Если у вас возникли сложности с курсовой, контрольной, дипломной, рефератом, отчетом по практике, научно-исследовательской и любой другой работой - мы готовы помочь.
Предоплата всего
Подписываем
КОСТЮЧЕНКО Олексій Костянтинович
ОЦІНКА ДОЗОВИХ НАВАНТАЖЕНЬ МЕШКАНЦІВ ОКРЕМИХ НАСЕЛЕНИХ ПУНКТІВ НАРОДИЦЬКОГО РАЙОНУ ЖИТОМИРСЬКОЇ ОБЛАСТІ
Магістерська робота
на здобуття освітньо-кваліфікаційного рівня «магістр»
ЗМІСТ
стр
ВСТУП
РОЗДІЛ 1. ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ
1.1. Радіоактивне забруднення території України
1.2 Радіоактивне забруднення основних видів сільськогосподарської продукції
РОЗДІЛ 2. ПРИРОДНО-КЛІМАТИЧНІ УМОВИ РЕГІОНУ ДОСЛІДЖЕНЬ ТА БІОЛОГІЧНІ ОСОБЛИВОСТІ ДОСЛІДЖУВАНИХ ОБ'ЄКТІВ
2.1. Характеристика регіону дослідження
2.2. Геоморфологічна характеристика Житомирської області
2.3. Геологічна будова території Житомирської області
2.4. Характеристика земельних ресурсів області
2.5. Метеорологічні умови проведення дослідження
РОЗДІЛ 3. ОБЄКТИ ТА МЕТОДИ ПРОВЕДЕННЯ ДОСЛІДЖЕННЯ
3.1.Обєкт дослідження
3.2. Методика дослідження
РОЗДІЛ 4. ОЦІНКА ДОЗОВИХ НАВАНТАЖЕНЬ МЕШКАНЦІВ ОКРЕМИХ НАСЕЛЕНИХ ПУНКТІВ НАРОДИЦЬКОГО РАЙОНУ ЖИТОМИРСЬКОЇ ОБЛАСТІ
4.1. Особливості міграції 137Cs та 90Sr в лісових екосистемах
4.2. Радіоекологічна ситуація на території Житомирської області із урахуванням радіонуклідів в різних компонентах екосистеми
4.3. Вміст 137Cs і важких металів у кормах і тваринницькій продукції зони гарантованого добровільного відселення
4.4. Радіоекологічна оцінка молока та його частка у дозовому навантаженні мешканців Житомирської області
4.5. Особливості формування доз опромінення населення Народицького району за рахунок критичних ландшафтів
ВИСНОВКИ
СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ
ВСТУП
Актуальність теми. Радіологічна ситуація, що склалася після аварії на ЧАЕС, радикально змінила умови проживання та особливості формування доз опромінення сільського населення Полісся України. Ступінь забруднення багатьох харчових продуктів перевищує допустимі рівні навіть через 20 років після аварії, особливо це стосується продуктів лісового походження.
Значна частина населення проживає в сільській місцевості, де щільність забруднення ґрунту за 137Сs перевищує 15 Кі/км2 (555 кБк/м2). Дози внутрішнього опромінення у сільського населення формуються головним чином за рахунок харчових продуктів, що вирощуються на присадибних ділянках і заготовляються в навколишніх лісах (гриби, ягоди, м’ясо диких тварин) та водоймищах (риба).
Для оцінки доз внутрішнього опромінення населення необхідно застосовувати інтегрований підхід, який базується на використанні в прогностичних моделях комплексу параметрів, зокрема: щільність забруднення ґрунту, тип ґрунту, надходження радіонуклідів у рослини та особливості харчування населення. Важливим також є різниця в поведінці 137Cs та 90Sr в навколишньому середовищі. Вищеназвані параметри мають суттєве значення у радіоактивному забрудненні харчових продуктів та дозах опромінення, що отримує населення. Слід зазначити, що за більш ніж двадцятирічний період дослідженнями вітчизняних і зарубіжних вчених, таких як Прістер Б.С., Лощилов М.О., Асташева Н.П., Перепелятников Г.П., Перепелятникова Л.В., Гудков І.М., Алексахін Р.М., Богданов Г.О., Славов В.П., Савченко Ю.І., Борщенко В.В., Hansen H.S., Johanson K.J., накопичено значну кількість даних щодо особливостей переходу 137Cs та 90Sr в трофічному ланцюгу ґрунт – рослина – продукція тваринництва – людина. Дані дослідження стосуються окремих ланок міграції радіонуклідів і комплексно не охоплюють одночасно весь трофічний ланцюг.
Внесок харчових продуктів, отриманих в умовах природних екосистем, у формування дози опромінення сільського населення до цього часу досліджений недостатньо.
Виходячи з вищезазначеного, аналіз шляхів надходження радіонуклідів в організм людини, оцінка природних екосистем у забрудненні радіонуклідами, харчових продуктів для людей, організму тварин та формування дозових навантажень людини є надзвичайно актуальною проблемою і важливим елементом безпечного проживання населення в радіаційно забруднених регіонах.
Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами.
Дослідження виконувалися у порядку виконання госпдоговірної теми: «Вивчити радіоактивне забруднення компонентів лісових екосистем у лісах Полісся України». Номер державної реєстрації 0112U001877.
Мета та завдання досліджень. Комплексна оцінка значення природних екосистем у забрудненні радіонуклідами організму тварин і формування дозових навантажень на організм людини та обґрунтування шляхів використання критичних ландшафтів сільським населенням Народицького району на основі експериментальних даних.
Для реалізації мети досліджень були поставлені завдання:
- вивчити особливості міграції 137Cs та 90Sr в трофічному ланцюзі ґрунт – пасовищна трава природних угідь – молоко корів індивідуальних селянських господарств Полісся України;
- визначити коефіцієнти переходу 137Cs в рослини лісових екосистем та їстівні гриби;
- визначити коефіцієнти переходу та агреговані коефіцієнти переходу 90Sr в різні складові частини природних екосистем: пасовищну траву, молоко корів, м`ясо косулі, різні види лісових рослин і їстівні гриби;
- визначити швидкість вертикальної міграції 137Cs в ґрунтовому профілі заплави залежно від розташування екологічної підсистеми.
- визначити сезонну та річну динаміку накопичення 137Cs в м’язах косулі після аварії на ЧАЕС;
- вивчити особливості забруднення різних видів прісноводної риби 137Cs в місцевих водоймищах Народицького району;
- вивчити особливості формування доз внутрішнього і зовнішнього опромінення сільського населення, що проживає в Народицькому районі, з врахуванням джерел надходження радіонуклідів.
Об’єкт досліджень – закономірності міграційних процесів 137Cs в трофічних ланцюгах ґрунт – рослина – тварина – продукція – організм людини. Особливості формування доз опромінення людини в умовах природних агроландшафтів Народицького району.
Предмет досліджень – параметри та показники, що характеризують міграцію 137Cs в умовах критичних агроландшафтів Народицького району, критерії оцінки формування доз опромінення населення Народицького району за рахунок внутрішнього та зовнішнього опромінення.
Методи досліджень – методи дослідження природних компонентів – ґрунтового та рослинного покриву; методи відбору та сучасні фізичні (радіометричні, дозиметричні), радіоекологічні та радіохімічні методи вимірювання проб на активність радіонуклідів у ґрунті, рослинах, продукції тваринництва; соціологічні методи визначення споживання критичних харчових продуктів сільським населенням Народицького району.
Наукова новизна одержаних результатів. Вперше експериментально комплексно визначено роль харчових продуктів, які складають раціон людини за рахунок природних екосистем, та оцінено їх внесок в сумарну дозу опромінення сільського населення Народицького району.
Встановлено, що на структуру формування дози внутрішнього опромінення людини впливає споживання харчових продуктів лісових екосистем (гриби, ягоди, м‘ясо дичини) та рослинницької і тваринницької продукції індивідуальних селянських господарств.
Доведено, що середньорічні сумарні дози опромінення критичних груп населення Народицького району лише за рахунок 137Cs значно перевищують норми рекомендовані ДР-2006 та МКРЗ.
Отримано дані сезонного розподілу внутрішнього, зовнішнього опромінення людини та сумарної дози опромінення протягом літнього, осіннього, зимового та весняного періодів року.
В умовах лісових екосистем Народицького району визначена сезонна та річна динаміка накопичення 137Cs в м’язах косулі, оскільки споживання м’яса косулі зумовлює вагомий внесок в надходження 137Cs до організму людини. Встановлені агреговані коефіцієнти переходу 137Cs в трофічному ланцюгу ґрунт – м’язи косулі протягом 16 років спостережень.
Практичне значення отриманих результатів. Результати досліджень мають важливе науково-практичне та соціальне значення. Отримані дані є основою для прийняття рішень щодо проблем проживання населення на Поліссі України та використання критичних ландшафтів в процесі життєдіяльності, істотно розширюють базу даних про концентрацію радіонуклідів у об’єктах навколишнього середовища і харчових продуктах, забезпечують інформацію щодо формування доз опромінення критичної групи населення залежно від умов проживання, землекористування, дають можливість виявити найбільш критичні компоненти раціону населення і їх зв'язок із дозовим навантаженням людей, можуть бути широко екстрапольовані і застосовані до інших, менш забруднених радіонуклідами територій.
Соціальний ефект досліджень обумовлюється покращенням радіаційних наслідків для здоров’я людей, що проживають на Поліссі України, за умови обмеження споживання критичних харчових продуктів.
Апробація результатів дисертації. Матеріали магістерської роботи доповідалися та обговорювалися на наступни основних вітчизняних та міжнародних конференціях.
Публікації. Результати досліджень за темою дисертаційної роботи викладено в 1 наукових публікаціях, тезах.
Структура та обсяг роботи. Магістерська робота викладена на 73 сторінках комп’ютерного набору, складається зі вступу, чотирьох розділів, загальних висновків, рекомендацій для виробництва, списку використаних 67 літературних джерел, з яких 4 – іноземною мовою.
РОЗДІЛ 1
РАДІОЕКОЛОГІЧНЕ ЗАБРУДНЕННЯ ТЕРИТОРІЇ УКРАЇНИ
(огляд літератури)
1.1. Радіоактивне забруднення території України
Двадцять шостого квітня 1986 року сталася аварія на четвертому енергоблоці Чорнобильської АЕС. Негативні наслідки цієї техногенної катастрофи пов’язані із викидом значної кількості радіоактивності у довкілляb і є найтяжчими за всю історію використання атомної енергії у мирних цілях. Загальна радіоактивність речовин, що потрапили за межі реактора у довкілля, становить понад 300 МКі [18].
Аварія призвела до радіоактивного забруднення більш як 145 тисяч км2 території України, Республіки Білорусь та Російської Федерації, щільність забруднення радіонуклідами 137Cs якої перевищує 37 кБк/м2 (перевищення цього рівня, за законодавством зазначених країн, відносить території до категорії забруднених). Внаслідок Чорнобильської катастрофи постраждало близько 5 мільйонів людей, на забруднених територіях розташовано майже 5 тисяч населених пунктів Республіки Білорусь, України та Російської Федерації. З них на Україні – 2293 сіл, селищ та міст, у яких чисельність населення на початку дев’яностих років минулого сторіччя перевищувала 2,6 млн. осіб [9].
Радіоактивне забруднення територій, яке сталося внаслідок Чорнобильської катастрофи, призвело до появи в навколишньому середовищі додаткових довгоіснуючих джерел іонізуючого опромінення людей, а особливості та масштаби аварії на Чорнобильській АЕС зумовили необхідність розв`язання надзвичайно складних проблем, пов`язаних із радіаційною безпекою населення. Увага радіологів сьогодні прикута до зони відчуження, яку в цілому можна назвати концентрованим джерелом радіаційної небезпеки, та до території зон радіоактивного забруднення, де продовжують жити і працювати люди.
Верховна Рада України у 1991 році затвердила Національну Концепцію проживання населення на територіях України з підвищеними рівнями радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи (Постанова Верховної Ради України від 27 лютого 1991 р. № 791-ХІІ), згідно з якою величина дози додаткового опромінення, пов`язаного з Чорнобильською катастрофою, не повинна перевищувати 1,0 мЗв (0,1 бер) за рік і 70 мЗв (7 бер) за 70 років життя понад дозу, яку одержувало населення у доаварійний період в конкретних природних умовах. На основі цієї Концепції, в основному, було побудовано «Чорнобильське законодавство» стосовно протирадіаційного захисту населення [23].
Протягом 1991-1995 років відповідно до вимог чинного законодавства було визначено територію зон радіоактивного забруднення. До цих зон було віднесено 2293 населених пункти дванадцяти областей, які зазнали найбільшого забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи. Сьогодні на забруднених територіях проживає майже 2,3 млн. осіб, у тому числі у зоні посиленого радіоекологічного контролю понад 1,6 млн. осіб.
В Україні після катастрофи на ЧАЕС здійснюють радіоекологічний моніторинг основних складових довкілля на різних територіальних рівнях за характерними лише для нашої держави показниками. Так, в зоні за-бруднення (крім об'єкта "Укриття" та 30-кілометрової зони відчуження) здійснюється радіоекологічний моніторинг у різних напрямах: моніторинг ландшафтно-геологічного середовища з метою отримання базової інформації для оцінювання та прогнозування загальної радіоекологічної ситуації на забруднених радіонуклідами територіях і її впливу на екологічну ситуацію в Україні; моніторинг поверхневих і підземних водних систем; моніторинг природоохоронних заходів та споруд; моніторинг локальних довгочасних джерел реального і потенційного забруднення (об'єкт "Укриття", ставок-охолоджувач, пункти захоронення радіоактивних відходів, пункти тимчасової локалізації радіоактивних відходів); моніторинг біоценозів і заходів щодо використання природних угідь; медичний і санітарно-гігієнічний моніторинги.
1.2 Радіоактивне забруднення основних видів сільськогосподарської продукції
На сьогодні, значний ступінь забрудненості сільськогосподарської продукції пов’язується із штучними та природними радіонуклідами, які потрапили в навколишнє середовище внаслідок аварії на ЧАЕС та при спалюванні вугілля на теплових електростанціях. Це, в свою чергу, приводить до значного ризику проживання населення на радіоактивно забруднених територіях і споживання ним продукції виробленої на місці проживання. Зокрема, колективна доза опромінення, обумовлена роботою теплових електростанцій, перевищує відповідне значення від АЕС, що працюють у штатному режимі [32].
