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

 

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)- цезій- стронцій

КП - коефіцієнт переходу

КН - коефіцієнт накопичення

г - грам

кг - кілограм

га - гектар

% - відсоток

М - середнє арифметичне- похибка середнього арифметичногоіn - мінімальне - максимальне

ДР - допустимі рівні

ГДК - гранично допустима концентрація

Вступ


Актуальність теми. Масштаб Чорнобильської катастрофи, найтяжчої за всю історію людства техногенної катастрофи, добре відомий як вченим, так і політикам всього світу. В навколишнє середовище надійшло близько 3 % штучних радіонуклідів, які на момент катастрофи були накопичені в реакторі четвертого енергоблоку Чорнобильської АЕС. Аварія призвела до забруднення більше 145 тис км2 території України, Республіки Білорусь та Російської Федерації, де забруднення 137Cs перевищувало 37 кБк/м2. Внаслідок Чорнобильської катастрофи постраждало близько пяти мільйонів людей, забруднено близько пяти тисяч населених пунктів Республіки Білорусь, України та Російської Федерації.

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 обєктів 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, зясування 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 обєктах 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.

Звязок 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:

Øдослідити 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;

Øдослідити 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;

Øдослідити активність 137Cs і 90Sr у молоці, яловичині, свинині, мясі 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;

Øвстановити 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;

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

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

Øрозробити пропозиції щодо виробництва продукції на радіоактивно забруднених сільськогосподарських угіддях.

Обєктом 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, мясі птиці гнойовій масі, коефіцієнти накопичення та переходу цих радіонуклідів та річні ефективні дози опромінення сільського населення.

Методи дослідження:

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

Øгамма-спектрометричний з використанням програмного забезпечення Прогрес 2000 - визначення активності 137Cs;

Øрадіохімічний та бета-спектрометричний з використанням програмного забезпечення Прогрес 2000 - виділення й визначення активності 90Sr;

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

Øрозрахунковий - 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 компютерного 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

КраїнаЩільність забруднення, Кі/км2Всього5-155-40понад 40Росія45423536725Україна235,57468377,5Білорусь720,2406221325Всього1409,77153252449,7

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 розвязання 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 звязана 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, крупяних, зернобобових, плодових культур, мяса, 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 відємний 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 обєми 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 барєри. У чорноземах, що домінують у дослідженому регіоні, провідним адсорбуючим барєром 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 звязуватися 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, мясі, 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 (КП) 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



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 (рНН2О) 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 пять 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 мязи 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:

=CM:Q,


де:

С - концентрація нукліда, Бк/кг,

М - маса органу, кг; - 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 мязової 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 мязовій 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 %, мязової 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 мязової 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 здоровя 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 звязує 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 % мяса, 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/м2 137Сs 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, зясувати 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 обєктах навколишнього середовища, а також мінімізувати їх рух в обєктах 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 повязані 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-мясного 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, зясування 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.


.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 Обєкт та методика досліджень


Обєктом 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, мязовій та кістковій тканинах бичків на відгодівлі, мясі 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, мязової та кісткової тканин бичків на відгодівлі, мяса 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 обємом 1л в повітряносухих зразках чи після їх фізичного концентрування [55]. Фізичне концентрування зразків включало обвуглювання висушених зразків при температурі 200 ºС та озолювання у муфельній печі при температурі не вище 450 ºС.

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 ºС [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 пяти 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 обєму 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 мясі 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, мязовій 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:

д Cs і Kд Sr - значення дозових коефіцієнтів для 137Сs, 90Sr відповіднод Cs = 110-8Зв/Бк; Kд Sr = 3,710-8Зв/Бк;рі - річне споживання і-го продукту харчування;

АCs і, АSr 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;- 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, зясування процесів й закономірностей міграції радіонуклідів 137Cs і 90Sr трофічними ланцюгами агроекосистем та оцінки дозового навантаження населення, що проживає на радіоактивно забруднених територіях.

Для зясування 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

№ поляПлоща, гаmіnmaxсереднєПольова сівозміна1а50,892,8116,8104,6 ± 12,61б50,694,6118,7106,5 ± 11,81в50,788,3121,9108,2 ± 16,8294,4114,1154,4148,3 ± 21,1372,8300,2350,5326,7 ± 25,24147356,8383,8377,2 ± 13,85а50,2172,3188,4178,6 ± 12,15б84,1164,5192,1172,3 ± 14,16127,6204,9267,3222,7 ± 31,77163,2132,6157,6149,1 ± 12,68163,394,1119,8104,2 ± 12,9994,4174,2200,4182,3 ± 13,310а36,3172,3198,2186,1 ± 18,610б100162,5208,4197,2 ± 23,5Кормова сівозміна123,7123,4150,0138,3 ± 13,3223330,9395,7368,3 ± 32,5318,4343,9408,8378,6 ± 32,5419,5362,3416,3396,5 ± 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

№ поляПлоща, гаmіnmaxсереднєПольова сівозміна1а50,810,313,211,4 ± 0,81б50,610,111,810,8 ± 0,71в50,79,812,911,1 ± 0,9294,410,517,213,9 ± 3,4372,832,431,932,2 ± 0,3414732,735,834,6 ±1,25а50,216,718,817,8 ± 0,85б84,116,518,217,6 ± 0,96127,617,122,319,7 ± 2,67163,213,317,515,2 ± 2,78163,38,710,09,4 ± 0,7994,415,817,616,7 ± 0,910а36,315,217,616,8 ± 1,110б10014,518,416,0 ± 2,5Кормова сівозміна123,713,114,713,8 ± 0,822330,135,132,6 ± 1,5318,430,736,733,4 ± 2,7419,532,138,236,2 ± 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

РадіонуклідФорми вмісту радіонуклідів, % від загального вмістуводорозчиннаобміннакислото-розчиннафіксована137Cs0,17 ± 0,021,45 ± 0,142,09 ± 0,2595,76 ± 9,5390Sr1,79 ± 0,1543,53 ± 5,7344,31 ± 4,8511,09 ± 1,18

Це пояснюється здатність цезію до необмінної фіксації кристалічною решіткою глинистих мінералів ґрунту на відміну від стронцію, якому властива обмінна фіксація. Тому в обмінній формі знаходиться 43,53 % 90Sr та лише 1,45 % 137Cs. Отже 90Sr більш інтенсивніше включається в міграційні процеси ніж 137Cs.

Отримані результати досліджень підтверджуються і літературними даними, які свідчать, що цезій має здатність міцно фіксуватися у кристалічній решітці глинистих мінералів ґрунту й ставати недоступним для засвоєння кореневою системою рослин, а стронцій перебуває в основному у мобільних формах. Якщо на кислих дерново-підзолистих ґрунтах 90Sr на 80 - 90 % перейшов у обмінну форму, то на нейтральних частка обмінної форми становить 30 - 60 % і з часом буде збільшуватися. На чорноземах у верхньому шарі ґрунту 85 - 98 % 137Cs та 11 % 90Sr знаходяться у фіксованому стані, а у обмінних формах перебуває до 55 % 90Sr та 1,1 % 137Cs. У водорозчинних формах знаходиться до 0,2 % 137Cs та до 3 % 90Sr [1, 117, 122, 157, 161].

З часом 137Cs і 90Sr поступово переміщуються углиб ґрунтового профілю й стають недоступними для засвоєння кореневою системою рослин. За літературними даними радіонукліди 137Cs і 90Sr перемістилися на деяких типах ґрунтів на глибину до 100 см [122, 129].

Для оцінки інтенсивності вертикальної міграції 137Cs і 90Sr, за результатами дослідження активності 137Cs і 90Sr у 10-ти см шарах на глибину 100 см (додаток В) було розраховано розподіл цих радіонуклідів по вертикальному ґрунтовому профілю (табл. 3.4).

З даних таблиці 3.4 видно, що на орних площах угідь господарства 94,7 % 137Cs і 76,7 % 90Sr сконцентровано у верхньому 0 - 30-ти сантиметровому шарі ґрунту, які майже рівномірно розподілені по всьому шару. Це пояснюється тим, що на орних площах під час оранки на глибину 20 - 30 см ґрунт постійно перевертається і перемішується, тому радіонукліди 137Cs і 90Sr розподіляються рівномірно по всьому шару.


Таблиця 3.4 Розподіл 137Cs і 90Sr у вертикальному ґрунтовому профілі сільськогоспо-дарських угідь ТОВ «Надія», %, М±m, n = 5

Шар ґрунтового профілю, см137Cs90Srрілляузбіччярілляузбіччя0 - 1034,48 ± 6,990,13 ± 18,028,6±5,768,9 ±13,7810 - 2030,67 ± 6,17,77 ± 1,525,2±5,019,6±3,9220 - 3029,55 ± 5,92,5 ± 0,522,9±4,67,8±1,5630 - 405,17 ± 1,00,18 ± 0,03614,2±2,83,7±0,7440 - 500,2 ± 0,04- 6,0±1,2 -50 - 60- ?- 3,1±0,6 -60 - 70- - - -70 - 80 - - - -80 - 90 - - - -90 - 100 ----Примітка: -? активність 137Cs і 90Sr була нижче МДА приладу


На відміну від ріллі, на узбіччях понад дорогами та біля лісосмуг 90,13 % 137Cs і 68,9 % 90Sr знаходиться у 0 - 10 см шарі ґрунту. На ріллі 137Cs проник на глибину до 60 см, а на узбіччях - до 50 см, а 90Sr - на ріллі на глибину до 70 см та на узбіччях до 50 см. Це свідчить про те, що інтенсивність вертикальної міграції радіонуклідів стронцію вища ніж цезію, тому, що майже половина стронцію знаходиться у ґрунті в обмінній формі, а цезій майже весь знаходиться у фіксованій формі.

Як уже згадувалося вище, ґрунти господарства складають глибокі чорноземи типові легко- та середньосуглинкові з середнім умістом гумусу, які мають здатність міцно фіксувати радіонукліди 137Cs і 90Sr, і це знижує інтенсивність проникнення їх углиб вертикального ґрунтового профілю. При цьому на орних землях радіонукліди 137Cs і 90Sr постійно перемішуються під час обробітку ґрунту в межах орного шару, що також затримує їх вертикальну міграцію по ґрунтовому профілю.


3.2 Забруднення 137Cs і 90Sr присадибних ділянок с. Йосипівка


Площа населеного пункту становить 224 га, 188 дворів, проживає 205 жителів, село розташоване за 45 км від районного центру, міста Біла Церква. Як уже згадувалося вище, село Йосипівка Постановою 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) [50].

Згідно даних карт радіоактивного забруднення станом на 01.01.1998р. середня щільність забруднення території населеного пункту 137Cs складала 329 кБк/м2 і 90Sr - 42,8 кБк/м2 [46, 100].

Для оцінки сучасного стану радіоактивного забруднення території населеного пункту, за результатами дослідження активності 137Cs і 90Sr у 0 - 30 см шарі ґрунту 12 присадибних ділянок було розраховано щільність їх забруднення цими радіонуклідами (табл. 3.5).


Таблиця 3.5 Щільність забруднення ґрунтів присадибних ділянок с. Йосипівка, кБк/м2 M ± m, n = 5

№ ділянкиПлоща, гаЩільність забруднення137Cs90Sr10,40280,8±8,232,6±0,920,38297,4±12,534,7±0,830,37360,8±18,337,2±1,240,42380,7±14,138,2±0,850,41320,4±12,636,3±1,160,38290,7±11,332,6,1±0,770,39273,7±12,831,3±0,780,40256,4±13,231,8±0,890,32223,7±11,428,7±0,7100,40210,8±12,924,2±0,5110,40230,6±15,326,8±0,8120,39206,4±17,125,9±0,7Середнє0,39±01277,7±56,031,8±5,4

З даних таблиці 3.5 видно, що рівні забруднення присадибних ділянок високі. Щільність забруднення ґрунтів 137Cs складає від 206,4 до 380,7 кБк/м2, а 90Sr - від 24,2 до 38,2 кБк/м2. В середньому рівень забруднення присадибних ділянок 137Cs складає 277,7 кБк/м2 та 90Sr - 31,8 кБк/м2. Це свідчить про те, що за рівнями забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr відповідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» територія населеного пункту й на теперішній час належить до зони добровільного гарантованого відселення (ІІІ зона). Рівень забруднення 137Cs у 140, а 90Sr - 16 разів вищий порівняно з доаварійними фоновими рівнями забруднення, спричиненими глобальними радіоактивними випадіннями (2 кБк/м2).


3.3 Активність 137Cs і 90Sr у ґрунтах АФ «Узинська» с. Тарасівка


Площа сільськогосподарських угідь відділку в селі Тарасівка становить 1364,6 га, які складаються із 10 полів польової сівозміни (1194,7 га) та 7 полів кормової сівозміни (170 га). Аналіз даних еколого-агрохімічних паспортів полів показав, що ґрунти орних площ угідь господарства складають чорноземи типові легко- й середньосуглинкові з середнім вмістом гумусу (3,2 - 3,6 %), нейтральною реакцією середовища водної витяжки (6,80 - 7,72), щільністю ґрунту 1,18 - 1,25 г/см3, середнім вмістом обмінного калію (82 - 120 мг/кг) та кальцію (15 - 20 мг-екв/100 г) [42].

Для оцінки рівня радіоактивного забруднення полів відділку на основі результатів дослідження активності 137Cs і 90Sr у зразках ґрунтів (додатки Г і Д) розраховано щільність забруднення полів цими радіонуклідами (табл. 3.6).

З даних таблиці 3.6 видно, що щільність забруднення полів відділку 137Cs складає від 18,9 до 84,4 кБк/м2 і 90Sr - від 2,5 до 7,4 кБк/м2. В середньому ж щільність забруднення полів 137Cs становить 55,8±18,1 кБк/м2 та 90Sr - 5,8±1,1 кБк/м2. Різниця між мінімальним та максимальним значеннями щільності забруднення полів 137Cs складає 4 та 90Sr - 3 рази, а в межах одного поля щільність забруднення коливається в середньому в 1,2 рази. Забруднення угідь відділку нерівномірне, відмічаються поля, де рівні забруднення в 2 - 3 рази вищі ніж на інших полях. 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.

