Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

Міністерство аграрної політики та продовольства України

Білоцерківський національний аграрний університет

Дисертація на здобуття наукового ступеня кандидата сільськогосподарських наук

тема: Оцінка міграції ¹³⁷cs і ⁹⁰sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних господарств та присадибних ділянок південної частини Київської області

Спеціальність: Екологія

Біла Церква, 2012

Умовні позначення, символи, одиниці, скорочення

АФ - агрофірма

ТОВ - товариство з обмеженою відповідальністю

УкрНДІСГР - Український науково-дослідний інститут сільськогоспо-дарської радіології

ЧАЕС - Чорнобильська атомна електростанція

Бк - бекерель

Бк/кг (Бк/л) - бекерель на 1 кг, л

кБк/м² (Кі/км²) - кіло бекерель на м² (кюрі на км²)

Cs - цезій

Sr - стронцій

КП - коефіцієнт переходу

КН - коефіцієнт накопичення

г - грам

кг - кілограм

га - гектар

% - відсоток

М - середнє арифметичне

m - похибка середнього арифметичного

mіn - мінімальне

max - максимальне

ДР - допустимі рівні

ГДК - гранично допустима концентрація

Вступ

Незважаючи на час, що минув з моменту катастрофи проблема радіоактивного забруднення залишається досить актуальною. Нині забрудненими залишаються 6,7 млн га території України, серед яких 1,2 млн га сільськогосподарських угідь забруднені ¹³⁷Cs із щільністю від 37 до 555 кБк/м² (1 - 15 Кі/км²). На забруднених територіях знаходиться 2161 населений пункт, де проживає близько 3 млн жителів [26, 34, 96, 101, 134, 160, 164].

Одним із основних об'єктів де сконцентрувалися радіонукліди ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr стали ґрунти агроландшафтів. Маючи хімічні властивості подібні до калію та кальцію, ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr інтенсивно включаються із ґрунту у біогенну міграцію трофічними ланцюгами й накопичуючись у продукції рослинного і тваринного походження і в подальшому надходять в організм людини спричиняючи додаткове опромінення понад природні рівні. Тому проживання населення та ведення аграрного виробництва на радіоактивно забруднених територіях зумовлює необхідність проведення постійного моніторингу радіаційної ситуації, з'ясування процесів й закономірностей міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr трофічними ланцюгами агроекосистем та оцінки дозового навантаження населення [25-29, 78, 91, 103, 163].

З моменту Чорнобильської катастрофи провідними вченими (Б.С. Прістер, І.М. Гудков, Д.М. Гродзинський, В.О. Кашпаров, М.М. Лазарев, Ю.І. Іванов, І.А. Ліхтарьов, І.І. Карачов та ін.) проведено досить великий обсяг наукових досліджень по вивченню міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в об'єктах аграрного виробництва, накопиченні їх в продовольчі продукції та оцінці ефективних доз опромінення людини. Основна увага науковців зосереджена на зоні Полісся. Здебільшого поведінка ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr вивчається в окремих ланках та системах трофічного ланцюга. При цьому основна увага приділяється ¹³⁷Cs, що є основним дозоутворюючим радіонуклідом. Окрім цього на радіоактивно забруднених територіях Лісостепу значний внесок у забруднення припадає і на ⁹⁰Sr, інтенсивність міграції якого на думку вчених поступово буде збільшуватися [6, 30, 32, 52, 53, 57, 60, 75, 77, 125, 131, 165].

Все це й зумовило необхідність всебічного дослідження сучасного стану міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у трофічному ланцюгу «грунт - рослина - тварина - людина» в агроекосистемах лісостепової зони південної частини Київської області приватних аграрних підприємств та присадибних ділянок, що зазнали радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Матеріал дисертації є частиною наукових досліджень за темою: «Оцінка біогенної міграції радіонуклідів ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr в агроекосистемах Лісостепової зони України», що виконується на кафедрі безпеки життєдіяльності Білоцерківського національного аграрного університету (державний реєстраційний номер 01070012296).

Мета та завдання досліджень. Метою дисертаційної роботи була оцінка міграції ¹³⁷Сs і ⁹⁰Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних аграрних підприємств та присадибних ділянок лісостепової зони південної частини Київської області, встановлення та уточнення показників переходу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr із ґрунту в продукцію рослинництва й тваринництва, оцінка джерел і доз опромінення сільського населення, що проживає в зонах добровільного гарантованого відселення та посиленого радіоекологічного контролю.

Для цього були поставлені наступні завдання:

Ш дослідити активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ґрунтах сільськогосподарських угідь приватних аграрних підприємств та на присадибних ділянках розташованих в зонах добровільного гарантованого відселення та посиленого радіологічного контролю, встановити щільність їх забруднення та провести оцінку радіоекологічного стану ґрунтів;

Ш дослідити активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у зерні, вегетативній масі сільськогосподарських культур, кормах, вирощених приватними аграрними підприємствами та картоплі й інші овочевій продукції, отриманій на присадибних ділянках та встановити показники переходу цих радіонуклідів у рослинну продукцію, провести її оцінку на відповідність критеріям радіаційної безпеки;

Ш дослідити активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у молоці, яловичині, свинині, м'ясі птиці вирощених у приватних аграрних підприємств та підсобних господарствах населених пунктів, які знаходяться в зонах добровільного гарантованого відселення та посиленого радіологічного контролю, встановити показники переходу цих радіонуклідів і провести радіоекологічну оцінку вирощеної продовольчої продукції тваринного походження;

Ш встановити обсяги споживання населенням продовольчої продукції власного виробництва, розрахувати активність радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr що надходять в організм жителів сільських населених пунктів при споживанні харчових продуктів власного виробництва та розрахувати річні ефективні дози опромінення, що отримує сільське населення;

Ш дослідити вплив гнойової маси на забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr;

Ш провести комплексну оцінку стану біогенної міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних господарств та присадибних ділянок;

Ш розробити пропозиції щодо виробництва продукції на радіоактивно забруднених сільськогосподарських угіддях.

Об'єктом досліджень були процеси й закономірності міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ланках трофічного ланцюга «ґрунт - рослина - тварина - людина» агроекосистем Лісостепової зони південної частини Київської області, що зазнали радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи.

