході дослідник може лише аналізувати існуючу ситуацію, але позбавлений можливості робити довгострокові прогнози щодо міграції полютантів через певні проміжки часу та передбачити тенденції перерозподілу полютантів та розвитку стану екосистеми у часі. Є відомим спосіб визначення допустимих техногенних навантажень на екологічну систему з властивістю самовідновлення (деклараційний патент на корисну модель UA15482, опубл. 2006). Спосіб передбачає оцінку початкового екологічного стану системи, вимірювання інтенсивності окремого або величини сумарного техногенного навантаження, а також час дії забруднення, і прогноз зміни стану екосистеми під впливом техногенного навантаження за законом логістичної функції. Після цього коригують час постійного техногенного навантаження і час самовідновлення таким чином, щоб не допустити входження екосистеми у критичний стан. Вказаний спосіб дозволяє в деякій мірі прогнозувати стан системи та коригувати його, проте він є обмеженим, оскільки не дозволяє розглядати забруднення у просторі, зокрема, не дає забезпечує можливості прогнозувати тенденції стану забруднення екосистеми та показувати шлях міграції та/або розподілу/перерозподілу полютанту як у часі, так і у просторі. Крім того, запропонований спосіб не дозволяє встановлювати місця коротко- або довгострокового депонування полютантів, тобто визначати суттєво критичні складові біоти екосистеми ландшафту і, таким чином, визначати радіоємність, екологічну ємність та надійність усього ландшафту щодо припустимих рівнів скиду та викиду до нього різних полютантів. Є відомим спосіб визначення стану екологічної безпеки екосистеми, що передбачає вибір вихідних характеристик екосистеми, що підлягають реєстрації (зокрема, крутизна схилів, характер покриття поверхні у ландшафті, рівні горизонтального та вертикального стоку, тип ґрунту тощо), їх реєстрацію, розрахунок на основі цих характеристик ключових параметрів екосистеми та складання прогнозу, при цьому ключовими параметрами екосистеми є депонування полютанту (з урахуванням впливу на біоту) у тому чи іншому компоненті екосистеми та швидкість розподілу та/або перерозподілу полютанту, що визначаються на основі теорії екологічної ємності, при цьому складання прогнозу здійснюють на основі моделювання параметрів екосистеми шляхом представлення даних у вигляді векторних величин за допомогою методу «камерних моделей», а візуалізацію отриманих на попередніх етапах даних здійснюють за допомогою аналітичної геоінформаційної технології (при використанні програмних продуктів ARCinfo або MAPinfo) для побудови просторових цифрових карт реальної екосистеми (UA31886, опубл. 25.04.2008). Зазначений спосіб є вибраний авторами як прототип заявленої корисної моделі. Розкритий спосіб забезпечує можливість визначення кількості, швидкості та напрямку переміщення полютанту в екосистемі (від одного 1 UA 73581 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 компонента екосистеми до іншого), а також дозволяє оцінити та встановити закономірності розподілу/перерозподілу у часі полютанту у реальних екосистемах та ландшафтах на основі побудови формальної моделі поведінки полютантів. Проте недоліком вказаного способу є необхідність дослідження великої кількості параметрів: біорізноманіття, біопродуктивності, чисельності видів в екосистемі тощо. Важливим є те, що всі вказані параметри починають реагувати на вплив негативних факторів із значним запізненням від часу початку впливу. Часто це призводить до того, що пригнічення та загибель біоти в екосистемі може відбуватися незворотним чином, коли вже запізно приймати які-небудь контрзаходи. Задача корисної моделі полягає у спрощенні способу дослідження екосистеми. Задача корисної моделі вирішується за рахунок розробки способу визначення надійності біоти екосистеми, який включає вибір характеристик екосистеми, що підлягають реєстрації, їх реєстрацію, розрахунок