Екологістика та мінімізація радіоактивного забруднення сільськогосподарської продукції

Як і двадцять п’ять років тому, наслідки аварії на Чорнобильській атомній електростанції продовжують негативно впливати на життя мільйонів людей. Крім значного впливу на здоров'я людей та навколишнє середовище, вона суттєво відображається на економічному, психологічному та соціальному станах населення, яке проживає на забруднених територіях або поблизу них. Чорнобильська аварія належить до глобальних катастроф. Це пов'язано як з масштабами наслідків, так і з їх комплексним характером [1].

Чорнобильська катастрофа призвела до опромінення приблизно 4 млн населення України. Доказові дані щодо медичних наслідків катастрофи для різних категорій потерпілих, отримані протягом 25 післяаварійних років відображаються в погіршенні здоров'я майже за всіма видами хвороб: тенденція до зростання лейкемій; збільшення в цих районах кількості інвалідів; зростання неонкологічної захворюваності, у тому числі психічні розлади; радіаційні ризики для неракових захворювань (0,25-0,5 Зв і більше): цереброваскулярна патологія, психічні розлади, захворювання нервової системи, ендокринні розлади та ін.; зростання захворюваності на рак щитовидної залози, у тих, хто був опромінений у дитячому віці (0-18 років); затримка фізичного розвитку дітей з радіоактивно забруднених територій; погіршення соматичного і психічного здоров'я; патологія щитовидної залози, порушення регуляції з боку імунної, ендокринної та нервової систем. Ці хвороби також ускладнюються геохімічною провінцією, дефіцитом у раціоні молочних і м'ясних продуктів, фруктів і овочів, тобто дефіцитом білків, вітамінів, макро- і мікроелементів, а також формування соціально-психологічного комплексу «жертви».

Так нами були порівняні дані кількостей випадків захворюваності в цілому по Україні з населеними пунктами, що розміщені на радіоактивно забруднених територіях [2]. За приклад було взято м. Коростень, що розташований в північній частині Житомирської області і відноситься до населеного пункту третьої зони радіоактивного забруднення. З наведених даних (табл. 1) видно збільшення в декілька разів випадків патології щитовидної залози в порівнянні з аналогічним показником по Україні.

Таблиця 1 – Порівняльні показники патології щитовидної залози на 100 тис. населення

Вид патології

м. Коростень

Україна

Дифузний зоб

1855

436

Вузловий зоб

1039

491,9

Тиреоїдит

588,5

326,7

Гіпотиреоз

335,1

172,3

Рак щитовидної залози

141,5

65,9

Також спостерігається тенденція збільшення кількості випадків вроджених аномалій (рис. 1) починаючи з поставарійного періоду, який збільшився з 3,4 випадків на 100 тис. населення в 1986 році до 37,2 у 2010.

 


Рис. 1. Динаміка кількості випадків вроджених аномалій

 

Постановка задачі досліджень

Аварія на Чорнобильській АЕС не має аналогів за площею радіоактивного забруднення і величині радіоактивного опромінення рослин, тварин і людини. Найбільшу небезпеку для всього живого становлять радіоактивні ізотопи йоду, стронцію, цезію, плутонію завдяки своїй високій рухомості або високоенергетичному спектру випромінювань. Найбільшому радіаційному впливу піддалися природні та агроекосистеми в зоні Полісся України [3].

Розвиток сільськогосподарського виробництва на забруднених територіях має здійснюватись на основі науково обґрунтованої стратегії, спрямованої на мінімізацію надходження радіонуклідів в організм людини, реабілітацію цих територій, відродження традиційних для них напрямків сільського господарства та їх оптимізацію [4].

Саме це і визначило постановку цілей наших досліджень у вивченні екологістики радіонуклідів по профілю ґрунту та в рослинну продукцію.

Методика проведення досліджень

Багаторічні моніторингові дослідження проводили на базі Інституту сільського господарства Полісся НААН. Об’єктом досліджень були дерново-підзолисті та торфово-болотні ґрунти, на яких досліджувалась залежність вертикальної міграції 137Cs по профілю ґрунту та переходу радіонуклідів у системі «ґрунт-рослина» від внесення меліорантів та мінеральних добрив і їх співвідношень.

Аналіз питомої активності 137Cs у зразках проводили за загальноприйнятою методикою в лабораторії Відродження земель радіаційної зони та лабораторії агрохімії, які сертифіковані згідно з ДСТУ.

Результати досліджень
Серед факторів, які визначають рухомість радіонуклідів, можна виділити наступні:

  • метеорологічні умови;
  • властивості речовини, в складі якої радіонукліди поступають в біосферу;
  • фізико-хімічні властивості радіонуклідів;
  • склад, властивості та особливості генезису ґрунтів та біологічні особливості культур

Погодно-кліматичні умови впливають на інтенсивність міграції радіонуклідів в ґрунті. Тривалість періоду ефективних температур і вологість ґрунту визначають час активної взаємодії радіонуклідів з ґрунтом. Набухання глинистих мінералів і подальше їх висушування може привести до необмінного поглинання катіонів.