Предметом досліджень була щільність забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у зерні, вегетативній масі зернових та кормових культур, картоплі та інших овочевих культурах, молоці, яловичині, свинині, м'ясі птиці гнойовій масі, коефіцієнти накопичення та переходу цих радіонуклідів та річні ефективні дози опромінення сільського населення.

Методи дослідження:

Ш польовий - відбір зразків, оцінка радіаційної ситуації та інтенсивності міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr трофічними ланцюгами агроекосистем;

Ш гамма-спектрометричний з використанням програмного забезпечення “Прогрес 2000” - визначення активності ¹³⁷Cs;

Ш радіохімічний та бета-спектрометричний з використанням програмного забезпечення “Прогрес 2000” - виділення й визначення активності ⁹⁰Sr;

Ш математично-статистичний з використанням програмного забезпечення «Mіcrosoft Excel 2010» - математична обробка й оцінка результатів отриманих експериментальних даних;

Ш розрахунковий - визначення коефіцієнтів переходу радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, що залучаються у біогенну міграцію, оцінки річної ефективної дози опромінення населення.

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше проведено комплексну оцінку стану біогенної міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах лісостепової зони південної частини Київської області приватних аграрних підприємств та присадибних ділянках.

Встановлено джерела та обсяги надходження ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в організм, жителів сільських населених пунктів, які проживають в зонах добровільного гарантованого відселення та посиленого радіоекологічного контролю та розраховано річні ефективні дози опромінення. Основний внесок у дозу опромінення припадає на зовнішнє опромінення спричинене високим рівнем забрудненням території ¹³⁷Cs.

Отримано нові дані про сучасний стан міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ланках трофічного ланцюга «грунт - рослина - тварина - людина».

Встановлено та уточнено показники переходу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr із ґрунту в зерно, вегетативну масу сільськогосподарських культур, картоплю та іншу овочеву продукцію, що вирощується приватними аграрними підприємствами та на присадибних ділянках радіоактивно забруднених територій лісостепової зони південної частини Київської області.

Практичне значення отриманих результатів. Отримані результати досліджень дають уявлення фахівцям аграрного виробництва про сучасний радіоекологічний стан агроландшафтів на забруднених територіях лісостепової зони південної частини Київської області, стан міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr трофічним ланцюгом «грунт - рослина - тварина - людина», рівень забруднення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr продукції рослинництва й тваринництва.

Встановлені коефіцієнти переходу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у зерно, вегетативну масу зернових та зелену масу кормових культур, молоко, м'язову і кісткову тканини, гнойову масу великої рогатої худоби дають змогу прогнозувати й управляти накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у продукції рослинництва й тваринництва.

Дослідження показали, що гнойова маса отримана на радіоактивно забруднених територіях південної частини Київської області є джерелом вторинного забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr. Перед внесенням гнойової маси у ґрунт необхідно оцінювати її за активністю ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr.

На основі результаті досліджень розроблені та впроваджені методичні рекомендації щодо виробництва сільськогосподарської продукції на радіоактивно забруднених територіях, які використовуються фахівцями аграрного виробництва Білоцерківського району Київської області.

Результати дослідження використовуються при викладанні навчальних дисциплін «Радіоекологія», «Радіобіологія» та «Безпека життєдіяльності» в Білоцерківському національному аграрному університеті.

Особистий внесок здобувача. Вибір, обґрунтування напряму теми наукових досліджень, методику та схема досліджень розроблені автором спільно з науковим керівником, доктором сільськогосподарських наук, професором О.І. Розпутнім. Експериментальні дослідження, обробка їх результатів, написання, оформлення роботи виконані автором особисто під керівництвом наукового керівника.

Апробація результатів дисертації. Матеріали дисертації доповідалися: на засіданнях вченої ради екологічного факультету Білоцерківського НАУ (2006 - 2010); на V Державній науковій конференції аспірантів і докторантів “Аграрна наука - виробництву” (м. Біла Церква 2006); на ІІ Міжнародній науково-практичної конференції “Екотрофологія - міст у майбутнє харчування людини” (м. Біла Церква 2007); на V Державній науковій конференції аспірантів і докторантів “Аграрна наука - виробництву” (м.Біла Церква 2007); на VІ “Наукові пошуки молоді у третьому тисячолітті” (м. Біла Церква 2007); на VІ державній науково-практичній конференції аспірантів і докторантів “Аграрна наука - виробництву: екологічні проблеми України та шляхи їх вирішення” (м. Біла Церква 2007); на 73-й науковій конференції молодих учених, аспірантів і студентів “Наукові здобутки молоді - вирішенню проблем харчування людства у ХХІ столітті” (м. Київ 2007); на всеукраїнській науковій конференції студентів та аспірантів “Екологічна безпека держави” (м. Київ 2007); на VІІ Міжнародній науковій-практичній конференції “Аграрна наука - виробництву: екологічні проблеми сучасного світу та шляхи їх вирішення” (м. Біла Церква 2008); на ІV-й Міжнародній науково-практичній конференції молодих вчених і студентів “Наука. Молодь. Екологія - 2008” (м. Житомир 2008); на Міжнародній науково-практичній конференції “Молоді вчені у вирішенні проблем аграрної науки і практики” (м. Львів 2008); на Міжнародній науково-практичній конференції “Сучасні проблеми підвищення якості, безпеки виробництва та переробки продукції тваринництва” (м. Вінниця 2008); на Міжнародній науково-практичній конференції молодих вчених “Наукові пошуки молоді у третьому тисячолітті” (м. Біла Церква 2010), на міжнародній конференції «Радіобіологічні та радіоекологічні аспекти Чорнобильської катастрофи» (м. Славутич 2011).

Публікації. Основні положення дисертаційної роботи висвітлені та опубліковані у 21 наукових працях, в тому числі 7 статей у фахових виданнях (3 - у науково-практичних журналах, 4 - у збірниках наукових праць) та 15 - у матеріалах конференцій.

Структура та обсяг дисертації. Дисертація складається із вступу,огляду літературних джерел за напрямом наукових досліджень, загальної методики та основних методів досліджень, результатів досліджень та їх обговорення, узагальнення результатів досліджень, висновків та пропозицій виробництву, списку літературних джерел, додатків. Робота викладена на 155 сторінках комп'ютерного набору, містить13 рисунків, 33 таблиць, 7 додатків. Список літератури включає 201 джерел.