Таблиця 3.6 Щільність забруднення 137Cs і 90Sr ґрунтів сільськогосподарських угідь АФ «Узинська» (відділок с. Тарасівка), кБк/м2, M ± m, n = 5

№ поляПлоща поля, га137Cs90SrmіnmaxсереднєmіnmaxсереднєПольова сівозміна1120,432,338,135,9±4,15,25,85,5±0,422120,916,822,818,9±4,242,32,62,5±0,213120,434,540,238,1±4,034,74,94,9±0,144119,637,946,243,3±5,875,46,36±0,64572,340,145,241,8±3,64,85,25±0,286а5055,26358,1±5,515,86,66,2±0,566б90,755,26358,1±5,515,86,66,2±0,567117,556,864,259,6±5,235,76,25,9±0,358130,952,962,655,9±6,855,96,76,6±0,56912644,356,452,5±8,554,95,55,3±0,4210125,976,587,582,5±7,7757,16,6±1,48Кормова сівозміна12546,852,850,3±4,245,25,75,5±0,3522556,766,460,7±6,8556,35,6±0,9132533,442,338,9±6,294,65,35,1±0,49424,277,490,484,4±9,196,67,97,4±0,91524,375,989,582,5±9,616,87,87,2±0,7624,266,378,774,4±8,7666,86,6±0,56722,361,27769,9±11,175,86,46,1±0,42

На 82 % площі угідь забруднення ґрунтів 137Cs складає понад 37 кБк/м2 та на 52 % рівень забруднення 90Sr становить понад 5,5 кБк/м2. Таким чином за рівнем забруднення ґрунтів 137Cs відповідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» територію зони розташування угідь відділку й на теперішній час можна віднести до зони посиленого радіоекологічного контролю (ІV зона), а за рівнем забруднення 90Sr - зони добровільного гарантованого відселення (ІІІ зона).

Дослідження активності 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. 3.3, і 3.4).


Рис. 3.3. - Активність 137Cs на ріллі та узбіччях полів АФ «Узинська»


Як уже згадувалося вище, це пояснюється тим, що на орних площах угідь ґрунт під час обробітку ґрунт постійно перемішується і радіонукліди 137Cs та 90Sr розподіляються в орному та підорному шарах ґрунту, що призводить до зниження їх концентрації, порівняно з ділянками, які не переорюються.

Рис. 3.4. - Активність 90Sr на ріллі та узбіччях полів АФ «Узинська»


Для оцінки інтенсивності вертикальної міграції 137Cs і 90Sr, за результатами дослідження активності 137Cs і 90Sr у 10-ти см шарах на глибину 100 см (додаток Е) було розраховано розподіл цих радіонуклідів по вертикальному ґрунтовому профілю (табл. 3.7).

З даних таблиці 3.7 видно, що на орних площах угідь господарства 94,1 % 137Cs і 78,8 % 90Sr сконцентровано у верхньому 0 - 30-ти санти-метровому шарі ґрунту, які майже рівномірно розподілені по всьому шару. Як уже згадувалося вище, це зумовлено постійним перевертанням і перемішування під час оранки цього шару ґрунту, тому 137Cs і 90Sr рівномірно розподіляються по всьому орному шару.

На узбіччях понад дорогами, біля лісосмуг, на відміну від ріллі, біля 90 % 137Cs і 72 % 90Sr знаходиться у 0 - 10 см шарі ґрунту. На ріллі 137Cs проник на глибину до 60 см, а на узбіччях - до 50 см, а 90Sr - на ріллі на глибину до 70 см та на узбіччях до 50 см.

Таблиця 3.7 Розподіл 137Cs і 90Sr у вертикальному ґрунтовому профілі сільськогоспо-дарських угідь АФ «Узинська», %, М±m, n = 5

Шар ґрунтового профілю, см137Cs90SrРілляузбіччярілляузбіччя0 - 1034,38 ± 5,989,13 ± 16,029,1±5,271,6 ±12,310 - 2031,17 ± 6,88,43 ± 1,126,2±5,018,1±3,2220 - 3028,55 ± 4,92,3 ± 0,423,5±4,67,1±1,2630 - 405,7 ± 0,90,14 ± 0,02813,2±2,23,2±0,6440 - 500,2 ± 0,03- 6,2±1,2 -50 - 60- ?- 1,8±0,3 -60 - 70- - - -70 - 80 - - - -80 - 90 - - - -90 - 100 ----Примітка: -? активність 137Cs і 90Sr була нижче МДА приладу


Це показує що інтенсивність вертикальної міграції радіонуклідів стронцію вища ніж цезію, тому, що майже половина стронцію знаходиться у ґрунті в обмінній формі, а цезій майже весь знаходиться у фіксованій формі.


3.4 Забруднення 137Cs і 90Sr присадибних ділянок с. Тарасівка


Площа населеного пункту складає 152,7 га, 319 дворів, проживає 790 жителів, село розташоване за 30 км від районного центру, міста Біла Церква. Постановою Кабінету Міністрів України від 23.08.91., № 106 «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» село Тарасівка віднесено до зони посиленого добровільного відселення (ІV зона) [131]. Згідно даних карт радіоактивного забруднення середня щільність забруднення території населеного пункту 137Cs станом на 01.01.1998р. складала 218 кБк/м2, а 90Sr - 36,3 кБк/м2 [100, 131].

Для оцінки рівня забруднення присадибних ділянок населеного пункту за результатами дослідження активності 137Cs і 90Sr у 0 - 30 см шарі ґрунту (додаток Ж) було розраховано щільність їх забруднення (табл. 3.8).


Таблиця 3.8 Щільність забруднення присадибних ділянок с. Тарасівка, кБк/м2 M ± m, n = 5

№ ділянкиПлоща, гаЩільність забруднення137Cs90Sr10,4193,6±7,421,5±2,720,42116,0±10,615,2±3,330,40136,5±11,617,5±2,640,42115,4±9,519,3±2,350,38105,5±8,516,8±3,160,45118,4±9,819,7±2,370,44113,7±9,318,2±2,280,36112,8±10,216,4±2,790,4170,6±6,812,8±2,0100,3957,5±4,710,5±1,6середнє0,40104,2±23,716,8±3,4

З даних таблиці 3.8 видно, що рівень забруднення ґрунтів 137Cs складає від 57,5 до 136,5 кБк/м2 та 90Sr - від 10,5 до 19,7 кБк/м2. В середньому щільність забруднення присадибних ділянок населеного пункту 137Cs становить 104,0±23,7 кБк/м2 та 90Sr - 16,0±3,4 кБк/м2. Це свідчить про те, що за рівнями забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr відповідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» територія населеного пункту й на теперішній час належить до зони посиленого радіоекологічного контролю (ІV зона).

З результатів досліджень видно, що забруднення території населеного пункту нерівномірне, рівні забруднення ґрунтів 137Cs коливаються в 2,4, а 90Sr - в 1,9 разів. Активність 137Cs у ґрунтах у 5,4 - 7 разів вища, ніж 90Sr, а в середньому - у 6,2 рази.

Рівні забруднення території населеного пункту 137Cs на теперішній час в середньому у 52, а 90Sr - у 8,4 рази вищі за фоновий рівень забруднення, що був до аварії на Чорнобильській АЕС внаслідок глобальних радіоактивних випадінь спричинених випробуванням ядерної зброї (2 кБк/м2).


.5 Вплив гнойової маси на забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr


Гнойова маса є цінним органічним добривом для ґрунтів, джерелом поповнення гумусу, азоту, фосфору, калію тощо. Літературні джерела свідчать, що отримана на радіоактивно забруднених територіях гнойова маса є джерелом вторинного забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr, що зумовлює необхідність оцінки вмісту в ній цих радіонуклідів при використанні її на умовно чистих територіях, або закритому ґрунті.

Для оцінки впливу внесення гнойової маси у ґрунти на вміст у них радіонуклідів 137Cs і 90Sr було досліджено активність цих радіонуклідів у 0 - 30 см шарі ґрунту після внесення з розрахунку 12, 20, 40 тонн напівзіпрілого гною на 1га (табл. 3.9, 3.10, 3.11). Рівень забруднення ґрунтів до внесення гнойової біомаси складав 137Cs складає від 19,8 до 27,1 та 90Sr від 1,13 до 2,57 кБк/м2..


Таблиця 3.9 Вплив гною, отриманого на радіоактивно забруднених територіях, на рівень забруднення ґрунтів умовно чистих територій при внесенні 12 т/га

РадіонуклідВміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення кБк/м2Вноситься з гноєм, кБк/м2 Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк/м2Додається з гноєм у ґрунти, %137Cs11,90,100812,0+ 0,8490Sr1,130,18121,28+ 13,27

За розрахунками фахівців орієнтовними оптимальними нормами внесення напівзіпрілого підстилкового гною в зоні лісостепу для типових чорноземів під паро - зернову - травяну сівозміну є не менш ніж 12 т/га [122, 150].

З даних таблиці 3.9 видно, що внесення 12 т гною на 1 га залежно від рівня забруднення ґрунтів різних площ угідь буде збільшувати вміст 137Cs від 0,84 % та 90Sr - 13,27 %. З табл. 3.10 видно що внесення з гною в ґрунт буде додаватися 0,95 % 137Cs та 17,90 % 90Sr.


Таблиця 3.10 Вплив гною, отриманого на радіоактивно забруднених територіях, на рівень забруднення ґрунтів умовно чистих територій при внесенні 20 т/га

РадіонуклідВміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення гною кБк?м2Вноситься з гноєм, кБк?м2 Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк?м2Додається з гноєм у ґрунти, %137Cs19,80,16619,9+ 0,9590Sr1,620,3021,91+ 17,90

З даних таблиці 3.11 видно,що при внесенні у ґрунт 40 т гною, що рекомендується під цукрові буряки, кукурудзу на зелену масу, вміст 137Cs в ґрунті на умовно чистих територіях буде збільшуватися на 1,10 % та 90Sr - на 20,62 %.


Таблиця 3.11 Вплив гною, отриманого на радіоактивно забруднених територіях, на рівень забруднення ґрунтів умовно чистих територій при внесенні 40 т/га

РадіонуклідВміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення кБк?м2Вноситься з гноєм, кБк?м2 Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк?м2Додається з гноєм у ґрунти, %137Cs27,10,37227,4+ 1,1090Sr2,570,6723,10+20,62З даних таблиці 3.12 видно, що внесення 60 т гною на 1 га залежно від рівня забруднення ґрунтів різних площ угідь буде збільшувати вміст 137Cs від 2,05 % та 90Sr - 54,54 %.


Таблиця 3.12 Вплив гною, отриманого на радіоактивно забруднених територіях, на рівень забруднення ґрунтів умовно чистих територій при внесенні 60 т/га

РадіонуклідВміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення кБк?м2Вноситься з гноєм, кБк?м2Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк?м2Додається з гноєм у ґрунти, %137Cs24,30,534(89Бк?кг)24,8+ 2,0590Sr1,871,044(174Бк?кг)2,89+ 54,54

Результати досліджень показали, що внесення гною у ґрунти на радіоактивно забруднених територіях сприяє міграції та перерозподілу 137Cs і 90Sr по площах сільськогосподарських угідь. Отримана на радіоактивно забруднених територіях гнойова маса є джерелом вторинного забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr, що зумовлює необхідність оцінки вмісту в ній цих радіонуклідів при використанні її на умовно чистих територіях.

Таким чином дослідження показали, що забруднення сільськогоспо-дарських угідь ТОВ «Надія», АФ «Узинська» та території сіл Йосипівка та Тарасівка нерівномірне, плямисте так як радіоактивний слід, що утворився в результаті Чорнобильської аварії, формувався в складних умовах, непіддатних коректному математичному моделюванню. Викид радіоактивних речовин відбувався протягом достатньо довгого часу з різних частин активної зони, з різним ступенем вигоряння палива і, отже, із різним радіонуклідним складом викиду. Фізико-хімічні властивості радіонуклідів, що викидалися в атмосферу, також мінялися в залежності від часу викиду. Метеорологічні умови, що також змінювалися протягом часу, призвели до того, що радіоактивне забруднення території виявилося вельми складним і неоднорідним як за рівнем забруднення, так і за радіонуклідним складом.

Дослідження активності радіонуклідів у ґрунтах ТОВ «Надія» показали, що забруднення ґрунтів господарства 137Cs і 90Sr високе й складає 137Cs від 104,2 до 396,5 кБк/м2, в середньому - 213 ± 105 кБк/м2, а 90Sr складає від 9,4 до 36,2 кБк/м2, в середньому - 19,9 ± 9,2 кБк/м2. Щільність забруднення полів АФ «Узинська» відділок с. Тарасівки в 5 - 6 разів нижча й складає - 137Cs складає від 18,9 до 84,4 кБк/м2 і 90Sr - від 2,5 до 7,4 кБк/м2. В середньому ж щільність забруднення полів 137Cs становить 55,8±18,1 кБк/м2 та 90Sr - 5,8±1,1 кБк/м2.

Дослідження активності радіонуклідів на присадибних ділянках с. Йосипівка показали, що рівні забруднення присадибних ділянок високі. Щільність забруднення ґрунтів 137Cs складає від 206,4 до 380,7 кБк/м2, а 90Sr - від 24,2 до 38,2 кБк/м2. В середньому рівень забруднення присадибних ділянок 137Cs складає 277,7 кБк/м2 та 90Sr - 31,8 кБк/м2. Це свідчить про те, що за рівнями забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr відповідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» територія населеного пункту й на теперішній час належить до зони добровільного гарантованого відселення (ІІІ зона). Рівень забруднення 137Cs у 140, а 90Sr - 16 разів вищий порівняно з доаварійними фоновими рівнями забруднення, спричиненими глобальними радіоактивними випадіннями (2 кБк/м2).

Рівень забруднення ґрунтів присадибних ділянок с. Тарасівка 137Cs складає від 57,5 до 136,5 кБк/м2 та 90Sr - від 10,5 до 19,7 кБк/м2. В середньому щільність забруднення присадибних ділянок населеного пункту 137Cs становить 104,0±23,7 кБк/м2 та 90Sr - 16,0±3,4 кБк/м2. Це свідчить про те, що за рівнями забруднення ґрунтів 137Cs і 90Sr відповідно Закону України «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» територія населеного пункту й на теперішній час належить до зони посиленого радіоекологічного контролю (ІV зона).

Основний внесок у забруднення угідь, близько 90 % припадає на 137Cs. На узбіччях біля доріг і лісосмуг активність радіонуклідів в 1,2 - 1,5 рази вища ніж на ріллі (рис. 3.5).


Рис. 3.5. - Розподіл Cs-137 і Sr-90 по вертикальному ґрунтовому профілю на ріллі та узбіччях в АФ "Узинська" та ТОВ "Надія"


На орних площах угідь господарства 94,7 % 137Cs і 76,7 % 90Sr сконцентровано у верхньому 0 - 30-ти см шарі ґрунту, На відміну від ріллі, на узбіччях понад дорогами та біля лісосмуг 90,13 % 137Cs і 68,9 % 90Sr знаходиться у 0 - 10 см шарі ґрунту. На ріллі 137Cs проник на глибину до 60 см, а на узбіччях - до 50 см, а 90Sr - на ріллі на глибину до 70 см та на узбіччях до 50 см. Це свідчить про те, що інтенсивність вертикальної міграції радіонуклідів стронцію вища ніж цезію, тому, що майже половина стронцію знаходиться у ґрунті в обмінній формі, а цезій майже весь знаходиться у фіксованій формі.

