та коефіцієнт накопичення КН, що показує співвідношення вмісту радіонуклідів в одному кілограмі продукції рослинництва та ґрунту

[6, 17, 104, 121].

На основі багаторічних досліджень вченими виявлено лінійну залежність концентрацій радіонуклідів у сільськогосподарських культурах від щільності забруднення ґрунтів. Вперше лінійну залежність накопичення радіонуклідів рослинами від їх вмісту у ґрунті було встановлено В.М. Клечковським у 1956 р. Пізніше лінійність збільшення накопичення радіоактивних елементів рослинами із збільшенням їх вмісту у ґрунті довели І.В. Гулякін та К.В. Юдінцева. Також пряма пропорційна залежність вмісту радіонуклідів у рослинах від щільності забруднення ними ґрунтів була доведена в роботах Б.С. Прістера та співробітників УкрНДІСГР [6, 61, 122].

Зменшення рухливості радіонуклідів у ґрунтах з часом зумовлює поступове зниження КП. Цей процес добре описує експоненціальна функція, головним параметром якої є період напівзменшення - час, за який КП зменшиться у 2 рази. Слід зазначити, що в разі перезволоження, впливу неконтрольованих природних факторів або припинення меліоративних робіт рівні забруднення продукції можуть зберігатись у часі на постійному рівні і навіть підвищуватися. Природні фактори можуть змінювати значення КП в 10-100 разів [105, 106, 121, 122].

Забруднення ¹³⁷Cs рослинності з часом зменшується, в той час як для ⁹⁰Sr, у зв'язку зі специфікою форми його початкових випадань у складі частинок палива, спостерігається підвищення забруднення внаслідок розчинення частинок у ґрунті та переходу ⁹⁰Sr у доступні форми [32, 59, 81, 146].

Швидкість розчинення визначається лише кислотністю ґрунту і властивостями викинутих із реактора частинок. Так, у нейтральних ґрунтах з кислотністю (рН_Н2О) вище 6 більше половини стронцію-90 навіть на дванадцятий рік після аварії міститься в складі частинок палива. На цих ґрунтах з урахуванням радіоактивного розпаду в майбутньому буде спостерігатися незначне зростання забруднення ним рослинності до 20 % протягом 20 років порівняно з нинішнім, однак нейтральні ґрунти мають і менший коефіцієнт переходу радіостронцію в рослинність. У кисліших ґрунтах він уже перейшов із частинок у ґрунт і перебуває в мобільній формі, у зв'язку з чим забруднення рослинності радіостронцієм вже досягло свого максимуму і буде зменшуватись [32, 146].

Незалежно від виду культури та року після аварії, коефіцієнт переходу радіонуклідів із ґрунту у рослину зменшується залежно від типу ґрунту: торфяно-болотний - дерново-підзолистий - сірий лісовий - чорнозем, що свідчить про те, що перехід радіонуклідів залежить від агрохімічних властивостей ґрунтів [6, 22, 35, 67, 146].

Особливості мінерального живлення, різна тривалість вегетаційного періоду, розподіл кореневої системи у ґрунті та інші біологічні особливості рослин впливають на накопичення радіонуклідів різними видами рослин. Міжвидова різниця в акумуляції радіонуклідів при кореневому надходженні може досягати 10 - 30 разів. ⁹⁰Sr в 2 - 6 разів інтенсивніше поглинається бобовим культурами ніж злаковими. Вміст ¹³⁷Сs як правило вищий у бобових культурах ніж у злакових. Накопичення радіонуклідів різними сортами однієї культури може різнитися в 1,1 - 1,3 рази [6, 35, 141].

Надходження ¹³⁷Сs у рослини із ґрунту в середньому у 5 - 10 разів менше, ніж ⁹⁰Sr. Найбільш інтенсивно відбувається накопичення радіонуклідів у листях і стеблах, і значно слабкіше у генеративних органах рослин. Рослини, що містять більше кальцію, накопичують ⁹⁰Sr у підвищених кількостях, а калію - ¹³⁷Сs. Озимі зернові культури (пшениця, жито) накопичують у 2 - 2,5 рази менше ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, ніж ярі зернові (пшениця, ячмінь, овес). Бобові, а саме люпин, люцерна, конюшина, вика, соя, горох, квасоля накопичують в більшій мірі ¹³⁷Сs. Також гречка разом з калієм у великих кількостях накопичує і цезій з його радіоактивним ізотопом ¹³⁷Сs [81, 35, 90, 141, 153].

Міжвидові відмінності сільськогосподарських рослин у накопиченні цих радіонуклідів сягають багатьох десятків разів. Так, різниця у накопиченні ¹³⁷Сs у зерні гречки, сої і кукурудзи досягає 60 разів. Кількість ⁹⁰Sr в сіні бобових трав в 2-10 разів вища, ніж у злакових. Злакові трави нагромаджують ⁹⁰Sr у декілька разів менше, ніж усі інші види лугової рослинності. Так, щільнокущові злаки - костриця овеча і тонконіг польовий, акумулюють в 1,5-3 рази більше ⁹⁰Sr, ніж кореневищні - пирій повзучий і стоколос безостий [68, 80, 88, 102].

У порядку зменшення вмісту радіонуклідів окремі види рослин розміщуються у такій послідовності: зернові та зернобобові: гречка < соя < боби < квасоля < горох < овес < жито < ячмінь < просо < тритікале < кукурудза < пшениця; кормові (зелена маса): люпин жовтий < капуста кормова < вика < соняшник < конюшина < тимофіївка < костриця безоста < кукурудза; технічні: редька олійна < ріпак < буряки цукрові < соняшник < льон [35, 68, 88, 141].

З овочевих культур, які складають значну частку в раціоні людини, мабуть найбільше усього накопичують ⁹⁰Sr коренеплоди і бульбоплоди. За їхньою відносною часткою в раціоні перше місце займають картопля і буряки столові. Суттєва частка належить моркві й капусті. У відносно великих кількостях ці овочеві культури накопичують також ¹³⁷Сs, утворюючи в порядку зменшення кількості цього радіонукліду такий ряд: капуста - буряк столовий - салат - морква - картопля - огірок - гарбуз - помідор [35, 67, 68, 141].

Запобігання, а точніше мінімізація, переходу радіонуклідів з ґрунту в рослини - одне з головних завдань всієї системи ведення сільського господарства на забруднених радіонуклідами угіддях. В залежності від властивостей ґрунту, ступеня його забруднення, видів рослин, що вирощуються, шляхів використання врожаю застосовують різні заходи, які в багато разів можуть зменшити нагромадження радіонуклідів у продукції рослинництва. Звичайно виділяють п'ять основних комплексних систем зниження надходження радіонуклідів у рослини: прийоми обробітку ґрунту, застосування хімічних меліорантів та добрив, зміна складу рослин у сівозміні, зміни у режимі зрошення і застосування спеціальних засобів [13, 118].