Розділ І. Огляд літературних джерел

1.1 Екологічна оцінка впливу Чорнобильської катастрофи на агроландшафти

Терміни «радіоактивність», «радіонукліди», «іонізуючі випромінювання» нині зайняли чільне місце як у наукових виданнях, пресі так і у свідомості населення. Незважаючи на те, що саме явище радіоактивності відоме людству лише понад століття (радіоактивність була відкрита французьким фізиком А. Беккерелем у 1896 р.), широкого розповсюдження використання цих понять набуло у другій половині минулого століття, після успішних спроб практичного використання енергії ядра - спочатку у вигляді ядерної зброї, а пізніше - і як джерела енергії для задоволення енергетичних потреб людства [3, 18,25].

Перші ядерні вибухи (перше випробування ядерної зброї у червні 1945 р. на полігоні у Неваді, США, вибухи ядерних бомб у Хіросімі та Нагасакі, вересень, 1945 р.) привели до викидів у навколишнє середовище значної кількості непритаманних йому радіоактивних елементів, зумовивши початок широкомасштабного радіоактивного забруднення довкілля. Воно набуло рис глобального характеру в 50-60-х роках ХХ-го століття внаслідок неконтрольованої гонки озброєнь, яка супроводжувалася проведенням «ядерними» державами (США, колишнім Радянським Союзом, Великобританією, Францією, Китаєм) випробувань ядерної зброї - підземних, підводних, наземних та в атмосфері [1, 3, 18, 72].

Особливої актуальності проблема радіоактивного забруднення довкілля набула після низки аварій на підприємствах ядерної галузі урізних країнах світу, найвідомішими з яких є аварії на АЕС у Віндскейлі (Великобританія) та на хімічному комбінаті «Маяк» («Киштимська аварія», Росія) у 1957 р., на АЕС “Три Майл Айленд”, (Пенсільванія, США, 1979 р.), на заводі з переробки ядерних відходів у Токаймурі, (Японія, 1999 р.). Наслідком цих аварій були більш чи менш масштабні викиди штучних радіоактивних ізотопів в навколишнє середовище [72, 160, 163].

Однак найбільшою за масштабами свого впливу на довкілля була аварія на четвертому блоці Чорнобильської АЕС, що визнана найбільшою техногенною катастрофою в історії людства і яка суттєво вплинула на умови проживання мільйонів людей. Найбільше постраждали внаслідок викидів із аварійного блоку Україна, Білорусія та Росія. Значно менше були забруднені території інших європейських країн - Австрії, Англії, Болгарії, Греції, Італії, Німеччини, Норвегії, Польщі, Румунії, Туреччини, Угорщини, Фінляндії, Швеції, Югославії. Сліди чорнобильських радіоактивних випадінь було виявлено практично на всіх континентах земної кулі [1, 5, 160, 166].

Якщо відразу ж після аварії основними дозо утворюючими радіонуклідами були коротко існуючі ізотопи (насамперед ізотопи йоду), то сьогодні, через два з половиною десятки років після аварії, основну роль відіграють ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr та ізотопи плутонію. Дані про забруднення територій цезієм-137 наведено у таблиці 1.1.

Таблиця 1.1 Площі територій, забруднених ¹³⁷Cs, тис. га

Площі сільськогосподарських угідь зі щільністю забруднення ¹³⁷Cs до 5 Кі/км² складають (у тис. га): у Росії (Брянська обл.) - 183,7, Україні - 3316; Білорусі - 914. В Україні у найбільшій мірі радіоактивному забрудненню, як відомо, була піддана зона Полісся та значні території Лісостепу і Степу України. На даний час на майже 9 % території України (53,5 тис км²) внаслідок Чорнобильської катастрофи забруднено радіоактивними речовинами, де проживає більш як 2,3 млн. жителів, тобто 5 % населення [1, 5, 160, 168, 169].

Наслідки Чорнобильської катастрофи особливо руйнівно вплинули на екологічний і економічний стан України, для якої чорнобильська проблема сьогодні є однією з визначальних, і від успішного розв'язання якої значним чином залежить як сьогодення держави, так і її майбутнє. Практично вся територія України тією чи іншою мірою підпала під вплив наслідків Чорнобильської катастрофи. Найчистішими щодо присутності в ґрунтах цезію-137 є території Запорізької, Херсонської та частини Миколаївської областей, степового Криму на півдні, частини території Сумської та Чернігівської областей - на півночі та частини західних регіонів країни, включаючи Львівщину, частина Тернопільської, Хмельницької областей [160]. Найзабрудненішою територією є північне Полісся, причому окремі його частини (насамперед, Чорнобильська зона) настільки забруднені, що будь-яка господарська діяльність та проживання населення там заборонені. На частині забруднених територій ведеться або обмежена повномасштабна господарська діяльність [124].

Сільськогосподарські продукти і сировина, вирощені на забруднених територіях, також тією чи іншою мірою радіоактивно забруднені. Вживання забруднених радіонуклідами продуктів у їжу приводить до попадання в організм акумульованих у них радіонуклідів, інкорпорування їх у внутрішні органи. Інкорпоровані радіонукліди зумовлюють внутрішнє опромінення організму [161].

Внаслідок Чорнобильської катастрофи, що сталася 26 квітня 1986 р., у сільському господарстві Київської області склалася досить складна ситуація на площі понад 1,53 млн. га сільськогосподарських угідь. У Чорнобильському, Поліському, Іванківському, Богуславському, Таращанському, Васильківському, Білоцерківському та інших районах площа сільськогосподарських угідь з рівнем радіоактивного забруднення, що обов'язково потребувала проведення контрзаходів, становила понад 240 тис. га [13, 135].

Загальновідомо, що радіаційна ситуація в Україні значно поліпшується. Проте й через 25 років після аварії у сільських жителів та інших працівників агропромислового комплексу відчувається стурбованість умовами життя та праці на забруднених територіях. У даний час на передній план виступає проблема повної реабілітації забруднених територій, відновлення порушеного аварією укладу життя та створення нормальних умов життєдіяльності населення. Тому теза про потребу контрзаходів, спрямованих на зменшення надходження ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в організм місцевого населення, тобто виробництва на цих територіях екологічно безпечної продовольчої продукції є актуальною. Вирішення цих питань можливе лише за умови врахування сучасної радіаційної ситуації, знання конкретних грунтово-кліматичних умов та економічних можливостей [13].