ключового параметра радіоємності і складання прогнозу на основі представлення даних у вигляді графіків та векторних величин, які піддають візуалізації для побудови просторових цифрових карт реальної екосистеми, при цьому вплив будь-кого 137 полютанту на біоту визначається за транспортом радіонукліду Cs-трасера по компонентах екосистеми. Надійність компоненту екосистеми розраховується через швидкості переносу трасера між камерами в рамках модельної екосистеми. Інакше кажучи, надійність - це радіоємність (R) компонента екосистеми - (камера - J), що визначається за формулою (1): R=Σaij/(Σaij+Σaji) (1) як відношення суми швидкостей надходження радіонукліду від інших камер екосистеми Σaij, до сум швидкостей надходження та відтоку трасера в інші складові екосистеми (Σaij + Σaji). R радіоємність є безрозмірною величиною (від 0 до 1), що визначає ймовірність утримання радіонукліду - трасера в різних компонентах екосистеми. Цей параметр, зокрема, визначає 137 надійність біотичних складових екосистеми щодо утримання радіонукліду Cs - трасера, а отже і калію. Надійність депонування калію у біоті екосистем, у свою чергу, визначає благополуччя біоти та надійність її функціонування. Як найближчий аналог запропонований спосіб передбачає врахування характеристик елементів ландшафту, зокрема, крутизни схилів, характеру покриття поверхні у ландшафті, рівня горизонтального та вертикального стоку, типу ґрунту тощо. Швидкість розподілу та/або перерозподілу полютанту визначається на основі теорії радіоємності та надійності, при цьому складання прогнозу здійснюють на основі моделювання параметрів екосистеми шляхом представлення даних у вигляді векторних величин, які піддають візуалізації для побудови просторових цифрових карт реальної екосистеми та визначення представлення даних у вигляді векторних величин за допомогою методу «камерних моделей», візуалізацію отриманих на попередніх етапах даних шляхом аналітичної геоінформаційної технології (при використанні програмних продуктів ARCinfo або MAPinfo) для побудови просторових цифрових карт реальної екосистеми з урахуванням їх радіоємності та надійності. Розкритий спосіб забезпечує можливість визначення кількості, швидкості та напрямку переміщення полютанту в екосистемі (від одного компонента екосистеми до іншого), а також можливість оцінки та встановлення закономірності розподілу/перерозподілу у часі полютанту в реальних екосистемах та ландшафтах. На відміну від найближчого аналога, запропонований спосіб ґрунтується на транспорті 137 радіонукліду Cs-трасера по компонентах екосистеми. Надійність компонента екосистеми розраховується через швидкості переносу трасера між камерами в рамках модельної екосистеми. Таким чином, надійність являє собою радіоємність (R) компонента екосистеми (камера - J), що визначається за формулою (1). Перший етап здійснення способу полягає у виборі характеристик, що підлягають реєстрації. До таких належать параметри, які мають визначальний вплив на депонування та міграцію полютанту в екосистемі. Це можуть бути параметри окремих локальних екосистем (озеро, річка, болото тощо), екосистем лінійного типу (схилові та гірські екосистеми і тощо). Вказані параметри, що характеризують екосистему, будуть варіювати в залежності від типу складності екосистеми. Так, для локальних екосистем та екосистем лінійного типу мають значення тип покриття (трава, чагарник, пісок і тощо), сорбційні характеристики елементів екосистеми (зокрема, характеристики донних відкладів у водних екосистемах), коефіцієнт накопичення полютанту, його швидкість накопичення, зокрема, в системі ґрунт - рослини, швидкість горизонтального стоку. Для ландшафтних екосистем має значення, зокрема, крутизна схилів екосистеми, швидкість вертикального стоку та інші. Деякі з цих даних можна отримати з літературних джерел, інші визначаються при натурному дослідженні екосистеми. Значна частина цих параметрів