Спосіб реконструкції та прогнозу забруднення екосистеми полютантами

Реферат: Спосіб реконструкції та прогнозу забруднення екосистеми полютантами включає вибір параметрів екосистеми, що підлягають дослідженню, побудову базової моделі на основі ключового параметра радіоємності, де вплив будь-якого полютанту на біоту визначається за 137 транспортом радіонукліду Cs-Tpacepa між камерами в рамках модельної екосистеми. Складають прогноз на основі представлення даних у вигляді графіків та векторних величин. Здійснюють реєстрацію фактичних натурних даних, порівнюють їх з даними базової моделі. Визначають коефіцієнт поправки на основі їх співвідношення, та проводять корегування базової моделі у відповідності із встановленим коефіцієнтом з одержання реальної моделі забруднення полютантами. UA 101677 U (12) UA 101677 U UA 101677 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 Корисна модель належить до способів наукового дослідження параметрів стану навколишнього середовища, зокрема до способів кількісного аналізу та моделювання стану екологічних систем різного рівня складності. Так, запропонований спосіб дозволяє одержувати кількісну оцінку впливу різних полютантів на екосистему у часі, на основі чого розробляються відповідні ефективні контрзаходи та методи деконтамінації наземних та водних екосистем. Запропонована корисна модель забезпечує можливість реконструкції, оцінки та прогнозу поведінки полютантів екологічної системи. Природні та техногенні катаклізми, які мають місце на Україні - 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. Але для того, щоб вказані заходи були ефективними, існує потреба у розробці способів, які забезпечать одержання надійних даних щодо рівня початкового забруднення (реконструкція) та випереджувальної оцінки (прогнозування) показників стану екологічної безпеки. 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. Так, відомий спосіб [V.G. Linnik, A.A. Saveliev, A.P. Govorun et. 137 al. "Spatial Variability and topographic factors of Cs soil contamination at a field scale" International Journal of ecology and development. Fall 2007, V8, NFO7, p. 8-25], включає характеристики мікрорельєфу ландшафту і локальні оцінки розподілу полютантів. 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. 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 (Ki) 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 деякою мірою прогнозувати стан системи, проте він є обмеженим, оскільки не може прогнозувати тенденції стану забруднення екосистеми та показувати шлях міграції та/або розподілу/перерозподілу полютанту як у часі, так і у просторі. У деклараційному патенті UA 73581 (опубл. 25.09.2012), який є найближчим аналогом корисної моделі, описується спосіб визначення надійності біоти екосистеми, який включає вибір та реєстрацію характеристик екосистеми, розрахунок ключового параметра радіоємності та складання прогнозу на основі представлення даних у вигляді графіків та векторних величин, які піддають візуалізації для побудови просторових цифрових карт реальної екосистеми, при цьому 137 вплив будь-якого полютанту на біоту визначається за транспортом радіонукліду Cs-Tpacepa між камерами в рамках модельної екосистеми, а представлення даних у вигляді векторних величин здійснюють за допомогою методу "камерних моделей". Недоліком вказаного способу є те, що у ряді випадків складений на основі цього способу прогноз є не досить точним та може суттєво відрізнятися від реального стану екосистеми на відміну від прогностичного, завдяки тому, що екосистеми є досить складними, багатофункціональними системами, які характеризуються рядом складових та параметрів, можуть виявляти різнонаправлений вплив на екосистему. Задача корисної моделі полягає у підвищенні точності визначення забруднення полютанами екосистеми на основі побудованої моделі як у минулому, так і у майбутньому. 1 UA 101677 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Поставлена задача вирішується тим, що спосіб реконструкції та прогнозу забруднення екосистеми полютантами включає вибір параметрів екосистеми, що підлягають дослідженню, побудову базової моделі на основі ключового параметра радіоємності, де вплив будь-якого 137 полютанту на біоту визначається за транспортом радіонукліду Cs-Tpacepa між камерами в рамках модельної екосистеми, та складання прогнозу на основі представлення даних у вигляді графіків та векторних величин, при цьому здійснюють реєстрацію фактичних натурних даних, порівнюють їх з даними базової моделі, визначаючи коефіцієнт поправки на основі їх співвідношення, та проводять корегування базової моделі у відповідності із встановленим коефіцієнтом з одержання реальної моделі забруднення полютантами як у минулому, так і у майбутньому. Перший етап здійснення способу реконструкції та прогнозу забруднення екосистеми полютантами полягає у виборі характеристик, що підлягають дослідженню. 