Теоретичні та практичні аспекти визначення ефективності використання земельних ресурсів стали предметом дослідження багатьох відомих вітчизняних та зарубіжних науковців: з зарубіжних можна відмітити – Гусакова В.Г., Лещиловського П.В., Мінакова А.І.; з вітчизняних – Андрійчука В.Г., Добряка Д.С., Меселя-Веселяка В.Я., Саблука П.Т., Третяка А.М., Мацибору В.І., та інших. Особливості господарювання на ґрунтах забруднених 137Сs та 90Sr висвітлюються у працях Малиновського А.С., Павловської Л.Д., Славова В.П. Однією із головних задач сучасного ведення сільського господарства є отримання якісної, в екологічному розумінні, продукції. Така задача вирішується на фоні значного антропогенного тиску на навколишнє середовище. Так, у навколишнє середовище з різних причин потрапила велика кількість забруднювачів, в тому числі радіонуклідів, які розрізняються за часом життя, фізико–хімічними властивостями та біологічною доступністю і значимістю.
Радіоактивне забруднення території, обумовлене аварією на Чорнобильській АЕС, суттєво неоднорідне внаслідок як обставин вибуху на ЧАЕС, так і характеру осідання радіонуклідів із атмосфери на поверхню ґрунту. Тому забрудненість продукції, зокрема, рослинницької мзмінюватися у відповідності із флуктуаціями у величині забрудненості та властивостей ґрунту, або, безпосередньо, у величині коефіцієнта накопичення [6; 23].
Існування неоднорідностей у радіоактивному забруднені ґрунту та його властивостях призводить до існування невизначеностей в оцінці ступеня забрудненості продукції сільськогосподарського виробництва тваринного та рослинного походження, а відтак і ризику проживання людини на забрудненій території. Такі невизначеності носять принциповий характер і не можуть бути усунуті шляхом удосконалення системи моніторингу забрудненої території. Існування таких невизначеностей потребує розвитку нових підходів до опису радіоекологічного стану забруднених радіонуклідами територій та оцінки ступеня забрудненості сільськогосподарської продукції та ризику проживання населення на забрудненій території.
У післяаварійний період, внаслідок розпаду 137Сs та 90Sr, їх вміст у ґрунті знизився на 45-50 % [23]. На період перших радіологічних обстежень найбільші площі ураження регіону 137Сs відзначались щільністю від 1 до 5 Кі/км2 та по семи найбільш забруднених районах Житомирської області становили 57 % до загальної обстеженої площі. Забруднення 90Sr із щільністю від 0,02 до 0,15 Кі/ км2 було зафіксовано на площі 345 тис. га сільськогосподарських угідь, або 73,3 % від загальної площі угідь регіону (рис 1.1).
Рис. 1.1. Забруднення земель сільськогосподарського призначення радіонуклідами у післяаварійний період
Останній тур обстеження фіксує зниження забруднення обстеженої території 137Сs із щільністю 1-5 Кі/км2 до 40 %, та 90Sr з рівнями 0,02-0,15Кі/км2 до 71% (рис. 1.2).
Рис. 1.2. Забруднення земель сільськогосподарського призначення згідно останнього туру дослідження
Згідно досліджень Інституту сільського господарства Полісся, значні об’єми радіонуклідів і наразі зосереджені у орному шарі . Зокрема у профілі 0–20 см дерново-підзолистого супіщаного ґрунту вміст радіоцезію становить 67-79 % (за таких же умов для торфоболотного ґрунту цей показник є на рівні 81 %), у профілі 20-30 см – 11-17 % (для торфоболотного ґрунту 11 % відповідно) [6; 23]..
Зважаючи на забруднення радіонуклідами, рівень господарського використання земельних ресурсів у розрізі районів низький та коливається протягом останніх п’яти років у межах від 0,7 % (Олевський район - 2010 та 2011 рр.), до 8,9 % (Ємільчинський район у 2011 р), та має тенденцію до поступового зниження від 5,6 % у 2010 та 2011 роках до 3,7 % у 2013 році. На території досліджуваного регіону станом на 01.01.2013 здійснюють діяльність та звітують про результати 268 сільськогосподарських підприємств різних організаційно-правових форм господарювання, що обробляють, 58,6 тис. га угідь, з яких під ріллею 48,8 тис. га (табл. 1.1).
Таблиця 1.1
Кількість сільськогосподарських підприємств у радіоактивно забруднених районах Житомирської області станом на 01.01.2013 р [8; 43]
|
Район |
Всього зареєст- ровано |
Звітується |
У тому числі |
||||||||
|
ПП |
СТОВ, ТОВ |
АТ, ВАТ, ЗАТ |
ФГ |
СВК |
СОК |
державні |
комунальні |
інші |
|||
|
Ємільчинський |
98 |
49 |
15 |
12 |
14 |
2 |
1 |
5 |
|||
|
Коростенський |
82 |
54 |
12 |
21 |
14 |
1 |
1 |
5 |
|||
|
Лугинський |
50 |
26 |
4 |
9 |
9 |
2 |
1 |
1 |
|||
|
Малинський |
83 |
38 |
7 |
8 |
1 |
19 |
1 |
0 |
2 |
||
|
Народицький |
29 |
22 |
7 |
9 |
2 |
2 |
0 |
2 |
0 |
||
|
Овруцький |
53 |
39 |
5 |
21 |
8 |
2 |
3 |
||||
|
Олевський |
76 |
40 |
15 |
8 |
1 |
11 |
1 |
2 |
2 |
||
|
По регіону |
471 |
268 |
65 |
88 |
2 |
77 |
4 |
9 |
2 |
3 |
18 |
Найбільшу частку з вищевказаних складають сільськогосподарські товариства з обмеженою відповідальністю, фермерські господарства та приватні підприємці – 88, 77 та 65 відповідно.
При загальній площі досліджуваного регіону 1303 тис. га, площа сільсько-господарських угідь розподілена між господарствами населення та сільськогосподарськими підприємствами у пропорції 1:5 (282 тис. га та 58 тис. га відповідно), багаторічні насадження займають 4 тис. га, однак їх розподіл 10:1 відносно господарств населення та сільськогосподарських підприємств свідчить про майже про повне їх виключення з господарської діяльності останніх [6]..
Протягом останніх п’яти років сільськогосподарськими підприємствами зайнято під багаторічними насадженнями лише 34 гектари (за виключенням Олевського району, де площі зайняті під садівництво займають в середньому від 260 до 330 га на рік ) (табл. 1.2).
Таблиця 1.2
Структура сільськогосподарських угідь у радіоактивно забруднених районах станом на 01.01.2013р., тис. га
|
Район |
Сільськогосподарські підприємства |
в тому числі |
Господарства населення |
в тому числі |
||||||||
|
рілля |
перелоги |
багаторічні насадження |
сіножаті |
пасовища |
рілля |
перелоги |
багаторічні насадження |
сіножаті |
пасовища |
|||
|
Ємільчинський |
10,9 |
9,0 |
- |
- |
1,1 |
0,8 |
61,5 |
47,3 |
- |
0,6 |
6,1 |
7,5 |
|
Коростенський |
15,1 |
13,2 |
0,5 |
- |
0,4 |
0,9 |
54,9 |
42,2 |
2,9 |
0,8 |
3,8 |
5,2 |
|
Лугинський |
2,5 |
1,7 |
- |
- |
0,5 |
0,3 |
26,0 |
15,2 |
2,5 |
0,4 |
4,0 |
3,9 |
|
Малинський |
12,5 |
11,5 |
0,1 |
- |
0,4 |
0,5 |
40,5 |
30,7 |
1,6 |
0,6 |
2,0 |
5,6 |
|
Народицький |
1,8 |
1,8 |
- |
- |
- |
- |
21,1 |
16,7 |
0,1 |
0,1 |
1,0 |
3,1 |
|
Овруцький |
12,9 |
10,6 |
- |
- |
0,6 |
1,7 |
41,9 |
27,7 |
- |
0,7 |
6,4 |
7,1 |
|
Олевський |
2,3 |
1,0 |
- |
0,3 |
0,6 |
0,3 |
36,1 |
19,7 |
0,4 |
0,3 |
9,2 |
6,5 |
|
По регіону |
58,6 |
48,8 |
0,6 |
0,3 |
3,6 |
4,5 |
282 |
199,5 |
7,5 |
3,5 |
32 |
39 |
У середньому, по районам Житомирської області найбільшими землекористувачами (понад 3 тис. га в обробітку), зайнято 10,5 тис. га сільськогосподарських угідь на район.
За останні роки спостерігається позитивна тенденція вилучення площ із господарського використання, так по області за період 2011- 2013 роки сіль госппідприємствами вилучено з обробітку 19,9 тис. га. На фоні зменшення кількості сільськогосподарських угідь та збільшення розораності у розрізі господарств можна відмітити динаміку зменшення показників ефективності використання земельних ресурсів у грошовій формі. Тож суб’єкти господарювання нарощуючи об’єми виробництва все ще отримують збитки, при чому зростаюча частка збиткових господарств свідчить про зниження ефективності діяльності сільськогосподарських підприємств по регіону загалом.
Сучасний стан використання сільськогосподарських земель у регіоні радіаційного забруднення потребує еколого-економічного обґрунтування у вигляді впорядкування угідь, розробки та дотримання сівозмін, відтворення та підтримання родючості ґрунтів на оптимальному рівні тощо.
Всі ці заходи є дієвими і для зменшення надходження радіонуклідів у готову продукцію. Тож такі реорганізації безумовно будуть мати дуалістичні наслідки: покращення якісних показників землі, як засобу виробництва, та ефективності її використання, з однієї сторони буде сприяти зменшенню надходження радіонуклідів у продукцію аграрного сектору з іншої, що скоріше за все є єдиним правильним напрямком на шляху до сталого розвитку регіону.
Лісові масиви Житомирської області попали у зону впливу аварійних викидів Чорнобильської АЕС і, в тій чи іншій мірі, зазнали радіоактивного забруднення. Це призвело до необхідності перегляду деяких положень з ведення лісового господарства, оскільки головними критеріями будь-якої діяльності на територіях забруднених радіонуклідами є недопущення переопромінення працівників лісового господарства та випуск продукції, вміст радіоактивних елементів у якій не перевищував би допустимі рівні. Сучасна радіаційна ситуація у лісах Житомирщини у певній мірі відрізняється від тієї, яка складалася безпосередньо після аварії. Це пояснюється декількома факторами: розпадом короткоживучих радіоактивних елементів, міграцією радіонуклідів по трофічним шляхам і, тому, знаходженням на сучасному етапі у різних компонентах лісових фітоценозів, закріпленням у грунті, радіоактивним розпадом. Тому, для прийняття тих чи інших рішень з ведення лісового господарства необхідний аналіз сучасного радіоекологічного стану.
Відомо, що лісові масиви Полісся України виконали свої природні екологічні функції і у деякій мірі захистили населені пункти та сільськогосподарські угіддя від ще більшого радіоактивного забруднення. Завдяки цьому в них накопичилась значна кількість радіоактивних елементів. Дослідники ще у 1986 р. відмічали підвищені рівні радіоактивності біля дерев, що зростали серед поля та на узліссях лісу. Для прийняття рішень, щодо ведення конкретних напрямків лісового господарства, у післяаварійний період проводилось обстеження лісів на радіоактивне забруднення. Дане обстеження відбулось у декілька етапів і останнє – у 1991-1992 рр. Було виявлено, що найбільші рівні радіоактивного забруднення грунту спостерігаються у лісах державних лісогосподарських підприємств, що розташовані у північній частині області – Народицькому, Овруцькому, Словечанському, Лугинському, Коростенському лісгоспах. Так, у двох перших з названих, площі лісів, які мали щільність радіоактивного забруднення грунту понад 1 Кі/км2, складали 115206 га, що становило 99,2 % їх території. Загалом на Житомирщині виявилось 31834 га лісів де була заборонена будь-яка лісогосподарська діяльність, крім захисту лісів від шкідників, хвороб і пожеж; 98568 га – де регламентувалось використання продукції з деревини; 439879 га – де заборонялась заготівля недеревної продукції лісу (грибів, ягідних і лікарських рослин).
Аналіз матеріалів з радіоактивного забруднення лісів Житомирської області дозволив відмітити його найвищі рівні у північно-західній частині, яка безпосередньо межує з Київською областю (табл. 1.3) де розташоване джерело аварійних викидів. При пересуванні на захід та південь величини щільності радіоактивного забруднення грунту поступово знижуються. Найбільш суттєве зниження відбувається у південному напрямку. Так, у Баранівському і Ємільчинському лісгоспах щільність радіоактивного забруднення грунту у лісових насадженнях не перевищує 5 Кі/км2, а у Бердичівському, Житомирському та Коростишівському – 1 Кі/км2.
Найбільш екологічно небезпечна ситуація спостерігається у Народницькому лісгоспі. Площа лісів у ньому, на яких заборонена лісогосподарська діяльність, складає 14894 га. У лісових насадженнях, які зростають на даних площах, 20 років не проводяться доглядові рубання, що, в свою чергу, призвело до зниження їх продуктивності та погіршення санітарного стану. Особливо це стосується монокультур сосни звичайної, які створювались у 50-70 рр. минулого століття на площах сільськогосподарського використання. В теперішній час існує необхідність у розробці рекомендацій щодо ведення лісового господарства у даних насадженнях і повторному обстеженні територій на яких вони зростають. Практично на всій площі лісів даного лісогосподарського підприємства, неможливо проводити заготівлю недеревної продукції лісу (грибів, ягідних і лікарських рослин, сіна), а також відстріл диких копитних тварин. Лише 825 га лісових насаджень лісгоспу мають щільність радіоактивного забруднення грунту до 1 Кі/км2 , де лісове господарство рекомендується вести без обмежень.
Значні рівні радіоактивного забруднення лісів спостерігаються в Овруцькому, Словечанському та Лугинському лісгоспах. В них є площі лісових насаджень де заборонено проведення лісогосподарських заходів, а також на яких регламентується використання деревини і забороняється використання недеревної продукції лісу. Враховуючи значну мозаїчність радіоактивного забруднення, в даних лісогосподарських підприємствах існують значні проблеми з проведення різноманітних заходів і радіаційного контролю продукції.
