Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Современное состояние вопроса радиационной защиты биоты. Объекты исследования 10
1.1 Развитие вопроса нормирования радиационного воздействия на биоту 10
1.2 Общая характеристика изучаемых объектов 25
Глава 2. Порядок анализа радиационного воздействия ЯРОО на биоту 35
2.1 Методика расчета дозовых нагрузок на водную и наземную фауну 35
2.2 Расчет экологически безопасных уровней облучения наземных и водных животных на основе методов статистического анализа 40
Глава 3. Анализ радиационного воздействия Красноярского горно-химического комбината на биоту в районе его расположения в 2000 – 2012 гг 67
3.1 Оценка дозовых нагрузок на водную биоту в районе расположения ФГУП ГХК 67
3.2 Влияние ФГУП ГХК на наземную биоту 76
Глава 4. Современные дозовые нагрузки на фауну в районе расположения Сибирского химического комбината (2000-2012 гг.) 84
4.1 Оценка воздействия СХК на гидробионтов р. Ромашка и р. Томь 84
4.2 Влияние СХК на наземную биоту 91
Глава 5. Оценка радиоэкологической значимости переноса радионуклидов по Обь-Иртышской речной системе в результате деятельности ПО «Маяк» 99
5.1 Описание метода сравнительного анализа 99
5.2 Результаты сравнительного анализа 103
5.3 Оценка дозовых нагрузок на биоту речной системы Теча – Исеть – Тобол – Иртыш 107
Заключение 111
Выводы 114
Список литературы
- Общая характеристика изучаемых объектов
- Расчет экологически безопасных уровней облучения наземных и водных животных на основе методов статистического анализа
- Влияние ФГУП ГХК на наземную биоту
- Влияние СХК на наземную биоту
Общая характеристика изучаемых объектов
В изучении вопроса радиационной защиты человека и биоты можно выделить следующие этапы (Алексахин Р.М. Радиоэкология и проблемы радиационной безопасности // Медицинская радиология и радиационная безопасность – 2006. – Т. 51, № 1. – С. 28 –32): первый этап – первые десятилетия XX в. – вопросы радиационной защиты касались только специалистов-медиков, работающих с источниками ионизирующих излучений, и пациентов; второй этап – начало второй половины XX в. – область данного вопроса распространяется на профессионалов атомной промышленности, а так же работников ядерной энергетики; третий этап – 50 – 60-тые годы прошлого столетия – в связи с проведением ядерных испытаний радиоактивное загрязнение затронуло всю биосферу, в связи с чем проблема обеспечения радиационной безопасности стала актуальной для населения земного шара. На данном этапе впервые приобрел значимость вопрос переноса радионуклидов по трофическим цепочкам в окружающей среде и поступления радиоактивных веществ в организм человека; четвертый этап – 90-тые года XX в. – вопросы радиационной безопасности распространились на защиту растительного и животного мира.
Представленные этапы свидетельствует о растущей со временем роли радиоэкологической составляющей в области изучения радиационной безопасности. Из хронологии видно, что впервые о воздействии ионизирующего излучения на окружающую среду заговорили в середине XX в. Как в конце прошлого столетия, так и в начале XXI в. данный факт связывают в первую очередь с осознанием опасности радиоактивного загрязнения в результате ядерных испытаний (Алексахин Р.М., Тихомиров Ф.А. Радиоэкология: достижения, задачи и горизонты // Радиобиология. – 1985 г. . – Т.25, вып. 3. – С. 291 – 299; Пристер Б.С., Алексахин Р.М. Радиоэкология и её роль в решении проблем радиационной безопасности: Международная конференция «Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы». Обнинск «Фабрика овсетной печати», 2008 г. С. 13-22).
В 1947 г. по инициативе И.В. Курчатова и под руководством академика ВАСХНИЛ В.М. Клечковского на базе Биофизической лаборатории Московской сельскохозяйственной академии им. К.А. Тимирязева была начата широкая программа исследований по изучению почвенной химии искусственных радионуклидов, накоплению продуктов ядерного деления сельскохозяйственными растениями и действию на них ионизирующего излучения, (Козьмин Г.В., Круглов С.В., Яцало Б.И., Зенкин А.С., Сынзыныс Б.И. Основы ведения сельского хозяйства в условиях радиоактивного загрязнения. М.: Издательство МГТУ им. Н.Э. Баумана. 2004. с. 9). С 1947 г. Н.В. Тимофеев-Ресовский начал работы по вопросу системного подхода в изучении миграции радионуклидов в биогеоценозах.