Розділ ІV. Накопичення 137сs і 90sr у продукції рослинництва


Сільськогосподарські культури стають першою ланкою трофічного ланцюга, якою радіонукліди цезію та стронцію залучаються із ґрунту у біогенну міграцію й в подальшому з рослинним кормом вони надходять в організм сільськогосподарських тварин та з продовольчою продукцією сільськогосподарського виробництва в організм людини. Тому основним завданням при веденні рослинництва на радіоактивно забруднених територіях є отримання продовольчої продукції, яка б відповідала вимогам гігієнічних нормативів [38] та зменшення обсягів накопичення 137Cs і 90Sr у вирощеній продукції. Це вимагає прогнозування та управління потоками цих радіонуклідів в системі «ґрунт - рослина». Як відомо, накопичення 137Cs і 90Sr в урожаї продукції рослинництва перш за все залежить від агрохімічних властивостей ґрунту та виду сільськогосподарських культур [2, 4]. За роки, що минули з моменту Чорнобильської катастрофи, вченими встановлено, що інтенсивність накопичення рослинами 137Cs і 90Sr змінюється, що й зумовило необхідність дослідження активності цих радіонуклідів у продукції рослинництва та уточнення коефіцієнтів їх переходу із ґрунту в рослину.


4.1 Активність 137Сs і 90Sr у продукції рослинництва ТОВ «Надія»


Результати дослідження активності 137Cs у зерні, коренеплодах та вегетативні масі зернових і кормових культур, що вирощувалися у господарстві наведені у таблиці 4.1, а 90Sr - у таблиці 4.2.

З даних таблиці 4.1 видно, що активність 137Cs у зерні варіює у досить широких межах - від 1,86 до 42,86 Бк/кг. Найменша активність 137Cs у зерні та вегетативній масі кукурудзи, пшениці озимої, а найвища - гороху, гречки та сої. Активність 137Cs у зерні гороху втричі, гречки - у 8 - 10 та сої - у 10 - 18 разів вища ніж пшениці озимої, кукурудзи та ячменю.

Таблиця 4.1 Активність 137Сs у продукції рослинництва ТОВ «Надія», Бк/кг?

№ поляПлоща, гаКультураЗерно, коренеплоди? ?Вегетативна маса ? ?Польова сівозміна1а50,8Горох10,46±1,26 9,28 -11,6816,74±2,02 14,85 - 18,691б50,6Гречка25,56±2,83 22,70 - 28,4946,86±5,19 41,62 - 52,231в50,7Соя23,80±3,70 19,43 -26,8147,61±7,41 38,86 - 53,62294,4Кукурудза на зерно1,48±0,21 1,14 - 1,548,90±1,26 6,85 - 9,26372,8Пшениця озима3,27±0,25 3,00 - 3,516,53±0,50 6,00 - 7,014147Пшениця озима3,77±0,14 3,57 - 3,847,54±0,28 7,14 - 7,685а50,2Соя42,86±2,90 41,35 - 45,2282,16±5,57 79,26 - 86,665б84,1Вико-вівсяна суміш-17,23±1,41 16,45 - 19,216127,6Пшениця озима2,23±0,32 2,05 - 2,674,45±0,63 4,10 - 5,357163,2Кукурудза на силос-8,95±0,76 7,96 - 9,458163,3Ячмінь3,13±0,39 2,82 - 3,596,25±0,77 5,65 - 7,19994,4Цукрові буряки1,82±0,13 1,74 - 2,005,47±0,40 5,23 - 6,0110а36,3Пшениця озима1,86±0,19 1,72 - 1,983,72±0,37 3,45 - 3,9610б100Рапс1,97±0,24 1,63 - 2,085,92±0,71 4,88 - 6,25Кормова сівозміна123,7Конюшина-6,92±0,67 6,17 - 7,50223Люцерна-22,10±1,95 19,86 - 23,74318,4Люцерна-26,50±2,27 24,07 - 28,62419,5Люцерна-31,72±2,17 28,99 - 33,31 ? - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

? ? - активність у зерні подано з розрахунку на повітряносуху масу, а коренеплодах та вегетативній масі на натуральну вологість.


Таблиця 4.2 Активність 90Sr у продукції рослинництва ТОВ «Надія», Бк/кг?

№ поляПлоща, гаКультураЗерно, коренеплоди? ?Вегетативна маса? ?Польова сівозміна1а50,8Горох5,24±0,37 4,74 - 6,0718,24±1,28 16,48 - 21,121б50,6Гречка2,81±0,18 2,63 - 3,077,78±0,50 7,27 - 8,501в50,7Соя2,89±0,22 2,55 - 3,3513,32±1,02 11,76 - 15,48294,4Кукурудза на зерно1,67±0,40 1,26 -2,0616,68±4,02 12,60 - 20,64372,8Пшениця озима3,22±0,03 3,24 -3,1914,49±0,11 14,58 - 14,364147Пшениця озима3,81±0,13 3,60 - 3,9414,53±0,48 13,73 - 15,045а50,2Соя4,63±0,21 4,34 - 4,8921,00±0,94 19,71 - 22,185б84,1Вико-вівсяна суміш-5,28±0,26 4,95 - 5,466127,6Пшениця озима1,97±0,26 1,71 - 2,238,67±1,14 7,52 - 9,817163,2Кукурудза на силос-10,94±1,93 9,58 - 12,608163,3Ячмінь3,76±0,26 3,48 - 4,0015,23±1,05 14,09 - 16,20994,4Цукрові буряки2,00±0,11 1,90 - 2,115,34±0,29 5,06 - 5,6310а36,3Пшениця озима2,02±0,13 1,82 - 2,117,73±0,51 6,99 - 8,1010б100Рапс1,92±0,29 1,74 - 2,215,12±0,78 4,64 - 5,89Кормова сівозміна123,7Конюшина-11,32±0,66 10,74 - 12,05223Люцерна-34,56±1,54 31,91 - 37,21318,4Люцерна-38,74±3,13 35,61 - 42,57419,5Люцерна-43,44±4,86 38,52 - 45,84? - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

? ? - активність у зерні подано з розрахунку на повітряносуху масу, а коренеплодах та вегетативній масі на натуральну вологість.


У вегетативній масі пшениці озимої, ячменю, сої та гречки активність 137Cs у двічі, гороху - в 1,6 разів, рапсу - в тричі, кукурудзи на зерно - в 6 разів вища ніж у зерні. У гичці цукрових буряків активність 137Cs у 2,8 разів вища ніж у коренеплодах. Серед кормових культур найнижчу активність мала конюшина та кукурудза на силос. Активність 137Cs в люцерні була в 3 - 5 разів, вико-вівсяні суміші в двічі вища ніж у конюшині.

Дані таблиці 4.2 показують, що активність 90Sr у зерні складає від 1,67 до 5,24 Бк/кг. Найменшу активність має зерно кукурудзи, пшениці озимої, а найвищу гороху. У вегетативній масі гречки активність 90Sr у двічі, гороху, рапсу - в 3,5 разів, пшениці озимої та сої - в 4 рази, кукурудзи на зерно - в 10 разів вища ніж у зерні. У гичці цукрових буряків активність 90Sr у 2,6 разів вища ніж у коренеплодах. Серед кормових культур найнижчу активність мала вико-вівсяна суміш, а найбільшу - конюшина. Активність 90Sr в зеленій масі конюшини була в двічі, а люцерни у 8 разів вища ніж у зеленій масі вико-вівсяної суміші.

З даних таблиць 4.1 і 4.2 видно, що у зерні пшениці озимої, кукурудзи, ячменю активність 137Cs і 90Sr майже однакова, а у зерні гороху активність 137Cs вдвічі, сої у 8,2 рази, гречки у 9 разів вища ніж 90Sr. У зеленій масі конюшини, люцерни активність 90Sr в 1,6 разів вища ніж 137Cs, а у вико-вівсяної суміші у 5,2 рази нижча ніж 137Cs.

Згідно чинних державних гігієнічних нормативів активність 137Cs у продовольчому зерні (пшениця, жито, ячмінь, кукурудза, гречка) не повинна перевищувати 50 Бк/кг і 90Sr - 20 Бк/кг, а для зерна бобових культур (горох, соя), відповідно 50 та 30 Бк/кг [38]. Результати досліджень показують, що отримане у ТОВ «Надія» зерно пшениці, кукурудзи, ячменю, гороху, гречки придатне для використання на продовольчі цілі, а зерно сої можна використовувати лише для технологічної переробки чи годівлі тварин.

Для оцінки інтенсивності накопичення 137Cs і 90Sr у продукції рослинництва за результатами дослідження активності цих радіонуклідів у ґрунтах та продукції рослинництва розраховано коефіцієнти їх переходу із ґрунт у зерно та вегетативну масу рослин (табл. 4.3).


Таблиця 4.3 Коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr у продукцію рослинництва ТОВ «Надія»

КультураПоле №137Cs90SrЗерно, коренеплодивегетативна масаЗерно, коренеплодивегетативна масаПольова сівозмінагорох1а0,100,160,461,60гречка1б0,240,440,260,72соя1в0,220,440,261,20кукурудза на зерно20,010,060,121,20пшениця озима30,010,020,100,45пшениця озима40,010,020,110,42соя5а0,240,460,261,18вико-вівсяна суміш5б-0,10-0,30пшениця озима60,010,020,100,44кукурудза на силос7-0,06-0,72ячмінь80,030,060,41,62цукрові буряки90,010,030,120,32пшениця озима10а0,010,020,120,46рапс10б0,010,030,120,32Кормова сівозмінаконюшина1-0,05-0,82люцерна2-0,06-1,06люцерна3-0,07-1,16люцерна4-0,08-1,2

З даних таблиці 4.3 видно, що коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr у продукцію рослинництва варіюють в досить широких межах. Так коефіцієнти переходу 137Cs у зерно складають від 0,01 до 0,24, а 90Sr - від 0,10 до 0,46. Коефіцієнти переходу 90Sr у зерно в 10 - 20 разів вищі ніж 137Cs. Коефіцієнти переходу 137Cs у вегетативну масу зернових культур становлять від 0,02 до 0,46, а 90Sr - від 0,30 до 1,60. Коефіцієнти переходу 137Cs у продукцію рослинництва різняться між собою в 24, а 90Sr - 4,6 разів. Серед зернових культур найменший коефіцієнт переходу 137Cs і 90Sr у зерно пшениці озимої та кукурудзи, а найбільший у зерно сої, гороху та гречки.


4.2 Активність 137Сs і 90Sr в продукції рослинництва АФ Узинська


Активність 137Cs у зерні, коренеплодах та вегетативні масі зернових і кормових культур, що вирощувалися у господарстві наведені у таблиці 4.4, а 90Sr - у таблиці 4.5. Дані таблиці 4.4 показують, що активність 137Cs у зерні варіює у досить широких межах - від 0,17 до 13,94 Бк/кг. Найменша активність 137Cs у зерні та вегетативній масі кукурудзи, пшениці озимої, а найвища - гороху, гречки та сої. Активність 137Cs у зерні гороху втричі, гречки - у 8 - 10 та сої - у 10 - 18 разів вища ніж пшениці озимої, кукурудзи та ячменю.

У вегетативній масі пшениці озимої, ячменю, сої та гречки активність 137Cs у двічі, гороху - в 1,6 разів, рапсу - в тричі, кукурудзи на зерно - в 6 разів вища ніж у зерні. У гичці цукрових буряків активність 137Cs у 3 рази вища ніж у коренеплодах. Серед кормових культур найнижчу активність мала конюшина та кукурудза на силос. Активність 137Cs в люцерні була в 3 - 5 разів, вико-вівсяні суміші в двічі вища ніж у конюшині.

З даних таблиці 4.5 видно, що активність 90Sr у зерні складає від 0,55 до 1,96 Бк/кг. Найменшу активність має зерно кукурудзи, пшениці озимої, а найвищу гороху. У вегетативній масі гречки активність 90Sr у двічі, гороху, рапсу - в 3,5 разів, пшениці озимої та сої - в 4 рази, кукурудзи на зерно - в 10 разів вища ніж у зерні. У гичці цукрових буряків активність 90Sr у 2,6 разів вища ніж у коренеплодах. Серед кормових культур найнижчу активність мала вико-вівсяна суміш, а найбільшу - конюшина. Активність 90Sr в зеленій масі конюшини була в двічі, а люцерни у 8 разів вища ніж у зеленій масі вико-вівсяної суміші. цезій стронцій чорнобильський київський

Згідно чинних державних гігієнічних нормативів активність 137Cs у продовольчому зерні (пшениця, жито, ячмінь, кукурудза, гречка) не повинна перевищувати 50 Бк/кг і 90Sr - 20 Бк/кг, а для зерна бобових культур (горох, соя), відповідно 50 та 30 Бк/кг [38]. Результати досліджень показують, що отримане у ТОВ «Надія» зерно пшениці, кукурудзи, ячменю, гороху, сої та гречки придатне для використання на продовольчі цілі.


Таблиця 4.4 Активність 137Cs у продукції рослинництва АФ «Узинська», відділок с. Тарасівка, Бк/кг

№ поляПлоща, гаКультураЗерноВегетативна масаПольова сівозміна1120,4пшениця озима0,36 ± 0,04 0,32 - 0,380,72±0,08 0,65 - 0,762120,9пшениця озима0,19±0,04 0,17 - 0,230,38±0,09 0,34 - 0,463120,4Ячмінь1,14±0,12 1,03 - 1,202,29±0,24 2,07 - 2,414119,6кукурудза на силос-2,60±0,35 2,27 - 2,77572,3пшениця озима0,42±0,04 0,40 - 0,450,84±0,07 0,80 - 0,906а50Гречка13,94±1,32 13,248 - 15,1225,56±2,42 24,29 - 27,726б90,7Горох5,81±0,55 5,52 - 6,39,30±0,88 8,83 - 10,087117,5Соя13,11±1,15 12,50 - 14,1226,22±2,30 24,99 - 28,258130,9кукурудза на зерно0,56±0,07 0,53 - 0,633,35±0,41 3,17 - 3,769126цукрові буряки0,53±0,09 0,44 - 0,561,58±0,26 1,33 - 1,6910125,9Рапс0,83±0,08 0,77 - 0,882,48±0,23 2,30 - 2,63Кормова сівозміна125Люцерна-3,02±0,25 2,81 - 3,17225Люцерна-4,25±0,48 3,97 - 4,65325Конюшина-1,95±0,31 1,67 - 2,12424,2Люцерна-5,06±0,55 4,64 - 5,42524,3вико-вівсяна суміш-8,25±0,96 7,59 - 8,95624,2вико-вівсяна суміш-7,44±0,88 6,63 - 7,87722,3Люцерна-4,89±0,78 4,28 - 5,39? - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

? ? - активність у зерні подано з розрахунку на повітряносуху масу, а коренеплодах та вегетативній масі на натуральну вологість.