Таблиця 1.3
Розподіл площ лісів Житомирського обласного управління лісового господарства за зонами радіоактивного забруднення (Кі/км2)
|
Державні підприємства |
Площа, га |
до 1,0 |
1,01-5,0 |
5,01-15,0 |
15,01-40 |
понад 40 |
|
Баранівське |
44127 |
44048 |
79 |
|||
|
Білокоровицьке |
69031 |
12906 |
43825 |
2912 |
388 |
|
|
Бердичівське |
31973 |
31973 |
||||
|
Ємільчинське |
50965 |
11257 |
39708 |
|||
|
Житомирське |
42026 |
42026 |
||||
|
Коростенське |
27123 |
4119 |
19668 |
3336 |
||
|
Коростишівське |
44125 |
44125 |
||||
|
Лугинське |
31030 |
197 |
21846 |
6844 |
2143 |
|
|
Малинське |
29739 |
12261 |
17478 |
|||
|
Народицьке |
41488 |
825 |
14427 |
11342 |
10220 |
4674 |
|
Новоград-Волинське |
66630 |
45296 |
20670 |
664 |
||
|
Овручцьке |
74655 |
112 |
27803 |
32549 |
13553 |
638 |
|
Олевське |
61282 |
9285 |
49693 |
2304 |
||
|
Радомишльське |
26772 |
26772 |
||||
|
Словечанське |
75620 |
6278 |
55519 |
54542 |
718 |
|
|
Поліський заповідник |
20104 |
987 |
18440 |
677 |
||
|
Норинськая ДЛМС |
4656 |
704 |
3952 |
|||
|
ВСЬОГО |
732346 |
292467 |
340811 |
66734 |
27022 |
5312 |
Вивчення результатів аналізів вмісту 137Cs у у деревині (з корою і без кори) за останні 5 років демонструє, що основна кількість зразків (70,35 і 93.38 %) не перевищує 200 Бк/кг (рис. 1.3, 1.4). Лише 3-4 % із перевірених зразків мають величину питомої активності радіонукліду, яка перевищує 700 Бк/кг і використання даної деревини може бути обмежене або заборонене. Поява зразків деревини з завищеним вмістом радіонуклідів пояснюється мозаїчністю радіоактивного забруднення лісів і поверхневим забрудненням кори ще під час аерального надходження радіоактивних елементів у лісові екосистеми після аварії на ЧАЕС [6; 23].
Рис. 1.3. Розподіл зразків деревини з корою за діапазонами питомої активності 137Cs (Бк/кг)
Рис. 1.4. Розподіл зразків деревини з корою за діапазонами питомої активності 137Cs (Бк/кг)
Значно гірша екологічна ситуація складається з використанням не деревної продукції лісу (рис. 1.5). Виявилось, що всі види лісових ягід, які мають промислове значення, а також широко використовуються місцевим населенням (чорниця, буяхи, журавлина, брусниця), є накопичувачами радіонуклідів. Так, у зразках свіжих ягід чорниці (найбільш розповсюдженої ягідної рослини лісів Житомирщини) у 41 % випадків вміст радіонукліду перевищував допустимий рівень вмісту 137Cs, який становить 500 Бк/кг. Значно гірша ситуація складається з сухими ягодами чорниці, які використовуються для лікування деяких захворювань – лише 15 % досліджених зразків не перевищували допустимий рівень вмісту 137Cs, який становить 2500 Бк/кг. Це вказує на необхідність ведення постійного радіологічного контролю заготівлі та використання дикорослих ягідних рослин [54].
Рис. 1.5 Розподіл зразків свіжих ягід за діапазонами питомої активності 137Cs (Бк/кг)
Досить складна радіологічна ситуація складається з використанням їстівних грибів (рис. 1.6 і 1.7). Навіть при невеликих рівнях щільності радіоактивного забруднення грунту (біля 1 Кі/км2) вміст 137Cs в їх плодових тілах перевищує допустимі рівні (500 Бк/кг). Лише у 38 % зразків свіжих грибів вміст радіонукліду не перевищував встановлений норматив, але був близьким до нього. Однак слід зазначити, що аналіз видового складу перевірених грибів вказує на невелику представленість серед них видів, які інтенсивно накопичують 137Cs – польських грибів, маслюків, моховиків, різних видів груздів. Із загальної кількості перевірених зразків сухих грибів тільки у 12 % вміст радіоцезію не перевищував допустимий рівень [6].
Рис. 1.6. Розподіл зразків ягід сухих за діапазонами питомої активності 137Cs (Бк/кг)
Рис. 1.7. Розподіл зразків свіжих грибів за діапазонами питомої активності 137Cs (Бк/кг)
Загалом зниження вмісту 137Сs у компонентах лісових екосистем добре описується експоненційною залежністю і напряму залежить від фізичного розпаду радіонукліду (рис. 1.8).
Рис. 1.8. Порівняння забруднення 137Сs сумарно по лісової екосистемі та в результаті природного радіоактивного розпаду
Вивченю особливостей формування додаткових доз внутрішнього опромінення населення зони Українського Полісся у віддалений період після аварії на Чорнобильській АЕС дослідники приділяють значну увагу. Аналіз розподілу дози внутрішнього опромінення мешканців Полісся (рис. 1.9) надав можливість виявити вагомі відмінності значення цього показника залежно від сезону – значення дози зростали восени у порівнянні з весняним періодом.
Незважаючи на порівняно невисоку частку харчових продуктів лісового походження у раціоні мешканців північної частини Українського Полісся, їх внесок у дозу внутрішнього опромінення становить від 48 % навесні до 70 % восени.
Рис. 1.9. Структура дози внутрішнього опромінення жителів IV зони радіологічного забруднення Українського Полісся по сезонах (а – весна, б - осінь)
Таким чином, підсумовуючи все вищесказане, можна стверджувати, що у віддалений період після аварії на Чорнобильській АЕС у зв’язку із вищими коефіцієнтами переходу радіонуклідів із ґрунту в продукцію лісу, у порівнянні з сільськогосподарською продукцією, а також із тривалим утриманням радіонуклідів лісовими екосистемами, мешканці сільських населених пунктів, розташованих неподалік від лісів, належать до групи ризику. Це підтверджується частішим фіксуванням у них високих доз опромінення. У північних районах Українського Полісся спостерігається значне споживання лісової продукції (грибів, ягід, дичини), що призводить до більшого накопичення радіонуклідів в організмі людини. На жаль, внесок цих продуктів у потік радіонуклідів до організму людини важко піддається контролю.
З огляду радіаційної ситуації у лісах Житомирської області недеревна продукція лісу містить значну кількість радіонуклідів, що потребує розробки рекомендацій щодо її використання та впровадження радіаційного контролю на стадіях приймання продукції та її переробки.
РОЗДІЛ 2
ПРИРОДНО-КЛІМАТИЧНІ УМОВИ РЕГІОНУ ДОСЛІДЖЕНЬ ТА БІОЛОГІЧНІ ОСОБЛИВОСТІ ДОСЛІДЖУВАНИХ ОБ'ЄКТІВ
2.1. Характеристика регіону дослідження
Дослідження за темою магістерської роботи проводились впродовж 2013 – 2014 рр. на території Житомирської області.
Житомирська область як адміністративно-територіальна одиниця, утворена 22 вересня 1937 року. Обласний центр – місто Житомир. Розташована в північно-західній частині Придніпровської височини, в центральній частині Поліської низовини на лесових підвищених рівнинах в північно-західній частині України і межує: на півночі – з Гомельською областю Республіки Білорусь, на заході – з Хмельницькою і Рівненською, на сході – з Київською, на півдні – з Вінницькою областями України. Площа області становить 29,9 тис. км2, або 5 % всієї території України [44].
Географічний центр області знаходиться в селі Кам’яний Брід Володарсько-Волинського району. До складу області входить 23 райони, 5 міст обласного підпорядкування, 6 – районного, 43 селища міського типу, 1619 сіл. Протяжність поміж крайніми точками області з заходу на схід становить близько 170, а з півночі на південь – 230 км [116].
Ґрунтові і агрокліматичні умови області сприятливі для розвитку сільського і лісового господарств.
Область характеризується своєрідною гідрографією. По її території протікає 246 річок загальною довжиною майже 6 тис. км та близько 2,5 тисячі струмків. Гідрографічна досить розгалужена і належить до басейнів рік Прип'яті та Дніпра. На річках створено 40 водосховищ. Для річок області характерне мішане живлення з переважанням талих весняних вод і частково за рахунок літньо-осінніх дощів, і незначною мірою – за рахунок підземних вод.
Область виділяється своєю лісистістю і наявністю перезволожених та заболочених земель. Територія Житомирської області лежить у межах Західно-Української геоботанічної підпровінції. Ліси займають майже третину території. В Поліській зоні переважають деревний, лучний та болотний тип рослинності. Деревна рослинність представлена, в основному, сосною, березою, вільхою, дубом та осикою. Понад 10 % території зони займають луки, що характеризуються багатим видовим складом (лисохвіст, калюжниця, щавель, осока, хвощ). Болотна рослинність також різноманітна, сформована переважно під трав'янистою рослинністю та гіпновими мохами. Сучаний антропогенний вплив (осушення, вирубування лісів) призвів до різкого зменшення лісових та болотних масивів, трансформації їх в агроценози. Внаслідок чого активізувались елювіальні, глейові та ерозійні процеси [130].
Житомирська область характеризується інтенсивними міграційними процесами, що значною мірою вплинули на пропорції між сільським і міським населенням. Середня густота населення Житомирської області — 48,3 чол. на 1кв. км. Найгустіше заселені південні райони області [45].
2.2. Геоморфологічна характеристика Житомирської області
Територія Житомирської області розташована в межах північно-західної частини Українського кристалічного щита. В межах цієї території виділяється дві еколого-кліматичні зони: Полісся і Лісостеп, які відрізняються між собою геологічною будовою і геоморфологічними особливостями, що в сукупності визначає характер ведення господарської діяльності.
Полісся займає північну і центральну частини Житомирської області і являє собою акумулятивну рівнину, монотонність якої місцями порушується виступами кристалічних порід, висотою 8-10 м, іноді до 20 м, а також моренними пагорбами висотою 1-4 м, а на окремих ділянках до 5-7 м. В північній частині області спостерігається підвищення під назвою Словечансько-Овруцький кряж. Ширина кряжу у східній частині не перевищує 5 км, збільшуючись у західному напрямку до 20 км; висота його відносно прилеглої місцевості досягає 80 м. Абсолютні відмітки Полісся коливаються в межах 126,8-251,2 м, причому загальне пониження спостерігається в північному та північно-східному напрямках. Абсолютні відмітки висот кряжу досягають 290-320 м. В північній частині Полісся досить добре розвинені болотні масиви, зумовлені незначними коливаннями висот та наявністю мікровпадин. Низька випаровувальна здатність ґрунтів призводить до формування в Поліській зоні промивного типу водного режиму з можливим заболоченням понижених ділянок рельєфу. Це зумовлює переміщення розчинних органічних і мінеральних сполук та колоїдів, які утворюються в процесі міне ралізації органічних решток, з верхніх ша рів у нижні.
Лісостепова зона займає південно-західну і частково південну частину Житомирської області. Поверхня цього району вкрита лесовими породами і розчленована ярами. Найвищі абсолютні відмітки поверхні зафіксовані в південній частині району, де вони становлять 270-311 м; у південному напрямку відмітки поверхні зменшуються до 230-237 м [44].
В межах Житомирської області найбільш поширені як ґрунтоутворюючі породи є морени, водно-льодовикові відклади та леси. Значно меншу частину займають такі материнські породи як алювій, делювій, елювій, глини. Гірські породи, що мають льодовикове походження, за своїми властивостями несприятливі для формування високоякісних ґрунтів; лесоові материнські породи, поширені в Лісостеповій зоні, та незначними "лесовими островами" у Поліській зоні є сприятливим фактором формування ґрунтів, для яких характерна висока родючість [27].
2.3. Геологічна будова території Житомирської області
В геологічній будові Житомирської області беруть участь породи докембрійської, юрської, крейдової, палеогенової, неогенової і четвертинних систем.
Докембрійські кристалічні породи широко представлені на території Житомирської області і залягають неглибоко, безпосередньо під четвертинними відкладами, і характеризуються частими виходами на денну поверхню. Докембрійські породи представлені кварцитами, гнейсами, лабрадоритами, гранітами, які здебільшого утворені внаслідок ефузії. На вододілах рік Тетерів, Гуйва, Гнилоп'ять залягають мігматити.
Значну територію області займає велике геологічне тіло «Коростенський плутон», що складається з молодих порід середнього протерозою (рогові обманки, біотити, кварци і т. ін.).
Овруцьке підвищення характеризується породами верхнього протерозою, представленого діабазами, порфіритами. Докембрійські породи, на яких сформована територія Житомирської області, піддані процесам вивітрювання та вкриті значним шаром осадових порід (переважно каолінами), товща яких досягає 10 м [69, 67].
Відклади юрської системи представлені глиною з прошарками піску і піщаника, вторинними каолінами з вклинюванням лінз піску та піщаника.
Крейдові відклади на території Житомирської області представлені осадами сеноманського, туринського і сенонського ярусів у вигляді зеленувато-сірих і темно-сірих пісків, уламнками кремнію з прошарками піщаника. Глибина залягання коливається в межах 3,8-48 м.
Палеогенова система представлена заляганням бучакських, київських харківських шарів у вигляді пісків зеленувато-сірих, кварцево-глауконітових з конкреціями фосфоритів, мергелів, глини.
Неогенова система представлена відкладами верхньої частини полтавської свити (піски світлі), горизонтом строкатих глин (глини, що піддалися сильному розмиванню) і породами сарматського яруса (піщано-глинисті відклади).
Четвертинні відклади розміщені практично на всій території області. Потужність їх на різних елементах рельєфу змінюється: на моренах – 1-10 м, водно-льодовикових відкладах – 2-1м, лесах – 10-12 м [45].
За геоструктурним принципом і особливостями гідрогеологічних умов у межах Житомирської області виділяються два гідрогеологічних райони:
І – північно-західна частина Українського кристалічного щита;
ІІ – північно-східний схил Українського кристалічного щита (північно-західна межа Дніпровсько-Донецької впадини).