Характер розподілу радіонуклідів у ґрунтовому профілі, швидкість і спрямованість міграції їх у різних біогеоценозах визначаються в значній мірі закріпленням у ґрунтах або міцністю зв'язку з ґрунтом. Поглинання хімічних елементів і радіонуклідів зокрема може відбуватися по декільком механізмам, що пов'язані з гетерогенністю ґрунтового покриву та фізичними, хімічними й біохімічними процесами, що постійно протікають в ньому. Тверда фаза ґрунту – це полідисперсна система, що складається із часток різного розміру, які мають різний мінералогічний склад: у великодисперсних фракціях переважають первинні мінерали, а в більш дрібних – вторинні глинисті мінерали груп монтморилоніту, каолініту, гідрослюд, високодисперсних часток кварцу і т.д. Ці мінеральні частки оточені плівками – гелями, що складаються в основному з полуторних окислів, кремнієвої кислоти, органічних речовин і різних солей. Крім того, у ґрунті перебувають різні мікро- і макроорганізми, коріння рослин тощо, що також впливають на зв’язування радіонуклідів ґрунтом як механічно так і біохімічно.

Різні ґрунти мають неоднакову здатність до поглинання радіонуклідів. При цьому проявляється вплив фізико-хімічних особливостей ґрунтів і хімічних властивостей радіонуклідів. Для порівняння нами було досліджено розподіл радіонуклідів по профілю двох типів ґрунтів – дерново-підзолистий та торфово-болотний (рис. 2).


Рис. 2. Розподіл питомої активності 137Cs по профілю ґрунту, %

Як видно з діаграми основна кількість радіонукліду зосереджена в верхніх шарах ґрунту. Однак в торфово-болотних ґрунтах відмічений більший розподіл питомої активності 137Cs в нижніх шарах, що становить 5-7 % від сумарної активності. Відповідно в верхніх шарах частка питомої активності менша в порівнянні з дерново-підзолистим ґрунтом і становить 14-18 %.

 

Одним з важливих факторів, що впливають на кількість поглинених радіонуклідів, є вміст обмінних катіонів у ґрунті, з одного боку, і концентрація їх та інших макрокомпонентів у розчині, з іншої сторони. Поглинання радіонуклідів зростає зі збільшенням ємності поглинання, вмісту в ґрунті обмінного Са й гумусу. Поглинання радіонуклідів може знижуватися в результаті зменшення ємності поглинання, що обумовлено заміщенням частини Н+-іонів функціональних груп іонами Fe3+ і утворенням метало-органічних і органомінеральних з'єднань, що не беруть участь в обміні катіонів. Крім, катіонів на поглинання радіонуклідів впливає присутність аніонів, що утворюють важкорозчинні з'єднання або радіоколоїди. Присутність у розчині різних органічних сполук, що утворюються при розкладанні рослинного опаду та біохімічних процесів, що протікають у ґрунті, також впливає на поглинання радіонуклідів ґрунтом.

Наведені дані про вплив різних факторів на поглинання радіонуклідів ґрунтами ще не в повній мірі розкривають міцність зв'язку або закріплення їх в ґрунтах, який визначається витисненням попередньо поглинених радіонуклідів катіонами ізотопних носіїв та інших елементів, однак володіючи навіть цими знаннями ми можемо корегувати адсорбцію чи десорбцію радіонуклідів в ґрунті шляхом внесення меліорантів.

Дози меліорантів установлюються з розрахунку на додаткове при внесенні в ґрунт за рахунок мінералу, ємкості поглинання залежної від її величини частини у вихідному ґрунті. Серед меліорантів використовувались бентоніти, целіти та сапоніти.

Результати досліджень показали, що відбувається активний перерозподіл радіонуклідів між шарами ґрунту. Характерно, що верхній шар найбільше насичується при внесенні меліорантів, комплексне застосування меліорантів та мінеральних добрив дещо зменшує цей показник. Найнижчим він виявився на контролі. В той же час внесення мінеральних добрив сприяє більш активній міграції радіонуклідів в нижні шари, зокрема найвища концентрація радіонуклідів в шарі 80…100 см спостерігалася на варіантах, де внесені лише мінеральні добрива.

Крім того, виявлено, що із збільшенням норми меліоранту підвищується питома активність 137Cs в орному шарі ґрунту та зменшується його активність в нижніх горизонтах, що дає змогу констатувати, що меліоранти активно діють як сорбенти по відношенню до 137Cs, оскільки найбільша локалізація 137Cs спостерігається на глибині внесення сорбентів. В подальшому за рахунок відтоку з даного шару відбулося насичення радіонуклідами як верхніх, так і нижніх шарів.

У 2001 році питома активність 137Cs в 0...20 см шарі торфово-болотного ґрунту за роки досліджень коливалась від 407 на фоні глини до 510 Бк/кг на фоні сапоніту у варіантах без добрив.

З 2001 по 2005 роки питома активність 137Cs знижувалась: на фоні глини від 407 (2001 р.) до 284 Бк/кг (2005 р.) або на 40 %; на фоні сапоніту питома активність знижувалась також на 40 %, а при застосуванні цеоліту – 19 %. Внесення глини 150 т/га та 250 т/га підвищило питому активність 137Cs в 0…20 см шарі на 0,5 та 4 % у 2001 році та на 7 і 5 % у 2005 році відповідно.