Забруднена радіонуклідами територія України, в залежності від рівня та можливої дози опромінення населення, у 1991 році була поділена на 4 зони. Проживання населення та ведення сільськогосподарського виробництва за чинним законодавством дозволено на територіях із щільністю забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs не більше 555 кБк/м² (15 Кі/км²) - 4, 3 зони радіоактивного забруднення. До 4 зони (посиленого радіоекологічного контролю) віднесено території із щільністю забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs від 37 до 185 кБк/м² (1 - 5 Кі/км²), а до 3 зони (добровільного гарантованого відселення) - від 185 до 555 кБк/м² (5 - 15 Кі/км²) [50].

Прийнято вважати "умовно чистими" території з рівнями забруднення ґрунту цезієм-137 нижче 37 кБк/м² (1 Кі/км²). До аварії на ЧАЕС забруднення території України цезієм-137 внаслідок глобального радіоактивного забруднення, спричиненого випробуванням ядерної зброї коливалось від 1 - 2 кБк/м² на півдні і до 2 - 4 кБк/м² на півночі [13].

Території 74 районів в 11 областях України із щільністю забруднення Cs¹³⁷ понад 37 кБк/м² (1 Кі/км²) були віднесені в 1991 році до третьої та четвертої зон радіоактивного забруднення [50]. У Київській області у зону забруднення потрапило понад 700 населених пунктів 19 районів, у тому числі й Білоцерківського [13].

Згідно з чинним законодавством, угіддя, забруднені понад 555 кБк/м² (15 Кі/км²) були виведені із землекористування. У перші роки після аварії із обігу було вилучено 101,2 тис га земель, розташованих у Київській (29,3 тис. га) і Житомирській (71,9 тис. га) областях [50].

Головним джерелом опромінення людини іонізуючою радіацією є споживання сільськогосподарської продукції, одержаної на забруднених радіоактивними речовинами територіях. Нині пересічний житель Лісостепу України понад половину загальної дози опромінення одержує внаслідок внутрішнього опромінення, тобто за рахунок радіоактивних речовин, що надходять в організм із продуктами харчування. Оскільки впливати на рівень зовнішнього опромінення людини практично неможливо, обмежити додаткове опромінення можна лише за рахунок зменшення надходження радіонуклідів з продуктами харчування [51].

Такі радіологічно вагомі радіонукліди, як ¹³⁷Cs, ¹³¹І, ⁹⁰Sr, ²³⁸'²⁴¹Pu, ²⁴¹Am були викинуті з реактора під час аварії, головним чином, у складі частинок ядерного палива (зокрема, відразу після аварії понад 90 % усього викинутого ⁹⁰Sr було зосереджено у складі таких частинок палива). Досить великі розміри паливних частинок та їх густина (близько 10 г/см³) зумовили високу швидкість їх осадження з радіоактивної хмари, тому вони випадали в зоні ближче до реактора [52].

Власне паливна складова чорнобильських радіоактивних випадінь містить приблизно однакову кількість атомів ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr (тобто відношення активностей ¹³⁷Cs/⁹⁰Sr приблизно становить 1/1). Але ¹³⁷Cs, на відміну від ⁹⁰Sr, досить легко випаровується при високих температурах, що спостерігалося під час аварії. При охолодженні хмари радіоактивного викиду атоми ¹³⁷Cs та інших летких радіонуклідів конденсувалися на частинках води, пилу, будівельних матеріалів тощо (подібно до того, як молекули води у повітрі конденсуються у краплини туману або дощу), формуючи, таким чином, конденсаційну складову викиду [32, 47, 51-53, 74-75].

Конденсовані частинки легші і дрібніші за частинки палива, а отже, переносяться на більшу відстань. Саме тому при віддаленні від Чорнобильської АЕС зазначене співвідношення активності ¹³⁷Cs/⁹⁰Sr зростає, адже при збільшенні відстані збільшується частка конденсованої складової випадань цезію. Радіоактивний ⁹⁰Sr випав у складі часток палива, що поступово розкладаються у ґрунті. Розчинність таких частинок у кислих ґрунтах вища, ніж у нейтральних і не залежить від типу ґрунту та режиму його зволоження. Якщо на кислих дерново-підзолистих ґрунтах ⁹⁰Sr на 80 - 90 % перейшов в обмінну форму, то на нейтральних ця частка становить нині приблизно 30 %. Таким чином, вміст обмінної, досить рухомої форми ⁹⁰Sr буде з часом підвищуватися, причому трохи швидше, ніж відбувається радіоактивний розпад [32, 74-75].

“Південний слід” порівняно з “північним” і “західним”, де переважає конденсаційна компонента радіоактивних випадінь, характеризується підвищеним (до 50 %) вмістом паливних частинок. За таких умов у перші роки після аварії радіонукліди, включені у важкорозчинну матрицю паливних частинок, були мало доступні для засвоєння кореневою системою рослин. Але з часом при тривалому контакті з повітрям, водою, мікрофлорою відбувається деструкція паливних частинок і вилуговування радіонуклідів у ґрунтовий розчин. При цьому розміри засвоєння рослинами головного радіоактивного забруднювача навколишнього середовища тривалоіснуючого ізотопу цезію - ¹³⁷Сs можуть стабілізуватись на певному рівні і навіть зменшуватися внаслідок його фіксації ґрунтом [32, 75]. Тоді як накопичення тривало існуючого ізотопу стронцію - ⁹⁰Sr, який фіксується слабкіше і знаходиться у обмінній формі, доступній для засвоєння кореневою системою рослин, з часом може збільшуватись. Окрім цього, суттєвим є те, що основна частка ⁹⁰Sr у випадіннях зв'язана саме з паливною компонентою. Все це означає, що на “чистих”, порівняно з Поліссям, територіях Лісостепу можна очікувати поступового збільшення інтенсивності міграції ⁹⁰Sr трофічними ланцюгами, а відповідно і зростання накопичення в рослинах, тваринах, продукції рослинництва і тваринництва та в організмі людини порівняно з ¹³⁷Сs. Загальновідомо ж, що радіохімічна токсичність ⁹⁰Sr при потраплянні всередину організму в багато разів перевищує цей показник у ¹³⁷Сs [32, 138-141].