Північно-західна частина Українського кристалічного щита характеризується неглибоким заляганням кристалічних порід докембрійського періоду і приурочених до них тріщинних вод. Незначна потужність покривних осадових порід у поєднанні з кліматичними чинниками сприяє інтенсифікації іфільтрації атмосферних опадів у тріщини кристалічних порід. Найсприятливіші умови для цього процесу спостерігаються в північній частині вказаного гідрогеологічного району, де в покриві кристалічних порід залягають переважно водопроникні піщані відклади [68].
Північно-східний схил Українського кристалічного щита характеризується значним зануренням кристалічних порід докембрія під товщу осадових утворень палеозоя, мезозоя, кайнозоя. Водоносні горизонти приурочені до відкладів четвертинного, неогенового, палеогенового і верхньокрейдового віку [68].
2.4. Характеристика земельних ресурсів області
Значні площі розораності сільськогосподарських угідь, відсутність застосування науково-обгрунтованих сівозмін, домінування у структурі посівних площ монокультур, дефіцит органічних та мінеральних добрив та інші негативні характеристики земельних ресурсів Житомирської області призвели до нераціонального ведення сільськогосподарського виробництва і, як наслідок, деградації ґрунтів. Тому важливою умовою відтворення родючості ґрунту та збереження його як сільськогосподарського ресурсу є врахування агроекологічного потенціалу території регіонального землекористування [22].
Різні умови рельєфу, характер зволоження та ґрунтоутворюючі породи зумовлюють структуру ґрунтового покриву області, яка характеризується значною неоднорідністю, строкатістю, домінуванням дерново-підзолистих ґрунтів, що сформувалися на воднольодникових відкладах, великою кількістю перезволожених (глейових) ґрунтів, а також значною заболоченістю. Зокрема в ґрунтовому покриві поліської частини області дерново-підзолисті ґрунти займають 67 % усієї площі сільськогосподарських угідь. За рівнем родючості слід, насамперед, виділити дерново-слабо- і середньо підзолисті супіщані і суглинкові відміни, хоча площа їх невелика — близько 14 %. Найнижча природна родючість у піщаних і глинисто-піщаних відмінах. Усі дерново-підзолисті ґрунти характеризуються низкою негативних властивостей: кислою реакцією ґрунтового розчину, незадовільним водним і повітряним режимом, дуже низькими запасами гумусу та рухомих форм поживних речовин. Характерною особливістю Полісся є те, що одні природні комплекси з невеликою площею часто замінюються іншими, що ускладнює господарське використання угідь. Розподіл угідь за типами ґрунтів показує, що структури ґрунтового покриву на рівні типу практично однакові у всіх районах зони Полісся, за винятком Словечансько-Овруцького кряжу (Овруцький район) та окремих масивів у Черняхівському та Радомишльському районах зі світло-сірими ґрунтами на лесовидних суглинках, підстелених водно-льодниковими відкладами. Крім того, вищеназвані райони характеризуються наявністю схилів, що розчленовуються багаточисленними ярами, які підлягають водній ерозії. Світло-сірі легкосуглинкові ґрунти в поліській частині області найбільш родючі, але їх відносно мало — близько 5 % усіх угідь. На південь їхня площа помітно збільшується. Порівняно родючими, як для цієї зони, є дернові ґрунти. Але їхній недолік — перезволоження, з них найпоширеніші дернові глейові супіщані і суглинкові. Основною причиною оглеєння таких ґрунтів є те, що вони утворилися на понижених елементах рельєфу серед вододілів, а також на річкових відкладах в умовах неглибокого залягання ґрунтових вод [67, 96, 130].
Лучні ґрунти на півночі відсутні у центральній частині зони, за винятком Малинського району, площа їх незначна, і тільки в перехідних районах, де в заплавах річок мають місце повеневі процеси, лучні ґрунти займають понад 17 тис. га. Через оглеєність вони характеризуються несприятливим водно-повітряним режимом. Взагалі природною ознакою Полісся є перезволожені землі. Невеликими масивами залягають болотні ґрунти, які дуже часто утворюють комплекси з дерновими та дерново-підзолистими перезволоженими ґрунтами. Частка болотних оторфованих ґрунтів у складі ґрунтового покриву сільськогосподарських угідь невелика — близько 7 %, але вони зумовлюють строкатість та дрібноконтурність ландшафтів [27].
Надмірне зволоження характерне для всіх генетичних груп. Так, у групі дерновопідзолистих ґрунтів 64 % займають глейові та глеюваті відміни, які без регулювання водного режиму непридатні для багатьох районованих культур. Суттєву площу таких ґрунтів використовують в орному масиві. Дернові та лучні глейові і болотні типи, в основному, зайняті сіножатями [127].
У лісостеповій частині області в умовах помірного зволоження під впливом широколистяних лісів на багатих кальцієм лесах і лесовидних породах сформувалися набагато родючіші, ніж на Поліссі, ґрунти. У північній частині цього регіону (по лінії Любар —Бердичів — Попільня) досить поширені опідзолені ґрунти: сірі, темно-сірі і чорноземи опідзолені. Південніше залягають чорноземи малогумусні глибокі та неглибокі. Гранулометричний склад опідзолених ґрунтів легкосуглинковий, чорноземів — середньосуглинковий. Крайня південна частина зони зайнята чорноземами малогумусними глибокими і неглибокими з піщано-середньосуглинковим гранулометричними складом та незначними площами чорноземів карбонатних [49].
У Ружинському, Любарському і Попільнянському районах спостерігається значне поширення середньо- і сильноеродованих типових чорноземів, що розчленовуються ярами і балками. Найбільшу загрозу стабільності ґрунтового покриву ріллі поліської зони завдає висока питома вага в її складі перезволожених, заболочених та кислих земель. Великої шкодочинності завдає радіоактивне забруднення земель. Значні площі займають ерозійні та дефляційні процеси [82]. У лісостеповій зоні на стан орних земель впливають ерозійні процеси. В цілому по області на екологічний стан ріллі найбільше впливають перезволоження, забруднення радіонуклідами та ерозія. Переважна частина території агроландшафту області потребує впровадження заходів щодо підвищення її екологічної стабільності [38].
2.5. Метеорологічні умови проведення дослідження
Одним із найважливіших факторів, що визначають характер міграції рухомих форм ксенобіотиків у системі "ґрунт-підземні" води, є метеорологічні особливості регіону. Вони прямо або опосередковано впливають на швидкість та напрямок міграції рухомих форм речовин, динаміку процесів синтезу та розкладання речовин, стабільність потоків речовин та енергії в екосистемах, трансформацію ґрунтово-біотичного комплексу, впливаючи, таким чином, на структуру та функції екосистем.
Житомирська область належить до вологої, помірно теплої кліматичноі зони. Клімат області помірно континентальний з вологим літом і м’якою зимою. Пересічна температура січня мінус 5,7 °С, липня плюс 18,9 °С. Абсолютний мінімум мінус 35, мінус 40 °С, абсолютний максимум плюс 35, плюс 40 °С. Сонячна радіація, атмосферна циркуляція, форми рельєфу, лісистість та заболоченість впливають на формування місцевих мікрокліматичних відмінностей. Зими чергуються теплі й холодні, з різницею у середній температурі 5-7 °С. Літо, як правило, тепле й вологе: в середньому 40-45 % річної суми опадів припадає саме на літні місяці [44].
Середня температура повітря, за даними багаторічних спостережень, найхолоднішого місяця – січня – мінус 5,8 oС, найтеплішого – липня – плюс 17,1o C, а середньорічна температура повітря становить плюс 6,9 oС. Останні весняні заморозки на території області спостерігаються у ІІІ декаді травня, а перші осінні – у ІІ декаді вересня.
Середня глибина промерзання ґрунту взимку становить 44см, максимальна – 101см. Висота снігового покриву 20-30 см. Період з температурою понад плюс 10° С становить 158 днів. Сума активних температур 2390—2520° С [44].
Флуктуації вмісту ксенобіотиків у підземних водах можуть виникати внаслідок зміни параметрів метеорологічних факторів [2, 164].
Найхолодніший місяць січень, коли днів з від’ємною температурою найбільше, а середня температура становить 1,7 – мінус 10 оС.
За роки спостережень середньомісячні значення температури повітря істотно відхилялися від середніх багаторічних даних (СV 9,1-133,7 %). Причому, максимальний розмах варіації припадав на зимовий період (СV 104,2-133,7 %), мінімальний – на весняно-літній період, з квітня по вересень коефіцієнт варіації становив 6,9-12,2 %, що свідчить про однорідність розподілу температур та відповідність даним багаторічних спостережень.
Навесні перехід добових температур повітря через 0 оС спостерігається на початку першої – у середині другої декади березня. З квітня збільшується приплив сонячного тепла і відбувається інтенсивне прогрівання звільненої від снігу поверхні ґрунту. Одночасно відбувається інтенсифікація міграційних процесів у системі «ґрунт-підземні води», внаслідок перерозподілу ґрунтової вологи. ростання температури повітря відбувалося вслід за річним ходом припливу сонячної радіації. Тому найвищі температури спостерігаються не в червні, а в липні (18,9 - 20,1 оС).
За роки досліджень спостерігалося найбільше зростання середньомісячних температур повітря в січні, березні, травні 2007 та в липні, серпні, листопаді 2010 років. Найбільшим ступенем відхилення в сторону зростання характеризується січень 2007 та червень 2008 років, в сторону зниження – січень, жовтень та грудень 2010 років. У січні 2007 та червні 2008 років фактична температура повітря зросла на 7,4-7 оС, у липні та серпні 2010 року – на 4-4,2 оС в порівнянні з даними багаторічних спостережень, у січні та жовтні 2008 року – знизилась на 3,5-2 оС.
Таким чином, температура повітря на території області дуже помітно варіює по місяцях при відносно близьких їх показниках за роками.
Спостерігається різниця розподілу опадів на території Житомирської області. Їх кількість поступово зменшується у напрямку з північного заходу на
південний схід. В зв’язку з чим розрізняють два агрокліматичні райони області: північно-західний та південно-східний [82].
На півночі опадів випадає 600 мм на рік, на півдні – 570 мм (6470 т води на 1 га), найбільше їх випадає влітку. Можна спостерігати опади 157 днів на рік, з них рідкі (дощ) – 97 днів, тверді (сніг) – 41 день, решта – мішані. Середньомісячна вологість повітря становить 78 %. 3 несприятливих кліматичних явищ спостерігаються бездощові періоди до 60 днів, можливі посухи і суховії, сильні дощі, 1-2 дні (рідше 4-6 днів) з градом.
Кількість опадів за роки дослідження значно варіювала (СV 38,1-114,8 %). Відхилення кількості опадів від середньої багаторічної норми демонструє максимальне зростання у липні 2007, квітні 2008, жовтні 2009 та травні 2010 років, коли впродовж зазначених місяців випало опадів на 134,9-57,9 мм більше від багаторічної норми. Відхилення кількості опадів в сторону зниження спостерігалися у червні 2007, 2008 та серпні 2009, 2010 років.
Найбільша кількість опадів випала в липні 2007 року – 224,7 мл, що в 2,5 рази більше від багаторічної норми. Мінімальна кількість опадів випала в квітні та вересні 2009 року – 8,4 та 8,8 мл, що відповідно в 5,4 та 5,9 разів менше у порівнянні з багаторічними даними.
Річний хід опадів характеризується чітко виявленим максимумом у липні (47,5-299,9 мм) і мінімумом у січні (21-74,5 мм). Збільшення місячних сум опадів починається з березня та квітня. Особливе збільшення спостерігається у травні, червні та вересні.
Особливі умови вологозабезпечення демонструють показники відхилення кількості опадів від середньої багаторічної норми. Так, впродовж 2007-2010 рр. найменша кількість опадів випала в квітні, серпні та вересні 2009 року, лише 18,5%, 18,6% та 16,9% середньої багаторічної норми відповідно. Найбільша кількість опадів, за вказаний період, спостерігалася в жовтні 2009 р. – на 151,2 % більше від середньої багаторічної норми.
Перехід від одного сезону до іншого, як правило відбувається поступово. Кількість опадів весною, за винятком 2008 р., в 1,5-2 рази менша ніж улітку і приблизно вдвічі більша ніж в будь-який зимовий період.
Впродовж 2007-2010 рр. спостерігалась максимальна середня температура повітря у 2007 та 2008 роках – 9 оС, найменша – у 2003 році – 7,5оС. У 2004 році середньорічна температура повітря зросла на 0,2 оС, порівняно з 2003 роком, впродовж 2007 року – збільшилась на 1,3 оС, порівняно з попереднім роком.
За аналогічний період спостерігалась максимальна сумарна кількість опадів у 2007 році – 720,4 мм, найменша – 555,6 мм – в 2003 р. (табл. 2.2). У 2004 році сумарна кількість опадів збільшилась на 58 мм, порівняно з 2003 роком, впродовж 2007 року сумарна кількість опадів збільшилась на 69,4 мм, порівняно з аналогічним показником 2006 року.
Згідно з комплексним лісогосподарським районуванням лісів України, територія Житомирського Полісся відноситься до центральнополіського лісогосподарського округу, який характеризується переважанням соснових і сосново-дубових лісів та необхідністю широкого впровадження захисно-водоохоронно-рекраційної системи ведення лісового господарства [4, 11].
Лісовий фонд Житомирської обл. становить 1089,5 тис. га, зокрема вкритих лісовою рослинністю земель 989 тис. га. Основним користувачем лісових ресурсів у Житомирській обл. є Держлісагентство України, а також Мінагрополітики, Міноборони й ін. (табл. 2.1).
Таблиця 2.1
Основні лісокористувачі в Житомирській області
|
Постійні користувачі |
Лісовий фонд, тис. га |
|
Держлісагенство |
749,7 |
|
Мінагрополітики |
312,0 |
|
Міноборони |
14,2 |
|
Інші користувачі |
15,0 |
|
Разом: |
1090,9 |
За впорядкуванням 2013 року [1] і відповідно до нових вимог про категорії лісу від 2012 року, вкрита лісом площа Житомирського Полісся розподіляється так (рис.2.1): ліси природоохоронного, наукового, історико-культурного призначення – 101111,1 га; рекреаційно-оздоровчі ліси – 86468,5 га; захисні ліси – 48413,4 га; експлуатаційні ліси – 513779,6 га.