К возросшему интересу изучения поведения радионуклидов в окружающей среде привели так же крупные радиационные аварии XX в. 29 сентября 1957 г. на производственном объединении «Маяк» (ПО «Маяк») произошел взрыв хранилища радиоактивных отходов с выбросом в окружающую около 740 ПБк (20 МКи) активности средне- и долгоживущих радионуклидов, из которой порядка 10% выпало на прилегающей территории за пределами производственной площадки предприятия (Алексахин Р.М. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры. С. 284). В результате аварии образовался узкий радиоактивный след протяженностью до 300 км, (Восточно-Уральский радиоактивный след (ВУРС)), территория которого захватила Челябинскую и Свердловскую области.
В 1958 г. на Южном Урале была создана Опытная научно-исследовательская станция (ОНИС), целями которой было изучение воздействия ионизирующего излучения на растительный и животный мир и реабилитация значительных территорий, в т.ч. сельскохозяйственного назначения, оказавшиеся загрязненными в результате данного инцидента. Руководителем ОНИС был назначен В.М. Клечковский. Был начат обширный комплекс научных исследований, направленных на изучение поступления радиоактивных элементов в сельскохозяйственную продукцию, разработку и практическую проверку путей снижения загрязнения продукции в натурных и производственных условиях.
К 1959 г. изъятой из хозяйственного пользования оказалась территория в 106 тыс. га (59 тыс. га в пределах Челябинской области и 47 тыс. га в пределах Свердловской), при этом на долю сельскохозяйственных земель приходилось около 54% всей площади, в том числе около 29% пашни (Алексахин Р.М. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры. С. 163).
Практически параллельно с работами по восстановлению сельского хозяйства была начата деятельность предприятий лесного хозяйства, в результате которой был разработан ряд мер по восстановлению загрязненных территорий. Основную часть территории ВУРС занимали березы с включением небольших площадей сосны. В первые годы после аварии (спустя 1 – 2 года после инцидента) отмечалось значительное поражение крон и гибель деревьев сосны на территории площадью соответственно 80 и 50 км2 (Алексахин Р.М. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры. С. 290), относительно деревьев березы наблюдалось замедление или отсутствие развития почек и побегов и последующее отмирание части или всей кроны, для травянистых сообществ отмечалось изменение флористического состава. Отсутствует информация по наблюдениям радиационных эффектов у животных в ранний период аварии. Однако есть данные о поздних эффектах в популяциях мышевидных грызунов, а также почвенной мезофауне: грызуны – ухудшение морфофизиологических и популяционных показателей; почвенные беспозвоночные – количественное изменение видовой структуры.
В ходе продолжительных работ были разработаны методики по агро- и радиохимии, методы количественного определения радионуклидов в различных средах (Хвостова М.С. Становление радиоэкологии как науки в России (историко-методологические аспекты): Международная конференция «Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы». Обнинск: «Фабрика офсетной печати», 2008 г. С. 29 – 37), разработаны комплексы мер, направленные на восстановление сельского и лесного хозяйств. Как указано в (Алексахин Р.М. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры. С. 290), радиационная авария 1957 г. на Южном Урале инициировала появление в нашей стране новой научной дисциплины – радиоэкологии.
Значительное воздействие на биоту и окружающую среду оказал взрыв четвертого энергоблока на Чернобыльской АЭС в апреле 1986 г. В результате аварии загрязненными оказались территории Украины, Беларуси и России, районы с остаточно высокими плотностями радиоактивных выпадений регистрировались в Скандинавских странах, Великобритании, Германии и др.