Доза опромінення людини зумовлена, в основному, внутрішнім опроміненням за рахунок надходження радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в організм з продуктами харчування. Загальні дози від надходження радіоактивних аерозолів у легені, зовнішнього та контактного опромінення за рахунок забруднення шкіри, одягу та робочої поверхні не перевищують 20 %. Внесок зовнішнього опромінення у повній дозі на чорноземах більший, ніж на легких ґрунтах, за рахунок меншого накопичення нуклідів у рослинах [54].

Таким чином, радіаційний стан на забруднених територіях визначається насамперед інтенсивністю включення радіонуклідів у трофічний ланцюг, що залежить від типу ґрунту та технологічних і екологічних умов виробництва.

Оцінка добових навантажень працівників сільського господарства та жителів села забруднених територій Полісся, що постраждали внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС, свідчить, що головною в структурі загальної дози є доза внутрішнього опромінення, що становить 80 % річної дози. Доза, отримана за час професійної діяльності, становить близько 14 % сумарної річної дози. За період роботи в підсобному господарстві працівник отримує всього 6 % дози, а інгаляційна і контактна дози становлять відповідно 0,01 % та 0,6 % річної дози опромінення [9, 10, 54].

Дозу внутрішнього опромінення створюють радіонукліди, що надходять до організму людини, в основному, з продуктами харчування. Основними дозо утворюючими продуктами є продукти тваринництва - молоко і молокопродукти, м'ясо і м'ясопродукти, які формують 80-90 % дози внутрішнього опромінення, хліб і хлібопродукти, картопля, овочі та фрукти - формують 8 - 16 % дози внутрішнього опромінення [23, 24, 54].

Тому сільськогосподарське виробництво в сучасних умовах повинно вестись за технологіями, які б сприяли максимальному зменшенню міграції радіонуклідів по харчовому ланцюжку «ґрунт - рослина - тварина - продукція сільського господарства - продовольча продукція» та виключали б можливість збільшення площ забруднених радіонуклідами територій і по можливості гарантували повну радіаційну безпеку населення, що мешкає і працює у цих регіонах [32, 64, 89].

Радіоактивне забруднення Правобережного Лісостепу небезпечне через наявність ділянок помірного, середнього, і місцями сильного забруднення на домінуючому фоні слабкого. Саме на таких плямах може відбуватися істотне забруднення рослинної продовольчої продукції і кормів при більшій розвиненості агропромислового виробництва і великих обсягах продукції зернових, круп'яних, зернобобових, плодових культур, м'яса, молока та ін., і зменшеній увазі до радіологічного контролю [12, 13, 32].

До Чорнобильської аварії у ґрунтах Білоцерківського району Київської області щільність забруднення ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr складала 0,05 Кі/км². Після аварії щільність забруднення ¹³⁷Cs збільшилася у 20 - 324 рази, а ⁹⁰Sr - у декілька разів. Розподіл їх дуже нерівномірний: весь район являє собою частину великого ареалу слабкого над фонового забруднення зі щільністю від 0,1 до 1,0 Кі/км²; на цьому тлі поширені значні за розмірами (від кількасот до тисяч га) ареали зі щільністю 1-5 Кі/км² - 21,9 % угідь, і 5-15 Кі/км² - 4,7 %. Частина їх вміщує окремі плями сильного забруднення більше 15 Кі/км², розмірами від кількох гектарів до десятків гектарів (разом - 192 га, або 0,2 % сільськогосподарських земель) [14, 20, 99].

За даними радіологічних обстежень станом на 1991 рік, на сільськогосподарських землях плями із підвищеною забрудненістю ґрунтів ¹³⁷Cs зосереджені у північно-східній частині. Домінуючу частину радіоактивно забруднених сільськогосподарських земель складає рілля. Пасовища забруднені на площі 274 га (14,5 % пасовищ району), з яких 225 га мали помірний рівень забруднення (1 - 5 Кі/км²) - села Іванівка, Йосипівка; 30 га - середній рівень (5 - 15 Кі/км²) - села Михайлівка, 19 га - сильно забруднені (> 15 Кі/км²) - село Йосипівка. Площа забруднених сіножатей складала 184 га або 8,8 % сіножатей району. Всі землі помірно забруднені (1-5 Кі/км²) - села Іванівка, Йосипівка, Макіївка, Михайлівка, Розаліївка, м. Узин [99].

Луки переважно забруднені в межах слабкого (до 1 Кі/км²) рівня - села Дрозди (393 га), Макіївка (228 га), Матюши (8 га), Олійникова Слобода (32 га), Розаліївка (37 га), місто Узин, АФ “Узинська” (29 га). Винятком є луки сіл Іванівки (106 га), Йосипівки (77 га), Михайлівки (76 га), місто Узин, АФ “Узинської” (65 га), де рівень забруднення 1 - 2 Кі/км², а у селі Михайлівка, окрім цього і від 2 до 5 Кі/км² (30 га), ці луки є помірно (1 - 5 Кі/км²) забрудненими [99].

Сильно забруднені (>15 Кі/км²) землі трапляються лише в двох господарствах (села Іванівка, Йосипівка) на переважаючому фоні середньо забруднених (5 - 15 Кі/км²), ще в двох - середньо забруднені на фоні помірно забруднених, у інших 17 господарствах поширені лише помірно забруднені землі (1 - 5 Кі/км²) із різною участю слабко забруднених (0,1 - 0,9 Кі/км²), від незначної або меншої частини (села Михайлівка, Олійникова Слобода, Розаліївка, Узин, Храпачі) до переважаючого слабко забрудненого фону (села Глушки, Дрозди, Коженики, Матюші, Поправка, Сухоліси, Шкарівка, Острійки, Терезине, місто Узин). Внаслідок аварії на Чорнобильської АЕС у Правобережному Лісостепу України сформувалися локальні ареали забруднення тривало існуючими радіонуклідами. Така територіальна структура радіоактивного забруднення характерна і для Білоцерківського району, розташованого на південному сліді забруднення [99].