розраховується за моделями радіоємності, екологічної ємності та надійності складових екосистеми та ландшафту. В загальному випадку основними параметрами 2 UA 73581 U 5 10 15 20 25 є фізико-хімічні і біохімічні характеристики речовин-забруднювачів, а також природні і антропогенні умови середовища, включаючи характер поверхні, кути нахилу рельєфу, механічний та хімічний склад ґрунтоутворюючих порід, характеристики рослинного покриву тощо. Під екологічною ємністю (радіоємністю) розуміють граничну кількість полютанту (радіонукліду), що може депонуватися у біоті екосистеми, не порушуючи при цьому її основні властивості (продуктивність, кондиціонування та надійність). Мірою екологічної ємності є фактор радіоємності, який характеризується відношенням кількості полютанту (кількості радіоактивності), що утримується біотичним компонентом екосистеми, до всієї радіоактивності, що міститься в цій екосистемі. Це відношення може варіювати в межах від 0 до 1 і визначається утримуючими характеристиками біоти. Параметр радіоємності щодо трасера, зокрема, визначає 137 надійність біотичних складових екосистеми, щодо утримання радіонукліду Cs - трасера, а значить і калію. Надійність депонування калію у біоти екосистем у свою чергу визначає благополуччя біоти і надійність її функціонування. В основу візуалізації одержаних даних процесів переносу та міграції полютантів в екосистемах та ландшафтах покладено метод «камерних моделей». Згідно з цим методом екосистему можна розділити на кілька взаємодіючих камер, між якими відбувається обмін полютантами. Потрапивши у камеру, полютант (радіонуклід) миттєво перемішується у всіх її частинах, однаково в будь-який момент часу. При цьому втрати полютанту (радіонукліду) камерою є пропорційними концентрації полютанту у камері. Перенос полютантів між камерами підпорядковується кінетиці першого порядку і описується системою звичайних диференційних рівнянь. Коефіцієнт пропорційності між питомою концентрацією полютанту у камері та його надходженням з цієї камери у будь-яку іншу є величиною сталою. Практично для будь-якої системи може бути складена і розв'язана відповідна система диференційних рівнянь виду: dx1  f1 t, x1, x 2 ,..., x m  dt , (2) dx 2  f 2 t, x1, x 2 ,..., x m  dt , (3) dx m  fm t, x1, x 2 ,..., x m  dt , (4) 30 35 де f1, f2, ..... fm - функції, які базуються на оцінках радіоємності камер досліджуваної екосистеми своїх аргументів, хi=xi(t) - невідомі функції (і=1, 2, ..., m). Систему m рівнянь першого порядку можна записати у векторній формі, якщо розглянути вектори х=(x1, x2, ... xm) i f=(f1, f2, ..., fm). Визначивши похідну вектора х як вектора, в якому кожна складова є похідною відповідної складової вектора х, можна переписати зазначену вище систему в наступній векторній формі. Ця функція задає у ландшафтах напрямок та швидкість стоку полютантів від даного елемента ландшафту до суміжних до нього: dx  f t, x  dt (5) 40 45 50 55 Задача інтегрування диференційних рівнянь (2-5) полягає у знаходженні сукупності m функцій, х2=х2(t),..., хb=хb(t), визначених на безперервно диференційованих на деякому інтервалі і перетворюючих ці рівняння системи (2-5) у тотожності. Сукупність усіх цих m функцій є розв'язком системи (2-5). Розглядаючи значення як координати точки в m-вимірному фазовому просторі, можна геометрично уявити стан системи через точку. Будь-який розв'язок системи (5) представляє собою деякий закон руху цієї точки у фазовому просторі і називається рухом, що визначається системою, а шлях, який описує точка у фазовому просторі - це фазова траєкторія цього руху. Наведений вище метод лежить в основі комп'ютерних програм для візуалізації одержаних даних. Ключовими даними для таких програм є дані польових досліджень - депонування полютанту в різних елементах екосистеми, показники швидкості внесення та винесення забруднювачів в екосистемах. Після векторизації одержаної інформації її прив'язують до географічної карти. У своїх дослідженнях ми використовували наступні програми: ARCinfo та MAPinfo. Згідно з описаним способом було проведено моделювання та визначення параметрів стану надійності біоти екосистеми для екосистем різних типів складності від локальних екосистем, екосистем лінійного типу до ландшафтів. Фігура 1. Принципова блок-схема основних складових екосистеми с. Галузія Маневичського району Волинськой області. 