Таким чином, як свідчать літературні джерела, питання накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr основними видами сільськогосподарських культур досить детально вивчено як в модельних експериментах, так і в польових дослідженнях на різних типах ґрунтів. Поряд з цим збільшення інтенсивності міграції ⁹⁰Sr на слідах радіоактивного забруднення, де значна частка припадає на дрібно дисперговані частинки ядерного палива, зумовлює необхідність подальшого вивчення стану міграції радіонуклідів в системі “ґрунт - рослина”, а залежність інтенсивності накопичення радіонуклідів від агрохімічних властивостей ґрунтів зумовлює необхідність вивчення інтенсивності міграції радіонуклідів в умовах конкретних агроекосистем.

1.4 Надходження та накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в організмі тварин

Продукти тваринництва відіграють важливу роль у харчуванні людини. З молоком і м'ясом в організм людини надходить значна кількість, до 75 % радіонуклідів що зумовлює додаткове внутрішнє опромінення населення [117]. Для прогнозування забруднення тваринницької продукції і обмеження надходження ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в організм людини необхідно знати основні закономірності поведінки їх в організмі тварин і кількісно оцінювати процеси переходу цих радіонуклідів у продукти тваринництва [19, 31, 33, 73, 120].

В організм тварин радіонукліди можуть потрапляти різними шляхами: через травний канал (у складі кормових рослин і частинок ґрунту), органи дихання та шкіру. У післяаварійний період основну увагу звертають на те, щоб в організм сільськогосподарських тварин потрапляло якомога менше ізотопів ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr через травний канал, тому що потенційне надходження їх двома іншими шляхами відносно невелике [115].

Цезій-137, як і його хімічний аналог калій, добре утворює з електролітами організму розчинні сполуки, які проникають через кишкову стінку у кров. За здатністю до всмоктування в шлунково-кишковому тракті тварин ¹³⁷Cs відносять до найбільше засвоюваних радіонуклідів: у ВРХ воно досягає - 50-70 %, а у овець - 50-90 %, а при певних умовах засвоєння досягає майже 100 %. В окремих випадках ця величина залежить від умов утримання та годування тварин. Так, наприклад, підвищений вміст сирої клітковини може знизити всмоктування у шлунково-кишковому тракті радіоцезію, що надійшов до організму тварини пероральним шляхом. Тому при годуванні переважно зерном накопичення радіонуклідів в організмі буде більш інтенсивним, ніж при годуванні сіном та силосом. Доведено, що величина КП ¹³⁷Cs в молоці та м'язи тварин залежить не тільки від вмісту калію в раціоні, а й від кількості сирої клітковини [145, 146, 148].

Чисельними багаторічними дослідженнями доведено, що корми є основним джерелом надходження токсичних речовин в організм тварин, які потім з продуктами тваринництва потрапляють до організму людини. До 90 % загальної кількості випадків отруєння сільськогосподарських тварин виникають «через травний канал», з них близько 80 % - внаслідок поїдання корму. Вміст у кормах у великих кількостях шкідливих речовин може бути причиною токсикозів та інших захворювань тварин і людей [148, 159].

Нагромадження радіонуклідів в організмі сільськогосподарських тварин в результаті контакту з радіоактивними речовинами шкіряних покривів відбувається в незначних кількостях. Навіть при пошкодженій шкірі, коли її проникність різко збільшується, надходження радіонуклідів цим шляхом в 200 -300 раз менше, ніж через органи травлення [159].

Забруднення ґрунту і сільськогосподарських рослин радіонуклідами є головним ланцюгом, по якому радіонукліди потрапляють в організм тварин. Це відбувається як у період аерального, некореневого, тобто прямого забруднення надземних органів радіоактивними частинками, що випадають з повітря, з наступним поглинанням їх тканинами вегетативних та репродуктивних органів рослин, так і в більш віддалений період надходження радіонуклідів у рослину через кореневу систему.

Зі шлунково-кишкового каналу моногастричних тварин (свині, коні) всмоктується до 100 % цезію, а у жуйних (велика рогата худоба, вівці, кози) в кров переходить відповідно 50 - 75 %, 57 % та 68 % радіонукліду з раціону. Рівні всмоктування радіонуклідів стронцію з шлунково-кишкового каналу коливаються від 5 до 60 %, в середньому - 30 %. У шлунково-кишковому тракті великої рогатої худоби всмоктується 6 - 16 % ⁹⁰Sr. У телят у віці 90 днів всмоктується 90 % відсотків, а в 2 роки - 60 % радіонуклідів, що пояснюється меншою потребою дорослого організму у мінеральних речовинах [36, 148, 201].

Перехід радіонуклідів з кормів у продукцію тваринництва залежить від рівня і повноцінності годівлі тварин, їх віку, фізіологічного стану, продуктивності та інших факторів. Для прогнозування початкової концентрації радіонуклідів в організмі тварин використовують такі параметри: коефіцієнт концентрації (КК), коефіцієнт накопичення (КН) та кратність накопичення (F). КК являє собою концентрацію в органі в процентах від надходження радіонукліду з добовим раціоном; КН - відношення концентрації нукліда в органі і раціоні; F - відношення вмісту нукліда в органі, тканині чи організмі в цілому до вмісту у добовому раціоні. Кратність накопичення радіонуклідів можна визначити за формулою:

F=CM:Q,

де:

С - концентрація нукліда, Бк/кг,

М - маса органу, кг;

Q - активність радіонукліда, що надходить за добу, Бк [36, 167, 192-194].

У високопродуктивних тварин КК радіоцезію в молоці, як правило, нижчий, ніж у низькопродуктивних. Істотний вплив на величину КП має збалансування раціонів годівлі тварин за основними і особливо мінеральними елементами. Інтенсивність переходу ¹³⁷Cs із кормів в молоко на порядок вища, ніж ⁹⁰Sr [13, 148, 178].

Перехід радіонуклідів з кормів у продукцію тваринництва залежить від рівня і повноцінності годівлі тварин, їх віку, фізіологічного стану, продуктивності, тому в умовах рівноважного стану в одному кілограмі м'язової тканини великої рогатої худоби накопичується 0,02 - 0,06 % ⁹⁰Sr та 4 - 9 % ¹³⁷Cs, що надходять із добовим раціоном [32, 36, 76].

У дійних корів значна частка ⁹⁰Sr та ¹³⁷Cs виводиться із організму з молоком. Оскільки молоко є не тільки одним з шляхів екскреції радіонуклідів, а й важливим харчовим продуктом, тому цьому питанню присвячено багато досліджень [32, 36, 76].