Таблиця 4.5 Активність 90Sr у продукції рослинництва АФ «Узинська», відділок Тарасівка, Бк\кг

№ поляПлоща, гаКультураЗерноВегетативна масаПольова сівозміна1120,4пшениця озима0,61±0,05 0,57 - 0,642,31±0,18 2,18 - 2,442120,9пшениця озима0,25±0,02 0,23 - 0,261,13±0,09 1,04 - 1,173120,4Ячмінь1,96±0,06 1,88 - 1,967,94±0,23 7,61 - 7,944119,6кукурудза на силос-4,32±0,46 3,89 - 4,54572,3пшениця озима0,55±0,03 0,53 - 0,572,10±0,12 2,02 - 2,186а50Гречка1,61±0,15 1,51 - 1,724,46±0,40 4,18 - 4,756б90,7Горох2,85±0,26 2,67 - 3,049,92±0,90 9,28 - 10,567117,5Соя1,53±0,09 1,48 - 1,617,08±0,42 6,84 - 7,448130,9кукурудза на зерно0,79±0,07 0,71 - 0,807,92±0,67 7,08 - 8,049126цукрові буряки0,64±0,05 0,59 - 0,661,70±0,13 1,57 - 1,7610125,9Рапс0,79±0,18 0,60 - 0,852,11±0,47 1,60 - 2,27Кормова сівозміна125Люцерна-5,83±0,37 5,51 - 6,04225Люцерна-6,10±0,99 5,45 - 6,87325конюшина-4,18±0,40 3,77 - 4,35424,2Люцерна-8,21±1,01 7,33 - 8,77524,3вико-вівсяна суміш-2,16±0,21 2,04 - 2,34624,2вико-вівсяна суміш-1,98±0,17 1,80 - 2,04722,3Люцерна-7,08±0,49 6,73 - 7,42? - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

? ? - активність у зерні подано з розрахунку на повітряносуху масу, а коренеплодах та вегетативній масі на натуральну вологість.


Для оцінки інтенсивності накопичення 137Cs і 90Sr у продукції рослинництва за результатами дослідження активності цих радіонуклідів у ґрунтах та продукції рослинництва розраховано коефіцієнти їх переходу із ґрунт у зерно та вегетативну масу рослин (табл. 4.6).


Таблиця 4.6 Коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr у продукцію рослинництва ТОВ «Надія»

Культураполе №137Cs90SrЗерновегетативна масазерновегетативна маса польова сівозміна Пшениця озима10,010,020,110,42Пшениця озима20,010,020,10,45Ячмінь30,030,060,41,62Кукурудза на силос4 0,06 0,72Пшениця озима50,010,020,110,42гречка6а0,240,440,260,72горох6б0,10,160,461,6Соя70,220,440,261,2Кукурудза на зерно80,010,060,121,2Цукрові буряки90,010,030,120,32Рапс100,010,030,120,32кормова сівозміналюцерна1 -0,06- 1,06люцерна2 -0,07- 1,09конюшина3 -0,05 -0,82люцерна4 -0,06 -1,11вико-вівсяна суміш5 -0,10 -0,30вико-вівсяна суміш6 -0,10 -0,30люцерна7 -0,07 -1,16

З даних таблиці 4.6 видно, що коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr у продукцію рослинництва варіюють в досить широких межах. Так коефіцієнти переходу 137Cs у зерно складають від 0,01 до 0,24, а 90Sr - від 0,10 до 0,46. Коефіцієнти переходу 90Sr у зерно в 10 - 20 разів вищі ніж 137Cs. Серед зернових культур найменший коефіцієнт переходу 137Cs і 90Sr у зерно пшениці озимої та кукурудзи, а найбільший у зерно сої, гороху та гречки. Коефіцієнти переходу 137Cs у вегетативну масу зернових культур становлять від 0,02 до 0,46, а 90Sr - від 0,30 до 1,60. Коефіцієнти переходу 137Cs у продукцію рослинництва різняться між собою в 24, а 90Sr - 4,6 разів.

Дані таблиць 4.1, 4.2, 4.4 і 4.5 показують, що різні види культур з неоднаковою інтенсивністю поглинають і накопичують 137Cs і 90Sr, що пояснюється особливістю їхнього мінерального живлення. Також різні види рослин накопичують неоднакову кількість калію та кальцію, хімічні властивості яких подібні до 137Cs та 90Sr і вони виступають неізотопними носіями цих радіонуклідів. У зерні пшениці, кукурудзи, ячменю у середньому міститься відповідно 3,4; 3,7; 4,0 мг/кг калію, то у зерні гороху і сої відповідно 10,7 і 21,7 мг/кг, тому бобові культури - соя, горох, а також гречка разом із калієм накопичують і значну кількість 137Cs. Серед цих кормових культур люцерна накопичує найбільше калію (5,3 мг/кг) та кальцію (4,5 мг/кг) [6].

Аналіз літературних джерел показав, що накопичення 137Cs і 90Sr сільськогосподарськими культурами на чорноземних ґрунтах варіює у досить широких межах. Так, для зерна озимої пшениці коефіцієнти переходу 137Cs становлять від 0,004 - до 0,04; гречки 0,04 - 0,42; гороху 0,05 - 0,37, що залежить від вмісту гумусу, реакції середовища, вмісту обмінних форм калію, кальцію у ґрунті, сортових особливостей рослин [6, 129].

Отримані нами коефіцієнти переходу характеризують сучасний стан міграції 137Cs і 90Sr із ґрунту у продукцію рослинництва на сільськогосподарських угіддях ТОВ «Надія» та АФ «Узинська» (відділок с. Тарасівка). Дослідження активності 137Cs і 90Sr у продукції рослинництва показали, що їх вміст залежить від рівня забруднення ґрунтів цими радіонуклідами (табл. 3.1 - 3,2, 3,6). З рисунків 4.1 і 4.2 видно, що вміст 137Cs і 90Sr у продукції рослинництва прямо пропорційно залежить від щільності забруднення ґрунтів цими радіонуклідами.

Літературні джерела свідчать, що на основі багаторічних досліджень вченими встановлено лінійну залежність між вмістом 137Cs і 90Sr у сільськогосподарських культурах та щільністю забруднення ґрунтів і видову залежність у накопиченні цих радіонуклідів. Це підтверджується також результатами наших досліджень.


Рис. 4.1. Залежність між активністю 137Cs та щільністю забруднення ґрунту


Рис. 4.2. Залежність між активністю 90Sr та щільністю забруднення ґрунту


Вперше лінійну залежність накопичення радіонуклідів рослинами від їх вмісту у ґрунті було встановлено В.М. Клечковським у 1956 р. [58]. Пізніше лінійність збільшення накопичення радіоактивних елементів рослинами із збільшенням їх вмісту у ґрунті довели Б.Н. Анєнков та Е.В. Юдінцева [5, 6]. Також пряма пропорційна залежність вмісту радіонуклідів у рослинах від щільності забруднення ними ґрунтів була доведена в роботах Б.С. Прістера та співробітників УкрНДІСГР [123, 124, 125, 126, 127, 128, 130].

Для оцінки інтенсивності виносу 137Cs і 90Sr був розрахований коефіцієнт виносу (Кв = активність з 1га Бк/щільність забруднення 1га кБк,м2) з урожаєм сільськогосподарських культур (табл. 4.7, 4,8).


Таблиця 4.7 Коефіцієнти виносу (Кв) 137Cs і 90Sr з урожаєм сільськогосподарських культур в АФ «Узинська»

КультураВиноситься з 1 га, БкКв137Cs90Sr137Cs90Srзерновегета-тивна масазерновегета-тивна масазерновегета-тивна масазерновегета-тивна масаПшениця озима12571999182857140,0040,0060,037-0,0440,130-0,131Ячмінь365868586272238140,0100,0180,1280,486Кукурудза на силос935281555200,2162,592гречка19522639102257111600,0340,1100,0360,180горох12201269585989287680,0210,0460,0970,464Соя23602917842761247800,0400,1540,0470,420Кукурудза на зерно2404197893406467280,0040,0350,0520,708Цукрові буряки19953150241733920,0040,0060,0460,064Ріпак321830890,0040,047люцерна666081059170,090-0,1051,665-1,855конюшина26257564570,0681,107вико-вівсяна суміш74250194400,090-0,1180,270-0,354Таблиця 4.8 Коефіцієнти виносу (Кв) різних культур на угіддях ТОВ «Надія»

КультураВиноситься з 1 га, БкКв137Cs90Sr137Cs90Srзерновегета-тивна масазерновегета-тивна масазерновегета-тивна масазерновегета-тивна масагорох251045020812586547200,0240,0480,1100,480гречка306721030923370171070,0290,0970,0310,158соя380861523464618426240,0350,1410,0420,384кукурудза на зерно6673,55338875061000800,0050,0360,0540,720пшениця озима9880157959772322770,003-0,0040,005-0,0060,034-0,0400,119-0,135соя600091807436479462090,0340,1010,0360,260вико-вівсяна суміш120610369600,0700,210кукурудза на силос3041643720960,2042,448ячмінь93781750611280426380,0090,0170,1200,454цукрові буряки656289844272144961920,0360,0540,4320,576ріпак828280640,0040,050конюшина829801357920,0600,984люцерна4184116110160,105-0,1161,740-1,908

З даних таблиці видно, що 137Cs і 90Sr найбільше виноситься з ґрунту з вегетативною масою рослин а саме кукурудзою, вирощеною на силос і має коефіцієнти виносу 0,2 і 2,6 відповідно. З зернових культур культуру можна розташувати в спадаючому порядку соя - гречка - горох - ячмінь - кукурудза, пшениця озима і ріпак.

4.3 Накопичення 137Сs і 90Sr в овочевих культурах на присадибних ділянках с. Йосипівка та с. Тарасівка


Для населення, що проживає на радіоактивно забруднених територіях, вирощені на присадибних ділянках овочеві культури стають основним джерелом надходження в організм радіонуклідів 137Cs і 90Sr. Основними овочевими культурами, що вирощувалися на присадибних ділянках були картопля, капуста, столові буряки, морква, цибуля, помідори, огірки, кабачки, перець та редька. Результати дослідження активності 137Cs і 90Sr в овочевих культурах та коефіцієнти їх переходу на присадибних ділянках села Йосипівка наведено у таблиці 4.8, а села Тарасівка - у таблиці 4.9.

З даних таблиці 4.8 видно, що найнижча активність 137Cs була у картоплі, цибулі та огірках. У кабачках та солодкому перці вона була вдвічі, моркві та помідорах майже вчетверо, буряках та редці майже у 8, а квасолі - у 10 разів вищою. Так, в середньому активність 137Cs у картоплі складала 2,78 Бк/кг, капусті - 5,55, буряках столових - 13,89, моркві - 8,33, цибулі - 2,82, помідорах - 8,22, огірках - 2,80, кабачках - 5,62, солодкому перці - 5,64, редьці - 16,66 та квасолі - 25,20 Бк/кг.

Активність 90Sr у картоплі була 2,40 Бк/кг, капусті - 2,42, столових буряках - 8,0, моркві - 7,53, цибулі - 0,27, помідорах - 0,54, огірках - 0,54, кабачках - 4,56, солодкому перці - 1,07, редьці - 7,10 та квасолі - 7,95 Бк/кг. З отриманих результатів дослідження активності 90Sr в овочевих культурах видно, що найнижча його активність була у цибулі, вдвічі вищою - помідорах та огірках, вчетверо вищою була у перці солодкому, майже вдесятеро вищою - у картоплі та капусті, у 20 разів вищою - кабачках і у 30 разів була вищою у столових буряках, моркві та квасолі.

Коефіцієнти переходу 137Cs із ґрунту в овочеві культури вирощені на присадибних ділянках с. Йосипівка складають від 0,01 до 0,09, а 90Sr - від 0,01 до 0,30 (табл. 4.8). Найнижчий коефіцієнт переходу 137Cs у картоплі, цибулі та огірків (0,01). У капусти, кабачків та перцю солодкого коефіцієнт переходу вдвічі вищий (0,02), а у моркви й помідорів втричі вищий (0,03), у буряків - в 5 разів, редьки в 6 і квасолі в 9 разів вищий.

Найнижчий коефіцієнт переходу 90Sr у цибулі (0,01), у помідорів та огірків він вдвічі вищий (0,02), у перцю в 4 рази вищий (0,04), картоплі й капусти - у 9 разів вищий (0,09), а у буряків столових, моркви, редьки та квасолі у 26 - 30 разів вищий.


Таблиця 4.8 Накопичення 137Cs і 90Sr в овочевих культурах на присадибних ділянках с. Йосипівка

КультураАктивність, n = 12, Бк/кгКп 137Cs90Sr137Cs90Srкартопля2,78 ± 0,56 2,06 - 3,812,40 ± 0,49 1,73 - 3,350,010,09капуста5,55 ± 1,1 4,13 - 7,612,42 ± 0,48 1,72 - 3,360,020,09буряки столові13,89 ± 2,82 10,32 - 19,048,00 ± 1,75 5,76 - 11,53 0,050,30морква8,33 ± 1,69 6,19 - 11,427,53 ± 1,51 5,57 - 10,79 0,030,28цибуля2,82 ± 0,56 2,07 - 3,820,27 ± 0,05 0,19 - 0,37 0,010,01помідори8,22 ± 1,68 6,22 - 11,380,54 ± 0,11 0,37 - 0,75 0,030,02огірки2,8 ± 0,56 2,08 - 3,780,54 ± 0,10 0,38 - 0,74 0,010,02кабачки5,62 ± 1,11 4,18 - 7,644,56 ± 0,86 3,26 - 6,16 0,020,17перець солодкий5,64 ± 1,12 4,22 - 7,821,07 ± 0,22 0,77 - 1,49 0,020,04редька біла16,66 ± 3,38 12,38 - 22,847,10 ± 1,56 4,80 - 10,04 0,060,26квасоля25,2 ± 5,08 18,58 - 34,267,95 ± 1,65 5,57 - 11,16 0,090,30

Примітка - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне занчення

Згідно ГН 6.6.1.1-130-2006 «Допустимі рівні вмісту радіонуклідів 137Cs і 90Sr у продуктах харчування та питній воді» активність 137Cs у картоплі не повинна перевищувати 60 Бкг/кг, у свіжих овочевих та бобових культурах - 20 Бк/кг а 90Sr - 40 Бк/кг у картоплі та у свіжих овочевих та бобових культурах - 20 Бк/кг. Тому овочева продукція, що вирощується на присадибних ділянках села Йосипівка відповідає критеріям радіаційної безпеки.