3 UA 73581 U 5 10 15 20 25 30 Фігура 2. Структурована блок-схема екосистеми с. Галузія Маневичського району Волинськой області. Корисна модель описується далі наступним прикладом, який ілюструє запропонований спосіб та стосується визначення надійності екосистем при радіоактивному забрудненні. Приклад. Дослідження та оцінка надійності систем транспорту радіонуклідів у локальній агроекосистемі. Дослідження радіоекологічних процесів в агроекосистемах є важливим для оцінки та прогнозу їх екологічної безпеки для населення при формуванні дозових навантажень. Було проведено аналіз агроекосистеми як системи транспорту радіонуклідів від ґрунту до людини. Протягом 1991-1997 років нами були зібрані дані стосовно оцінки вмісту радіонуклідів у різних компонентах агроекосистеми с. Галузія Маневичського району Волинської області. Були 137 зроблені розрахунки за швидкостями міграції, розподілу та перерозподілу радіонукліду Cs у компонентах агроекосистеми. Цей регіон являє собою цезієву провінцію, і помітної кількості інших радіонуклідів тут не виявлено. Ці дані дозволили нам зробити оцінки формування дозових навантажень на різні групи населення. Нами було застосовано розроблений підхід до оцінки надійності транспорту радіонуклідів в агроекосистемі с. Галузія. Основні блоки транспорту радіонуклідів у досліджуваній агроекосистемі є представленими на Фіг. 1. Нами встановлено, що основними дозоутворювальними компонентами даної агроекосистеми були 4 основних пасовища. Ці пасовища функціонують як паралельна система. Згідно з теорією надійності загальна надійність даної агроекосистеми як системи транспорту радіонуклідів від пасовищ до людини може бути представлена у вигляді суми параметрів надійності складових блоків-пасовищ. Камерну модель даної агроекосистеми можна представити у вигляді структури, що представлена на Фігурі 2. З цієї фігури видно, що транспортний потік радіонуклідів від кожного пасовища до популяції населення утворює послідовну систему: ґрунт - трава - корова - молоко м'ясо - люди. Надійність такої послідовної екосистеми може бути представлена у вигляді добутку параметрів надійності складових транспортного потоку радіонуклідів-блоків. Оцінки надійності кожного з блоків розраховуються при використанні формули (1). На основі експедиційних досліджень, за результатами спостережень і розрахунків нами отримані оцінки швидкостей переходу між камерами досліджуваної агроекосистеми (Таблиця 1). Таблиця 1 Параметри швидкостей переходу для різних складових агроекосистеми с. Галузія Параметр Мінімальне значення а12 а23 а34 а35 а36 a47 а48 а49 а410 a57 а58 а59 a510 0,02 0,18 0,08 0,32 0,6 0,2 0,1 0,3 0,5 0,00 0,001 0,008 0,58 в12 в23 в34 в35 0,02 0,2 0,04 0,16 Середнє Максимальне значення значення Пасовище 1 0,06 0,1 0,38 0,58 0,13 0,18 0,52 0,72 0,36 0,1 0,22 0,36 0,15 0,2 0,47 0,47 0,1 0,0 0,005 0,009 0,004 0,007 0,013 0,018 0,978 0,98 Пасовище 2 0,05 0,08 0,3 0,4 0,12 0,2 0,48 0,8 35 4 Опис переходу ґрунт - трава на пасовищі трава - корова корова - молоко корова - м'ясо корова - відходи молоко - діти молоко - пенсіонери молоко - робітники молоко - вивіз м'ясо - діти м'ясо - пенсіонери м'ясо - робітники м'ясо - вивіз ґрунт - трава на пасовищі трава - корова корова - молоко корова - м'ясо UA 73581 U Продовження таблиці 1 в36 в47 в48 в49 в410 в57 в58 в59 в510 0,8 0,14 0,04 0,24 0,54 0,001 0,00 0,03 1,0 с12 с23 с34 с35 с36 с47 с48 с49 с410 с57 с58 с59 с510 0,12 0,1 0,01 0,02 