Аналогічна картина відбувається при внесенні 15 і 25 т/га сапоніту та такої ж кількості цеоліту. Підвищення питомої активності становило: по сапоніту на 28 і 1,5 % у 2001 році та 9 і 10 % у 2005 році; по цеоліту – на 20 і 40 % у 2001 році та 1,6 % у 2005 році, при внесенні 25 т/га цеоліту питома активність зменшилась на 5 %, порівняно до контролю у 2005 році відповідно.

Засвоєння рослинами радіонуклідів з ґрунту залежить від комплексу чинників, серед яких можна виділити чотири основних: фізико-хімічні та механічні властивості ґрунту, біологічні особливості рослин, фізико-хімічні особливості радіонуклідів і особливості агротехніки обробки культур. У цілому спрямованість дії ґрунтових властивостей на біологічну рухливість радіонуклідів можна описати так: доступність рослинам радіонуклідів підвищується зі зменшенням вмісту в ґрунті фізичної глини, мулу, органічної речовини, обмінних катіонів, місткості поглинання. Неоднозначно впливають на доступність засвоєння рослинами радіонуклідів такі особливості ґрунту, як рН і вміст карбонатів.

Найважливішими серед агромеліоративних заходів, що сприяють зменшенню надходження радіонуклідів у продукцію рослинництва, а отже, в продукти харчування, є: вапнування кислих ґрунтів, у тому числі на присадибних ділянках; внесення мінеральних добрив; залуження та перезалуження лук і пасовищ; обробіток ґрунту. Коефіцієнт накопичення 137Cs з торфово-болотного ґрунту у зеленій масі 137Cs значно вищий на контролі (1,23), ніж на варіантах, де вносились сапоніти, що свідчить про їх довготривалу дію та ефект довготривалого окультурення ґрунту. На варіанті з внесенням Р60К90 коефіцієнт накопичення був найвищий, він становив на люпині 1,32, на коноплі – 0,63 і гірчиці – 1,18. Тоді як при сумісному застосуванні Р60К90 із сапонітами коефіцієнт накопичення знизився на 13 % по коноплі, 30 % по гірчиці та 32 % по люпину.

Висновки

Не зважаючи на те що з моменту аварії на ЧАЕС минуло 25 років тенденція збільшення негативного впливу радіоактивного забруднення на здоров'я населення очевидний.

Рухомість радіонуклідів по трофічних ланцюгах визначається метеорологічними умовами, фізико-хімічними властивостями радіонуклідів, складом й властивостями та особливостями генезису ґрунтів, а також біологічні особливостями сільськогосподарських культур.

За результатами досліджень впливу меліорантів на рухомість радіонуклідів по профілю ґрунту було визначено, що найбільшими адсорбційними властивостями характеризується глина та сапоніт, при внесенні яких спостерігалось збільшення питомої активності в шарі ґрунту на 40 %, а при внесенні цеоліту – лише на 19 %.

При внесенні сапонінів коефіцієнт накопичення 137Cs в зеленій масі рослини знижується найбільше у люпину – на 32 % та гірчиці – 30 %.

Дослідження основних аспектів екологістики радіонуклідів у агроекосистемах дає можливість обґрунтування систем контрзаходів щодо контролю переходу радіонуклідів в системі ґрунт-рослина з метою отримання сільськогосподарської продукції відповідно до нормативів ДР-2006.

Список літератури
1.         Патика В. П. Агроекологічний моніторинг та паспортизація сільськогосподарських земель / Патика В. П., Тараріко О. Г. – К.: Фітосоціоцентр, 2002. – 85 с.
2.         Хоменко О.О. Вплив радіоактивного забруднення на захворюваність населення м. Коростень / О.О. Хоменко, В.П. Фещенко, В.В. Гуреля / Наука. Молодь. Екологія-2011: Статі VІІ міжвузівської науково-практичної конференції молодих вчених - Житомир: 2011 С. 59-63
4.         Шагалова Э. Д. Миграция 90Sr и 137Cs в автоморфных дерново-подзолистых почвах Белоруссии./ Шагалова Э.Д. и др. – М : Почвоведение, – 1986. – С. 114 – 120.
3.         Фещенко В. П. Раціональне використання радіоактивно деградованих торфово-болотних та заплавних ґрунтів: монографія / Фещенко В. П. – Житомир : Друк, 2006. – 298 с.

УДК 504.75.06+631.147
Фещенко В. П.  Екологістика та мінімізація радіоактивного забруднення сільськогосподарської продукції [Електронний ресурс]  / [Фещенко В. П., Гуреля В. В.] // Збірник наукових статей “ІІІ-го Всеукраїнського з’їзду екологів з міжнародною участю”. – Вінниця, 2011. – Том.2. – С.455–458. Режим доступу: http://eco.com.ua/

Скачати в форматі pdf:

Оцінка: 
0
No votes yet