Двадцять населених пунктів району віднесені до ІV категорії (зона посиленого радіологічного контролю зі щільністю забруднення ¹³⁷ Cs в межах 1-5 Кі/км², ⁹⁰Sr - 0,005-0,01 Кі/км²). Двоє сіл - Йосипівка і Павлівка віднесено до ІІІ категорії - зони гарантованого добровільного відселення зі щільністю забруднення ¹³⁷ Cs в межах 5-15 Кі/км², ⁹⁰Sr - 0,15-3,0, плутонію - 0,01-0,17 Кі/км² [99].

Вивчення і узагальнення численних документів, що характеризують забруднення будівель, споруд, окремих ділянок садиб і дворів, доріг, а особливо дитячих садків, шкіл, інших приміщень громадського користування протягом 1986-1990 рр. вказує на значну радіологічну небезпеку, спричинену Чорнобильською аварією, наслідки якої наявні й тепер, і будуть ще довго зберігатися. Це потребує досліджень за період після аварії дози внутрішнього опромінення для людей, які зазнали такого впливу.

1.2 Міграція та фізико-хімічний стан ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ґрунтах

Радіоактивні продукти чорнобильського походження з моменту випадінь на земну поверхню почали залучатися у міграційні процеси. Процеси розповсюдження радіонуклідів носять комплексний характер, охоплюючи усі природні шляхи, насамперед такі, як водний, повітряний та біогенний [156].

Ґрунт стає своєрідним депо радіонуклідів і першою ланкою у міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Srпо трофічних ланцюгах агроекосистем. У ґрунтах ці радіонукліди включаються у процеси, що проходять в них. Проте на відміну від макро- та мікроелементів, ¹³⁷Cs і ⁹⁰Srприсутні у ґрунтах в ультра мікроконцентраціях (10^-9 - 10^-11 г/г ґрунту), що зумовлює специфіку їх поведінки у ґрунтових розчинах та в системі «тверда фаза - розчин» й залежність від вмісту їх стабільних ізотопів та аналогів [4, 6, 151, 156, 171, 172].

Радіонукліди ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr є одними з тривало існуючих продуктів радіоактивного поділу ядер ²³⁵U та ²³⁹Pu. У земній корі вміст стабільного цезію складає 6,5х10^-4 %, а стронцію - 3,4х10^-2 %. При радіоактивному бета-розпаді ¹³⁷Cs утворюється бета випромінювання з максимальною енергією 1,76 МеВ, а його дочірній продукт розпаду ^137mВа через 2,5 хв виділяє ще й гамма-кванти з енергією ~ 662 кеВ. Хімічні властивості ¹³⁷Cs подібні до калію, який є його неізотопним носієм в природних системах [151, 69, 70].

При радіоактивному розпаді ⁹⁰Sr утворюється бета випромінювання з максимальною енергією 540 кеВ, а через 64 години його дочірній продукт розпаду ⁹⁰Y зазнає також бета-розпаду з максимальною енергією бета випромінювання 2,28 МеВ. У природному середовищі ⁹⁰Sr з ⁹⁰Y перебуває у рівновазі. Властивості стронцію подібні до хімічних властивостей кальцію, що є його неізотопним носієм [151, 69, 70].

Поведінка цих радіонуклідів у ґрунті залежить від його гранулометричного, мінерального складу, типу ґрунту та його агрохімічних й фізичних властивостей (кислотність, вміст органічних речовин, склад обмінних катіонів, вологість), кліматичних умов та фізико-хімічних властивостей радіоактивних речовин [156].

Потрапивши у ґрунт, радіонукліди розчиняються у ґрунтовому розчині й поглинаються твердою фазою ґрунту (ґрунтово-поглинальним комплексом). Розрізняють механічну, фізичну, хімічну й фізико-хімічну поглинаючу здатність. Механічне поглинання зумовлене затримуванням радіоактивних частинок порами ґрунту із ґрунтових суспензій. Чим менші розміри ґрунтових пор, тим більше частинок затримується. Фізична поглинаюча здатність зумовлена здатністю колоїдних частинок поглинати із ґрунтових розчинів молекули речовин. Хімічна поглинаюча здатність ґрунту - це здатність ґрунту затримувати катіони та аніони, що входять до складу важкорозчинних або нерозчинних сполук. Фізико-хімічна (обмінна) поглинаюча здатність зумовлена здатністю колоїдних частинок утримувати або обмінюватися іонами з ґрунтовим розчином, що відіграє значну роль у міграції радіонуклідів трофічними шляхами [121-128, 132].

Як відомо, колоїдна фракція ґрунту складається з мінеральної (головним чином глинисті мінерали) та органічної частини. Оскільки ґрунтові колоїди частіше мають від'ємний заряд, вони енергійно поглинають катіони. Чим більша кількість колоїдних частинок, тим більша ймовірність поглинання катіонів радіонуклідів Cs⁺ і Sr⁺². Найбільшу поглинаючу здатність мають органічні речовини ґрунту: гумус - до 180, гумінові кислоти - до 286 мг-екв. на 100 г ґрунту. Різні ґрунти мають також різну ємність поглинання: піщані - до 1 - 5, супіщані - 7 - 8, суглинисті - 7 - 18, глинисті - 15 - 30 мг-екв на 100 г ґрунту [121-128].

Поглинуті ґрунтом радіонукліди, перебувають у ньому у різних фізико-хімічних формах, що різняться своєю рухливістю і внаслідок цього поведінкою у ґрунті та доступністю для засвоєння кореневою системою рослин. Нині виділяють основні форми перебування радіонуклідів у ґрунтах - водорозчинна, обмінна, кислото розчинна й фіксована [2, 6, 53].

Водорозчинна форма - це частина радіонуклідів, що досить вільно переходить з ґрунту у воду і доступна для рослин, грибів і мікроорганізмів. Обмінна форма - це частина радіонуклідів, що може бути вилучена з ґрунту 1Н розчином ацетату амонію (CH₃COONH₄). Обмінна й водорозчинна форми визначають кореневе надходження радіонуклідів у рослину. У кислото розчинній формі перебуває частина радіонуклідів, що в звичних умовах не переходить у воду. Фіксована форма - це кількість радіонуклідів, яку можна вилучити з ґрунту розчином 6 Н соляної кислоти після вимивання обмінної форми (попередньою обробкою ґрунту ацетатом амонію) [2, 6, 53].