Авария на Чернобыльской АЭС характеризуется неравновесным характером процессов радиоактивного загрязнения в течение длительного времени (Алексахин Р.М. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры. С. 134 – 291):
Существенное загрязнение радионуклидами сельскохозяйственных земель, а также природных экосистем (леса, водоемы и др.) является одним из наиболее серьезных последствий аварии на ЧАЭС. В значительной мере радиоактивные выбросы из разрушенного реактора были адсорбированы лесными насаждениями, занимающими около 40 % территорий ближней зоны аварии. Преобладающим видом на территории являются хвойные деревья (в частности сосна обыкновенная) – наиболее радиочувствительный природный компонент. Радиационные эффекты на данный вид растительности наблюдались уже в первый период аварии. Наиболее высокие уровни облучения приходились на участок, расположенный в 2 км к западу от АЭС, вблизи п. Янов, все деревья сосны на данном участке вымерли, в результате чего образовался так называемый «рыжий лес». Доза внешнего облучения сосен составила не менее 100 Гр (Алексахин Р.М. и др. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры. С. 320).
В первые месяцы после аварии произошло резкое обеднение видового состава и существенное снижение численности некоторых популяций почвенной фауны в ближней зоне ЧАЭС, также установлено значительное сокращение в 1986 г. численности мышей на наиболее загрязненных участках вблизи станции (Крышев И.И., Рязанцев Е.П. Экологическая безопасность ядерно-энергетического комплекса России. С. 325).
Расчет экологически безопасных уровней облучения наземных и водных животных на основе методов статистического анализа
Оценка радиационного воздействия ЯРОО на биоту проводилась в соответствии с методологией, изложенной в разработанном в ФГБУ «НПО «Тайфун» проекте рекомендаций Оценка радиационно-экологического воздействия на объекты природной среды по данным мониторинга радиационной обстановки (Проект рекомендаций Оценка радиационно-экологического воздействия на объекты природной среды по данным мониторинга радиационной обстановки . 52 с.).
В (Лунёва К.В., Сазыкина Т.Г., Крышев А.И. Оценка радиационно-экологического воздействия на водную биоту в районе расположения АЭС // Ядерная физика и инжиниринг. – 2014. – Т. 5, №3. – С. 218 – 222) кратко описан предлагаемый в проекте рекомендаций порядок анализа радиационного воздействия на биоту: - идентификация источников радиационного воздействия на объекты природной среды; - анализ данных мониторинга радиационной обстановки и модельных оценок переноса радионуклидов в окружающей среде; - обоснование и выбор представительных объектов природной среды для оценки радиационно-экологического воздействия; - оценка величины радиационного воздействия на представительные объекты природной среды; - представление результатов оценки радиационного воздействия.
На этапе идентификации источников радиационно-экологического воздействия консервативно предполагается, что потенциально все радионуклиды, поступающие в окружающую среду, могут быть источниками радиационного риска.
На этапе анализа данных мониторинга радиационной обстановки анализируются и обобщаются данные мониторинга радиационной обстановки по удельным и объемным активностям радионуклидов в компонентах природной среды в зоне наблюдения, на контрольном участке или радиоактивно загрязненной территории. Выполняются статистические оценки удельных, объемных активностей радионуклидов в компонентах природной среды, которые в дальнейшем используются для оценки радиационно-экологического воздействия. Статистический анализ данных мониторинга радиационной обстановки выполняется в соответствии с ГОСТ Р ИСО 5479-2002 Статистические методы. Проверка отклонения распределения вероятностей от нормального распределения, ГОСТ Р ИСО 16269-6-2005 Статистические методы. Статистическое представление данных. Определение статистических толерантных интервалов, ГОСТ Р ИСО 16269-7-2004 Статистические методы. Статистическое представление данных. Медиана. Определение точечной оценки и доверительных интервалов, с использованием в необходимых случаях методов непараметрической статистики.