0,97 0,04 0,04 0,11 0,4 0,1 0,08 0,2 0,57 d12 d23 d34 d35 d36 d47 d48 d49 d410 d57 d58 d59 d510 0,04 0,1 0,06 0,24 0,7 0,15 0,07 0,1 0,58 0,02 0,01 0,02 0,95 l12 l13 l14 l25 l26 l27 l28 l35 l36 l46 l47 0,00007 0,003 0,01 0,02 0,01 0,1 0,6 0,1 0,7 0,05 0,01 g12 g51 g23 g24 0,005 0,1 0,4 0,2 0,4 0,24 0,12 0,37 0,27 0,003 0,004 0,06 0,98 0,2 0,34 0,2 0,5 0,0 0,005 0,008 0,09 0,5 Пасовище 3 0,2 0,28 0,15 0,2 0,02 0,05 0,08 0,3 0,9 0,65 0,14 0,24 0,08 0,12 0,23 0.35 0,52 0,64 0,16 0,22 0,13 0,18 0,4 0,6 0,31 0,06 Пасовище 4 0,1 0,16 0,23 0,36 0,11 0,16 0,44 0,64 0,45 0,2 0,25 0,35 0,12 0,17 0,25 0,4 0,38 0,18 0,06 0,1 0,04 0,07 0,12 0,22 0,78 0,61 Ліс 0,00034 0,0006 0,009 0,015 0,02 0,03 0,07 0,12 0,05 0,09 0,25 0,4 0,75 0,9 0,2 0,3 0,8 0,9 0,1 0,15 0,015 0,02 Город 0,01 0,015 0,2 0,3 0,6 0,8 0,4 0,6 5 корова - відходи молоко - діти молоко - пенсіонери молоко - робітники молоко на вивіз м'ясо - діти м'ясо - пенсіонери м'ясо - - робітники м'ясо - вивіз ґрунт - трава на пасовищі трава - корова корова - молоко корова - м'ясо корова - відходи молоко - діти молоко - пенсіонери молоко - робітники молоко - вивіз м'ясо - діти м'ясо - пенсіонери м'ясо - робітники м'ясо - вивіз ґрунт - трава на пасовищі трава - корова корова - молоко корова - м'ясо корова - відходи молоко - діти молоко - пенсіонери молоко - робітники молоко на вивіз м'ясо - діти м'ясо - пенсіонери м'ясо - робітники м'ясо - вивіз ґрунт у лісі - деревина ґрунт у лісі - ягоди ґрунт у лісі - гриби лісові ягоди - діти лісові гриби - діти деревина - пенсіонери деревина - робітники ягоди - діти ягоди - пенсіонери гриби - пенсіонери гриби - робітники продукція городу - діти продукція городу - пенсіонери продукція городу - робітники продукція городу - вивіз UA 73581 U 5 10 15 20 Представлені у Таблиці 1 дані дозволили провести оцінку надійності компонентів екосистеми за запропонованим способом на основі формули (1) та, знаючи послідовний характер зв'язку окремих компонентів агроекосистеми з популяцією населення, провести оцінку надійності даної агроекосистеми як системи транспорту радіонуклідів від пасовищ до населення. Для спрощення ми обмежилися розрахунком надійності досліджуваної агроекосистеми при середніх значеннях параметрів швидкостей (Табл. 1) агроекосистеми. Результати розрахунків представлені у Таблиці 2. Таблиця 2 побудована таким чином: у 1 графі показані ситуації розрахунку надійності транспорту радіонуклідів від пасовищ до людини за умов відсутності захисних контрзаходів та за наявності окремих контрзаходів та їх комбінацій. У графі 2 приведені оцінки захисної дії кожного з досліджуваних та оцінених контрзаходів від 1 до 80 за ступенем зниження рівня забруднення ґрунтів на пасовищах. У графі 4 вказано рівень радіонуклідного забруднення ґрунту за Cs-137. У графі 5 надані дані щодо розрахунків параметрів надійності переносу радіонуклідів від ґрунту пасовищ до людини. За цими оцінками було розраховано кількість переходу радіонуклідів з пасовищ до людини (графа 6 Таблиці 2). З приведених даних видно, що за умов реалізації контрзаходів частка радіонуклідів, що переходять до людини, помітно зменшуються. У графі 7 Таблиці 2 наведені дані щодо зменшення колективної дози опромінення при реалізації контрзаходів, а у графі 8 проведено оцінку ефективності контрзаходів по зниженню надійності транспорту радіонуклідів від пасовищ до людей. Видно, що за рахунок контрзаходів можливо зменшити дози опромінення людей у даному селі від 2 до 90 разів. Як було вказано вище, вплив контрзаходів моделювали за рахунок зменшення швидкостей переходу радіонуклідів між камерами та зменшення надійності їх транспорту до людей. Таблиця 2 Оцінка надійності агроекосистеми без участі можливих контрзаходів та за умов ефективного застосування різних контрзаходів в агроекосистемі (на прикладі с. Галузія) шляхом оцінки 137 надійності доставки радіонуклідів Cs від 4-х основних пасовищ (при середніх швидкостях переходів радіонуклідів між камерами екосистеми) Контрзахід Кд Пасовище Запас (1) № р/н Ки Відсутній 1 Добрива 2 Сіянка 3 Зняття дернини (3- 10 5 см) Болюси ферацинів 4 1 2 3 4 1 2 3 4 1 2 3 4 1 2 3 4 1 2 3 4 0,0056 0,0169 0,0003 0,0011 0,0056 0,0169 0,0003 0,0011 0,0056 0,0169 0,0003 0,0011 0,0056 0,0169 0,0003 0,0011 0,0056 0,0169 0,0003 0,0011 Сумарний Надійність перехід р/н загального Перехід р/н (Ки) по Кд(2) за надійністю транспорту (Ки) пасовищах та р/н Кд 0,052 0,0008 0,0022 (1,6 0,044 0,0007 люд.