Обмінні форми за рахунок десорбції переходять у ґрунтову вологу та поверхневі води і в розчиненому стані приймають участь у процесах міграції, а необмінні мігрують тільки в складі частинок, до яких вони входять. Поверхневим стоком в розчиненому стані змиваються тільки обмінні форми радіонуклідів та розчинні у воді їх сполуки. Необмінні форми виносяться на завислих частинках. Обмінні форми радіонуклідів переміщуються вглиб ґрунтового профілю із ґрунтовою вологою, приймаючи участь у процесах сорбції та десорбції ґрунтово-поглинальним комплексом. Необмінні форми мігрують у ґрунтах із частинками, в складі яких вони перебувають [2, 6, 53].

Дані літератури свідчать, що вміст обмінних форм ⁹⁰Sr з кожним роком зростає, що вказує на вилуговування з паливних частинок цих радіонуклідів. Радіоактивний ⁹⁰Sr завдяки своїм фізико-хімічним властивостям, має високу здатність накопичуватися у рослинах і з кормами, їжею, потрапляти в організм тварин та людини. Подібно до розчинних сполук інших лужноземельних елементів розчинні сполуки стронцію добре всмоктуються з травного каналу (10 - 60 %). Всмоктування інших слаборозчинних радіонуклідів становить менше 1 %. [5, 15, 27, 32].

Незалежно від типу ґрунтів і характеру забруднення (паливна чи конденсаційна компонента випадінь) 85 - 98 % ¹³⁷Cs у верхньому шарі ґрунту знаходиться у фіксованому стані. На дерново-підзолистих ґрунтах у фіксованому стані перебуває 7,5 %, а чорноземних - 11 % ⁹⁰Sr. На мало гумусних піщаних ґрунтах 60 - 75 % ⁹⁰Sr знаходиться у обмінних формах, а на чорноземних - до 55 %. У водорозчинних формах на різних типах ґрунтів перебуває до 0,2 % ¹³⁷Cs та до 3 % ⁹⁰Sr [2, 5].

Під впливом фізико-хімічних процесів відбувається перехід радіонуклідів між фазами і станами, що має наслідком фіксацію або мобілізацію їх хімічних сполук. У першому випадку відбувається накопичення радіонуклідів і утворення шару ґрунту з підвищеною радіоактивністю. У випадку мобілізації легкорозчинні сполуки мігрують із горизонту в горизонт. У вихідному горизонті перебування концентрація їх зменшується, і загалом відбувається перерозподіл радіонуклідів у нові об`єми ґрунту - у глибші або в суміжні горизонти елементарної ландшафтної геохімічної катени. Однак при напівпромивному та періодично промивному водному режимі, властивому автоморфним ґрунтам Лісостепу, у профільному розподілі мобільних сполук ⁹⁰Sr та ¹³⁷Cs можлива сезонна або багаторічна динаміка [32, 37, 94, 95].

Згідно з В.М. Прохоровим (1981), основними силами, що призводять до міграції радіонуклідів у ґрунтах, є конвективний перенос при інфільтрації атмосферних опадів вглиб ґрунту і підґрунтя, капілярне підняття води від дзеркала підґрунтових вод у товщу породи і ґрунту, капілярне підтягування ґрунтового розчину вгору внаслідок випаровування води на поверхні та у товщі ґрунту, термоперенос вологи під дією градієнту температури, дифузія вільних і адсорбованих іонів, перенос по кореневих системах рослин, на мігруючих колоїдних частках; біогенне, зокрема, зоогенне, а також агротехнічне та агромеліоративне перемішування та переміщення ґрунту [133].

При випадінні, радіонукліди розміщуються в дуже тонкому поверхневому шарі ґрунту і в процесі міграції ззовні не надходять, тому конвективний перенос призводить до переміщення зони знаходження радіонукліда зі зміщенням максимуму його концентрації вглиб або до верхніх горизонтів ґрунту, залежно від напрямку переносу. Дифузія ж викликає розширення зони знаходження радіонукліда з одночасним зменшенням величини максимальної концентрації у шарі первісного надходження забруднювача [62, 88, 128, 151].

Провідну роль в акумуляції радіонуклідів, наслідком якої є виникнення горизонтів з підвищеною їх концентрацією, є геохімічні бар`єри. У чорноземах, що домінують у дослідженому регіоні, провідним адсорбуючим бар`єром є гумусовий горизонт з його глинисто-гумусовими комплексами. Гумусова товща в чорноземах досягає 80-100 см [4, 67].

Повнота сорбції радіонуклідів у ґрунтах значною мірою залежить від їх мінералогічного та гранулометричного складу. В основі поглинальної здатності ґрунту, крім інших факторів, лежить присутність у ньому мулистої фракції та деяких глинистих мінералів. Найбільшу поглинальну здатність мають мінерали монтморилонітової групи - асканіт, гумбрін, бентоніт. Всі вони досить міцно фіксують ¹³⁷Cs і значно слабкіше - ⁹⁰Sr. До монтморилонітової групи досить близько стоїть інший мінерал - вермикуліт. Вермикуліт, як і інші гідрослюди, здатний міцно фіксувати ¹³⁷Cs, що знижує його рухомість у ґрунті та доступність засвоєння рослинами [6, 67].

Радіонукліди ⁹⁰Sr мають обмінний характер поглинання, але з часом обмінно-поглинуті іони можуть частково зв'язуватися у ґрунті до низькорозчинних сполук, фосфатів, карбонатів стронцію, що буде знижувати його міграційну здатність. Дослідження рухомості ⁹⁰Sr у ґрунтах різних типів Р.М. Алєксахіним показали, що основна його частка перебувала у обмінному, а ¹³⁷Cs - у фіксованому стані [4].

Чорноземи мають значну кількість фізичної глини, тому радіонукліди, особливо ¹³⁷Cs, досить міцно фіксуються в них, а дерново-підзолисті ґрунти, що переважають у лісах Полісся України, містять досить невелику кількість глинистих мінералів і мулу. Тому відсоток радіонуклідів, що сорбуються ними, значно нижчий, ніж на важких ґрунтах [6, 37].