З даних таблиці 4.9 видно, що в середньому найнижча активність 137Cs і 90Sr у овочевих культурах вирощених на присадибних ділянках села Тарасівка вдвічі нижча порівняно із с. Йосипівка. Так, в середньому активність 137Cs у картоплі складала 1,04 Бк/кг, капусті - 2,10, буряках столових - 5,22, моркві - 3,12, цибулі - 1,04, помідорах - 3,22, огірках - 1,02, кабачках - 2,08, солодкому перці - 2,02, редьці - 6,25 та квасолі - 9,38 Бк/кг. Активність 90Sr у картоплі була 1,51 Бк/кг, капусті - 1,52, столових буряках - 5,05, моркві - 4,71, цибулі - 0,17, помідорах - 0,35, огірках - 0,34, кабачках - 2,86, солодкому перці - 0,67, редьці - 4,37 та квасолі - 5,04 Бк/кг.


Таблиця 4.9 Накопичення 137Cs і 90Sr в овочевих культурах на присадибних ділянках с. Тарасівка

КультураАктивність, n = 12, Бк/кгКп 137Cs90Sr137Cs90Srкартопля1,04 ± 0,23 0,58 - 1,371,51 ± 0,24 0,95 - 1,940,010,09капуста2,10 ± 0,18 1,15 - 2,731,52 ± 0,23 0,96 - 1,970,020,09буряки столові5,22 ± 1,17 2,88 - 6,845,05 ± 0,98 3,17 - 6,46 0,050,31морква3,12 ± 0,69 1,73 - 4,124,71 ± 0,92 2,96 - 6,03 0,030,28цибуля1,06 ± 0,22 0,62 - 1,410,17 ± 0,03 0,11 - 0,22 0,010,01помідори3,12 ± 0,68 1,73 - 4,100,35 ± 0,06 0,22 - 0,44 0,030,02огірки1,02 ± 0,21 0,60 - 1,360,34 ± 0,07 0,21 - 0,43 0,010,02кабачки2,08 ± 0,47 1,15 - 2,732,86 ± 0,55 1,80 - 3,66 0,020,18перець солодкий2,02 ± 0,42 1,22 - 2,720,67 ± 0,13 0,42 - 0,86 0,020,04редька біла6,25 ± 1,41 3,45 - 8,204,37 ± 0,85 2,75 - 5,60 0,060,26квасоля9,38 ± 2,11 5,18 - 12,265,04 ± 0,98 3,17 - 6,46 0,090,29Примітка - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення


Найнижча активність 137Cs була у картоплі, цибулі та огірках, у кабачках та солодкому перці вона була вдвічі, моркві та помідорах майже вчетверо, буряках та редці майже у 8, а квасолі - у 10 разів вищою. Найнижча активність 90Sr була у цибулі, вдвічі вищою - помідорах та огірках, вчетверо вищою була у перці солодкому, майже 10 разів вищою - у картоплі й капусті, у 20 разів вищою - кабачках і у 30 разів вищою - у буряках столових, моркві та квасолі.

Як уже згадувалося вище, накопичення 137Cs і 90Sr рослинами залежить від особливостей їх мінерального живлення. Так, овочеві культури, які містять багато калію, накопичують і більше радіоактивного цезію, а культури, що містять багато кальцію накопичують більше радіоактивного стронцію. За даними літературних джерел вміст калію складає у капусті білокачанні складає 185 мг/100 гр, буряках столових - 288, моркві - 200, помідорах - 290, огірки 141, перець солодкий - 163, редька - 255 мг/100 гр, а кальцію міститься у капусті - 48, буряках столових - 37, моркві - 51, помідорах - 14, огірках - 23, перці солодкому - 18, цибулі - 31, редьці - 35 мг/100 гр [21, 93].

Коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr із ґрунту в овочеві культури вирощені на присадибних ділянках с. Тарасівка майже однакові, що й у с. Йосипівка і складають 137Cs - від 0,01 до 0,09 та 90Sr - від 0,01 до 030 (табл. 4.9). Це пояснюється тим, що ґрунти на присадибних ділянках цих населених пунктів складають чорноземи типові легко- й середньосуглинкові з середнім вмістом гумусу (3,2 - 3,6 %), нейтральною реакцією середовища водної витяжки (6,80 - 7,72), щільністю ґрунту 1,18 - 1,25 г/см3, середнім вмістом обмінного калію (82 - 120 мг/кг) та кальцію (15 - 20 мг-екв/100 г).

З таблиці 4.9 видно, що найнижчий коефіцієнт переходу 137Cs у картоплі, цибулі та огірків (0,01). У капусти, кабачків та перцю солодкого коефіцієнт переходу вдвічі вищий (0,02), а у моркви й помідорів втричі вищий (0,03), у буряків - в 5 разів, редьки в 6 і квасолі в 9 разів вищий. Найнижчий коефіцієнт переходу 90Sr у цибулі (0,01), у помідорів та огірків він вдвічі вищий (0,02), у перцю в 4 рази вищий (0,04), картоплі й капусти - у 9 разів вищий (0,09), а у буряків столових, моркви, редьки та квасолі у 26 - 30 разів вищий.

Результати досліджень свідчать, що між активністю 137Cs і 90Sr у овочевих культурах та щільністю забруднення ґрунту існує пряма пропорційна залежність (рис. 4.3 і 4.4).


Рис. 4.3. Залежність між активністю 137Cs та щільністю забруднення ґрунту

Рис. 4.4. Залежність між активністю 90Sr та щільністю забруднення ґрунту


Овочева продукція, вирощена на присадибних ділянках села Тарасівка згідно ГН 6.6.1.1-130-2006 «Допустимі рівні вмісту 137Cs і 90Sr у продуктах харчування та питній воді» відповідає критеріям радіаційної безпеки за активністю 137Cs і 90Sr .

Таким чином дослідження активності радіонуклідів у продукції рослинництва ТОВ «Надія» показало, що активність 137Cs у зерні варіює у досить широких межах - від 1,86 до 42,86 Бк/кг. Активність 90Sr у зерні складала від 1,67 до 5,24 Бк/кг. Активність 137Cs у зерні АФ «Узинська» варіювала у досить широких межах - від 0,17 до 13,94 Бк/кг, активність 90Sr у зерні складала від 0,55 до 1,96 Бк/кг.

Найменша активність 137Cs була у зерні та вегетативній масі кукурудзи, пшениці озимої, а найвища - гороху, гречки та сої. Активність 137Cs у зерні гороху втричі, гречки - у 8 - 10 та сої - у 10 - 18 разів вища ніж пшениці озимої, кукурудзи та ячменю. У вегетативній масі пшениці озимої, ячменю, сої та гречки активність 137Cs у двічі, гороху - в 1,6 разів, рапсу - в тричі, кукурудзи на зерно - в 6 разів вища ніж у зерні. У гичці цукрових буряків активність 137Cs у 3 рази вища ніж у коренеплодах. Серед кормових культур найнижчу активність мала конюшина та кукурудза на силос. Активність 137Cs в люцерні була в 3 - 5 разів, вико-вівсяні суміші в двічі вища ніж у конюшині.

Найменшу активність 90Sr мало зерно кукурудзи, пшениці озимої, а найвищу гороху. У вегетативній масі гречки активність 90Sr у двічі, гороху, рапсу - в 3,5 разів, пшениці озимої та сої - в 4 рази, кукурудзи на зерно - в 10 разів вища ніж у зерні. У гичці цукрових буряків активність 90Sr у 2,6 разів вища ніж у коренеплодах. Серед кормових культур найнижчу активність мала вико-вівсяна суміш, а найбільшу - конюшина. Активність 90Sr в зеленій масі конюшини була в двічі, а люцерни у 8 разів вища ніж у зеленій масі вико-вівсяної суміші.

Коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr у продукцію рослинництва варіюють в досить широких межах. Так коефіцієнти переходу 137Cs у зерно складають від 0,01 до 0,24, а 90Sr - від 0,10 до 0,46. Коефіцієнти переходу 90Sr у зерно в 10 - 20 разів вищі ніж 137Cs. Коефіцієнти переходу 137Cs у вегетативну масу зернових культур становлять від 0,02 до 0,46, а 90Sr - від 0,30 до 1,60. Коефіцієнти переходу 137Cs у продукцію рослинництва різняться між собою в 24, а 90Sr - 4,6 разів. Серед зернових культур найменший коефіцієнт переходу 137Cs і 90Sr у зерно пшениці озимої та кукурудзи, а найбільший у зерно сої, гороху та гречки.

Для населення, що проживає на радіоактивно забруднених територіях, вирощені на присадибних ділянках овочеві культури стають основним джерелом надходження в організм радіонуклідів 137Cs і 90Sr. Результати дослідження активності 137Cs і 90Sr в овочевих культурах показали, що найнижча активність 137Cs була у картоплі, цибулі та огірках. У кабачках та солодкому перці вона була вдвічі, моркві та помідорах майже вчетверо, буряках та редці майже у 8, а квасолі - у 10 разів вищою.

Так, в середньому активність 137Cs у картоплі с. Йосипівка складала 2,78 Бк/кг, капусті - 5,55, буряках столових - 13,89, моркві - 8,33, цибулі - 2,82, помідорах - 8,22, огірках - 2,80, кабачках - 5,62, солодкому перці - 5,64, редьці - 16,66 та квасолі - 25,20 Бк/кг.

Активність 90Sr у картоплі була 2,40 Бк/кг, капусті - 2,42, столових буряках - 8,0, моркві - 7,53, цибулі - 0,27, помідорах - 0,54, огірках - 0,54, кабачках - 4,56, солодкому перці - 1,07, редьці - 7,10 та квасолі - 7,95 Бк/кг.

В середньому активність 137Cs у картоплі с. Тарасівка складала 1,04 Бк/кг, капусті - 2,10, буряках столових - 5,22, моркві - 3,12, цибулі - 1,04, помідорах - 3,22, огірках - 1,02, кабачках - 2,08, солодкому перці - 2,02, редьці - 6,25 та квасолі - 9,38 Бк/кг. Активність 90Sr у картоплі була 1,51 Бк/кг, капусті - 1,52, столових буряках - 5,05, моркві - 4,71, цибулі - 0,17, помідорах - 0,35, огірках - 0,34, кабачках - 2,86, солодкому перці - 0,67 та квасолі - 5,04 Бк/кг.

Найнижча активність 137Cs була у картоплі, цибулі та огірках, у кабачках та солодкому перці вона була вдвічі, моркві та помідорах майже вчетверо, буряках та редці майже у 8, а квасолі - у 10 разів вищою. Найнижча активність 90Sr була у цибулі, вдвічі вищою - помідорах та огірках, вчетверо вищою була у перці солодкому, майже 10 разів вищою - у картоплі й капусті, у 20 разів вищою - кабачках і у 30 разів вищою - у буряках столових, моркві та квасолі.

Коефіцієнти переходу 137Cs із ґрунту в овочеві культури вирощені на присадибних ділянках складають від 0,01 до 0,09, а 90Sr - від 0,01 до 0,30 Найнижчий коефіцієнт переходу 137Cs у картоплі, цибулі та огірків (0,01). У капусти, кабачків та перцю солодкого коефіцієнт переходу вдвічі вищий (0,02), а у моркви й помідорів втричі вищий (0,03), у буряків - в 5 разів, редьки в 6 і квасолі в 9 разів вищий.

Найнижчий коефіцієнт переходу 90Sr у цибулі (0,01), у помідорів та огірків він вдвічі вищий (0,02), у перцю в 4 рази вищий (0,04), картоплі й капусти - у 9 разів вищий (0,09), а у буряків столових, моркви, редьки та квасолі у 26 - 30 разів вищий.

Результати досліджень свідчать, що між активністю 137Cs і 90Sr у урожаї сільськогосподарських культур, овочевих культурах та щільністю забруднення ґрунту існує пряма пропорційна залежність. Це дає можливість на основі отриманих нами коефіцієнтів переходу 137Cs і 90Sr у зерно можливість провести прогнозування вирощування зернових культур на радіоактивно забруднених територіях Лісостепу південної частини Київської області (табл. 4.10, 4.11)


Таблиця 4.10 Прогнозовані рівні активності 137Cs у зерні сільськогосподарських культур

КультураКпЩільність забруднення ґрунтів, кБк/м2умовно чисті (до 37)до 185до 400Пшениця озима0,010,371,854,00Пшениця яра0,031,115,5512,00Кукурудза0,010,371,854,00Жито0,020,743,708,00Ячмінь0,031,115,5512,00Горох0,124,4422,2048,00Соя0,248,8844,4096,00Гречка0,269,6248,10104,00

У таблицях 4.10 і 4.11 наведені прогнозовані рівні вмісту 137Cs і 90Sr у зерновій продукції, що буде вирощуватися на угіддях Білоцерківського району з різною щільністю забруднення.

Згідно з чинними державними гігієнічними нормативами, у продовольчому зерні (пшениця, жито, ячмінь, кукурудза, гречка) вміст 137Cs повинен бути не більше 50 Бк/кг та 90Sr - 20 Бк/кг, а для зерна бобових культур (горох, соя) вміст 137Cs - не більше 50 Бк/кг та 90Sr - 30 Бк/кг [4, 9].


Таблиця 4.11 Прогнозовані рівні вмісту 90Sr у зерні сільськогосподарських культур

КультураКПЩільність забруднення ґрунтів, кБк/м2умовно чисті (до 0,74)до 5,55до 40,0Пшениця озима0,100,070,554,00Пшениця яра0,280,211,5511,20Кукурудза0,110,080,614,40Жито0,180,031,107,20Ячмінь0,380,282,1115,20Горох0,460,342,5518,40Соя0,200,151,108,0Гречка0,250,181,3810,0

Дані таблиць 4.10 і 4.11 показують, що зерно гороху, сої, гречки вирощене на сільськогосподарських угіддях району із щільністю забруднення 185 і більше кБк/м2, матиме високий вміст 137Cs та 90Sr і буде придатне тільки для використання на корм худобі.

Розділ V. Оцінка накопичення 137cs і 90sr в молоці та яловичині


На радіоактивно забруднених територіях рослинний корм стає джерелом надходження 137Cs і 90Sr в організм великої рогатої худоби. Організм великої рогатої худоби споживає значну кількість рослинного корму, що сприяє залученню у біогенну міграцію 137Cs і 90Sr, які всмоктуючись у шлунково-кишковому тракті, включаються у метаболічні процеси, накопичуються у тканинах та органах, виділяються з молоком, калом, сечею. При цьому радіонукліди цезію переважно накопичуються у мязовій, а стронцію у кістковій тканинах [3, 36, 45, 98, 108, 147].