У корів у період рівноваги з 1 л молока виводиться 0,46 - 1,25 % ¹³⁷Cs та 0,12 - 0,16 % ⁹⁰Sr від добового надходження з кормом. У високопродуктивних тварин коефіцієнти переходу ¹³⁷Cs із кормів у молоко суттєво нижчі (0,46 - 0,7 %). У середньому, для стійлового утримання корів із надоями 12 - 15 л на добу прийнятий коефіцієнт переходу ¹³⁷Cs із раціону в молоко складає 0,7 %, а для пасовищного періоду - 0,9 %. Це зумовлено поїданням тваринами разом з травою ґрунту і дернини (до 600 кг за період пасовищного утримання) [36].

Радіонукліди із током крові переносяться до тканин та органів, частково затримуючись та вибірково накопичуючись в них. Радіонукліди цезію накопичуються в основному у м'язовій тканині, а стронцію у кістковій. Відсоток переходу ¹³⁷Cs у м'ясо тварин досить високий. У середньому в 1 кг яловичини переходить 4 % ¹³⁷Cs раціону, у конину 8 - 9 %, у свинину та баранину - 15 %. Максимальні коефіцієнти переходу ⁹⁰Sr у корів з раціону в 1 кг кісток становлять 7,7 %, м'язової тканини - 0,06 %. В 1 кг свинини з корму переходить 0,3 % ⁹⁰Sr [36].

Накопичення цих радіонуклідів в організмі залежить від рівня вмісту в раціоні калію та кальцію. Збільшення їх вмісту зменшує інтенсивність накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr. У молодому організмі інтенсивність накопичення радіонуклідів вища, ніж у дорослому. Так у 1 кг м'язової тканини телят двох місячного віку накопичується 55 %, 4 місячного - 36 %, 6 місячного - 16 %, 12 місячного 7 - 9 %, більше 18 місячного - 4 % ¹³⁷Cs, що надходить із добовим раціоном. Максимальна концентрація ⁹⁰Sr у скелеті відмічається через 260 - 270 діб. Експериментально встановлено, що у великої рогатої худоби через 55 днів виводиться 65 % ¹³⁷Cs після припинення надходження його в організм [12, 13, 32, 36, 199].

Встановлено певний зв`язок між вмістом клітковини у забрудненому раціоні корів при стійловому утриманні і переходом ¹³⁷Cs у молоко. Так, із збільшенням вмісту клітковини в раціоні з 1,3 - 1,8 до 3,1 кг/добу відмічається зменшення переходу ¹³⁷Cs від 0,9 до 0,7 [7, 13].

Основними умовами гарантованого одержання молока в межах вимог гігієнічних нормативів є використання кормів з поліпшених сінокосів і орних земель, а також випасання дійного стада на культурних пасовищах. Важливе значення має якісний склад раціону, вміст у ньому необхідних мінеральних речовин і вітамінів [7, 13].

Таким чином літературні джерела свідчать, що вченими досить детально вивчені питання надходження та накопичення радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в організмі великої рогатої худоби, виведення з організму, накопичення у молоці.

1.5 Актуальність проведення досліджень з міграції ¹³⁷Сs і ⁹⁰Sr у приватних господарствах та присадибних ділянках на радіоактивно забруднених агроландшафтах південної частини Київської області

Сьогодні є доведеним той факт, що високий рівень впливу хронічно діючих на людину фізичних і хімічних факторів довкілля, в першу чергу іонізуючого випромінювання, послаблюють загальну резистентність організму і через зміну його адаптаційних можливостей робить його більш підданим впливу токсичних речовин, достатньо розповсюджених у довкіллі. Іонізуюче випромінювання може виступати не як ініціатор канцерогенезу, а як його прискорювач: якщо перший етап канцерогенезу індукований хімічно, то радіація може відігравати роль «останньої краплини».

Вважається, що тривале опромінення людини у дозах декількох мілізівертів на рік у населення в цілому не викликає ніяких соматичних змін. Однак щодо генетичних і соматико-стохастичних ефектів «малих» і «зверхмалих» доз, хоча і немає прямих доказів їхньому існуванню, але їх не заперечують, бо встановити наявність таких біологічних ефектів дуже важко внаслідок малої, на фоні природно спонтанної, ймовірності їхніх проявів.

Таким чином, не виникає ніякого сумніву у необхідності дослідження величин дозового навантаження на людину та населення від розповсюджених сьогодні у довкіллі радіонуклідів штучного походження. Cучасні уявлення про механізми впливу малих доз радіації на екосистеми заперечують раніше поширене твердження, що інтенсивний радіаційний вплив викликає відповідну реакцію і відповідь екосистеми, і навпаки, за слабкої дії радіації екосистеми зазнають незначних їх впливів. Слабкі, проте постійні радіаційні впливи на екосистеми можуть спричинити значні екологічні ефекти [162, 163].

Завжди існуватиме небезпека того, що деякі екосистеми виявляться особливо чутливими до дії іонізуючого випромінювання навіть у малих дозах. Вплив радіоактивного іонізуючого випромінювання, або просто радіації, на екосистеми є різноманітним. Знання людини, які набуваються на підґрунті проведених радіоекологічних досліджень, постійно розширюються. Радіонукліди впливають на біоценоз на кожному трофічному рівні [53].

Саме завдяки цьому факту сьогодні у нормуванні радіаційного фактору використовується концепція безпорогової лінійної залежності «доза - ефект», яка прийнята МКРЗ і Науковим Комітетом з дії атомної радіації при ООН. Ця концепція використовується при оцінці і прогнозуванні втрат від використання джерел іонізуючого випромінювання і для проведення практичних розробок у галузі радіаційного захисту і радіаційної безпеки [54, 91].

Зрозуміло, що здоров'я будь-якої людини залежить від радіаційної ситуації як на планеті загалом, так і в конкретних екосистемах, місця її проживання зокрема. Одним із головних завдань є простежувати шлях транспортування радіонуклідів від абіотичних компонентів екосистем ланцюгами живлення аж до консументів, тобто весь екологічний експозиційний шлях. Радіонукліди впливають на біоценоз на кожному трофічному рівні. Проходження радіонуклідів в екосистемі залежить від структури ґрунту, яка з різною силою зв'язує їх атоми. Швидкість проникнення в біоценози визначається типом рослин, їхнім віком, температурою та вологістю, а також складом поживних речовин ґрунту. Потрапляння радіонуклідів до консументів також залежить від їх типу і віку, стану живлення та забезпечення вітамінами і мікроелементами [53].

Лісостепова агропромислова зона займає південну частину північних областей України, більшість її лісостепових областей - Львівської, Івано-Франківської, Тернопільської, Хмельницької, Вінницької, Черкаської, Полтавської, Харківської і північ Кіровоградської та південь Київської. Площа - 38% від площі України. Тут вища, ніж у Поліссі сільськогосподарська освоєність та розораність земель (рілля - 75 %). Виробляється 70 % цукрових буряків, майже 40 % зернових, перш за все, озима пшениця та кукурудза, 46 % картоплі та більше 60 % фруктів, 20 % соняшника. Тут на 1 га ріллі припадає максимум сільськогосподарської продукції. Виробляється більше 50 % м'яса, молока, яєць. У західній частині додається льон, тютюн, а на сході - дуже важлива культура - соняшник [32].