Вміст радіонуклідів в об'єктах навколишнього середовища змінюється під впливом фізичного розпаду та екологічних факторів. Фізичний розпад ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr відбувається приблизно з однаковою швидкістю - радіоактивність їх зменшується удвоє приблизно за 30 років. У 2011 році минуло 25 років після аварії і в навколишньому середовищі залишилося близько 50 % ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, що випали під час аварії. Оскільки сільське господарство ведеться на землях із щільністю забруднення до 555 кБк/м² за ¹³⁷Cs на 1986 рік, то на теперішній час максимальний рівень щільності забруднення цих ґрунтів не перевищує 225 кБк/м². Рівень забруднення території від 37 кБк/м² до 185 кБк/м² трансформувався від 19 кБк/м² до 92 кБк/м² [6, 13, 79].

Триває процес самодезактивації поверхневого шару ґрунтів, але швидкість його незначна. Змивання ⁹⁰Sr у річкові системи, більша частина якого перебуває у ґрунтах в обмінній формі, становить 0,1 - 1,0 % за рік його запасу на одиницю площі. Змивання ¹³⁷Cs, вміст водно-розчинної форми якого у ґрунтах не перевищує кількох відсотків, значно менше і становить 0,1 % за рік. Таким чином горизонтальна міграція радіонуклідів не призведе до відчутного перерозподілу їх у ландшафтах [6, 11, 13, 37, 39].

За рахунок вертикальної міграції поверхневий шар ґрунтів очищається повільно. Швидкість цього процесу більша на природних ландшафтах з непорушеною структурою ґрунтів. На органогенних торфових ґрунтах з малим вмістом фізичної глини значна частка ¹³⁷Cs перебуває у рухомій формі, здатній пересуватися вниз за профілем ґрунтів. Глейовий горизонт при цьому відіграє роль геохімічного бар'єра, в якому ¹³⁷Cs зв'язується з окисами важких металів, що перебувають в аморфному стані. Екологічний період напівочищення кореневого шару ґрунту співмірний з періодом напіврозпаду цезію або перевищує його, тому не слід сподіватися на швидку зміну коефіцієнтів переходу [6, 11, 37, 39].

Найвища міграція стронцію спостерігається на слабогумусованих пісках. Для цих ґрунтів період напівочищення кореневого шару може бути значно меншим за період розпаду стронцію і становитиме 5-10 років [6, 11, 37]. На ріллі заглиблення радіонуклідів значно менше впливає на рівень накопичення їх рослинами завдяки постійному перемішуванню орного шару. За різними даними, через плужну підошву за період після аварії перейшло не більше 10-20 % вмісту цезію в орному шарі [6].

1.3 Фактори, що випливають на накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr рослинами

Накопичення радіонуклідів у продукції рослинництва залежить від багатьох факторів, серед яких головними є рівень забруднення ґрунту і його агрохімічні властивості. Рівні забруднення сільськогосподарської продукції, починаючи з 1987 року зумовлюються практично кореневим шляхом надходження радіонуклідів у рослини, залежно від типу ґрунту й біологічних особливостей рослин [6, 13, 66, 93, 147, 149, 150, 170].

Головну роль у зміні радіаційного стану відіграють процеси фіксації радіонуклідів ґрунтово-поглинальним комплексом, що визначають їх рухливість і можливість засвоєння кореневою системою рослин. Ґрунти з високою здатністю поглинання (чорноземи, сірі лісові) і важким гранулометричним складом фіксують радіонукліди міцніше, ніж бідні за органічною речовиною легкі ґрунти (дерново-підзолисті супіщані та піщані). Це й впливає на інтенсивність накопичення радіонуклідів рослинами [6, 8, 49, 174-176].

В агроекосистемах радіоактивне забруднення, поступово заглиблюючись у ґрунтовий покрив, всмоктується ґрунтовим розчином, з якого через коріння надходить до рослин і нагромаджується в їхній біомасі. Врешті-решт радіонукліди виявляються у продовольчі продукції рослинного походження, а також у молоці, м'ясі, що спричинено споживанням домашньою худобою радіоактивно забруднених кормів. Саме тому в агроекосистемах радіоактивні речовини безперешкодно надходять в організм людини з їжею. Еквівалентна доза опромінення населення визначається не тільки щільністю радіонуклідного забруднення території, але й комплексом екологічних факторів, що впливають на міграцію радіонуклідів трофічним ланцюгом [6, 53, 57, 64, 137].

У залежності від цих факторів, наприклад від типу ґрунту, окремі види сільськогосподарської продукції можуть мати однакову концентрацію радіонуклідів при виробництві на площах з різними рівнями забруднення. Більш того, на деяких територіях може бути одержана продукція рослинництва і тваринництва, що містить більш високу кількість радіонуклідів, ніж та ж продукція, одержана на площах з більш високими рівнями забруднення [6, 64, 93, 108-114].

Так, у бідних на поживні речовини ґрунтах легкого механічного складу з кислою реакцією ґрунтового розчину, рухомість радіонуклідів досить висока, а вбираюча здатність низька, отже, імовірність одержання в таких умовах забрудненої продукції збільшується. Саме тому рішення про можливість ведення сільськогосподарського виробництва у таких умовах приймається не тільки на основі відомостей про щільність забруднення ґрунту, але й у комплексі, з урахуванням інших умов [6, 96-98, 154].

Це добре ілюструють коефіцієнти переходу (К_П) ¹³⁷Сs в урожай з різних ґрунтів України, в тому числі і Лісостепової зони, за однакової щільності забруднення. Вони свідчать, що рівні радіонуклідного забруднення урожаю однієї і тієї ж культури на різних ґрунтах можуть різнитись до двох порядків величин, по мірі погіршення родючості ґрунту, а також зменшення у ньому вмісту калію. Тобто накопичення радіонуклідів у продукції залежить від багатьох факторів, серед яких головними є рівень забруднення ґрунту і його радіоекологічні властивості, агрохімічні та водно-фізичні характеристики. Вплив цих факторів на інтенсивність міграції радіонуклідів у харчових ланцюгах кількісно оцінюють за допомогою коефіцієнтів пропорційності накопичення радіонуклідів з ґрунту в рослини КП (Бк/кг/кБк/м²) [6, 16, 104, 120, 121].

Kоефіцієнт переходу КП, або ж TF (transfer factor), що показує співвідношення вмісту радіонукліду в одному кілограмі маси урожаю продукції рослинництва до щільності забруднення ґрунту