На следующем этапе проводится обоснование и выбор представительных объектов природной среды для оценки радиационного воздействия. Для выбора представительных объектов природной среды используются следующие критерии (Kryshev A.I., Sazykina T.G. Comparative analysis of doses to aquatic biota in water bodies impacted by radioactive contamination // Journal of Environmental Radioactivity. № 108. 2012. P. 9-14): экологическая значимость объекта, доступность для радиоэкологического мониторинга, величина дозы облучения, радиочувствительность, способность к самовосстановлению. В соответствии с критерием экологической значимости рекомендуется производить выбор представительных объектов природной среды из числа организмов доминирующих видов основных трофических уровней рассматриваемой региональной экосистемы, осуществляющих главные потоки энергии и биомассы в экосистеме. Согласно критерию доступности для радиоэкологического мониторинга, целесообразно выбирать представительные объекты биоты среди типичных, широко распространенных видов биоты, или имеющих коммерческое или иное важное значение для человека; при подборе представительных объектов биоты важна простота идентификации и доступность для отбора проб. Согласно дозиметрическому критерию, базирующемуся на определении величины дозы облучения, рекомендуется производить выбор представительных объектов на основе анализа критических путей радиационного воздействия, приводящих к повышенным дозам облучения организмов. Целесообразно определять представительные объекты для основных путей облучения. Например, для внешнего облучения наиболее высокие уровни радиационного воздействия характерны для организмов, обитающих в радиационно загрязненных донных отложениях или почве. Для внутреннего облучения повышенное радиационное воздействие испытывают организмы, являющиеся биоаккумуляторами определенных радионуклидов. Согласно критерию радиочувствительности, рекомендуется производить выбор представительных объектов среди организмов радиочувствительных видов и исключать из рассмотрения большинство радиоустойчивых видов, которые заведомо не будут повреждаться при наиболее вероятных дозах облучения. В соответствии с критерием самовосстановления, низкий потенциал восстановления может использоваться как критерий для выбора представительных объектов наиболее уязвимых по отношению к радиационному воздействию.
Если объект биоты удовлетворяет всем, или большей части вышеупомянутых критериев, то он может рассматриваться в качестве кандидата в список представительных объектов для целей оценки радиационного воздействия в данной географической области при заданном типе экосистемы.
На этапе оценки величины радиационного воздействия определяются возможные пути и продолжительность облучения представительных объектов природной среды. При оценке величины радиационного воздействия учитываются следующие пути облучения организмов: внешнее облучение от объектов окружающей среды, внутреннее облучение от радионуклидов, накопленных организмами биоты. В соответствии с принципом необходимости учета множественных путей радиационного воздействия рассматривается каждый из этих путей, и оценивается его роль в формировании дозы облучения представительных объектов биоты. Методы оценки дозы облучения организмов представлены в публикациях (Brown J.E., Alfonso B., Avila R., Beresford N.A., Copplestone D., Prhl G., Ulanovsky A. // The ERICA Tool. Journal of Environmental Radioactivity. 2008. V. 99(9). Р. 1371 – 1383; Ulanovsky A., Prhl G. // Tables of dose conversion coefficients for estimating internal and external radiation exposures to terrestrial and aquatic biota. Radiation and Environmental Biophysics, 2008. V. 47 (2). Р.195 – 203).
Влияние ФГУП ГХК на наземную биоту
Как видно из приведенной таблицы, удельные активности радионуклидов в речной воде были на несколько порядков меньше установленных уровней вмешательства по НРБ-99/2009 (Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009): Санитарно-эпидемиологические правила и нормативы СанПиН 2.6.1.2523-09. – М.: Федеральный центр гигиены и эпидемиологии Роспотребнадзора, 2009. – 100 с.).
На рисунках 5 – 7 представлена динамика содержания основных радионуклидов в воде р. Енисей в районе д. Большой Бальчуг в 2000 – 2012 гг.
Согласно результатам многолетнего радиационного мониторинга 2000-2010 гг. прослеживалась динамика снижения содержания 60Co, 90Sr и 137Cs в воде р. Енисей в районе д. Большой Бальчуг. Относительно 24Na и 32P такого снижения не наблюдалось. Содержание данных радионуклидов в р. Енисей в 10 км ниже выпуска сбросных вод в течение изучаемого временного периода находилось практически в пределах одного уровня, что говорит о постоянном поступлении элементов в воду реки (). Удельные активности радионуклидов в донных отложениях в районе д. Большой
Бальчуг за 2000 – 2012 гг. были реконструированы на основе результатов проведенного статистического анализа содержания основных элементов в воде р. Енисей и с использованием коэффициентов накопления в донных отложениях: где Свода – удельная активность i-того радионуклида в воде; Бк/л Кд – коэффициент перехода i-того радионуклида из воды в донные отложения; л/кг Сд.о. - удельная активность i-того радионуклида в донных отложениях, Бк/кг В основе расчета удельных активностей радионуклидов в референтных видах водной биоты лежит использование данных радиационного мониторинга воды р. Енисей. При отсутствии необходимой для расчета региональной информации (в основном коэффициентов накопления), использовались данные, представленные в программном обеспечении ERICA Tool и литературных источниках (Крышев И.И., Рязанцев Е.П. Экологическая безопасность ядерно-энергетического комплекса России. – 495 с.; International Commission on Radiological Protection. Publication 114. – 111 р.). Факторы дозовой конверсии, необходимые для расчета мощности дозы на выбранные организмы были взяты из (Рекомендации «НПО «Тайфун», Ulanovsky A., Prhl G. // Tables of dose conversion coefficients for estimating internal and external radiation exposures to terrestrial and aquatic biota. Radiation and Environmental Biophysics, 2008. V. 47 (2)). Результаты расчетов дозовых нагрузок на референтные виды водной биоты р. Енисей в районе д. Большой Бальчуг приведены в таблице 9.