Головним джерелом опромінення людини іонізуючою радіацією є споживання сільськогосподарської продукції, одержаної на забруднених радіоактивними речовинами територіях. Нині пересічний житель Лісостепу України понад половини загальної дози опромінення одержує як наслідок внутрішнього опромінення, тобто за рахунок радіоактивних речовин, що надходять в організм з продуктами харчування. Оскільки впливати на рівень зовнішнього опромінення людини практично неможливо, обмежити додаткове опромінення можна лише за рахунок зменшення надходження радіонуклідів з продуктами харчування (причому з водою одержується не більше 1 - 2 % дози). Отже, фактично відповідальність за радіаційну безпеку населення нині покладається на виробників продуктів харчування - працівників сільського господарства [32, 119].

Отримання екологічно безпечної продукції сільськогосподарського виробництва на забруднених внаслідок Чорнобильської катастрофи агроландшафтах лісостепової зони нині є однією з найактуальніших проблем для аграрного виробництва. У залежності від властивостей ґрунту, ступеня його забруднення, видів рослин, що вирощуються, шляхів використання врожаю застосовують різні заходи, які в багато разів можуть зменшити нагромадження радіонуклідів у сільськогосподарській продукції. Саме стійке забруднення агроландшафтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr внаслідок Чорнобильської катастрофи стало основною екологічною проблемою для аграрного виробництва. Маючи хімічні властивості подібні до калію та кальцію, радіонукліди ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr досить легко із ґрунтів залучаються у біогенну міграцію по трофічних ланцюгах агроекосистем і накопичуються у продовольчій продукції [32, 36, 155].

В лісостеповій ґрунтово-кліматичній зоні південної частини Київської області з притаманним їй чорноземними ґрунтами одержується більш чиста продукція, ніж на аналогічно забруднених ґрунтах Полісся. Проте, незважаючи на благополучну радіаційну обстановку в регіоні Лісостепу, варто відзначити, що рівні радіонуклідного забруднення сільськогосподарської продукції в окремих районах у десятки разів перевищують доаварійний рівень, хоча і залишаються значно нижчими за чинні нормативи їх умісту [32].

Незважаючи на відносно благополучну радіологічну обстановку в регіоні Лісостепу слід відмітити, що після аварії рівні вмісту ¹³⁷Сs у ґрунтах у деяких регіонах правобережного Лісостепу підвищилися у 10 - 100 разів у порівнянні з доаварійним рівнем, зумовленим так званим “глобальним” забрудненням, яке сформувалося за рахунок радіоактивних випадань при масових випробуваннях атомної зброї. Так, ґрунти південних районів Київської області містять від 18 до 140 кБк/м^{2 137}Сs у Ставищанському, від 13 до 300 кБк/м² - у Таращанському, від 12 до 40 кБк/м² - у Фастівському районах. На більшості території Черкаської області рівні забруднення ¹³⁷Сs коливаються у межах 15 - 50 кБк/м², але в окремих населених пунктах доходять до 300 кБк/м²; у Вінницькій області - до 150 кБк/м². В інших регіонах Лісостепу рівні радіоактивного забруднення територій, як правило, не перевищують 110 кБк/м² [32].

Після Чорнобильської катастрофи осідання радіонуклідів на земну поверхню було значнішим у місцях, де під час проходження радіоактивних хмар випадали інтенсивні дощі і забруднення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr та іншими радіонуклідами має чітко виражений плямистий характер. Саме тому й сьогодні є імовірність відкриття нових, малих за площею забруднених радіонуклідами площ по всій території України. Це стосується навіть тих територій, які не входять до зон чорнобильського забруднення. Аерогаммазнімання, на основі якого складена більшість карт радіоактивного забруднення, дає лише усереднене значення радіоактивності для маршруту завширшки 200 - 400 м, притому локальні високоактивні плями можуть залишатися непоміченими. Характер реального забруднення екосистем плямистий: на відстані у декілька десятків метрів концентрація радіонуклідів може різко відрізнятися [40, 47, 65].

На територіях Лісостепу, що потрапили в зону впливу „південного сліду”, за оцінками фахівців, значна частка забруднення, 25 - 50 %, сформувалася за рахунок частинок дрібно диспергованого ядерного палива, з яких з часом радіонукліди починають вилуговуються у ґрунтовий розчин, що призводить до підвищення накопичення ⁹⁰Sr, який перебуває у ґрунтах в основному в обмінній формі, й сприяє підвищенню його накопичення рослинами [32, 179, 182].

Дані по щільності забруднення ⁹⁰Sr детально по конкретних ділянках відсутні. А це в свою чергу зумовлює необхідність вивчення і оцінки сучасного радіоекологічного стану ґрунтів за вмістом ⁹⁰Sr південної частини Київської області, що належить до лісостепової ґрунтово-кліматичної зони, а також інтенсивності їх накопичення сільськогосподарськими культурами, що дозволить прогнозувати накопичення цих радіонуклідів у виробленій продукції та управляти потоками цих радіонуклідів у системі “ґрунт - рослина”.

Аналіз літературних даних показав, що на слідах радіоактивного забруднення в Лісостеповій зоні України, де значна частка припадає на дрібно дисперговані частинки ядерного палива, зумовлює необхідність подальшого вивчення стану міграції, та оцінки дозового навантаження на населення що проживає на цих територіях за рахунок внутрішнього опромінення.

Вивчення міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в агроекосистемах лісостепової зони південної частини Київської області дасть змогу оцінити сучасний радіоекологічний стан ґрунтів за вмістом цих радіонуклідів, з'ясувати інтенсивність їх міграції у ланках трофічного ланцюга, обсяги їх накопичення у продукції рослинництва й тваринництва. Що в свою чергу дасть змогу прогнозувати та контролювати міграцію радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в агроекосистемах. Тобто для даного регіону існує певна можливість значно покращити радіологічну якість продукції за рахунок впровадження протирадіаційних заходів, що відпрацьовані за післяаварійний період.

Як свідчать літературні джерела, радіаційна ситуація на забруднених територіях з часом змінюється, що потребує постійного моніторингу за радіаційним станом та міграцією радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr. Поряд з цим, сільськогосподарське виробництво на радіоактивно забруднених агроландшафтах потребує оцінки їх сучасного радіоекологічного стану, накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у виробленій продукції, що дасть змогу прогнозувати їх вміст у отриманій продукції й мінімізувати їх накопичення. Що в свою чергу дасть можливість оцінити дозове навантаження на населення що проживає на радіоактивно забруднених територіях за рахунок внутрішнього опромінення, та розробити заходи, що дадуть змогу знизити швидкість міграції радіонуклідів у об'єктах навколишнього середовища, а також мінімізувати їх рух в об'єктах сільськогосподарського виробництва, загальмувати їх пересування по харчових ланцюжках, накопичення в продукції рослинництва та тваринництва, перехід в продукти харчування і, відповідно, зменшити дозу опромінення людини.