Рис. 2.1. Розподіл лісів за категоріями призначення, у відсотках
Розподіл загальної площі лісового фонду за категоріями земель показує, що у порівнянні між собою 2011 і 2013 років, його загальна площа зросла на 1903 га (табл. 2.2) [1, 2]. Лісові площі в загальному збільшились з 699400 га до 710225,5 га, та вкриті лісою рослинністю площі, навпаки, зменшились 662056 га до 661699,4 га, майже на 400га. Також, зросла кількість насаджень з штучним поновленням лісу.
РОЗДІЛ 3
ОБЄКТИ ТА МЕТОДИ ПРОВЕДЕННЯ ДОСЛІДЖЕННЯ
3.1. Обєкт дослідження
Дослідження з вивчення міграції 137Сs та 90Sr в трофічному ланцюзі ґрунт – пасовищна трава – молоко корів проводились в межах населених пунктів Народницького району Житомирської області, населення якого в 1991 році було евакуйоване. Протягом перших після евакуації років 75 чоловік повернулись і постійно там проживають.
Для виконання завдань досліджень екологічного та радіоекологічного моніторингу були виділені і огороджені стаціонарні ділянки розміром 300м2 на двох природних пасовищах, які розташовані в межах населеного пункту в заплавній частині р.Уж і використовуються місцевим населенням для випасу худоби та заготівлі кормів. Кожен стаціонар був розділений на 50 мікроділянок розміром 2х3м.
Пасовище 1 характеризується тривалістю затоплення менше 20 діб у весняний паводковий період. Ґрунти дернові, глеєві, супіщані на прісноводних суглинках. Травостій представлений рослинами різних родин. Врожайність зеленої маси коливається в межах 100-120 ц/га, середня щільність забруднення ґрунту 137Cs становить 1700 кБк/м2.
Пасовище 2 характеризується тривалістю затоплення до 50 діб. Ґрунти дернові, глеєві, легкосуглинкові на алювіальних відкладах. Травостій використовується для випасу тварин і представлений рослинами різних родин. Врожайність зеленої маси коливається від 50 до 75 ц/га, середня щільність забруднення ґрунту 137Cs становить 350 кБк/м2.
Дослідження вертикальної міграції радіонуклідів в природних умовах виконувались на екосистемній ділянці заплави річки Уж с. Христинівка за загальноприйнятими методиками. В кожній заплаві виділяли заплавні екологічні підсистеми (ЗЕП). Ґрунтові розрізи закладали в такій послідовності: прируслова центральна притерасна частина екологічної підсистеми заплави.
Для визначення щільності забруднення ґрунту 137Cs та коефіцієнтів переходу (КП) радіонуклідів з ґрунту в травостій відбирались проби за загальноприйнятими методиками.
В зразках ґрунту визначали: вміст гумусу – за Тюріним; рН – в розчині КСL, калій та фосфор – за Кірсановим.
Відбір середніх зразків ґрунту та рослинності проводили по циклам стравлювання: перший відбір в другій декаді травня, другий через 20-30 днів, третій та четвертий через 30-40 днів від попереднього при досягненні висоти травостою 10-15см. Упродовж пасовищного періоду в залежності від ділянки відбір зразків (кількість укосів) проводився від 1 до 4 раз.
Проби молока відбирались від 8 корів приватного сектору, що випасались на пасовищах. Перед проведенням радіоспектрометричних досліджень молоко висушувалось на кріофільному обладнанні „ВЕТА–1” німецької фірми CHRIST.
Дослідження міграції 137Cs та 90Sr в елементи лісових екосистем проводились в районі сіл Липські Романи, Журба, Деркачі Овруцького району Житомирської області. Район досліджень займає площу приблизно 50 кв. км і характеризує типові лісоpослинні умови лісових екосистем Полісся. Щільність забруднення території 137Cs неоднорідна – від 25 до 850 КБк/м2.
В районі досліджень проводився відстріл косуль з метою визначення коефіцієнтів переходу 137Cs в м’ясо тварин та відбір вмісту рубця для визначення ботанічного складу раціону.
Коефіцієнт переходу (КП) визначали як відношення активності радіонукліду в одиниці сухої (або з природною вологою) маси рослинного матеріалу до його активності, яка припадає на одиницю площі поверхні ґрунту:
КП = Концентрація в рослині, Бк/кг / щільність забруднення ґрунту, кБк/м2 .
Для характеристики переходу радіонуклідів між двома трофічними рівнями використовували агрегований коефіцієнт переходу (КПаг), або коефіцієнт пропорційності:
КП аг = Бк/кг с.р.(молоко) / кБк/м2 (ґрунт).
Дослідження забруднення прісноводної риби 137Cs проводились у водой мах р. Уж. За загальноприйнятими методиками.
Дозові навантаження визначали шляхом встановлення середньорічного споживання риби населенням та її активності за 137Cs. При проведенні розрахунків використовували дозовий коефіцієнт – 14 нЗв на кожний бекерель спожитий людиною протягом року. Даний коефіцієнт рекомендований Міжнародним комітетом з радіаційного захисту (МКРЗ).
Особливості формування доз опромінення населення за рахунок критичних ландшафтів вивчались в Народицькому районі.
Дана частина досліджень передбачала такі етапи:
Перший – збір даних про демографічний стан населення с. Христинівка. Він здійснювався шляхом проведення опитування і групування населення по віку, статі, особливостям ведення власного підсобного господарства.
Другий – визначення особливостей формування доз внутрішнього опромінення. Структура раціонів населення визначалась за результатами обліку рівнів споживання різних харчових продуктів згідно з даними «Протоколів опитування». Дози внутрішнього опромінення визначали фахівці Коростенського міжрайонного медичного діагностичного центру /м. Коростень/ методом прямих вимірювань 137Cs в тілі мешканців на мобільній пересувній ЛВЛ- дозиметрії з вмонтованим приладом типу – WBC – 101.
Третій – визначення доз зовнішнього опромінення проводили за допомогою індивідуальних дозиметрів два рази на рік, в літній (червень) та зимовий (січень) періоди.
Використовували дозиметри термолюмінесцентні універсальні типу DTU- 01 з термолюмінесцентним детектором на основі LiF.
Біометричну обробку результатів досліджень проведено методами варіаційної статистики відповідно до Н.А. Плохінського (1969), Е.К. Меркурьєвої, Н.Н. Шагіна-Березовського (1983) з використанням стандартного пакету прикладних статистичних програм „Microsoft Office Excel 2003” та „Statistіca 5.0 for Windows”.
3.2. Методи дослідження
Основними методичними принципами методології для розрахунку і обґрунтування чисельних значень нормативів на віддалений період після катастрофи були наступні:
Розрахунки допустимих рівнів для кожного із видів сировини проведеніз врахуванням його відносної ролі: в надходженні певного радіонукліда по харчовому ланцюгу в організм людини на підставі статистичного аналізу даних про вміст радіонуклідів у продуктах харчування в різних місцевостях.
Продукт (сировина, корми тощо) придатний до реалізації і споживання, якщо виконується співвідношення:
, (3.1)
де, Сcs і Сsr – результати вимірів питомої активності радіонуклідів 137Cs та 90Sr в даному виді сировини;
ДРcs і ДРsr – розроблені нормативи вмісту 137Cs та 90Sr для даного виду сировини, кормів тощо.
У випадку, якщо реалізація продукту заборонена.
, (3.2)
Аналіз літературних даних та існуючих методичних підходів до нормування вмісту радіонуклідів в продуктах харчування, питній воді в Україні після Чорнобильської катастрофи показав, що в гігієнічному нормуванні радіонуклідів чорнобильського викиду Росії та Республіки Білорусь так само, як і в Україні, відмічається тенденція до мінімізації дози внутрішнього опромінення. Нормативи Республіки Білорусь більш жорсткі, ніж в Україні, російські нормативи – менш жорсткі. Значення допустимих рівнів вмісту 137Cs у молоці та молочних продуктах співпадають з вітчизняними, для м’яса вони нижчі, для овочів, круп та хлібопродуктів – вищі. Допустимий вміст 90Sr також наближений до наших нормативів, але за деякими позиціями їх перевищує.
У Євросоюзі на сьогоднішній день діють максимально допустимі рівні питомої активності 137Cs у молоці і молочних продуктах до 370 Бк/л, а у всіх інших продуктах – 600 Бк/кг, л. [2]. Варто зазначити, що дані нормативи в основному спрямовані на контроль експортно-імпортних операцій між країнами Євросоюзу. Кожна країна може вводити свої обмеження, якщо це вважається доцільним. Введення нормативів на 90Sr вважається недоцільним, виходячи з реальної радіаційної ситуації в країнах ЄС.
Чинними державними гігієнічними нормативами України встановлені допустимі рівні вмісту радіонуклідів лише в продуктах харчування і воді, а також тій сировині, що безпосередньо використовується для виготовлення продуктів харчування для людини. Більш того, існуючі допустимі рівні на молоко і молочні продукти не враховують закономірностей переходу радіонуклідів у процесі переробки молочної сировини, що може спричинити ситуацію, коли молоко-сировина відповідає встановленим нормативам, а забрудненість сирів, наприклад, може значно перевищувати допустимі нормативи і вони підлягатимуть утилізації.
Але безпека продуктів для споживачів залежить від ефективності контролю допустимих рівнів не тільки в готових продуктах харчування, а й по всій довжині харчового ланцюга: від виробництва – до споживача. В цьому ланцюгу важливою ланкою, яка підлягає контролю, є сировина. Тобто, як показує практика, необхідне проведення радіологічного контролю не тільки готової продукції, але й напівфабрикатів і сировини тваринного й рослинного походження. Нормативів для ветеринарної медицини, які, в основному, забезпечують контроль не тільки продуктів харчування, але й сировини та кормів для тварин, не існує. Це створює певні труднощі для проведення радіаційного контролю, а у ряді випадків і великі матеріальні збитки при вибраковуванні продукції, що не відповідає чинним нормативам.
Розроблення і впровадження нормативного документу, що обмежує вміст радіонуклідів у сировині рослинного і тваринного походження та кормах, дозволило б уникнути проблем із сертифікацією та реалізацією тваринницької сировини для її подальшої переробки у готові продукти харчування, оптимізувати систему контролю якості на переробних підприємствах та використання сировини рослинного і тваринного походження, що вироблена на забрудненій радіонуклідами території.
Як правило, на територіях, де дозволяється вести сільськогосподарське виробництво і застосовувати агротехнічні та агрохімічні заходи, що зменшують надходження радіонуклідів у рослини, продукція рослинництва (сировина) спеціальних засобів дезактивації не потребує. Зернові культури характеризуються невисоким накопиченням радіоцезію в урожаї [3]. Виключенням є овес і гречка, коефіцієнти накопичення радіонукліду в зерні яких дорівнюють, відповідно 0,52-0,96 і 1,42-1,43 (Бк/кг)/(кБк/м2). В зв’язку з цим максимальна допустима щільність забруднення ґрунту під гречкою, що дає можливість отримати зерно, яке відповідає ДР – це 260 кБк/м2. Очистка структурно забрудненої радіонуклідами сировини, як правило, малоефективна (наприклад, при кореневому надходженні радіонуклідів у рослини). Близько половини абсолютної активності цезію, що міститься в цілому зерні, після помолу залишається в борошні. Питома активність радіонукліду в висівках у два і більше рази перевищує вміст у цілому зерні. У висівках активність цезію більш, ніж в 2 рази вища, порівняно із вмістом у цілому зерні, що спричиняє додатковий внесок у забруднення продуктів харчування людини та формування додаткового опромінення.
Після переробки цукрового буряку на цукор вдається практично повністю позбавитися 90Sr, а вміст 137Cs значно знижується. Високого ступеня очистки досягають в основному за рахунок додавання Са(ОН)2 і утворення осаду СаСО3 [4].
За етапами технологічного процесу переробки картоплі досліджено розподіл радіонуклідів у відходах виробництва (макуха і сокові води) та кінцевому продукті (крохмалі) з метою визначення можливості подальшого використання продуктів у народному господарстві. Найбільша кількість початкової активності радіоактивного цезію знаходиться у макусі, менша – у крохмалі, найменша – у соковій воді. Однак, найбільше зменшення питомої активності характерне для крохмалю (6-8 разів), а для макухи вона фактично не змінюється.
Орієнтовні розрахунки і експериментальні дані свідчать про те, що на більшій частині забруднених територій річна доза опромінення населення на 90-95 % формується за рахунок радіонуклідів, що надходять в організм людини з продуктами харчування. Серед останніх особливе місце займають молоко, м’ясо, риба і продукти їх переробки, які транспортують в організм людини більше 60 % радіонуклідів.
Результати радіологічної експертизи зразків молока, що отримані радіологічними службами Волинської, Житомирської, Київської, Рівненської і Чернігівської областей, показують, що ще й досі від 11 % до 14 % досліджених зразків молока мають активність 137Cs, що перевищує діючий допустимий рівень – 100 Бк/л. Більшість цих зразків були відібрані в індивідуальному секторі, де молочна худоба випасається на ділянках з високими рівнями забруднення, а також на територіях, ґрунти яких обумовлюють велику біологічну доступність 137Cs для травостою. Тому проблема формування колективної дози 137Cs за рахунок забруднення молока залишається досить актуальною.
На перехід 137Cs з молока у продукти його переробки впливають ті технологічні процеси, що викликають кількісні і якісні зміни водної фази. В зв’язку з цією обставиною одним з найбільш доступних і ефективних шляхів зниження його надходження у раціон харчування населення, є переробка забрудненого молока у продукти, технологія виробництва яких заснована на глибоких кількісних і якісних змінах водної фази, тобто, дозволяє видаляти 137Cs з побічними продуктами переробки (знежиреним молоком, сколотинами, сироваткою), а також із промивними водами та розсолом. До основних видів таких продуктів відносяться вершки, масло, натуральні сири і харчовий казеїн. У загальному вигляді перехід радіоактивного цезію з молока (сировини) у продукти його переробки можна розкласти в наступний ряд (у процентному співвідношенні): молоко цільне – 100 %, молоко знежирене – 85 %, сир нежирний – 15 %, сир жирний – 10 %, сир натуральний – 8 %, плавлений – 7 %, казеїн харчовий – 5 %, масло - 2,5 %, топлене масло - 0,1 % і спирт із сироватки - 0,01 %.