У ТОВ «Надія» та АФ «Узинська» у весняно-літній період великій рогатій худобі згодовували зелену масу люцерни, вико-вівсяної суміші, кукурудзи, гичку цукрових буряків, стебла кукурудзи, дерть пшеничну, ячмінну, а в осінньо-зимовий період - силос кукурудзяний, солому пшеничну, ячмінну, горохову, дерть пшеничну, ячмінну, горохову. Годівля тварин проводиться тричі, корів не випасали. Для оцінки ролі організму великої рогатої худоби у міграції радіонуклідів 137Cs і 90Sr було вивчено їх надходження з кормом, виділення з молоком, накопичення у мязовій і кістковій тканинах бичків відгодівлі.


5.1 Накопичення 137Cs і 90Sr у молоці корів


На молочно-товарній фермі ТОВ «Надія» утримувалося 98 голів, а у АФ «Узинська» відділок с. Тарасівка - 200 голів дійного стада корів. За результатами дослідження активності 137Cs і 90Sr у кормах розраховано середньодобову активність цих радіонуклідів у раціоні корів у ТОВ «Надія» (табл. 5.1) та АФ «Узинська» відділок с. Тарасівка (табл. 5.2).

Розрахунки показали, що в організм корів у ТОВ «Надія» упродовж весняно-літнього та осінньо-зимового періоду надходило щодоби від 200 до 960 Бк 137Cs та від 400 до 1186 Бк 90Sr (табл. 5.1), а в організм корів АФ «Узинська» відділок с. Тарасівка 67 до 232 Бк 137Cs та від 98 до 265 Бк 90Sr (табл. 5.2), залежно їх від активності у кормах.


Таблиця 5.1 Активність 137Cs і 90Sr у добовому раціоні корів ТОВ «Надія»

МісяцьАктивність у добовому раціоні, Бк137Cs90SrТравень735,301023,10Червень752,001186,03Липень960,361096,20Серпень347,72644,62Вересень663,36924,82Жовтень200,66400,15Листопад519,06748,58Грудень474,18845,33Січень493,39698,88Лютий506,57719,31Березень427,40579,60Квітень461,18801,71Середнє545,10805,69

Таблиця 5.2 Активність 137Cs і 90Sr у добовому раціоні корів АФ «Узинська»

МісяцьВміст у раціоні Бк137Cs90SrТравень128,46194,91Червень232,24190,38Липень182,36265,68Серпень155,71246,06Вересень166,76259,54Жовтень67,6698,99Листопад145,01226,63Грудень100,03216,79Січень103,42226,05Лютий128,88196,10Березень136,43220,07Квітень117,61208,86Середнє138,71212,51За даними літературних джерел швидкість надходження радіонуклідів 137Cs і 90Sr в шлунково-кишковий канал, органи і тканини значно перевищує швидкість їх виведення з організму тварин. Тому при постійному довготривалому надходженні радіонуклідів відбувається їх накопичення в організмі. З часом кратність накопичення досягає сталої величини, що свідчить про рівновагу в обміні елемента, тобто коли кількість радіонукліду що надійшов в організм дорівнює кількості виведеного з організму [7, 13, 36].

Таким чином з результатів дослідження активності 137Cs і 90Sr у кормах видно, що організм корів у дослідних господарства знаходиться в умовах постійного тривалого надходження цих радіонуклідів.

У молоці корів ТОВ «Надія» протягом весняно-літнього та осінньо-зимового періодів 2008 - 2009 років, активність 137Cs складала від 1,69 до 6,63 Бк/л та 90Sr - від 0,72 до 2,2 Бк/л (табл. 5.3). В одному літрі концентрувалося від 0,67 до 0,85 % 137Cs та 0,16 - 0,19 % 90Sr, а з добовим надоєм виділялося 6,63 - 7,90 % 137Cs та 1,47 - 1,9 % 90Sr, що надходили з кормами добового раціону годівлі корів.


Таблиця 5.3 Накопичення 137Cs і 90Sr у молоці корів ТОВ «Надія»

Місяць (2008 - 2009 рр.)Середньо-добовий надій, лАктивність, Бк/лКк, % в 1лКк, % в добовому надої137Cs90Sr137Cs90Sr137Cs90Srтравень105,661,840,770,187,71,8червень10,35,342,020,710,177,311,75липень10,16,631,750,690,166,961,61серпень9,92,331,10,670,176,631,68вересень10,54,911,480,740,167,771,68жовтень9,51,690,720,840,187,981,71листопад9,53,841,270,740,177,031,61грудень9,43,61,350,760,167,141,50січень9,23,91,190,790,177,261,56лютий9,24,11,150,810,167,451,47березень9,73,380,990,790,177,661,64квітень103,461,520,750,197,51,9середнє9,774,071,370,760,177,361,66У молоці корів АФ «Узинська» упродовж весняно-літнього та осінньо-зимового періодів 2008 - 2009 років, активність 137Cs складала від 0,47 до 1,51 Бк/л та 90Sr - від 0,16 до 0,32 Бк/л (табл. 5.4). При цьому в одному літрі молока концентрувалося 0,58 - 0,70 % 137Cs та 0,13 - 0,17 % 90Sr, а з добовим надоєм виділялося 5,74 - 6,70 % 137Cs та 1,31 - 1,60 % 90Sr, що потрапляли в організм дійних корів з кормами добового раціону. Активність 137Cs і 90Sr у молоці ТОВ «Надія» в середньому в 4,5 рази вища ніж у АФ «Узинська».


Таблиця 5.4 Накопичення 137Cs і 90Sr у молоці корів АФ «Узинська»

Місяць (2008 - 2009рр.)Середньо-добовий надій, лВміст у молоці Бк/лКк, % в 1 лКк, % в добовому надої137Cs90Sr137Cs90Sr137Cs90Srтравень100,860,310,670,166,701,60червень10,31,510,270,650,146,701,44липень10,11,080,350,590,135,961,31серпень9,90,90,340,580,145,741,39вересень10,51,00,390,600,156,301,58жовтень9,50,470,160,700,166,651,52листопад9,50,970,340,670,156,371,43грудень9,40,660,350,660,166,201,50січень9,20,710,380,690,176,351,56лютий9,20,790,310,610,165,611,47березень9,70,90,330,660,156,401,46квітень100,760,330,650,166,501,60середнє9,50,880,320,640,156,291,49

Отримані нами показники переходу 137Cs і 90Sr з кормів у молоку співпадають з даними літературних джерел. За літературними джерелами, у корів в 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 з кормів в молоко суттєво нижчі (0,46 - 0,7 %). В середньому, для стійлового утримання корів з надоями 12 - 15 л на добу прийнятий коефіцієнт переходу 137Cs з раціону в молоко 0,7 %, а для пасовищного періоду - 0,9 % [7, 12, 36].

Результати досліджень активності 137Cs і 90Sr у кормах добового раціону та у добовому надої показали, що між ними існує пряма пропорційна залежність (рис. 5.1).


Рис. 5.1. Залежність між активністю 137Cs і 90Sr у кормах та молоці


Згідно з чинними гігієнічними нормативами, вміст 137Cs у молоці не повинен перевищувати 100, а 90Sr - 20 Бк/кг [38]. Результати досліджень показують, що отримане у ТОВ «Надія» та АФ «Узинська» відділок с. Тарасівка молоко відповідає критеріям радіаційної безпеки за вмістом 137Cs і 90Sr. У молоці корів ТОВ «Іванівське» максимальна активність 137Cs складає до 6,6 % та 90Sr - до 10 %, а у АФ «Узинська» активність 137Cs складає до 1,5 % та 90Sr - до 1,6 % від значення чинних гігієнічних нормативів.


5.2 Накопичення 137Cs і 90Sr в яловичині


Для оцінки накопичення радіонуклідів 137Cs і 90Sr у організмі худоби було вивчено вміст цих радіонуклідів у мязовій і кістковій тканинах тварин, що періодично забивалися в господарстві на потреби громадського харчування.

Результати дослідження активності 137Cs і 90Sr у мязовій та кістковій тканинах бичків, що забивалися на потреби громадського харчування у ТОВ «Надія» наведено у таблиці 5.3. З даних цієї таблиці видно, активність 137Cs у мязовій тканині становив в середньому становила 11,13 Бк/кг, а 90Sr - 0,14 Бк/кг. У кістковій тканині вміст 90Sr складав 11,66 Бк/кг, а 137Cs - менше 0,5 Бк/кг. При цьому розрахунки показали, що в одному кілограмі мязової тканини концентрується 6,37% 137Cs та 0,06 % 90Sr, а в кістковій - 6,47 % 90Sr від активності їх у кормах добового раціону.


Таблиця 5.3 Накопичення 137Cs 90Sr у мязовій та кістковій тканинах бичків у ТОВ Надія

Квартал 2008 - 2009 рр.Мязова тканинаКісткова тканинаМязова тканинаКісткова тканинаАктивність, Бк/кгАктивність, Бк/кгКк, % добового раціонуКк, % добового раціону137Cs90Sr137Cs90Sr137Cs90Sr137Cs90SrІ12,34±4,120,14±0,04< 0,5011,05±3,126,130,06-6,13ІІ10,56±2,490,13±0,04< 0,5012,45±3,236,810,06-6,05ІІІ10,12±2,840,13±0,03< 0,5010,04±2,606,530,06-6,79ІV11,48±3,010,15±0,03< 0,5013,10±1,686,010,06-6,91Середнє 11,13±2,940,14±0,04< 0,5011,66±2,456,370,06-6,47Примітка: - що питома активність 137Cs і 90Sr була нижче мінімальної детектованої активності приладу


Вивчення накопичення 137Cs і 90Sr у мязовій та кістковій тканинах бичків на відгодівлі у АФ Узинська наведено у таблиці 5.4.


Таблиця 5.4 Накопичення 137Cs 90Sr в мязовій та кістковій тканині бичків АФ «Узинська»

Квартал (2008 - 2009 рр.)Мязова тканинаКісткова тканинаМязова тканинаКісткова тканинаАктивність, Бк/кгАктивність, Бк/кгКк, % добового раціонуКк, % добового раціону137Cs90Sr137Cs90Sr137Cs90Sr137Cs90SrІ1,35±0,31--1,01±0,356,57--6,98ІІ1,12±0,35--0,98±0,256,32--6,54ІІІ1,45±0,29--0,89±0,246,87--6,71ІV1,38±0,37--1,08±0,297,37--6,31Примітка: - питома активність 137Cs і 90Sr була нижче мінімальної детектованої активності приладу

З даних таблиці 5,4 видно, що в середньому у мязовій тканині активність 137Cs становила 1,33 Бк/кг та 90Sr - менше 0,01 Бк/кг. У кістковій тканині активність 90Sr становила 0,99 Бк/кг. При цьому в одному кілограмі мязової тканини концентрувалося 6,32 - 7,37 % 137Cs та 0,05 - 0,07 % 90Sr, а кісткової 6,31 - 6,98 90Sr % від їхнього умісту в добовому раціоні.

Згідно чинних гігієнічних нормативів вміст у мясі активність 137Cs не повинна перевищувати 200, та 90Sr - 20 Бк/кг, а у кістках активність 90Sr не повинна перевищувати 200 Бк/кг [38]. Результатами досліджень показали, що яловичина, отримана у ТОВ «Надія» та АФ «Узинська» відділок с. Тарасівка відповідає вимогам гігієнічним нормативів.

Дослідження показали, що між активністю 137Cs і 90Sr у кормах добового раціону та у мязовій і кістковій тканинах бичків на відгодівлі існує пряма пропорційна залежність (рис. 5.2 і 5.3).


Рис. 5.2 Залежність між активністю 137Cs у мязах та кормах

Рис. 5.2. Залежність між активністю 90Sr у кістках та кормах


За даними літературних джерел при постійному тривалому надходженні радіонуклідів 137Cs і 90Sr в організм великої рогатої худоби, коефіцієнт переходу 137Cs в 1 кг мязової тканини складає 4 - 9 % та 0,02 - 0,06 % 90Sr. Максимальний коефіцієнти переходу 90Sr з кормів в 1 кг кісток становить 7,7 % [7, 36]. Отримані нами дані узгоджуються з літературними джерелами.

Розділ VІ. Оцінка річних ефективних доз опромінення населення с. Йосипівка та с. Тарасівка


Населення, яке проживає на постраждалих внаслідок Чорнобильської катастрофи територіях, отримує додатково, понад природній рівень дози зовнішнього та внутрішнього опромінення. Додаткове зовнішнє опромінення зумовлене високим вмістом 137Cs у ґрунтах, при розпаді якого підвищується потужність гамма випромінювання на місцевості та внутрішнє - спричинене надходженням радіонуклідів 137Cs і 90Sr в середину організму при споживанні продовольчої продукції, отриманої на радіоактивно забруднених територіях [9].

Для сільського населення, продовольча продукція, отримана на присадибних ділянках є основним джерелом харчування та надходження в організм радіонуклідів 137Cs і 90Sr. Для оцінки внеску рослинної і тваринної продукції, вирощеної на присадибних ділянках у дозу опромінення було розраховано обсяги 137Cs і 90Sr що надходять в організм людини та дози опромінення населення сіл Йосипівка та Тарасівка Білоцерківського району Київської області. Як уже згадувалося вище, 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. N 106, село Йосипівка було віднесено до зони добровільного гарантованого відселення, а село Тарасівка - до зони посиленого радіологічного контролю.

Обсяги споживання жителями сіл Йосипівка та Тарасівка продовольчої продукції вирощеної на присадибних ділянках та власному підсобному господарстві були встановлені опитуванням населення, на присадибних ділянках яких відбиралися зразки продукції для досліджень (табл. 6.1).

Таблиця 6.1 Споживання населенням продукції отриманої на присадибних ділянках

№ п/пПродукціяс. Йосипівкас. Тарасівказа рік, кгщоденно, кгза рік, кгщоденно, кг1картопля1320,361250,342капуста320,09300,083буряки столові90,0280,024морква120,03140,045цибуля12,50,03140,046помідори220,06240,077огірки220,06200,058кабачки60,0250,019перець солодкий80,0270,0210редька біла40,014,50,0111квасоля6,50,0250,0112м'ясо свинини32,80,0929,20,0813м'ясо птиці25,50,0721,90,0614молоко1540,421320,3615яйця, кг/шт21,3/3200,05818,7/2800,051

З даних таблиці 6.1 видно, що основний раціон харчування населення складає картопля, овочі, молоко, м'ясо свинини та птиці вирощені на власній присадибній ділянці, за виключення хліба, круп, олії та риби. В раціоні харчування на картоплю, овочі та молоко в середньому припадає по 28 - 32 %, а на м'ясо - близько 12 %. Результати дослідження активності радіонуклідів 137Cs і 90Sr у картоплі та овочах наведено у таблицях 4.8 і 4.9, а у молоці та м'ясі в таблиці 6.2.