Розділ ІІ. Загальна методика і основні методи досліджень

Проблеми пов'язані із забруднення агроландшафтів довгоіснуючими штучними радіонуклідами ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr внаслідок Чорнобильської катастрофи і нині залишаються досить актуальними для аграрного виробництва. Як уже згадувалося вище у Київській області радіоактивного забруднення зазнали близько 884 тис. га сільськогосподарських угідь, в тому числі у Білоцерківському районі, що потрапив у зону південного сліду забруднення було забруднено ¹³⁷Cs - 16,69 та ⁹⁰Sr - 12,41 тис. га угідь. В тому числі ¹³⁷Cs забруднено 64962,2 га сільськогосподарських угідь із щільністю менше 1 Кі/км², 14114,6 га - 1 - 5 Кі/км², 2579,8 га - 5 - 15 Кі/км² та ⁹⁰Sr 11227,7 га - із щільністю 0,02 - 0,15 Кі/км²; 1183,5 га - 0,15 - 3 Кі/км². Таким чином близько 20 % угідь району було забруднено ¹³⁷Cs із щільністю понад 1 Кі/км².

Білоцерківський район розташований у південній частині Київського області, що належить до лісостепової ґрунтово-кліматичної зони України. Загальна площа району становить 127676 га, в тому числі - 101000 га сільськогосподарських угідь, із яких ріллі - 95000 га. Специфічною особливістю сільськогосподарських угідь району є високий рівень розораності земель (до 95 %). Аграрне виробництво в основному спеціалізується на вирощуванні зернових, кормових культур, цукрових буряків та на скотарстві молочно-м'ясного напряму [14].

Ґрунти в Білоцерківського району складають чорноземи типові. Вони займають 74,5 тис. га орних земель і становлять 93,1% основного земельного фонду сільськогосподарського виробництва району. Еколого-агрохімічна оцінка ріллі за 100-бальною шкалою складає в середньому 75 балів. Середня багаторічна кількість опадів за рік становить 536 мм [14].

Ведення сільськогосподарського виробництва на радіоактивно забруднених територіях ставить перед вченими завдання щодо вивчення питань міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у трофічному ланцюгу ґрунт - рослина - тварина, накопичення їх у продовольчій продукції, розроблення рекомендацій щодо отримання продукції з мінімальним вмістом цих радіонуклідів, який би не перевищував встановлених гігієнічних нормативів, оцінки джерел та доз опромінення населення, що проживає в зонах радіоактивного забруднення.

Вище згадане й зумовило необхідність вивчення стану міграції ¹³⁷Сs і ⁹⁰Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних господарств та присадибних ділянок південної частини Київської області, з'ясування та уточнення показників переходу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr із ґрунту в продукцію рослинництва й тваринництва та оцінки джерел, що формують дозове навантаження населення яке проживає в зонах радіоактивного забруднення.

2.1 Умови проведення експериментальних досліджень

Робота виконувалася в науково-дослідній лабораторії кафедри безпеки життєдіяльності Білоцерківського НАУ. Експериментальні дослідження проводилися у ТОВ «Надія», АФ «Узинська» та селах Йосипівка і Тарасівка Білоцерківського району Київської області, які потрапили в зону впливу південного сліду радіоактивного забруднення.

Спеціалізуються досліджувані господарства на вирощуванні зернових (пшениця озима, кукурудза, ячмінь, овес, горох, соя, гречка), кормових культур (люцерна, кукурудза), цукрових буряків, виробництві молока.

Рельєф угідь господарств являє собою хвилясту рівнину з незначними нахилами з мілкими западинами та блюдцями. Ґрунти складають типові чорноземи легко- та середньосуглинкові з вмістом гумусу близьким до середнього на лесових породах.

Товщина гумусового горизонту сягає 65 - 90 см, далі до глибини 160 см знаходиться перехідний горизонт і нижче - материнська порода. Гумусовий горизонт чорного кольору, легко-, а місцями середньо-суглинковий, грудкувато-пилуватої структури. Гумусовий горизонт поступово переходить у верхній перехідний [13, 14].

Верхній перехідний горизонт сірого кольору з буруватим відтінком, грудкувато-зернистої структури, легко- та середньо суглинковий. Перехід до нижнього перехідного горизонту поступовий. Нижній перехідний горизонт сірого кольору з жовтуватим відтінком, легко- та середньо-суглинковий, призматично-грудкуватої структури. Материнську породу формує карбонатний лес. Перехід до материнської породи поступовий, бурувато-палевого кольору [13, 14].

Постановою Кабінету Міністрів УРСР Про організацію виконання постанов Верховної Ради Української РСР про порядок введення в дію законів Української РСР «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» та «Про статус і соціальний захист громадян, які постраждали внаслідок Чорнобильської катастрофи» від 23 липня 1991 р. № 106, село Йосипівка було віднесено до зони добровільного гарантованого відселення, а село Тарасівка - до зони посиленого радіологічного контролю [130].

2.2 Об'єкт та методика досліджень

Об'єктом досліджень були процеси й закономірності біогенної міграції радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у трофічному ланцюгу «ґрунт - рослина - тварина - людина» (рис. 2.1). Оцінка біогенної міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr трофічним ланцюгом зумовила необхідність дослідження їх активності у ґрунтах сільськогосподарських угідь дослідних господарств та присадибних ділянок населених пунктів, де проводилися дослідження, встановлення щільності забруднення ґрунтів.

Доступність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr для засвоєння кореневою системою рослин визначається фізико-хімічними формами в яких вони знаходяться у ґрунті. Саме тому нами було визначено вміст фізико-хімічних форм цих радіонуклідів у 0 - 30-ти см шарі ґрунту.

З часом радіонукліди переміщуються углиб ґрунту і стають недоступні для засвоєння кореневої системою рослин. За оцінками фахівців основна частка цих радіонуклідів знаходиться у верхньому шарі ґрунту й лише незначний їх відсоток переміщується углиб ґрунтового профілю на глибину до 100 см. Це зумовило необхідність вивчення розподілу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у 100 см вертикальному профілі ґрунту.

Рис. 2.1. Блок-схема біогенної міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr трофічним ланцюгом

Для оцінки накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в продукції рослинництва було досліджено активність цих радіонуклідів у зерні, коренеплодах, картоплі, овочевих культурах, вегетативній масі рослин, розраховано коефіцієнти переходу їх із ґрунту у продукцію, що дало змогу оцінити інтенсивність та обсяги накопичення цих радіонуклідів. В роботі досліджували такі сільськогосподарські культури, що входять до складу раціонів тварин і людини: кукурудзу, люцерну, конюшину червону, білокачанну капусту, томати, огірки, картоплю, цибулю ріпчасту, кормовий буряк, озиму пшеницю, ячмінь, жито.