Проведенный анализ современного (2000-2012 гг.) воздействия ФГУП ГХК на речную биоту показал, что в 2011-2012 гг. дозовые нагрузки на референтные виды, в связи с выводом из эксплуатации последнего реактора весной 2010 г., были ниже (на один -два порядка), чем в 2000-2010 гг.
Расчетные значения мощности дозы внутреннего и внешнего облучения гидробионтов р. Енисей в районе д. Большой Бальчуг в 2011-2012 гг., мГр/сутки. В 2000-2010 гг. основной вклад в суммарную дозу вносило внутреннее облучение, в то время как в 2011-2012 гг. ситуация изменилась. Это вызвано тем, что до остановки реактора основным дозообразующим радионуклидом для всех видов речной биоты являлся 32P (вклад во внутреннюю дозу составлял около 70 % для всех референтных организмов вклад 24Na около 30%), обладающий наибольшим коэффициентом накопления в референтных организмах по сравнению с другими изучаемыми радионуклидами.
В 2011-2012 гг. основной вклад в суммарную дозу облучения вносила внешняя доза, обусловленная накопленными в донных отложениях 60Co и 137Cs. Однако данной тенденции не наблюдалось для пелагической рыбы, скорее всего, это связано с тем, что в отличие от других гидробионтов, данный вид в меньшей степени контактировал с донными отложениями, и доза облучения для него формировалась 90Sr и 137Cs, накопленными внутри организма.
Расчетные оценки мощности дозы для гидробионтов р. Енисей в районе расположения ФГУП ГХК (д. Большой Бальчуг) в 2000 – 2010 гг. сравнивались с рекомендуемыми МКРЗ и с расчетными экологически безопасными уровнями облучения биоты (ЭБУ) (рисунок 10).
Фоновые суммарные дозовые нагрузки на гидробионтов р. Енисей в районе д. Додоново до остановки последнего реактора в период (2000 – 2010 гг.) не отличались от суммарных доз на референтные виды речной биоты в 2011-2012 гг. (таблица 10), что подтверждает тот факт, что данный район не подвержен воздействию сбросов ГХК. Расчетные величины были значительно ниже рекомендуемых безопасных уровней облучения биоты.
Используя расчетные значения дозовых нагрузок на референтные виды биоты р. Енисей в районе д. Большой Бальчуг (таблица 8) и в фоновом пункте – д. Додоново (таблица 9), был оценен вклад предприятия в суммарную дозу облучения. Полученные данные показывают, что в до остановки последнего реактора на ГХК вклад в дозовую нагрузку референтных видов биоты р. Енисей вносил в основном непосредственно сам объект (95 – 99 %), что, скорее всего, связано со значительным накоплением в организмах 32P, содержащегося в сбросах в данный период. В 2011 – 2012 гг. влияние объекта на данную величину снижается до 80 % для всех видов биоты, за исключением пелагической рыбы, для данного гидробионта основной вклад в суммарную дозу вносит фоновое загрязнение. Возможно, данный факт связан с тем, что после остановки реактора облучение гидробионтов (рыба придонная, моллюск) было обусловлено накопленными в донных отложениях 60Co и 137Cs, тогда как для рыбы пелагической облучение было связано в основном с внутренней дозой от содержащегося в воде 90Sr. Удельная активность данного элемента в воде р. Енисей в районе д. Большой Бальчуг и д. Додоново в 2011 – 2012 г. находилась на одном уровне (д. Большой Бальчуг – 4,0 10-2 Бк/л, д. Додоново – 3,5 10-2 Бк/л).