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 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 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. В загальному випадку основними параметрами 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. Як і найближчий аналог, запропонований спосіб ґрунтується на транспорті радіонукліду 137 Cs-трасера між камерами в рамках модельної екосистеми, при цьому ключовий параметр являє собою радіоємність (R) компонента екосистеми - (камера - J), 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 радіонуклідутрасера в різних компонентах екосистеми. Під радіоємністю розуміють граничну кількість полютанту (радіонукліда), що може депонуватися у біоті екосистеми, не порушуючи при цьому її основні властивості (продуктивність, кондиціонування та надійність). Мірою радіоємності є фактор радіоємності, який характеризується відношенням кількості полютанту (кількості радіоактивності), що утримується біотичним компонентом екосистеми, до всієї радіоактивності, що міститься в цій екосистемі. 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 137 полютантами. Потрапивши у камеру, полютант (радіонуклід, зокрема, Cs-Tpacep) 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 (див., наприклад, патент UA73581). Наведений вище метод лежить в основі комп'ютерних програм для візуалізації одержаних даних, таких як ARCinfo, MAPinfo та інші. Після векторизації одержаної інформації її прив'язують до географічної карти для побудови просторових цифрових карт, одержуючи при цьому базову модель реконструкції та прогнозу забруднення полютантами. У своїх дослідженнях ми використовували програму Maple. Основною відмінністю запропонованого способу від відомого є проведення реєстрації фактичних натурних даних на певний момент часу, які порівнюють з відповідними даними базової моделі, визначаючи коефіцієнт поправки на основі їх співвідношення, та проводять корегування базової моделі. Це забезпечує можливість уточнення базової моделі з одержанням моделей реконструкції та прогнозу, що є більш наближеними до реальних даних. 2 UA 101677 U 5 10 15 20 25 30 35 40 На основі описаного способу була проведена оцінка (реконструкція та прогноз) забруднення водойм Голосіївських ставків. Фігура 1. Блок-схема каскаду Голосіївських ставків. Використовувані позначення: X - вода, Y - донні відкладення, Z - біота, S - грунт. Фігура 2. Порівняння моделей (базова та уточнена) динаміки концентрації радіонуклідів протягом 50 років у першому ставку. Фігура 3. Порівняння моделей (базова та уточнена) динаміки концентрації радіонуклідів протягом 50 років у другому ставку. Фігура 4. Порівняння моделей (базова та уточнена) динаміки концентрації радіонуклідів протягом 50 років у третьому ставку. Фігура 5. Порівняння моделей (базова та уточнена) динаміки концентрації радіонуклідів протягом 50 років у четвертому ставку Корисна модель описується далі наступним прикладом, який пояснює запропонований спосіб та стосуються реконструкції та прогнозу радіоактивного забруднення екосистем водойм. Приклад. Дослідження проводили у каскаді Голосіївських (Дидорівських) ставків у 2014 році. При цьому для побудови моделі вибирали такі камери, як "ґрунт", "вода", "донні відклади", "біота". Базову модель радіоактивного забруднення будували на основі поведінки Cs-трасера в забруднених водоймах та їх біотичних компонентах. В побудовані моделі увійшли такі камери як "ґрунт", "вода", "донні відклади", "біота". Блок схема каскаду Голосіївських ставків представлена на Фігурі 1. Базова модель Голосіївських ставків побудована на основі блок-схеми і враховує швидкості переходу радіонуклідів між камерами та всередині кожної камери між водою, біотою і донними відкладами. Камерна модель каскаду ставків у вигляді системи звичайних диференційних рівнянь першого порядку представлена нижче: dX1/dt=a41*S1(t)-(a13+aJ2+aJ5)*X1(t), dY1/dt=al2*X1(t), dZ1/dt=a13*X1(t), dSl/dt=-a41*Sl(t), dX2/dt=a85*S2(t)-(a57+a56+a59)*X2(t), dY2/dt=a56*X2(t), dZ2/dt=a57*X2(t), dS2/dt=-a85*S2(t), dX3/dt=a129*S3(t)-(a911+a910+a913)*X3(t), dY3/dt=a910*X3(t), dZ3/dt=a911*X3(t), dS3/dt=a129*S3(t), dX4/dt=a1613*S4(t)-(a1315+a1314+a1317)*X4(t), dY4/dt=a1314*X4(t), dZ4/dt=a1315*X3(t), dS4/dt=-a1613*S4(t), де а - коефіцієнти переходу радіонуклідів між камерами, X1-4 - вода, Y1-4 - донні відкладення, Z - біота, S1-4 - ґрунт. Середні значення швидкостей переносу взяті за типовими натурними дослідженнями та за результатами розрахунків: a41=0.05, a12=0.6, a13=0.35, а15=0.05, а85=0.03, а56=0.6, а57=0.35, а59=0.05, а129=0.03, а910=0.6, а911=0.35,а913=0.05, а1613=0.02, а1314=0.6, а1315=0.35, а1317=0.05. Базові моделі динаміки зміни концентрації радіонуклідів протягом 50 років у кожному із чотирьох ставків у вигляді графіків, побудованих у відповідності із найближчим аналогом для найбільш важливих камер у процесах розподілу та перерозподілу радіонуклідів, є представленими на Фігурах 2, 3, 4, 5 (показані зліва). 137 Після цього проводили реєстрацію фактичних натурних даних для Cs-Tpacepa та порівнювали їх з даними базової моделі, визначаючи коефіцієнт поправки, та проводили корегування базової моделі у відповідності із встановленим коефіцієнтом з одержання реальної моделі реконструкції та прогнозу забруднення полютантами. Результати фактичних натурних досліджень представлені в Таблиці 1.Вміст № ставка 1 Таблиця 1 137 Cs-Tpacepa в компонентах каскаду Голосіївських ставків № проби 1 2 сер. 2 1 2 сер. 3 1 2 сер. 4 1 2 сер. а (Бк) донні 60,95 51,75 56,35 22,15 64,1 43,125 25,95 51,25 38,6 20,4 40,45 30,425 3 а (Бк) ґрунт 136,5 195,5 166 36,8 65,85 51,325 37,55 109 73,275 67,85 54,6 61,225 а (Бк) біота 60,85 63,85 62,35 54,1 21,1 37,6 25,3 50,45 37,875 31,35 21,6 26,475 UA 101677 U 5 10 15 20 Екстраполяцію проводили шляхом визначення співвідношення між фактичними натурними даними та даними базової моделі наступним чином: а41=0.05, а12=0.104, а13=0.115, а15=0.05, а85=0.03, а56=0.98, а57=0.86, а59=0.05, а129=0.03, а910=0.46, а922=0.38, а913=0.05, а1613=0.02, а1314=0.647, а1315=0.38, а1317=0.05. Уточнені дані щодо динаміки розподілу та перерозподілу радіонуклідів були представлені у вигляді графіків, що є приведеними на Фігурах 2, 3, 4, 5 (показані справа). 137 Найбільше накопичення Cs спостерігалося в першому ставку і далі концентрації зменшувалися по каскаду. Тут спостерігали значну роль біоти в накопиченні радіонуклідів у 137 ставку. У першому ставку накопичення Cs було найбільшим у біоті. У ставках, що розташовуються нижче за каскадом визначальна роль належить донним відкладенням, але роль біоти залишається значною. В результаті використання запропонованого способу реконструкції та прогнозу забруднення 137 отримана адекватна модель накопичення радіонуклідів Cs в каскаді Голосіївських ставків. Базова модель була уточнена після отримання фактичних натурних даних. Запропонована корисна модель може успішно використовуватися для оцінки початкового забруднення (реконструкції) в екосистемі за відсутності натурних даних на той момент часу, спостереження динаміки розподілу і перерозподілу полютантів в екосистемі, одержання інформації щодо подальшого рівня забруднення (прогноз) та обґрунтування необхідності та ефективності заходів по знезаражуванню. ФОРМУЛА КОРИСНОЇ МОДЕЛІ 25 30 35 1. Спосіб реконструкції та прогнозу забруднення екосистеми полютантами, що включає вибір параметрів екосистеми, що підлягають дослідженню, побудову базової моделі на основі ключового параметра радіоємності, де вплив будь-якого полютанту на біоту визначається за 137 транспортом радіонукліду Cs-Tpacepa між камерами в рамках модельної екосистеми, та складання прогнозу на основі представлення даних у вигляді графіків та векторних величин, який відрізняється тим, що здійснюють реєстрацію фактичних натурних даних, порівнюють їх з даними базової моделі, визначають коефіцієнт поправки на основі їх співвідношення та проводять корегування базової моделі у відповідності із встановленим коефіцієнтом з одержання реальної моделі забруднення полютантами. 2. Спосіб за пунктом 1, який відрізняється тим, що представлення даних у вигляді векторних величин здійснюють за допомогою методу "камерних моделей" та моделей радіоємності та/або надійності екосистем. 4 UA 101677 U 5 UA 101677 U Комп’ютерна верстка В. Мацело Державна служба інтелектуальної власності України, вул. Василя Липківського, 45, м. Київ, МСП, 03680, Україна ДП “Український інститут інтелектуальної власності”, вул. Глазунова, 1, м. Київ – 42, 01601 6