Для оцінки накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у продукції тваринництва було досліджено їх активність у молоці, м'язовій та кістковій тканинах бичків на відгодівлі, м'ясі свиней та птиці та розраховано коефіцієнти переходу цих радіонуклідів.

Для оцінки ефективної дози опромінення населення сіл Йосипівка та Тарасівка за результатами дослідження активності ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у продовольчій продукції власного виробництва розраховано обсяги надходження цих радіонуклідів в організм та дози опромінення.

2.3 Методика відбору зразків та проведення досліджень

Експериментальні дослідження включали польові та лабораторні методи дослідження. Польовий метод полягав у відборі зразків у господарствах, а лабораторний - підготовку та дослідження зразків на вміст ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr. Результати досліджень оброблялися статистичним методом з використанням програми Mіcrosoft Excel 2010 (рис. 2.2).

Для виконання поставлених завдань упродовж 2008 - 2010 рр. у дослідних господарствах та присадибних ділянках було відібрано зразки ґрунтів на орних площах сільськогосподарських угідь та присадибних ділянках, зерна, коренеплодів, вегетативної маси, картоплі та інших овочевих культур, що вирощувалися на присадибних ділянках, молока, м'язової та кісткової тканин бичків на відгодівлі, м'яса свинини, та птиці, що забивалася населенням у приватному секторі, гнойової маси великої рогатої худоби.

Дослідження відібраних зразків проводили у лабораторії кафедри безпеки життєдіяльності Білоцерківського НАУ. Активність радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr визначали УСК “Гамма Плюс” з програмним забезпеченням “Прогрес 2000”, згідно з методиками вимірювання. Похибка вимірювань приладом залежно від активності зразків складала 10 - 30 %, при Р = 0,95 [55].

Активність ¹³⁷Cs визначали на сцинтиляційному гамма-спектрометричному тракті УСК “Гамма Плюс” в посудині Марінеллі об'ємом 1л в повітряносухих зразках чи після їх фізичного концентрування [55]. Фізичне концентрування зразків включало обвуглювання висушених зразків при температурі 200 єС та озолювання у муфельній печі при температурі не вище 450 єС.

Молоко випарювали у порцелянових чашках, а потім обвуглювали та озолювали у муфельних печах. Ґрунт розтирали в ступці, просівали, продукцію рослинництва подрібнювали, а для радіохімічного виділення ⁹⁰Sr, наважку ґрунту прожарювали у муфельній печі при температурі 500 єС [82].

Рис. 2.2 Схема виконання досліджень

Активність ⁹⁰Sr визначали після радіохімічного виділення на сцинтиляційному бета-спектрометричному тракті УСК “Гамма Плюс”.

Зразки ґрунту відбирали з поля, городу, перед збиранням врожаю, ґрунтовим буром (d 4,8 см) в п'яти точках за методом “конверту” на глибину 0 - 30 см відповідно до загальноприйнятих методик. Перед відбором зразків дозиметрам СРП-68-01 визначали потужність гама випромінювання [56].

Для вивчення вертикального розподілу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у профілі ґрунту відбирали пошарово 10-ти см зразки ґрунту на глибину до 100 см методом шурфування [82, 86].

Вміст водорозчинної, обмінної, кислоторозчинної та фіксованої форм радіонуклідів визначали послідовно, обробляючи 200 г наважки сухого подрібненого й просіяного ґрунту дистильованою водою, 1 моль/л CH₃COONH₄ та 1 моль/л HСl. Вміст радіонуклідів, що залишилися в твердому залишку наважки ґрунту, відносили до фіксованої форми [2].

Зразки обробляли при співвідношенні маси зразка ґрунту до об'єму рідини 1:5, витримуючи розчини при кімнатній температурі упродовж 24 годин, періодично помішуючи. Рідку фазу відділяли від твердої фільтруванням через паперовий фільтр синя стрічка.

Активність ¹³⁷Cs у фільтраті визначали гамма-спектрометричним методом із сцинтиляційним детектором. Для визначення активності ⁹⁰Sr фільтрат випарювали, озолювали, проводили селективне радіохімічне виділення оксалатним методом. Визначення проводили бета-спектрометричним методом із сцинтиляційним детектором [84, 85, 87].

Зразки продукції рослинництва відбирали на ділянках площею 1х1м за методом «конверту» відповідно до загальноприйнятої методики [82], тобто відбирали спарені зразки “ґрунт-рослина” так, що зразок ґрунту відповідав умовам розташування зони кореневого шару рослин, включених до складу середнього зразка. Зразки кожного виду культур та ґрунту відбирали у фазі продуктивної стиглості рослин. Стебла зрізали на висоті 2 - 3 см від поверхні ґрунту, вегетативну масу відділяли від зернової продукції, коренеплодів [82].

Коефіцієнти переходу (Кп) розраховували як відношення активності радіонукліду в 1 кг маси урожаю продукції рослинництва до щільності забруднення ґрунту

[6].

Для визначення активності ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у молоці тричі на місяць упродовж року відбирали середньодобові зразки молока від усієї партії отриманої продукції. Вміст радіонуклідів у м'ясі яловичини визначали у бичків на відгодівлі, яких періодично забивали у господарстві для потреб громадського харчування.

Питому активність радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ґрунті і зерні розраховували на повітряносуху масу, а у вегетативній масі рослин, грубих та соковитих кормах, молоці, м'язовій і кістковій тканинах, гнойовій масі на натуральну вологість. Результати досліджень оброблялися статистичним методом з використанням програми Mіcrosoft Excel.

Розрахунок річної ефективної дози внутрішнього опромінення проводили відповідно до методики [54] за формулою:

де:

K_{д Cs} і K_{д Sr} - значення дозових коефіцієнтів для ¹³⁷Сs, ⁹⁰Sr відповідно

K_{д Cs} = 1*10^-8Зв/Бк; K_{д Sr} = 3,7*10^-8Зв/Бк;

m_рі - річне споживання і-го продукту харчування;

А_{Cs і}, А_{Sr і} - значення питомої активності ¹³⁷Сs, ⁹⁰Sr у продукті.

Розрахунок річної ефективної дози зовнішнього опромінення проводили за формулою:

; де:

[0,0026] = мЗв/рік/(кБк/кв.м) - конверсійний коефіцієнт;

S - щільність забруднення території населеного пункту ¹³⁷Сs.

Розділ ІІІ. Оцінка радіоекологічного стану ґрунтів

Проживання населення та ведення аграрного виробництва на постраждалих внаслідок Чорнобильської катастрофи територіях зумовлює необхідність проведення постійного моніторингу радіаційної ситуації, з'ясування процесів й закономірностей міграції радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr трофічними ланцюгами агроекосистем та оцінки дозового навантаження населення, що проживає на радіоактивно забруднених територіях.