Зв) 1 0,056 0,0004 Кд=1 0,074 0,0008 0,026 0,00015 0,013 (0,96 0,022 0,00037 люд-Зв) 0,0022/0,0013=1,74 0,041 0,00026 Кд=1,7 0,044 0,00048 0,0185 0,0001 0,008 (0.6 0,014 0,0002 люд-Зв) 2,75 0,033 0,0002 Кд=2,7 0,030 0,0003 0,0057 0,00003 0,000032 0,0051 0,00009 (0,024 люд69 Зв) 0,0134 0,00008 Кд=66,7 0,0108 0,000012 0,027 0,0002 0,0012(0,88 0,025 0,0004 люд-Зв) 1,8 0,0206 0,0001 Кд=1,8 0,045 0,0005 25 6 UA 73581 U Продовження таблиці 2 Ферацинові фільтри 5 (молоко) Добрива+ зняття дернини+ ферацинові болюси 2х 10х 4= 80 1 2 3 4 1 2 3 0,0056 0,0169 0,0003 0,0011 0,00056 0,00169 0,00003 0.0497 0,0426 0,05 0,0709 0,025 0,0042 0,019 0,0003 0,0007 0,0003 0,0008 0,000014 0,0000071 0,00000057 4 0,00011 0,023 0,0000025 Кд=3,7 4 0,000024 (0,016 людЗв) Кд=100 91,7 Кд - коефіцієнт дезактивації, що показує, у скільки разів буде знижена доза після застосування даного контрзаходу 5 10 15 Використовуючи запропоновану модель та метод оцінки надійності транспорту радіонуклідів від полів і пасовищ до людей, ми показали, що надійність такого транспорту висока, що забезпечує помітні дозові навантаження на населення даного села Галузія, віднесеного до 2 зони, при досить малих рівнях радіонуклідного забруднення. Методами теорії надійності нами показано, що використання ряду ефективних контрзаходів дозволить у 2-90 разів знизити надійність транспорту радіонуклідів від пасовищ до людей, насамперед, за рахунок застосування цілого списку вказаних у Таблиці 2 контрзаходів. Таким чином, запропонований спосіб визначення надійності дозволяє проводити достовірну оцінку екосистеми та вибрати засоби захисту населення у забруднених радіонуклідами районах. Запропонована корисна модель може успішно використовуватися для оцінки ефективності різного типу контрзаходів у різних типах екосистем та при дії різних полютантів - радіонуклідів та важких металів. ФОРМУЛА КОРИСНОЇ МОДЕЛІ 20 25 30 35 1. Спосіб визначення надійності біоти екосистеми, що включає вибір характеристик екосистеми, які підлягають реєстрації, їх реєстрацію, розрахунок ключового параметра і складання прогнозу, який відрізняється тим, що ключовим параметром для розрахунку є параметр радіоємності, при цьому вплив будь-якого полютанту на біоту визначається за транспортом радіонукліду 137 Cs-трасера між камерами в рамках модельної екосистеми, що визначається за формулою (1): R=Σaij/(Σaij+Σaji) (1), де Σaij - сума швидкостей надходження радіонукліду від інших камер екосистеми, (Σaij+Σaji) - сума швидкостей надходження та відтоку трасера в інші складові екосистеми, R - безрозмірна величина (від 0 до 1), що визначає ймовірність утримання радіонукліда-трасера в різних компонентах екосистеми. 2. Спосіб за п. 1, який відрізняється тим, що представлення даних у вигляді векторних величин здійснюють за допомогою метода "камерних моделей" та моделей радіоємності та/або надійності екосистем. 3. Спосіб згідно з будь-яким з попередніх пунктів, який відрізняється тим, що екосистеми, які піддають дослідженню, є вибраними з групи, яка включає локальні наземні та водні екосистеми, лінійні екосистеми та ландшафтні екосистеми. 7 UA 73581 U 8 UA 73581 U Комп’ютерна верстка А. Крулевський Державна служба інтелектуальної власності України, вул. Урицького, 45, м. Київ, МСП, 03680, Україна ДП “Український інститут промислової власності”, вул. Глазунова, 1, м. Київ – 42, 01601 9