Що стосується м’яса, то залежно від виду технологічної переробки частина радіонуклідів переходить у бульйон, розсіл або витяжку. Для харчування рекомендують використовувати вторинні бульйони: м’ясо і кістки промивають холодною водою, варять 3-5хвилин, бульйон зливають. Потім м’ясо і кістки знову заливають холодною водою і варять до стану готовності. Застосування цього заходу дозволяє у 8-10 разів зменшити вміст 137Cs у готовому продукті. Після варки бульйону звичайним способом до нього переходить 77-87 % 137Cs, а якщо м’ясо довести у воді до кипіння, то в бульйон перейде 68-75 % радіонукліду.
Довготривале зберігання м’яса у засоленому стані, з наступним його вимочуванням протягом 12 годин у проточній воді, дозволяє зменшити вміст 137Cs у 1,5-3 рази.
Перетопка сала супроводжується видаленням 95 % 137Cs у шкварки, в результаті чого концентрація радіонукліду в смальці знижується майже у 20 разів і стає приблизно у 100 разів меншою, ніж у м’ясі.
Радіаційне ураження, особливо ставкової риби, при екстремальних ситуаціях неминуче. У риби буде мати місце змішане опромінення. Внутрішнє опромінення виникає внаслідок надходження радіонуклідів з водою та кормами; зовнішнє – внаслідок випромінювання радіонуклідів, що знаходяться у воді, на дні водойми, у фіто- та зоопланктоні.
Зовнішнє опромінення дасть загальну рівномірно розподілену дозу, при внутрішньому розподіленні радіонуклідів у організмі риби буде мати місце така питома радіоактивність: у суміші внутрішніх органів депонується до 62 %, у плавцях – до 19 %, у голові із зябрами – до 11 %, у м’ясі – до 5 %, у кістяку – до 2 %. Приблизно через 6-8 місяців після надходження радіонуклідів загальна радіоактивність змінюється: в голові із зябрами вона зростає до 38 %, в кістяку – до 38 %, у суміші внутрішніх органів – до 18,2 %, у м’ясі – до 11,8 %.
Результати узагальнення накопичених даних щодо оцінки традиційних технологій переробки рослинної сировини, виробництва м’ясних і молочних продуктів дає можливість вилучити 137Cs з побічними продуктами переробки під час технологічного процесу. Вивчення закономірностей поведінки радіонуклідів у харчовому ланцюгу «ґрунт – рослина – рослинна та тваринна сировина – корми для тварин та продукти харчування» дозволяє розробити актуальний для сьогоднішнього дня норматив вмісту радіонуклідів 137Cs та 90Sr у сировині рослинного та тваринного походження.
рДля проведення радіоактивного доз було зібрано та проаналізовано дані з питомої активності 137Cs в компартментах лісових екосистем. Методика відбору проб зразків базувалася на «Методичних рекомендаціях по оцінці радіаційного стану в населених пунктах», затверджених Українською міжвідомчою комісією радіаційного контролю забруднення природного середовища. Для проведення досліджень використовувалися стандартні методики та інструкції, прийняті для відбору зразків, їх підготовки та проведення лабораторних аналізів з використанням картосхем районів Житомирського Полісся.
Організація робіт з дозиметричної паспортизації НП передбачала:
а. відбір та доставку проб молока та картоплі, а також грошову компенсацію населенню вартості продуктів харчування;
б. виміри на вміст радіонуклідів 137Cs та 90Sr у пробах молока та картоплі з подальшим перерахунком на питому активність вказаних радіонуклідів у цих продуктах харчування;
в. метрологічну повірку та ремонт приладів, на яких мають виконуватись виміри на вміст радіонуклідів 137Cs та 90Sr у пробах молока та картоплі;
г. збір, вимірювання та відправлення 5 % проб на зовнішній контроль якості вимірювань тих проб, які пройшли процедуру місцевих лабораторних вимірювань;
д. обстеження населення за допомогою ЛВЛ.
До основних вимог і принципів побудови чорнобиль-орієнтованого ЕДМ-комплексу віднесені:
Гамма-спектрометричний аналіз проб проводився спектрометричним методом (ДСТУ 3743–98) на приладі СЕГ–005, детектор БДЕГ-63. Похибка вимірювання вмісту 137Cs у зразках не перевищувала 15 %.
У роботах по вимірюванню вмісту 137Cs та 90Sr у пробах молока та картоплі були задіяні наступні організації, які мали Свідоцтва про атестацію аналітичних підрозділів на право здійснювати вимірювання у галузі визначення вмісту радіонуклідів, видані державними органами метрології та стандартизації і чинні протягом періоду проведення робіт з дозиметричної паспортизації. В якості додаткових джерел інформації були використані дані польових, стаціонарних та лабораторних досліджень, а також дані наукової літератури, матеріали, отримані з сільських та районних Рад, лісгоспів, СЕС, Державної агенції лісових ресурсів України та метод активного анкетування з використанням анкети опитування населення, розробленої у лабораторії радіоекологічного моніторингу Інституту агроекології і природокористування НААН.
Для з’ясування закономірностей формування дози внутрішнього опромінення населення використовували дані обстеження мешканців 86 населеного пункту Житомирської області. З метою підтвердження значення лісової екосистеми у формування дози опромінення обстежені пункти були розділені на дві групи за відстанню до найближчого лісового масиву: І – до 2,5 км., ІІ – більше 2,5 км. Для порівняння було обрано населені пункти Житомирської області, які знаходяться в четвертій зоні радіоактивного забруднення, мають схожі грунтово – кліматичні (ґрунтово-кліматичні) умови та щільність забруднення ґрунту.
РОЗДІЛ 4. ОЦІНКА ДОЗОВИХ НАВАНТАЖЕНЬ МЕШКАНЦІВ ОКРЕМИХ НАСЕЛЕНИХ ПУНКТІВ НАРОДИЦЬКОГО РАЙОНУ ЖИТОМИРСЬКОЇ ОБЛАСТІ
4.1. Особливості міграції 137Cs та 90Sr в лісових екосистемах
Характеристика ґрунту в районі досліджень. Результати досліджень свідчать про суттєві відмінності коефіцієнтів переходу 137Cs з ґрунту в пасовищну траву на різних типах ґрунтів. Середні значення КПаг для дерново-підзолистих суглинків пасовища 1 становили 0,28м2/кг*10-3, а для дерново-підзолистих супіщаних ґрунтів другого пасовища – 1,035 м2/кг*10-3 .
Показники агрохімічного аналізу ґрунту характеризуються низьким вмістом гумусу (1,2-1,4 %), обмінного калію (6,2-9,7 мг/100 г), фосфору (8,9-12,0 мг/100 г). За рівнем кислотності ґрунт пасовища 1 характеризується як близький до нейтрального (рН – 6,1±0,4), а пасовища 2 – як кислий (рН – 4,5±0,2).
Середня щільність забруднення ґрунту 137Cs на пасовищі 1 становила 1706±58 кБк/м2, а на пасовищі 2 – 348±8 кБк/м2, а 90Sr 30±1,4 і 7±0,5 кБк/м2 відповідно.
Встановлено, що основний запас 137Сs для прируслової заплави знаходиться у шарі 0-15 см і складає 93,1 %, а для центральної і притерасної заплави – у шарі 0-10 см і відповідно становить 93,1 та 91,5 %.
Така різниця швидкості міграції 137Cs по ґрунтовому профілю зумовлена не лише гранулометричним складом ґрунту та водним режимом ґрунтових вод, але й рівнем води та тривалістю затоплення конкретної заплавної екологічної підсистеми (ЗЕП).
Основна частина радіонуклідів перебуває у верхньому 10-ти сантиметровому шарі. Така закономірність характерна для всіх трьох екологічних підсистем заплави. Швидкість міграційних процесів збільшується у такому порядку: прируслова центральна притерасна екологічні підсистеми заплави.
Ботанічний склад травостоїв. Основними видами рослин, що ростуть на обох пасовищах є: Trifolium platens L., Vicia cracca L., Potentilla anserine L., Taraxacum officinale Web. Ex Wigg., Vulgare, Carum carve L., Achillea millefolium L.
Переважаючими видами на пасовищі 1 є злакові, конюшина лучна, кульбаба звичайна та деревій звичайний. Вони займають 29,6, 27,4, 16,8 та 9,6% відповідно. На пасовищі 2 чітко домінують представники злакових рослин, частка яких становить 72% .
Коефіцієнти переходу 137Cs в окремі види рослин на пасовищі 1 зменшувались у такому порядку: бобові (за виключенням конюшини) 0,56(Бк/кг)/(КБк/м2) > конюшина 0,31 > різнотрав’я 0,25 > злаки 0,19 > відмерла трава 0,19. На пасовищі 2 відповідні значення коефіцієнтів переходу зменшувались у такому порядку: горошок мишачий 2,5(Бк/кг)/(КБк/м2) > різнотрав’я (за виключенням перстачу гусячого) 1,24 > злаки 0,85 > перстач гусячий 0,75 > люцерна 0,66 > конюшина та відмерла трава 0,58.
Дослідження впливу інтенсивності скошування травостою на активність пасовищної трави показали, що на обох пасовищах збільшення частоти скошування підвищувало, як вихід сухої речовини та активності 137Cs з 1 гектара пасовища, так і питому активність 137Cs травостою.
Рівняння залежності між врожайністю, активністю пасовищної трави і виносом 137Cs для пасовища 1 має такий вигляд:
V1= (-1,577844 0,03) + (0,00349 0,000008) А1 + 0,00046 W1,
де W – врожайність пасовища, кг/га с.р.
V – винос з пасовища 137Cs, МБк/га
А – питома активність 137Cs в пасовищній траві, Бк/кг с.р.
Для пасовища 2 рівняння залежності між врожайністю, активністю пасовищної трави і виносом 137Cs має такий вигляд:
V2= (-1,20720 0,438) + А2 (0,00338 0,0031) + W2 (0,0037 0,0002) при r=0,993
Рівень забруднення травостою 90Sr. Встановлено, що КП 90Sr в пасовищну траву в 10 разів перевищували КП 137Cs на пасовищі 1 та в 50разів на пасовищі 2. Не відмічено суттєвої різниці між значеннями КП 90Sr в травостій на пасовищі 1 та пасовищі 2. Бобові види рослин більш інтенсивно засвоюють 90Sr, ніж злаки. Коефіцієнти переходу були вірогідно вищими для травостоїв, які скошувались більше, ніж 1 раз, за період вегетації, що узгоджується із даними, отриманими по 137Cs . Аналіз достовірності різниці між значеннями коефіцієнтів переходу 90Sr в пасовищну траву, яка скошується один та декілька разів за сезон, свідчить, що різниця є достовірною лише для пасовища 1 при рівні вірогідності p< 0,05.
Міграція 137Cs в трофічному ланцюзі ґрунт – молоко корів. Значення коефіцієнтів переходу з ґрунту в траву та молоко корів на пасовищі 2 були вищими (середнє 0,057*10-3 м2/кг), ніж на пасовищі 1 (середнє 0,037*10-3 м2/кг).
Щільність забруднення ґрунту 137Cs лісових екосистем в районі досліджень варіювала від 56 до 368 кБк/м2. Найбільше забруднення ґрунту – 368 кБк/м2 відмічалось на ділянці “Журба 3”, а найменше забруднення ґрунту –56 кБк/м2 було характерне для ділянки “Л.Романи”.
Коефіцієнти переходу 137Cs в фітомасу дерев в динаміці змінювались від мінімального показника – 6 до максимального – 86 (Бк/кг с.р.)/(кБк/м2) залежно від виду дерев. Самий високий КП у 1992 році був характерним для осики, потім у порядку зниження – для дуба, берези, верби, сосни. Для жолудів КП становив 18 (Бк/кг с.р.)/(кБк/м2). У 1997 році показники дещо змінились. Найвищим КП був у дуба, далі у порядку зменшення – у сосни, осики, берези, верби, а в 2005 році ці показники суттєво не відрізнялись від показників попередніх років.
Коефіцієнти переходу 137Cs в фітомасу чагарників і трав змінювались від 87,6 до 155,8 (Бк/кг с.р. )/(КБк/м2). Залежно від виду фітомаси чагарників і трав самі високі показники КП у 1992 році були характерні для молінії голубої (Molinia raerulea) – 137,829 , а у 1997 році – для вереса звичайного (Сalluna vulgaris) – 155,8 34. Найменші показники КП у 1992 році виявились у чорниці (Vaccinium myrtillus) – 11222, а у 1997 році у молінії голубої (Molinia raerulea) – 87,626,8 відповідно. Щодо 2005 р., то показники КП деяких видів зменшились і становили для вереса звичайного (Сalluna vulgaris) – 7123,4, чорниці (Vaccinium myrtillus) – 5119,2, та богульника (Ledum palustre) – 5214, а для молінії голубої (Molinia raerulea) цей показник значно не відрізнявся від показників попередніх років і становив 9431,1.
Коефіцієнт переходу 137Cs у плодові тіла грибів отримано при вимірювані активності 137Cs в сухій речовині грибів. Встановлено, що рівень забруднення грибів змінювався залежно від їх виду. Найнижчим накопиченням відрізнялись білі гриби (282–268) (Бк/кг)/(КБк/м2), а далі в порядку підвищення – лисички (359–345) > сироїжки (689–604) > польські гриби (689–604). Найбільш інтенсивно 137Cs накопичувався в свинушках, де середні рівні акумуляції 137Cs сягали 2370–2220 (Бк/кг)/(КБк/м2).
Радіологічні дослідження на косулях згідно з методикою проводились на територіях стаціонарів протягом 16 років при щільності радіоактивного забруднення ґрунту 56–368 КБк/м2 (середнє значення 184 КБк/м2). Встановлено, що активність 137Cs в мязах косулі упродовж дослідження поступово підвищувалася від 3358 Бк/кг в лютому до 27770 Бк/кг в серпні, а коефіцієнти переходу – відповідно від 17 в квітні до 91 (Бк/кг)/(КБк/м2) в серпні, потім дещо зменшувались на початку осіннього періоду, а далі зростали в середині останніх місяців. Такий характер активності 137Cs і КП його в м’язи косулі зумовлений особливостями живлення тварин та їх селективністю у виборі кормових засобів у різні періоди року. Так, в літній період (червень - липень ) в рубці косулі знаходиться 67% річних пагонів та листя дерев. У серпні-вересні основним кормом є трави, відсоток яких в рубці становить 61,3. У жовтні - листопаді косуля споживає в основному річні пагони дерев, чагарників і траву, відсоток яких в рубці складає 33;27;16 відповідно. В зимовий період косуля живиться в основному річними пагонами, листям чагарників та дерев, відсоток яких в рубці складає 82 і 17 відповідно.