Для з'ясування радіаційної ситуації, стану міграції ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних господарств та присадибних ділянках лісостепової зони південної частини Київської області було проведено оцінку радіоекологічного стану ґрунтів, встановлено обсяги накопичення цих радіонуклідів у продукції рослинництва, молоці, яловичині, гнойовій масі приватних сільськогосподарських підприємств ТОВ «Надія», АФ «Узинська» та на присадибних ділянках сіл Йосипівка і Тарасівка Білоцерківського району Київської області.

На радіоактивно забруднених територіях ґрунти сільськогосподарських угідь стали акумулятором ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr й джерелом надходження цих радіонуклідів у продукцію рослинництва. Відомо, що інтенсивність накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr залежить від типу та агрохімічних властивостей ґрунту, щільності його забруднення цими радіонуклідами та вмісту їх обмінних форм. Рівень радіоактивного забруднення сільськогосподарських угідь ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr з часом поступово знижується за рахунок процесу їх фізичного розпаду, перемішування в товщі шару ґрунту та міграції вглиб ґрунтового профілю [37, 43], що й зумовило необхідність вивчення радіоекологічного стану ґрунтів.

3.1 Активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ґрунтах ТОВ «Надія» с. Йосипівка

Площа сільськогосподарських угідь господарства складає 1370 га, які поділені на 10 полів польової сівозміни (1285 га) та 4 поля кормової сівозміни (84,6 га). Згідно даних еколого-агрохімічної паспортів полів, ґрунти орних площ сільськогосподарських угідь господарства складають чорноземи типові легко- й середньосуглинкові з середнім вмістом гумусу (3,1 - 3,7 %), нейтральною реакцією середовища водної витяжки (6,53 - 7,62), щільністю ґрунту 1,18 - 1,25 г/см³, середнім вмістом обмінного калію (82 - 120 мг/кг) та кальцію (15 - 20 мг-екв/100 г) [41].

Територію с. Йосипівка, де розташовані угіддя господарства, згідно Постанови Кабінету Міністрів України від 23.08.91., № 106 «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» віднесено до зони гарантованого добровільного відселення (ІІІ зона).

Для оцінки сучасного стану радіоактивного забруднення орних площ сільськогосподарських угідь господарства за результатами дослідження активності ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у верхньому 0 - 30 см шарі ґрунту (додатки А і Б) було розраховано щільність забруднення полів (табл. 3.1 і 3.2).

Дані таблиці 3.1 показують, що рівень забруднення ґрунтів господарства ¹³⁷Cs складає від 104,2 до 396,5 кБк/м². Відмічаються окремі ділянки (3 і 4 поля польової та 2, 3 і 4 поля кормової сівозмін), де рівні забруднення складають понад 320 кБк/м². В середньому по господарству рівень забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs становить 213 ± 105 кБк/м². На 40 % площ угідь щільність забруднення ¹³⁷Cs становить понад 185 кБк/м², половина з яких забруднена із щільністю понад 320 кБк/м². Тому за рівнем забруднення ¹³⁷Cs територія на якій знаходяться угіддя господарства й на теперішній час, згідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» [50] належить до зони добровільного гарантованого відселення (ІІІ зона).

Таблиця 3.1 Щільність забруднення ¹³⁷Cs ґрунтів ТОВ «Надія» (с. Йосипівка), кБк/м², M m, n = 5

№ поля	Площа, га	mіn	max	середнє
Польова сівозміна
1а	50,8	92,8	116,8	104,6 ± 12,6
1б	50,6	94,6	118,7	106,5 ± 11,8
1в	50,7	88,3	121,9	108,2 ± 16,8
2	94,4	114,1	154,4	148,3 ± 21,1
3	72,8	300,2	350,5	326,7 ± 25,2
4	147	356,8	383,8	377,2 ± 13,8
5а	50,2	172,3	188,4	178,6 ± 12,1
5б	84,1	164,5	192,1	172,3 ± 14,1
6	127,6	204,9	267,3	222,7 ± 31,7
7	163,2	132,6	157,6	149,1 ± 12,6
8	163,3	94,1	119,8	104,2 ± 12,9
9	94,4	174,2	200,4	182,3 ± 13,3
10а	36,3	172,3	198,2	186,1 ± 18,6
10б	100	162,5	208,4	197,2 ± 23,5
Кормова сівозміна
1	23,7	123,4	150,0	138,3 ± 13,3
2	23	330,9	395,7	368,3 ± 32,5
3	18,4	343,9	408,8	378,6 ± 32,5
4	19,5	362,3	416,3	396,5 ± 27,2

З даних таблиці 3.2 видно, що рівень забруднення угідь господарства ⁹⁰Sr складає від 9,4 до 36,2 кБк/м². На окремих ділянках (3 і 4 поля польової та 2, 3 і 4 поля кормової сівозмін) рівні забруднення ґрунтів ⁹⁰Sr високі й складають понад 30 кБк/м². В середньому ж щільність забруднення ґрунтів становить 19,9 ± 9,2 кБк/м². Це свідчить про те, що й за щільністю забруднення ґрунтів ⁹⁰Sr, територія на якій розташовані угіддя господарства згідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» й на теперішній час належать до зони гарантованого добровільного відселення (ІІІ зона).

Таблиця 3.2 Щільність забруднення ⁹⁰Sr ґрунтів ТОВ «Надія» (с. Йосипівка), кБк/м², M m, n = 5

№ поля	Площа, га	mіn	max	середнє
Польова сівозміна
1а	50,8	10,3	13,2	11,4 ± 0,8
1б	50,6	10,1	11,8	10,8 ± 0,7
1в	50,7	9,8	12,9	11,1 ± 0,9
2	94,4	10,5	17,2	13,9 ± 3,4
3	72,8	32,4	31,9	32,2 ± 0,3
4	147	32,7	35,8	34,6 ±1,2
5а	50,2	16,7	18,8	17,8 ± 0,8
5б	84,1	16,5	18,2	17,6 ± 0,9
6	127,6	17,1	22,3	19,7 ± 2,6
7	163,2	13,3	17,5	15,2 ± 2,7
8	163,3	8,7	10,0	9,4 ± 0,7
9	94,4	15,8	17,6	16,7 ± 0,9
10а	36,3	15,2	17,6	16,8 ± 1,1
10б	100	14,5	18,4	16,0 ± 2,5
Кормова сівозміна
1	23,7	13,1	14,7	13,8 ± 0,8
2	23	30,1	35,1	32,6 ± 1,5
3	18,4	30,7	36,7	33,4 ± 2,7
4	19,5	32,1	38,2	36,2 ± 4,1

Аналіз даних таблиць 3.1 і 3.2 показав, що радіонукліди ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr по площі угідь господарства розподілені нерівномірно, мінімальні та максимальні рівні забруднення в середньому коливають в чотири рази. Основний внесок у забруднення угідь, близько 90 % припадає на ¹³⁷Cs. Співвідношення між щільністю забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr складає від 9,2/1 до 12,3/1, а в середньому - 10,6/1.