Досліджень активності 137Cs і 90Sr у молоці та м'ясі, отриманому у підсобних господарствах жителів сіл Йосипівка та Тарасівка показало, що в обох населених пунктах найвищою активність 137Cs і 90Sr була у м'ясі свинини та молоці корів. При цьому в молоці активність 137Cs і 90Sr у весняно-літній період була у два - три рази вища, ніж в осінньо-зимовий, що зумовлено випасанням корів на природних пасовищах, де рівень забруднення ґрунтів значно вищий, ніж на орних угіддях. Найнижчою активність 137Cs і 90Sr була у м'ясі птиці, яка в основному споживає до 120 грам концентрованого корму чи зерна, тому й обсяги накопичення радіонуклідів низькі, а свиней годували кормами із присадибних ділянок (картопля, кормовий буряк).


Таблиця 6.2 Активність 137Cs і 90Sr у молоці та м'ясі вирощених підсобних господарствах жителів сіл Йосипівка та Тарасівка, Бк/кг, n=5

Продукціяс. Йосипівкас. Тарасівка137Cs 90Sr137Cs90SrМолоко 6,28±1,86 3,5 - 9,312,12±0,6 1,16 - 2,822,21±0,67 1,12 - 3,340,69±0,10 0,35 - 1,12М'ясо свинини9,5±2,4 7,45 - 12,9< 0,503,93±1,18 2,14 - 5,37< 0,50М'ясо куряче1,2±0,17 0,67 - 1,8-0,25±0,09 0,12 - 0,32-М'ясо гусяче1,8±0,27 0,82 - 2,6-0,46±0,11 0,21 - 0,81-Яйця 0,41-0,11-Примітка: - питома активність 137Cs і 90Sr була нижче мінімальної детектованої активності приладу


За обсягами споживання продовольчої продукції та активністю в ній 137Cs і 90Sr розраховано активність цих радіонуклідів, що надійшли за рік в організм жителів сіл Йосипівка та Тарасівка (табл. 6.1). Дані таблиці 6.1 показують, що в цілому в організм жителів с. Йосипівка за рік надійшло 2689 Бк 137Cs та 1042 Бк 90Sr, а с. Тарасівка - 891 Бк 137Cs та 522 Бк 90Sr. Найбільший внесок у надходження 137Cs в організм жителів с. Йосипівка припадає на молоко - 35 %, а з картоплю надійшло 13 %, м'ясом свинини - 11,5 %, капустою - 6,5 %, помідорами - 6,6 %, квасолею - 6,4 % 137Cs. Найбільше 90Sr надійшло із картоплею (30 %) та молоком (31 %), а з капустою - 7,3 %, буряками столовими - 7,1 % та морквою - 8 % 90Sr.

В організм жителів с. Тарасівка найбільше 137Cs надходило із молоком (30 %), з картоплею надходить 14,6 %, мясом - 12,8 %, капустою - 7 %, буряками - 4,7 % та морквою - 4,9 %. Найбільше 90Sr надійшло з молоком (36 %) та картоплею (36 %), а з капустою надійшло 8,6 %, буряками - 7,6 %, морквою - 12,6 % 90Sr.


Таблиця 6.3 Надходження 137Cs і 90Sr в організм людини за рік, Бк

№ п/пПродукціяс. Йосипівка с. Тарасівка137Cs90Sr137Cs90Sr1картопля366,96316,80130,00188,752капуста177,6077,4463,0045,603буряки столові125,0172,0041,7640,404морква99,9690,3643,6865,945цибуля35,253,3814,842,386помідори180,8411,8874,888,407огірки61,6011,8820,406,808кабачки33,7227,3610,4014,309перець солодкий45,128,5614,144,6910редька біла66,6428,4028,1319,6711квасоля163,8051,6846,9025,2012молоко967,12326,48276,2586,2513м'ясо свинини311,6016,40114,7614,6014м'ясо птиці45,90-10,07-15яйця8,61-2,05-Всього2689,731042,61891,25522,98

Для оцінки річної ефективної еквівалентної дози опромінення населення сіл Йосипівка і Тарасівка за активністю 137Cs і 90Sr у харчових продуктах та річним обсягом їх споживання розраховано дози внутрішнього опромінення (табл. 3.26). Розрахунки показали, що в цілому при споживання харчових продуктів власного виробництва, річна ефективна доза опромінення жителів села Йосипівка складає 0,065 мЗв, а села Тарасівка 0,0283 мЗв. Доза внутрішнього опромінення мешканців села Тарасівка у 2,3 рази нижча ніж села Йосипівка, оскільки середня щільність забруднення території цього населеного пункту 137Cs у 2,7, а 90Sr вдвічі нижча порівняно з селом Йосипівка. Що свідчить про те що між рівнем забруднення території та дозою внутрішнього опромінення сільського населення, що проживає на цій території існує позитивна кореляційна залежність.


Таблиця 6.4 Ефективна доза внутрішнього опромінення при споживанні населенням продовольчої продукції вирощеній на присадибних ділянках, мЗв/рік

№ п/пПродукціяс. Йосипівкас. Тарасівка1картопля0,01540,00832капуста0,00460,00233буряки столові0,00390,00194морква0,00430,00295цибуля0,00050,00026помідори0,00220,00117огірки0,00110,00058кабачки0,00130,00069перець солодкий0,00080,000310редька біла0,00170,001011квасоля0,00350,001412молоко0,02180,006013м'ясо свинини0,00370,001714м'ясо птиці0,00050,000115яйця0,00010,00001 всього0,06550,0283

З даних таблиці 6.4 видно, що найбільший внесок в дозу внутрішнього опромінення вносить споживання молока та картоплі. Так жителі с. Йосипівка з молоком отримують 33,2 % від усіє дози внутрішнього опромінення, картоплею - 23,5 %, мясом свинини - 5,65 %, капустою - 7 %, морквою - 6,5 %, буряками столовими - 5,9 %, помідорами - 3,3 %, квасолею - 5,3 %, кабачки - 1,9 %, огірки - 1,7 %, редька біла - 2,6 %, перець солодкий - 1,2 %, цибуля - 0,7 %, м'ясо птиці - 0,7 %, яйця - 0,15 %.

Жителі с. Тарасівка з молоком отримують 21,2 % від усіє дози внутрішнього опромінення, картоплею - 29,3 %, мясом свинини - 6 %, капустою - 8,1 %, морквою - 10,2 %, буряками столовими - 6,7 %, помідорами - 3,9 %, квасолею - 4,9 %, кабачки - 2,1 %, огірки - 1,7 %, редька біла - 3,5 %, перець солодкий - 1 %, цибуля - 0,7 %, м'ясо птиці - 0,35 %, яйця - 0,04 %.

Окрім внутрішнього опромінення спричиненого надходженням 137Cs і 90Sr при споживанні продовольчої продукції вирощеної на присадибних ділянках, населення сіл Йосипівка та Тарасівка зазнає ще й зовнішнього опромінення за рахунок підвищення потужності гамма випромінювання при розпаді 137Cs. Розрахунок дози річної ефективної дози зовнішнього показав, що жителі села Йосипівка за рахунок забруднення території населеного пункту 137Cs отримують дозу опромінення 0,72 мЗв/рік, а населення села Тарасівка - 0,27 мЗв/рік (табл. 6.5). Це показує, що в основному для жителів цих сіл доза опромінення формується за рахунок зовнішнього опромінення.


Таблиця 6.5 Річна ефективна еквівалентна доза опромінення населення

Показникис. Йосипівкас. ТарасівкаЩільність забруднення території, кБк/м2277,7±56,0 206,4 - 380,7104,2±23,7 57,5 - 136,5Доза зовнішнього опромінення, мЗв/рік0,720,27Доза внутрішнього опромінення, мЗв/рік0,0650,028Ефективна доза опромінення, мЗв/рік0,7850,298

В цілому за рахунок зовнішнього та внутрішнього опромінення жителі села Йосипівка отримують ефективну дозу 0,785 мЗв/рік, а жителі села Тарасівка - 0,298 мЗв/рік, що не перевищує встановленої законодавчо ефективної еквівалентної дози опромінення в 1 мЗв/рік.

Висновки


В дисертаційній роботі була зроблена оцінка міграції 137Сs і 90Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних аграрних підприємств та присадибних ділянок лісостепової зони південної частини Київської області, встановлено та уточнено показники 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.

1. Рівень забруднення ґрунтів ТОВ «Надія» 137Cs складає від 104,2 до 396,5 кБк/м2, а в середньому становить 213 ± 105 кБк/м2. Рівень забруднення 90Sr складає від 9,4 до 36,2 кБк/м2, а в середньому ж щільність забруднення ґрунтів становить 19,9 ± 9,2 кБк/м2.

. На орних площах угідь господарств 94,7 % 137Cs і 76,7 % 90Sr сконцентровано у верхньому 0 - 30-ти см шарі ґрунту, На відміну від ріллі, на узбіччях понад дорогами та біля лісосмуг 90,13 % 137Cs і 68,9 % 90Sr знаходиться у 0 - 10 см шарі ґрунту. На ріллі 137Cs проник на глибину до 60 см, а на узбіччях - до 50 см, а 90Sr - на ріллі на глибину до 70 см та на узбіччях до 50 см.

. Дослідження активності радіонуклідів на присадибних ділянках с. Йосипівка показали, що рівні забруднення присадибних ділянок високі. Щільність забруднення ґрунтів 137Cs складає від 206,4 до 380,7 кБк/м2, а 90Sr - від 24,2 до 38,2 кБк/м2. В середньому рівень забруднення присадибних ділянок 137Cs складає 277,7 кБк/м2 та 90Sr - 31,8 кБк/м2.

. Щільність забруднення полів АФ «Узинська» відділок с. Тарасівки 137Cs складає від 18,9 до 84,4 кБк/м2 і 90Sr - від 2,5 до 7,4 кБк/м2. В середньому ж щільність забруднення полів 137Cs становить 55,8±18,1 кБк/м2 та 90Sr - 5,8±1,1 кБк/м2.

. Рівень забруднення ґрунтів присадибних ділянок с. Тарасівка 137Cs складає від 57,5 до 136,5 кБк/м2 та 90Sr - від 10,5 до 19,7 кБк/м2. В середньому щільність забруднення присадибних ділянок населеного пункту 137Cs становить 104,0±23,7 кБк/м2 та 90Sr - 16,0±3,4 кБк/м2.

. Забруднення ґрунтів радіонуклідами 137Cs і 90Sr нерівномірне, відмічаються ділянки у формі плям з високими рівнями забруднення. Основна частка радіонуклідів 137Cs і 90Sr, біля 85 % знаходиться у орному шарах ґрунту.

. Дослідження активності радіонуклідів у продукції рослинництва ТОВ «Надія» показало, що активність 137Cs у зерні варіює у досить широких межах - від 1,86 до 42,86 Бк/кг. Активність 90Sr у зерні складала від 1,67 до 5,24 Бк/кг. Активність 137Cs у зерні Аф «Узинська» варіювала у досить широких межах - від 0,17 до 13,94 Бк/кг, активність 90Sr у зерні складала від 0,55 до 1,96 Бк/кг.

. Коефіцієнти переходу 137Cs і 90Sr у продукцію рослинництва варіюють в досить широких межах. Так коефіцієнти переходу 137Cs у зерно складають від 0,01 до 0,24, а 90Sr - від 0,10 до 0,46. Дослідження активності 137Cs і 90Sr у продукції рослинництва показали, що їх вміст прямо пропорційно залежність від щільності забруднення ґрунтів цими радіонуклідами.

. Для населення, що проживає на радіоактивно забруднених територіях, вирощені на присадибних ділянках овочеві культури стають основним джерелом надходження в організм радіонуклідів 137Cs і 90Sr. Так, в середньому активність 137Cs у картоплі с. Йосипівка складала 2,78 Бк/кг, капусті - 5,55, буряках столових - 13,89, моркві - 8,33, цибулі - 2,82, помідорах - 8,22, огірках - 2,80, кабачках - 5,62, солодкому перці - 5,64, редьці - 16,66 та квасолі - 25,20 Бк/кг.

Активність 90Sr у картоплі була 2,40 Бк/кг, капусті - 2,42, столових буряках - 8,0, моркві - 7,53, цибулі - 0,27, помідорах - 0,54, огірках - 0,54, кабачках - 4,56, солодкому перці - 1,07, редьці - 7,10 та квасолі - 7,95 Бк/кг.

10. В середньому активність 137Cs у картоплі с. Тарасівка складала 1,04 Бк/кг, капусті - 2,10, буряках столових - 5,22, моркві - 3,12, цибулі - 1,04, помідорах - 3,22, огірках - 1,02, кабачках - 2,08, солодкому перці - 2,02, редьці - 6,25 та квасолі - 9,38 Бк/кг.

Активність 90Sr у картоплі була 1,51 Бк/кг, капусті - 1,52, столових буряках - 5,05, моркві - 4,71, цибулі - 0,17, помідорах - 0,35, огірках - 0,34, кабачках - 2,86, солодкому перці - 0,67 та квасолі - 5,04 Бк/кг. Результати досліджень свідчать, що між активністю 137Cs і 90Sr у овочевих культурах та щільністю забруднення ґрунту існує пряма пропорційна залежність.

. У молоці корів ТОВ «Надія» активність 137Cs складала від 1,69 до 6,63 Бк/л та 90Sr - від 0,72 до 2,2 Бк/л). В одному літрі концентрувалося від 0,67 до 0,85 % 137Cs та 0,16 - 0,19 % 90Sr, а з добовим надоєм виділялося 6,63 - 7,90 % 137Cs та 1,47 - 1,9 % 90Sr, що надходили з кормами добового раціону годівлі корів.

У молоці корів АФ «Узинська» активність 137Cs складала від 0,47 до 1,51 Бк/л та 90Sr - від 0,16 до 0,32 Бк/л. При цьому в одному літрі молока концентрувалося 0,58 - 0,70 % 137Cs та 0,13 - 0,17 % 90Sr, а з добовим надоєм виділялося 5,74 - 6,70 % 137Cs та 1,31 - 1,60 % 90Sr, що потрапляли в організм дійних корів з кормами добового раціону. Активність 137Cs і 90Sr у молоці ТОВ «Надія» в середньому в 4,5 рази вища ніж у АФ «Узинська».

. Активність 137Cs у мязовій тканині бичків на відгодівлі ТОВ «Надія» становила в середньому 11,13 Бк/кг, а 90Sr - 0,14 Бк/кг. У кістковій тканині вміст 90Sr складав 11,66 Бк/кг, а 137Cs - менше 0,5 Бк/кг. При цьому розрахунки показали, що в одному кілограмі мязової тканини концентрується 6,37% 137Cs та 0,06 % 90Sr, а в кістковій - 6,47 % 90Sr від активності їх у кормах добового раціону.