Аналіз динаміки забруднення організму косулі 137Cs свідчить про те, що протягом 16 років не відбулося зниження концентрації радіонукліду в м’язах. Не відбулося суттєвих змін активності основних кормів тварин. Тому значні варіації активності м’яса, на нашу думку, зумовлюються споживанням косулею грибів, особливо в осінній період. Відомо, що гриби, відрізняються тривалим періодом ефективного екологічного напівочищення порівняно із кормовими видами рослин, що збільшує період ефективного екологічного напівочищення організму тварин.
Питома активність 137Сs у деяких видів прісноводної риби найбільш високою є в організмі хижих риб. Концентрація 137Сs в м’язовій тканині щуки і окуня складала 572-250 Бк/кг, а у нехижих риб – карася, плотви, лина, вюна – відповідно 150 Бк/кг,160,100,59 Бк/кг. Ієрархічний ряд за зниженням питомої концентрації 137Сs в м’язах риб має такий вигляд: щука (Esox Lucius L.) окунь (Perca fluviatilis L.) плотва (Rutilus rutilus (L.)) карась (Carassius carassius (L.)) линь (Tinca tinca (L.)) в’юн (Misgurnus fossilis (L.)).
4.2. Радіоекологічна ситуація на території Житомирської області із урахуванням радіонуклідів в різних компонентах екосистеми
Існує декілька підходів до аналізу радіоекологічної ситуації на території Українського Полісся із урахуванням статистичних невизначеностей у вмісті радіонуклідів в різних компонентах екосистеми. Перший підхід базується на статистичному аналізі забруднення продукції радіонуклідами, яка входить до раціону харчування, та знаходженні перших моментів розподілу за допомогою описової статистики. Ці дані дозволяють знайти наближений аналітичний вигляд функції розподілу забруднення даної продукції, а відтак, оцінити частку урожаю, яка має забруднення у певних межах, або перевищує допустимі значення. Розглядається спрощений вираз для отримання наближеної функції розподілу.
Суттєвий вклад у форму розподілу вносять основні “дозоутворюючі” компоненти раціону – молоко, м’ясо і лісова продукція ягоди та гриби, з високим рівнем радіоактивного забруднення (табл. 4.1). При оцінках вважалось, що доросле населення можна віднести до одного статистичного ансамблю, наявність груп, які використовують різко відмінний раціон не враховується.
У суттєвій частині, густини розподілу обчислені та отримані на основі вимірювань ЛВЛ, співпадають. Слід зауважити, що дані вимірювань ЛВЛ відображають вміст радіонуклідів в організмі людини лише на час вимірювань і тому разові вимірювання носять лише проміжний оціночний характер дозових навантажень.
|
Назва продукту |
Раціон (гр./добу) |
Забруднення (Бк/кг) |
Дисперсія (Бк/кг)2 |
|
молоко |
300 |
60 |
800 |
|
картопля |
400 |
14 |
21 |
|
м’ясо |
15 |
39 |
900 |
|
гриби |
3 |
33572 |
103000000 |
|
лісові ягоди |
50 |
3924 |
6164757 |
Іншим джерелом невизначеностей при оцінці радіаційних навантажень, уже, на орган, можуть бути флуктуації у коефіцієнтах метаболізму, які призводять до перерозподілу розглядуваного хімічного елементу між органами даного живого організму.
Рис. 4.1. Внесок різних продуктів харчування у формування внутрішньої дози опромінення населення від 137Cs у Житомирській області у критичних населених пунктах, де сумарна середньорічна ефективна доза перевищує
1 мЗв/рік
Аналіз результатів обчислень та експериментальних даних показує, що дозове навантаження на населення на території Українського Полісся та значний його розкид визначаються, в основному, використанням лісової продукції (гриби, ягоди) та природних кормових угідь – випасів та сіножатей. Лісова продукція (гриби і ягоди, а також молоко та м’ясо) мають значний вміст радіонуклідів з широким розподілом по абсолютному значенню, а відтак обумовлюють наявність широкого спектру значень дозових навантажень серед населення.
Характерні для даного регіону ґрунти мають дуже великі значення коефіцієнтів переходу радіонуклідів із ґрунту в рослини (коефіцієнт переходу сягає 300 – 400 Бк.кг–1/кБк.м–2). Отже, навіть не дуже великі флуктуації у зовнішніх умовах (наприклад, гідрометеоумови), можуть призвести до значних змін у забрудненні рослинницької продукції. Пасовища є визначальними дозоутворючими джерелами в ланцюгу: пасовище – сіно (трава) – ВРХ – молоко (м’ясо) – людина. На цій основі пасовища і сіножаті, а також лісові екосистеми можна вважати потенційно критичними у радіоекологічному розумінні.
Рівень критичності екосистем визначається наступними ознаками:
Критичність екосистеми розглядається в радіоекологічному аспекті, коли, внаслідок особливостей міграції радіонуклідів, рівень радіонуклідного забруднення окремих ланок екосистеми може перевищувати допустимі рівні. Контрольним елементом є людина, а саме: вміст радіонуклідів в організмі людини, і доза при внутрішньому і зовнішньому опроміненні.
Основними ознаками наявності на досліджуваній території критичних екосистем є високий рівень доз внутрішнього опромінення та високий вміст 137Cs в організмі людей; вміст радіонуклідів (137Cs) у сіні, молоці, м`ясі систематично перевищує контрольні рівні; високий ступінь просторової неоднорідності радіоактивного забруднення; наявність поблизу населених пунктів лісів.
Неоднорідність у радіонуклідному забруднення території та фізико – хімічних властивостей ґрунту призводить до значного розкиду величини радіоактивного забруднення сільськогосподарської рослинницької та тваринницької продукції. Наявність широкого розподілу вмісту радіонуклідів у всіх видах харчових продуктів та невизначеність раціону, призводить до значного розкиду значень вмісту радіонуклідів в організмі людини. Як правило, 30–40 % населення має більший вміст радіонуклідів за вказаний у довідниках по Паспортизації населених пунктів. В такій ситуації середні характеристики не адекватно відображують радіоекологічну ситуацію, оскільки процес надходження радіонуклідів в організм людини є стохастичним.
Характерною особливістю радіоекологічного стану на території Українського Полісся є раніше не обговорюваний механізм горизонтального переносу радіоактивного забруднення, стимульованого антропогенною діяльністю. Цей механізм обумовлений ландшафтними особливостями території та побутом населення. Процеси переносу радіоактивного забруднення із використовуваних урочищ на присадибні ділянки (сіно – гній) призводять до збільшення вмісту радіонуклідів на присадибних ділянках до 10 разів, а з лісу по схемі “дрова – попіл – добрива” призводить до 5 % збільшення активності щорічно.
4.3. Вміст 137Cs і важких металів у кормах і тваринницькій продукції зони гарантованого добровільного відселення
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 в кормах у великих кількостях шкідливих речовин може бути причиною токсикозів та інших захворювань тварин і людей.
Визначення питомої активності 137Cs у зразках врожаю сільськогосподарських культур, вирощених у польових дослідах при забрудненні ґрунту 3-5 Кі/км2, показало, що найбільше радіоцезію нагромаджується в зерні люпину, ярого ріпаку, пелюшки та вівса, відповідно, до 842 Бк/кг, 374, 370 та 95 Бк/кг, сіні конюшини лучної і сухій масі люпину – до 137-298 Бк/кг. Накопичення 137Cs в зерні озимої пшениці та жита було незначним.
Дослідження, проведені в господарствах поліської зони, свідчать про те, що вміст цезію-137 коливається залежно як від виду кормів, так і щільності радіоактивного забруднення території (табл. 4.2).
Так, найвищу концентрацію 137Cs виявлено у грубих кормах (сіні злаковому та соломі озимих зернових – 53,1-161,2 Бк/кг) та зеленій масі багаторічних трав (71,3-140,1 Бк/кг), а найменшою його активністю відзначався кормовий буряк (22,9-40,9 Бк/кг).
Встановлено чітку закономірність між питомою активністю радіоцезію кормів та рівнем радіоактивного забруднення території – зі збільшенням щільності забруднення ґрунту вміст 137Cs підвищується в грубих кормах у 3,0 рази (Р > 0,999), силосі та сінажі – 2,5 (Р > 0,999), кормовому буряку - 1,6, зернофуражі 2,8 (Р > 0,999) та зеленій масі в 2,0 рази (Р > 0,95).
Таблиця 4.2.
Концентрація 137Cs в кормах залежно від забруднення території, Бк/кг
|
Корми |
Щільність радіоактивного забруднення території, Кі/км2 |
|||||
|
до 1 |
1-5 |
більше 5 |
||||
|
n |
M m |
n |
M m |
n |
M m |
|
|
Сіно злакове, солома озимих |
15 |
53,1 8,5 |
45 |
88,9 7,2** |
32 |
161,2 17,4*** |
|
Силос кукурудзяний, сінаж злаково-бобо-вий і різнотравний |
10 |
27,6 7,1 |
27 |
52,5 6,6* |
11 |
69,8 8,6*** |
|
Буряк кормовий |
6 |
24,9 7,2 |
17 |
22,9 3,2 |
11 |
40,9 5,2 |
|
Зернофураж |
10 |
18,7 4,4 |
32 |
31,8 3,4* |
12 |
52,7 7,9*** |
|
Зелена маса багаторічних трав |
- |
- |
13 |
71,3 9,8 |
16 |
140,1 23,6* |
Примітки:
1.* - Р > 0,95
2.** - Р > 0,99
3.*** - Р > 0,999
Слід зазначити, що згідно з чинним законодавством сільськогосподарське виробництво дозволено вести на землях із щільністю забруднення: цезієм-137 – до 15 Кі/км2, стронцієм-90 – 0,15 і плутонієм-239 – 0,1 Кі/км2, але у більшості випадків контроль ведеться за найпоширенішим радіонуклідом - 137Cs.
При виробництві тваринницької продукції в зоні радіоактивного забруднення дуже важливо, щоб вона відповідала вимогам допустимих рівнів по вмісту радіонуклідів.
При вивченні динаміки накопичення 137Cs у молоці корів сільськогосподарських підприємств і особистих господарств населення встановлено, за даними максимального забруднення, що концентрація радіонукліду, як у 1994 році, так і в 2010-2011 роках була вище вимог ДР-97 (100 Бк/л). При цьому протягом даного періоду найбільше зразків молока з підвищеним рівнем забруднення 137Cs виявлено у Народицькому, Лугинському та Ємільчинському районах (4,6-19,4 %).
Відсоток зразків молока з найвищими показниками забруднення по радіоцезію був у 2008 році майже у всіх північних районах Житомирщини, за винятком Коростенського та Новоград-Волинського. Лише в останньому районі з 2011 року виробляється молоко з вмістом 137Cs нижче вимог ДР-97. Рівень забруднення молока цезієм-137 в динаміці по роках у розрізі районів наведений на рисунку 4.2.
2009 2010 2011 2012 2013
Рис. 4.2. Динаміка радіоцезію в молоці по роках за даними максимального забруднення, Бк/л
До 1997 року для м’яса та м’ясопродуктів по вмісту радіоцезію діяли тимчасово допустимі рівні (ТДР-91), згідно яких ця продукція тваринництва допускалась до використання в межах 740 Бк/кг. У 1997 році на сільськогосподарську продукцію були затверджені нові нормативно-допустимі рівні (ДР-97), а у 2012 році – ДР-2012, у відповідності з якими м’ясо можна було використовувати при концентрації 137Cs – 200 Бк/кг.
Рис 4.3. Вміст 137Cs у молоці (середні значення 1991-2012 рр.)
Максимальне забруднення м’яса в 1994 році в північних районах області (за винятком Народицького та Новоград-Волинського) перевищувало ТДР-91 (табл. 4.4). Проте, і в більш віддалений період після аварії на ЧАЕС (2010-2012 роки), цей показник у більшості районів залишався вище вимог ДР-97.
Таблиця 4.4.
Динаміка 137Cs у м’ясі по районах Житомирської області
(за даними максимального забруднення)
|
Райони |
Максимальне забруднення та % проб понад ДР-97 |
|||||||||
|
1994 |
2009 |
2010 |
2011 |
2012 |
||||||
|
Бк/кг |
% проб понад ДР-97 |
Бк/кг |
% проб понад ДР-97 |
Бк/кг |
% проб понад ДР-97 |
Бк/кг |
% проб понад ДР-97 |
Бк/кг |
% проб понад ДР-97 |
|
|
Народицький |
314 |
Х |
634 |
2,0 |
849 |
2,5 |
892 |
4,1 |
823 |
5,5 |
|
Овруцький |
840 |
Х |
296 |
1,7 |
217 |
1,1 |
221 |
0,4 |
217 |
0,2 |
|
Лугинський |
1073 |
Х |
380 |
7,2 |
330 |
4,3 |
300 |
1,5 |
832 |
0,4 |
|
Олевський |
1300 |
Х |
335 |
1,0 |
286 |
0,7 |
500 |
1,1 |
417 |
1,2 |
|
Коростенський |
890 |
Х |
162 |
- |
41 |
- |
12 |
6,5 |
8 |
- |
|
Ємільчинський |
620 |
Х |
192 |
- |
149 |
- |
128 |
- |
97 |
- |
|
Новоград-Волинський |
184 |
Х |
68 |
- |
64 |
- |
89 |
- |
49 |
- |
М’ясопродукція Коростенського, Ємільчинського та Новоград-Волинського районів в останні роки (2009-2012) відповідала вимогам ДР-2006. Найбільш «умовно» чисте м’ясо, як і молоко, виробляється у господарствах Новоград-Волинського району. Це пояснюється найменшою щільністю радіоактивного забруднення сільськогосподарських угідь у цьому районі. Серед районів найвищий і стабільніший рівень концентрації радіоцезію спостерігається у м’ясопродукції, що виробляється сільськогосподарськими підприємствами та господарствами населення Народицького району.