Для оценки воздействия ГХК на наземную биоту анализировались данные по содержанию основных радионуклидов в почве в районе д. Большой Бальчуг и в районе п. Емельяного – контрольного пункта, расположенного в 70 км западнее ГХК.
В соответствии с рекомендациями МКРЗ (International Commission on Radiological Protection. Publication 108. 242 р.) в качестве референтных (представительных) видов были выбраны следующие: серая полёвка – microtus (Шубин, Н.Г. Экология млекопитающих Западной Сибири: диссертация д-ра биол. наук: 03.00.16 / Шубин Николай Георгиевич. – Томск , 2005. – С. 37), янтарка малая - succinella oblonga (Удалой, А.В. Наземные моллюски (Mollusca, Gastropoda, Pulmonata) юга Западной Сибири: Фауна, экология, география: автореферат диссертации канд. биол. наук: 03.00.08 / Удалой Альберт Викторович. – Томск, 2004. – С. 26), дождевой червь – eisenia atlavinyteae (Всеволодова-Перель Т.С. Дождевые черви фауны России: кадастр и определитель. М.: Наука, 1997. – С. 24).
Анализ информации по радиационному мониторингу изучаемых районов (Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств: Ежегодник. – 2001-2013) показал, что основным радионуклидом, содержащимся в почве, является 137Cs. В таблице 11 представлены результаты статистической обработки имеющихся данных.
Влияние СХК на наземную биоту
В данной главе приведены результаты сравнительного анализа данных радиационного мониторинга, проводившегося с целью выявления различий между концентрациями 90Sr, 137Cs в реках крупной водной системы Теча - Исеть - Тобол – Иртыш и идентификации возможного влияния ПО «Маяк» на перенос данных радионуклидов по изучаемой речной системе. В качестве исходных использовалась данные, представленные в (Радиоэкологический мониторинг рек Тобол и Иртыш. Изучение биогенного переноса радионуклидов и оценка радиационного риска для населения и окружающей среды: итоговый технический отчет по проекту МНТЦ №2558 / Рябцев И.А. – Москва: Институт проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова, 2007. – 195 с.). Для оценки радиоэкологического воздействия комбината выполнены расчеты дозовых нагрузок на водную биоту рассматриваемых рек.
В 2004г., в рамках проекта МНТЦ №2558 «Радиоэкологический мониторинг рек Тобол и Иртыш. Изучение биогенного переноса радионуклидов и оценка радиационного риска для населения и окружающей среды» специалистами ФГБУ «НПО «Тайфун» совместно с Институтом проблем экологии и эволюции РАН и Тобольской биологической станцией РАН были начаты наблюдения за содержанием искусственных радионуклидов в реках Тобол и Иртыш. С целью получения информации по изучаемой системе в целом, в 2004г. и 2005г. были проведены радиоэкологические обследования рек Теча, Исеть, Тобол, Иртыш (на участке от нижнего течения р.Течи до района слияния р.Иртыш с р.Обь). В ходе экспедиционных обследований были отобраны пробы воды для определения 137Cs, 90Sr , 239,240Pu и трития, а также пробы донных отложений и речной биоты для последующего радионуклидного анализа.
Как указывалось ранее, результаты радиационного мониторинга, приведенные в отчете проекта МНТЦ №2558 «Радиоэкологический мониторинг рек Тобол и Иртыш. Изучение биогенного переноса радионуклидов и оценка радиационного риска для населения и окружающей среды» (Радиоэкологический мониторинг рек Тобол и Иртыш. Изучение биогенного переноса радионуклидов и оценка радиационного риска для населения и окружающей среды: итоговый технический отчет по проекту МНТЦ №2558 / Рябцев И.А. – Москва: Институт проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова, 2007. – 195 с.) полученные в ходе указанного проекта, были взяты в основу сравнительного анализа, проводимого с целью изучения различий между концентрациями 90Sr, 137Cs в реках крупной водной системы Теча – Исеть – Тобол – Иртыш. Данные радионуклиды различаются по своим миграционным способностям. 137Cs имеет умеренные миграционные характеристики, слабо удерживается в воде, хорошо сорбируется донными отложениями, почвой; 90Sr имеет большую подвижность, поэтому хорошо мигрирует на значительные расстояния в водной среде.