Дослідження вмісту ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у 0 - 30 см шарах ґрунту на полях та узбіччях біля доріг і лісосмуг показали, що активність цих радіонуклідів на узбіччях в 1,2 - 1,5 рази вища ніж на ріллі (рис. 3.1, і 3.2).



Рис. 3.1. - Активність ¹³⁷Cs на ріллі та узбіччях полів ТОВ «Надія»

Це пояснюється тим, що на орних площах угідь ґрунт постійно перемішується і радіонукліди ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr розподіляються в орному та підорному шарах ґрунту, що призводить до зниження їх концентрації.

Рис. 3.2. - Активність ⁹⁰Sr на ріллі та узбіччях полів ТОВ «Надія»

Згідно даних радіологічних обстежень, проведених у 1986 - 1991 рр. на площі 1333 га (97,3 %) полів господарства щільність забруднення ¹³⁷Cs складала від 185 до 555 кБк/м², а на 37 га площі (2,7 %) рівні забруднення ¹³⁷Cs були понад 555 кБк/м² і ця ділянка була вилучена із землекористування [41]. Результати наших досліджень показали, що на теперішній час рівні забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr знизилися на половину, але й зараз вони залишаються високими.

Потрапляючи у ґрунт, ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr включаються у процеси обміну між ґрунтово-поглинальним комплексом та ґрунтовим розчином. У ґрунті вони знаходяться у водорозчинній, обмінній, кислоторозчинній та фіксованій формах. Інтенсивність накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr рослинами та їх міграції по вертикальному ґрунтовому профілю залежить як від типу ґрунту та його фізико-хімічних властивостей (вмісту гумусу, макро- і мікроелементів, кислотності) так і від фізико-хімічних форм в яких ці радіонукліди знаходяться у ґрунті [1, 37, 43, 105, 134].

Дослідження вмісту фізико-хімічних форм ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у 0 - 30-ти см шарі ґрунту орних площ угідь господарства показали, що ¹³⁷Cs знаходиться в основному в фіксованій формі (майже 96 %), а ⁹⁰Sr у фіксованій формі лише близько 11 % (табл. 3.3).

Таблиця 3.3 Вміст фізико-хімічних форм ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у верхньому 0-30-ти см шарі ґрунтів ТОВ «Надія», %, M m, n = 5

Радіонуклід	Форми вмісту радіонуклідів, % від загального вмісту
	водорозчинна	обмінна	кислото-розчинна	фіксована

Страница:

•  1 
•  2 
•  3 
•  4 
•  5 

диссертация "Оцінка міграції цезію і стронцію на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних господарств та присадибних ділянок південної частини Київської області" скачать

Подобные документы

• Екологічний мониторінг Київської області

  Кліматичні особливості і рельєф Київської області. Стан атмосферного повітря, його якість в населених пунктах. Використання водних ресурсів, оцінка якості вод. Лісові ресурси. Якість ґрунтів сільськогосподарського призначення. Накопичення відходів.
  
  реферат [83,2 K], добавлен 12.02.2012
  

• Особливості правового режиму зон, встановлених на радіоактивно забруднених територіях

  Радіоактивне забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи. Величини перевищення природного доаварійного рівня накопичення радіонуклідів у навколишньому середовищі. Управління зоною безумовного (обов’язкового) відселення. Оцінка радіаційної обстановки.
  
  реферат [20,5 K], добавлен 24.01.2009
  

• Екологічна оцінка стану водних ресурсів басейну річки Устя Рівненської області

  Екологічна оцінка природних умов басейну річки Устя. Фізико-географічна характеристика басейну. Кліматичні умови. Характеристика грунтового покриву в басейні річки Устя. Гідрологічні характеристики річки. Рекомендації по покращенню екологічного стану.
  
  курсовая работа [42,8 K], добавлен 27.09.2008
  

• Екологічна оцінка якості річкових вод басейну Західного Бугу в межах Львівської області

  Оцінка сучасного стану управління водними ресурсами басейну Західного Бугу в межах Львівської області. Визначення впливу антропогенних факторів на екологічний стан басейну. Рекомендації щодо оптимізації екологічного моніторингу в басейні р. Західний Буг.
  
  дипломная работа [415,1 K], добавлен 13.05.2015
  

• Екологічна ситуація в Полтавській області

  Стан навколишнього природного середовища у Полтавській області. Причини зменшення вмісту гумусу в ґрунтах області. Руйнування берегів Кременчуцького водосховища внаслідок водної абразії як головне проблемне питання в області. Класи шкідливих речовин.
  
  реферат [16,7 K], добавлен 07.12.2009
  

• Оцінка стану поверхневих водоносних горизонтів у Полтавській області

  Водозабезпеченість Полтавської області, проблема скидання підприємствами забруднюючих речовин у водні об’єкти та очистки стічних вод. Гідробіологічна, мікробіологічна та радіаційна оцінка якості вод, стан гідробіоценозу водосховища на річці Дніпро.
  
  доклад [763,8 K], добавлен 03.07.2015
  

• Екологічний стан міста Біла Церква і Білоцерківського району Київської області

  Характеристика відділу екологічної інспекції в Білій Церкві. Оцінка стану водойм і атмосферного повітря. Охорона природних ресурсів. Утилізація промислових і побутових відходів. Аналіз негативного впливу автозаправочних станцій району на довкілля.
  
  курсовая работа [42,5 K], добавлен 19.10.2010
  

• Оцінка екологічної безпеки території Харківської області та виявлення факторів ризику

  Фізико-географічні умови розташування Харківської області. Господарсько-виробничого комплекс регіону. Потенційні екологічні небезпеки регіону. Прогнозовані наслідки викидів небезпечних речовин. Оцінка екобезпеки за допомогою розрахунку балансу кисню.
  
  курсовая работа [912,4 K], добавлен 03.06.2010
  

• Водогосподарсько-екологічна оцінка басейну р. Турія

  Географічні, кліматичні та гідрологічні умови, рельєф, геологічна будова території. Використання земельних та водних ресурсів. Стан атмосферного повітря в басейні ріки. Екологічна оцінка стану гідрографічної мережі р. Турія. Оцінка якості річної води.
  
  дипломная работа [2,7 M], добавлен 23.05.2019
  

• Стан та перспектики екологічної конверсії промислових і сільськогосподарських підприємств Чернігівської області

  Характеристика природно-кліматичних, територіальних умов Чернігівської області. Екологічна ситуація та ресурсний потенціал. Структура та економіко-екологічний стан промислового і аграрного виробництв. Стан техногенного навантаження на довкілля області.
  
  дипломная работа [1,3 M], добавлен 16.09.2010
  

Другие документы, подобные "Оцінка міграції цезію і стронцію на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних господарств та присадибних ділянок південної частини Київської області"

• главная
• рубрики
• по алфавиту
• вернуться в начало страницы
• вернуться к началу текста
• вернуться к подобным работам