У мязовій тканині бичків АФ «Узинська» активність 137Cs становила 1.33 Бк/кг та 90Sr - менше 0,01 Бк/кг. У кістковій тканині активність 90Sr становила 0,99 Бк/кг. При цьому в одному кілограмі мязової тканини концентрувалося 6,32 - 7,37 % 137Cs та 0,05 - 0,07 % 90Sr, а кісткової 6,31 - 6,98 90Sr % від їхнього умісту в добовому раціоні. Дослідження показали, що між активністю 137Cs і 90Sr у кормах добового раціону та у молоці, мязовій і кістковій тканинах бичків на відгодівлі існує пряма пропорційна залежність.

. Розрахунки показали, що в цілому при споживання харчових продуктів власного виробництва, річна ефективна доза опромінення жителів села Йосипівка складає 0,065 мЗв, а села Тарасівка 0,0283 мЗв. Доза внутрішнього опромінення мешканців села Тарасівка у 2,3 рази нижча ніж села Йосипівка, оскільки середня щільність забруднення території цього населеного пункту 137Cs у 2,7, а 90Sr вдвічі нижча порівняно з селом Йосипівка.

. Найбільший внесок в дозу внутрішнього опромінення вносить споживання молока та картоплі. Жителі села Йосипівка за рахунок забруднення території населеного пункту 137Cs отримують дозу опромінення 0,72 мЗв/рік, а населення села Тарасівка - 0,27 мЗв/рік.

За рахунок зовнішнього та внутрішнього опромінення жителі села Йосипівка отримують ефективну дозу 0,785 мЗв/рік, а жителі села Тарасівка - 0,298 мЗв/рік, що не перевищує встановленої законодавчо ефективної еквівалентної дози опромінення в 1 мЗв/рік.

Пропозиції виробництву

1.В господарствах ТОВ «Надія» і АФ «Узинська» для отримання рослинної продукції з мінімальним вмістом радіонуклідів 137Cs та 90Sr потрібно підбирати розміщення культур по щільності забруднення ґрунтів згідно коефіцієнтів переходу. Зокрема горох, сою, ріпак та гречку вирощувати при щільності забруднення ґрунтів не більше 92 кБк/м2, а пшеницю, жито, ячмінь при щільності забруднення 185 кБк/м2. При високих рівнях щільності забруднення можна вирощувати технічні культури, наприклад ріпак на технічну переробку.


Список літератури


1.Абагян А.А. Информация об аварии на Чернобыльской АЭС и ее последствиях, подготовленная для МАГАТЭ / А.А. Абагян, В.Г. Асмолов, А.К. Гуськова [и др.] // Атом, энергия. - 1986. - Вып. 5. - С. 301-320.

2.Агеев В.А. Определение форм нахождения радионуклидов 137Cs, 90Sr, 239 240Pu, 241Am в почвах зоны отчуждения Чернобильской АЭС /В.А. Агеев, Ю.А. Одинцов, А.Д. Саженюк //Агроекологічний журнал. - 2001. - № 2. - С. 68 - 74.

.Агроекологія: навч. посібник для студ. вищ. навч. закл. / [О.Ф. Смаглій, Ф.Т. Кардашов, П.В. Литвак та ін.]. - К.: Вища освіта, 2006. - 671 с.

.Алексахин P.M. Поведение 137Cs в системе почва-растения и влияние внесения удобрений на накопление радионуклида в урожае /P.M. Алексахин, И.Т.Моисеев, Ф.А. Тихомиров //Агрохимия, 1992. - №8. - С. 127-132.

.Аненков Б.Н. Радиационные аварии и ликвидация их последствий в агросфере /Аненков Б.Н., Егоров А.В., Ильязов Р.Г. - Казань, 2004. - 408 с.

.Аненков Б.Н. Основы сельскохозяйственной радиологии / Б.Н. Аненков Е.В. Юдинцева. - М.: Агропромиздат, 1991. - 287 с.

.Біденко В.М. Дослідження балансу 137Cs в організмі сухостійних і дійних корів в залежності від рівня кобальту, йоду, міді в раціонах / В.М. Біденко, Т.І. Ковальчук //Вісник Житомирського ДАУ. - 2001. - № 1. С. 229-232.

.Білявський Г.О. Міграція цезію-137 в ланках трофічного ланцюга в системі ґрунт - рослина на дерново-підзолистих ґрунтах в умовах поліського природного заповідника / Г.О.Білявський, В.О. Кіцно, Н.М. Рідей // Екотрофологія. Сучасні проблеми: І міжнар. наук.-практич. конф., 30 трав. - 1 черв. 2005 р.: тези доп.- Біла Церква, 2005. - С. 111-115.

9.Бондаренко О. Результати загальнодозиметричної паспортизації України /Блоггер, 13 липня 2010 р. (#"justify">Додаток 1


Активність 137Cs і 90Sr у ґрунтах ТОВ Йосипівка

№ поляПлоща поля, га137Cs90Sr137Cs/90SrMіnmaxБк/кг, n = 5mіnmaxБк/кг, n = 5Польова1152,1354,1488,5429,9±25,839,348,744,5±1,99,7294,4457,6618,0511,6±27,965,781,474,3±2,96,9372,81398,81634,61513,1±43,5149,9178,9165,4±4,99,24147,01664,11789,61713,1±25,2178,42208,9195,3±5,18,85134,3659,5770,3718,3±24,373,585,981,2±2,28,86127,6821,61071,6974,9±41,4111,9137,9123,5±4,37,97163,2531,8631,7583,0±16,586,3108,097,2±3,56,08163,3329,2397,5366,1±11,526,534,331,0±1,511,8994,4698,8803,5761,6±19,579,2112,991,2±5,98,410136,3651,8835,6796,1±36,587,0103,095,7±2.88,3Кормова123,7494,8601,5564,2±18,479,595,785,6±2,86,6223,01327,01586,61446,8±44,0173,0209,5200,5±7,07,2318,41599,41719,91689,3±22,0220,0261,5249,7±7,56,8419,51693,31780,51757,8±16,7234,5269,6255,9±5,96,9Додаток 2


Активність 137Cs і 90Sr у ґрунтах АФ «Узинська» відділок Тарасівки

№ поляПлоща поля, га137Cs90Sr137Cs/90SrmіnmaxБк/кг, n = 5mіnmaxБк/кг, n = 5Польова1120,4111,34131,5123,7±4,017,919,919,0±0,46,502120,958,078,765,0±3,87,98,98,6±0,27,533120,4118,9138,7131,4±3,416,117,016,7±0,27,834119,6130,6159,3149,2±5,018,721,420,6±0,57,21572,3138,3155,7144,1±3,716,717,917,3±0,38,336140,7190,4217,3200,3±4,720,222,721,3±0,59,387117,5195,8221,4205,4±4.519,821,220,5±0,310,008130,9182,5215,8192,6±6,220,423,322,6±0,68,509126,0152,8194,3181,1±7,316,918,918,3±0,49,9010125,9263,6301,7284,5±7,020,624,422,8±0,612,24Кормова125,0161,3182,1173,5±3,717,819,719,0±0,39,12225,0195,6229,0209,2±6,517,321,919,4±0,710,77325,0115,3145,9133,9±7,015,918,317,6±0,47,59424,2266,8311,7290,9±8,622,827,125,3±0,711,45524,3261,8308,5284,5±8.323,426,924,9±0,711,38624,2228,5271,4256,4±7,820,723,622,7±0,511,29722,3211,1265,5241,1±9,519,922,021,0±0,411,47Додаток 3


Активність 137Cs і 90Sr у ґрунтах присадибних ділянок с. Йосипівка

№ ділянкиПлоща га137Cs90Sr137Cs/90SrmіnmaxБк/кг, n = 5mіnmaxБк/кг, n = 510,25910,51072,6968,3±28,3115,3148,1132,5±5.57,3020,40956,31189,51025,5±43,098,5119,0110,6±5,09,2630,501395,51571,31479,2±28,7116,4137,6124,5±3,711,8740,301471,41782,61689,3±56,1159,3178,4167,8±3,610,0650,75849,11031,7973,1±32,1134,8151,5140,9±3,16,9160,20743,5945,2857,8±40,0132,5175,8154,8±7,05,5470,45983,21237,61121,5±47,6121,2148,1137,4±4,78,1680,27928,51248,51054,2±59,0141,5157,1147,2±2,87,1690,30913,71145,7987,1±46,8101,3128,5120,5±5,18,18100,25673,1798,7754,5±21,491,4101,796,6±1,77,80110,151338,51405,41388,3±12,5199,9235,7213,5±6,76,50120,35973,81189,71117,8±40,1178,1211,3198,3±5,65,63

Додаток 4


Активність 137Cs і 90Sr у ґрунтах присадибних ділянок с. Тарасівка

№ ділянкиПлоща га137Cs90Sr137Cs/90SrmіnmaxБк/кг, n = 5mіnmaxБк/кг, n = 510,1587,3105,197,2±3,411,912,812,3±0,27,9020,3091,3109,3101,1±3,17,58,07,8±0,112,930,2567,278,173,2±2,15,46,15,6±0,113,040,2062,969,967,3±1,210,111,310,5±0,26,4050,15127,9141,5137,5±2,513,615,514,9±0,39,2060,20150,2161,8157,6±2,112,914,413,6±0,211,5070,20101,3128,8112,8±4,611,812,812,5±0,29,0080,2071,489,678,3±3,19,210,09,5±0,28,2090,2585,398,493,6±2,48,09,18,4±0,211,1100,2050,157,354,2±1,44,34,84,5±0,111,94110,2038,249,045,3±1,95,76,36,1±0,17,43120,2554,963.059,6±1,47,48,17,7±0,17,73Додаток 5


Активність 137Cs 90Sr у добовому раціоні дійного стада корів ТОВ Надія

Добовий раціонКількість корму, кгАктивність, Бк/кг, n = 3Сумарний вміст, Бк137Cs90Sr137Cs90SrСічень Силос кукурудзяний3810,3814,89394,44565,82Солома пшенична54,78,6823,543,4Солома ячмінна54,527,4622,637,3Дерть ячмінно-пшенична1,71,782,533,0264,301Всього 443,566650,821Лютий Силос кукурудзяний3811,3819,53432,44742,14Солома пшенична513,4825,6767,4128,35Солома ячмінна511,5220,6557,6103,25Дерть ячмінно-пшенична15,226,345,226,34Дерть горохова0,727,517,6219,2575,334Всього 581,917985,414Березень Силос кукурудзяний389,1616,54348,08628,52Солома пшенична58,9516,3444,7581,7Солома ячмінна510,0323,1350,15115,65Дерть ячмінно-пшенична1,85,696,7610,24212,168Всього 453,222838,038Квітень Силос кукурудзяний3810,1516,85385,7640,3Солома пшенична 57,4915,3237,4576,6Солома ячмінна 513,5825,4867,9127,4Дерть ячмінно-пшенична1,87,898,9614,20216,128Всього 505,252860,428Травень Зелена масса люцерни1715,3421,56260,78366,52Силос кукурудзяний309,35623,71280,68711,3Дерть ячмінно-горохова1,37,058,159,16510,595Всього550,631088,415Червень Зелена масса люцерни 2711,3219,75305,64533,25Зелена масса асс-вівсяної суміші185,673,06102,0655,08Дерть ячмінно-горохова1,42,645,343,6967,476Додаток 6


Активність 137Cs 90Sr у добовому раціоні дійного стада корів АФ Узинська

Добовий раціонКількість корму, кгАктивність, Бк/кг, n = 3Сумарний вміст, Бк137Cs90Sr137Cs90SrСічень Силос кукурудзяний382,355,4389,3206,34Солома пшенична41,123,954,4815,8Солома ячмінна41,685,426,7221,68Дерть ячмінно-пшенична1,81,052,531,894,554Всього 102,39248,374Лютий Силос кукурудзяний383,025,09114,76193,42Солома пшенична50,952,564,7512,8Солома ячмінна41,453,175,812,68Дерть ячмінно-пшенична11,543,111,543,11Всього 126,85222,01Березень Силос кукурудзяний391,583,2561,62126,75Солома пшенична40,752,69310,76Солома ячмінна40,981,893,927,56Дерть ячмінно-пшенична1,850,781,541,4432,849 Всього 69,983147,919Квітень Силос кукурудзяний391,843,0571,76118,95Солома пшенична 41,154,514,618,04Солома ячмінна 31,453,624,3510,86Дерть ячмінно-пшенична1,80,541,890,9723,402Всього 81,682151,252Травень Солома пшенична52,345,1211,7025,6Силос кукурудзяний373,156,14116,55227,18Дерть ячмінно-горохова1,80,833,421,4946,156Всього129,74258,936Червень Зелена асса люцерни 215,157,15108,15150,15Зелена асса асс-вівсяної суміші181,352,8424,351,12Дерть ячмінно-горохова1,650,891,531,46852,5245Всього133,9185203,7945Липень Зелена асса конюшини червоної252,233,9855,7599,5Зелена асса кукурудзи231,983,7845,5486,94Дерть пшенично-ячмінна1,70,541,242,1082,108Всього103,398188,548Серпень Зелена асса кукурудзи242,053,949,293,6Зелена асса конюшини червоної192,353,4544,6565,55Дерть пшенично-ячмінна1,853,313,326,12356,142Всього 99,9735165,292Вересень Зелена асса люцерни204,687,4993,6149,8Зелена асса кукурудзи243,415,5481,84132,96Солома пшенична41,543,756,1615Дерть пшенично-ячмінна1,81,852,343,334,212Всього 184,93301,972Жовтень Стебла кукурудзи183,565,5364,0899,54Гичка цукрових буряків111,542,5316,9427,83Дерть пшенично-ячмінна1,82,674,014,8067,218Всього 85,826134,588Листопад Силос кукурудзяний382,425,7491,96218,12Солома ячмінна30,891,022,673,06Солома пшенична40,670,992,683,96Дерть пшенична1,80,240,450,4320,81Всього97,742225,95Грудень Силос кукурудзяний401,853,4574138Солома пшенична30,791,952,375,85Солома ячмінна 42,574,2110,2816,84Дерть ячмінна1,80,872,831,5665,094Всього88,216165,784Примітка - Вміст 137Cs і 90Sr поданий у розрахунку на натуральну вологість


Міністерство аграрної політики та продовольства України Білоцерківський національний аграрний університет

Больше работ по теме:

Предмет: Экология

Тип работы: Диссертация

Новости образования

КОНТАКТНЫЙ EMAIL: MAIL@SKACHAT-REFERATY.RU

Скачать реферат © 2018 | Пользовательское соглашение

Скачать      Реферат

ПРОФЕССИОНАЛЬНАЯ ПОМОЩЬ СТУДЕНТАМ