Изучив имеющуюся информацию, было установлено, что достаточно данных для проведения следующих сравнений: содержания 90Sr в воде р. Теча, р. Исеть, р. Тобол и р. Иртыш (выше и ниже по течению от места пересечения с р. Тобол); 137Cs в пойменной почве р. Теча, р.Исеть (выше (фон) и ниже по течению от места пересечения с р. Теча); 137Cs в воде р. Тобол и р. Иртыш.
Согласно ГОСТ Р 50779.23-2005 (ИСО 3301:1975) «Статистические методы. Статистическое представление данных. Сравнение двух средних в парных наблюдениях» необходимо, чтобы распределение величин разностей сравниваемых наборов данных являлось нормальным или близким к нормальному. При проведении необходимой проверки (ГОСТ Р ИСО 16269-6-2005 Статистические методы. Статистическое представление данных. Определение статистических толерантных интервалов – М.: ИПК Издательство стандартов, 2004. – 15 с.) было установлено, что указанное условие для большинства анализируемых рядов данных не соблюдается, в связи с чем для проведения сравнительного анализа использовались альтернативные методы непараметрической статистики. В рамках данных методов проводлась статистическая обработка и анализ результатов наблюдений, закон распределения вероятностей которых неизвестен, т.е. не делается, например, распространенное, но не всегда обоснованное допущение о нормальности или логнормальности этого распределения. При применении методов непараметрической статистики можно сравнивать данные, включающие значения, ниже предела обнаружения. При этом желательно, чтобы анализируемые участки были сходны по основным геоэкологическим характеристикам, и сопоставимы по размерам. Для сравнительного анализа в основном используются следующие непараметрические критерии: критерий сдвига, квантиль тест, критерий Уилкоксона и критерий Гехана (Кобзарь А.И. Прикладная математическая статистика. Для инженеров и научных работников. М.: ФИЗМАТЛИТ, 2006. – 816 с.; Guidance for environmental background analysis Volume I: Soil. Naval Facilities Engineering Command - Washington, DC 20374-5065, April 2002. 191 р.; Guidance for environmental background analysis Volume II: Sediment. Naval Facilities Engineering Command - Washington, DC 20374-5065, April 2002. 243 р.; Гмурман В.Е, Теория вероятностей и математическая статистика. М.: Высшая школа, 2002. – 479 с.).
В (Лунёва К.В., Крышев А.И., Никитин А.И., Крышев И.И. Анализ методами непараметрической статистики данных радиационного мониторинга (на примере загрязнения речной системы Теча – Исеть – Тобол - Иртыш) // Известия ВУЗов. Ядерная энергетика. – 2010 г. – №1 – С. 33-41) предлагается следующий порядок применения непараметрических критериев. Если распределение случайной величины неизвестно, то непараметрические критерии являются единственно возможными критериями для проверки различных статистических гипотез. Сначала можно применить наиболее простые в вычислительном отношении непараметрические критерии (квантиль тест, критерий сдвига). При подтверждении ими проверяемой гипотезы дальнейшее уточнение не требуется. Если используемый непараметрический критерий отклоняет гипотезу, то ее дальнейшая проверка осуществляется одним из более сложных критериев (критерий Уилкоксона, критерий Гехана). Заметим, что последние тесты можно применять и отдельно от квантиль теста или критерия сдвига. Ниже представлена обобщённая схема по применению непараметрических критериев (рисунок 26), где n – число наблюдений первого набора данных, m – число наблюдений второго набора данных.
Критерий сдвига это тест на выявление превышения значений n над m, проводящийся путем сравнения максимальных измеренных значений исследуемого участка с максимальными значениями фоновой области.
Квантиль тест выявляет превышения значений n над m путем сравнения максимальных измеренных значений объединённых наборов данных.
Критерий Уилкоксона используется для сравнения медиан набора данных измерений концентраций веществ при условии, что значений ниже предела обнаружения в объединенном наборе данных менее 40%.
Критерий Гехана используется в тех случаях, когда наборы данных n или m содержат большое количество значений ниже пределов обнаружения (более 40% от объединенного набора данных).
Похожие диссертации на Оценка радиационно-экологического воздействия радиохимических комбинатов на референтные объекты животного мира