4.4. Радіоекологічна оцінка молока та його частка у дозовому навантаженні мешканців Житомирської області
Тваринництво з моменту аварії залишається критичною галуззю сільськогосподарського виробництва на забрудненій радіонуклідами території. Основними радіонуклідами, що призводять до забруднення продуктів тваринництва, є 137Сs та 90Sr.
На забруднених радіонуклідами територіях Житомирської області у тваринництві та кормовиробництві залишається ризик отримання продукції з перевищенням гігієнічних нормативів вмісту 137Сs у молоці та м’ясі великої рогатої худоби, овець та гусей [8].
У післяаварійний період головним завданням сільськогосподарського виробництва на радіоактивно забруднених територіях є зниження дозового навантаження на населення, зумовленого внутрішнім опроміненням, шляхом виробництва сільськогосподарської продукції з допустимим вмістом радіонуклідів. Внаслідок специфіки умов проживання та трудової діяльності сільське населення споживає більш забруднену радіонуклідами продукцію, ніж міське. Як правило, продукти харчування, що виробляються в особистих підсобних господарствах, часто мають перевищення допустимих рівнів радіонуклідів (ДР-2006).
В перші роки після аварії концентрація цезію–137 в молоці корів приватного сектора була в 40–80 разів вищою, ніж в молоці корів колективних господарств. Законодавчо було заборонено використовувати таке молоко, як продукт харчування людей. В дійсності чимала кількість такого молока споживалася сільським населенням, що суттєво збільшило індивідуальну дозу внутрішнього опромінення. В наступні роки завдяки здійсненню захисних заходів радіоактивне забруднення молока корів приватного сектора значно знизилося й різниця за цим показником між приватним і колективним сектором складала 3–5 разів і більше.
В даний час важливою радіологічною проблемою залишається виробництво молока в особистих підсобних господарствах, яке відповідало б відповідним допустимим рівням вмісту радіонуклідів, оскільки молоко й дотепер є джерелом надходження 137Сs і 90Sr до організму людей .
Основними причинами підвищення вмісту радіонуклідів в молоці є випасання тварин в лісових масивах та заболочених луках. В багатьох випадках причиною є й погано окультурені пасовища та невчасно проведене перезалуження. У результаті дози внутрішнього опромінення сільських жителів, в тому числі дітей, в кілька разів вищі, порівняно з міським населенням.
Аналіз результатів щодо радіоактивного забруднення молока свідчить, що в тих критичних населених пунктах, які віднесено до ІІ-ої Чорнобильської зони, до організму людей з молоком надходить від 13,3 до 40,1 % радіоцезію, найбільший відсоток спостерігали в Олевському та Коростенському районах (рис. 4.4).
Рис. 4.4. Внесок молока у внутрішню дозу опромінення мешканців ІІ зони за 137Сs (%)
Рис. 4.5. Внесок молока у внутрішню дозу опромінення мешканців ІІІ зони за 137Сs (%)
Що стосується північної частини Житомирщини, яка віднесена до ІІІ зони, результати наших досліджень показали, що найбільшу частку радіоцезію з молоком отримали мешканці Народицького, Олевського та Ємільчинського районів – 35,6, 22,2 та 21,8 % відповідно (рис. 4.5).
Рис. 4.6. Внесок молока у внутрішню дозу опромінення мешканців ІІ зони за 90Sr (%)
Рис. 4.7. Внесок молока у внутрішню дозу опромінення мешканців ІІІ зони за 90Sr (%)
За результатами досліджень встановлено, що до організму людей, які мешкають в ІІ-ій Чорнобильській зоні, найбільше радіостронцію з молоком надійшло в Коростенському, Олевському та Народицькому районах – 72,7, 65,6, та 62,4 % відповідно, а в населених пунктах ІІІ зони – в Ємільчинському, Коростенському та Володарсько-Волинському районах – від 64,8 до 72,5 % (рис. 4.6, 4.7).
За результатами досліджень встановлено, що навіть через 25 років після аварії на Чорнобильській АЕС молоко лишається найбільш небезпечним продуктом харчування людей, які мешкають на забруднених радіонуклідами територіях Північної частини України.
Найбільше радіоцезію з молоком надходить до організму мешканців Коростенського, Олевського, Народицького та Ємільчинського районів – від 72,5 до 64,8 %, а радіостронцію – у Коростенському, Народицькому та Олевському районах – в межах 70 %.
Рис. 4.8. Зміна внесення молока у внутрішню дозу опромінення в розрізі зон за 90Sr та 137Сs (%)
Подальші дослідження слід спрямувати на пошук шляхів зниження надходження радіонуклідів до продуктів харчування тваринного походження з метою зменшення дозового навантаження на організм людей, які мешкають на забруднених радіонуклідами територіях.
4.5. Особливості формування доз опромінення населення Народицького району за рахунок критичних ландшафтів
Після аварії на ЧАЕС забруднені території згідно з законом були умовно розділені на 4 зони залежно від щільності забруднення ґрунту 137Cs.
Щодо зони 1, населення якої було евакуйоване в 1986 році і ще тривалий час не зможе повернутися назад внаслідок високих доз внутрішнього і зовнішнього опромінення, питання не стоїть так гостро. Найбільше ця проблема стосується жителів, що проживають в зоні 2. Сьогодні існує реальна необхідність у визначенні фактичних дозових навантажень населення, що проживає в даній зоні, яке б ґрунтувалось на реальних даних.
Щільність радіоактивного забруднення ґрунтів присадибних ділянок населення 137Cs коливалась в межах від 9,8 до 60,3 Кі/км2 , а 90 Sr змінювалась від 0,18 до 0,82 Кі/км2 (середнє значення 0,6 Кі/км2). Співвідношення між 137Cs/90Sr при деяких коливаннях в середньому по населеному пункту становило 52,2/1.
Питома активність 137Cs та 90Sr в харчових продуктах було визначене у 1300 пробах. Встановлено, що вміст 137Cs у значній кількості зразків перевищує допустимі рівні вмісту 137Cs та 90Sr в харчових продуктах та питній воді (ДР-2006).
Особливо це стосується грибів, ягід чорниці, м’яса косулі, щавлю, прісноводної риби з місцевих водойм. Зокрема вміст 137Cs в грибах нерідко перевищує 940000 Бк/кг сухої речовини, а в свіжих грибах та лісових ягодах – 150000 Бк/кг. Вміст радіонуклідів в сирих грибах змінюється залежно від місця відбору проб, але в усіх випадках перевищує допустимі рівні. Не відповідають нормам ДР-2006 продукти присадибних ділянок – щавель, морква, сухофрукти, активність яких досягає 250, 211 та 150 Бк/кг відповідно.
Питома активність 137Cs в м’ясі косулі коливалася в межах 800-60000Бк/кг, ставкової та річкової риби – від 23 до 900 Бк/кг.
Питома активність 137Cs в продукції тваринництва, що виробляється у власних підсобних господарствах, загалом не перевищувала 300 Бк/кг. Найменшими рівнями радіоактивного забруднення характеризувались курячі яйця, середнє значення питомої активності яких становило 15 Бк/кг. Рівень радіоактивного забруднення молока був дещо вищим і коливався в межах від 4 до 120 Бк/кг, м’яса свинини – від 41 до 238 та яловичини – від 60 до 300Бк/кг.
Формування доз внутрішнього опромінення населення за рахунок 137Cs на основі результатів проведення ЛВЛ – дозиметрії.
В ході досліджень нами були виділені такі основні категорії сільського населення:
Розподіл доз внутрішнього опромінення по групах свідчить, що максимальні дози внутрішнього опромінення населення за рахунок 137Cs були характерні для населення групи А– 4,5 мЗв/рік (середнє значення 3,3мЗв/рік.)
Середньорічна доза внутрішнього опромінення населення групи Б становила 0,8 мЗв/рік, а в цілому по населеному пункту складала 1,7 мЗв/рік.
Слід зазначити, що дози опромінення населення групи Б, які не споживали харчових продуктів лісового походження рівномірно розподілялись протягом року, в той же час як у населення групи А в період збільшення в раціоні долі продуктів лісового походження зростали й дози внутрішнього опромінення.
Так, максимальні дози внутрішнього опромінення населення групи А спостерігались в осінній та зимовий періоди (вересень-січень) і становили 3,3 -4,5 мЗв/рік, що, на нашу думку, пов’язано з споживанням досліджуваною групою харчових продуктів лісового походження. У окремих жителів даної групи населення показники внутрішнього опромінення досягали в цей період 32 мЗв/рік.
З метою визначення доз внутрішнього опромінення за рахунок 137Cs харчові продукти, що споживаються населенням, розділені нами на три умовні групи: 1) харчові продукти рослинного походження з присадибних ділянок; 2)харчові продукти тваринного походження з власних підсобних господарств; 3) харчові продукти лісового походження та риба з місцевих водойм. Активність по 137 Cs визначена у 245 зразках продуктів першої групи, 90 – другої і 241 – третьої груп. Встановлено, що найменша активність першої групи продуктів характерна для капусти та початків кукурудзи і коливається в межах 2-20 Бк/кг, а найбільша для щавлю, активність якого коливається в межах 50-250 Бк/кг, моркви – 11-211 Бк/кг, яблук та груш (сухих) – 21-150Бк/кг. У другій групі продуктів найменш забруднені курячі яйця – 13-20 Бк/кг. У інших харчових продуктів тваринного походження – молока, м’яса великої рогатої худоби та свиней – цей показник знаходиться в межах 4-120Бк/кг, 60-300 Бк/кг та 41-238 Бк/кг відповідно. У третій групі мінімальна активність характерна для риби річкової – 23-900 Бк/кг, а в таких продуктах, як гриби сухі, ягоди чорниці, м’ясо диких тварин, лікарська сировина, ці показники коливаються в межах 50000-940000 Бк/кг, 800-150000, 800-60000, 3000-150000 Бк/кг відповідно.
Аналізуючи активність раціону в розрізі окремих груп населення Народицького району (табл.4.5), слід зазначити, що максимальною активністю за 137Cs характеризувались раціони населення групи А, котрі включають харчові продукти лісового походження. Активність раціонів даної групи населення коливалась в межах від 200 до 3200 Бк/добу і в середньому становила 938 Бк/добу. Використання дозового фактору 14 нЗв на кожний спожитий протягом року бекерель 137Cs в складі харчових продуктів (дозовий фактор рекомендований МКРЗ) свідчить про те, що населення групи А протягом року отримує від 2 до 16 мЗв (в середньому 5 мЗв/рік), що є вкрай небезпечним для стану здоров’я жителів.
Таблиця 4.5
Активність раціону та дози внутрішнього опромінення за рахунок
137 Сs у жителів Народицького району
|
Продукти харчування |
Раціони населення групи А |
Раціони населення групи Б |
||||
|
Добове споживання продукту, кг. |
Добове споживання 137 Сs, Бк |
% від загального надходження 137 Сs |
Добове споживання продукту, кг. |
Добове споживання 137 Сs, Бк |
% від загального надходження 137 Сs |
|
|
1 |
2 |
3 |
4 |
5 |
6 |
7 |
|
Харчові продукти рослинного походження з присадибних ділянок |
||||||
|
Зернові і продукти їх переробки |
0,290 |
2 |
0 |
0,255 |
2 |
2 |
|
Картопля |
0,350 |
8 |
1 |
0,320 |
8 |
7 |
|
Овочі та фрукти |
0,960 |
21 |
2 |
0,930 |
20 |
19 |
|
Разом |
31 |
3 |
30 |
28 |
||
|
Річна доза опромінення, мЗв\рік. |
0.16 |
0,14 |
||||
|
Харчові продукти тваринного походження з власних підсобних господарств |
||||||
|
Молоко і молочні продукти |
0,250 |
14 |
1 |
0,800 |
45 |
40 |
|
М’ясо свійських тварин |
0,100 |
15 |
2 |
0,190 |
31 |
29 |
|
Яйця (кг.) |
0,010 |
0 |
0 |
0,014 |
0 |
0 |
|
Разом |
29 |
3 |
76 |
69 |
||
|
Річна доза опромінення, мЗв\рік. |
0.14 |
0,39 |
||||
|
Харчові продукти лісового походження та риба з місцевих водойм |
||||||
|
Гриби |
0,013 |
510 |
53 |
0 |
0 |
0 |
|
Ягоди лісові |
0,010 |
352 |
38 |
0 |
0 |
0 |
|
М’ясо диких тварин |
0,003 |
5 |
1 |
0 |
0 |
0 |
|
Лікарська сировина |
0,001 |
6 |
1 |
0 |
0 |
0 |
|
Риба річкова |
0,048 |
5 |
1 |
0,024 |
3 |
3 |
|
Разом |
878 |
94 |
3 |
3 |
||
|
Річна доза опромінення, мЗв\рік. |
4,7 |
0,03 |
||||
|
Всього |
938 |
100 |
109 |
100 |
||
|
Загальна річна доза опромінення, мЗв\рік. |
5,0 |
0,56 |
Активність раціонів населення групи Б (має власне підсобне господарство і не споживає продукти лісового походження) не перевищувала 110 Бк/добу, що відповідає дозі внутрішнього опромінення 0,56 мЗв/рік. Даний рівень активності міг би бути цілком безпечним для стану здоров’я за умови, що вони не отримають додаткових дозових навантажень за рахунок зовнішнього опромінення та споживання інших радіонуклідів з бета- розпадом, зокрема 90Sr.
Надходження 137Cs в організм населення групи А на 94% зумовлене вживанням продуктів лісового походження (грибами, лісовими ягодами та м’ясом диких тварин). Інші групи харчових продуктів практично мало впливають на надходження 137Cs в організм даної групи населення.
Надходження 137Cs в організм населення групи Б зумовлене на 28% вживанням продуктів рослинного походження з власних присадибних ділянок, на 69% – продуктів тваринного походження з власних підсобних господарств та на 3% – риби з місцевих водойм.
Добове споживання риби населенням групи Б складає 0,024 кг/добу, а групи А – 0,048 кг/добу. Отримана доза від споживання забрудненої 137Сs риби складає від 0,026 до 0,052 мЗв/рік. Таким чином, при формуванні дози внутрішнього опромінення за рахунок споживання риби населенням групи А і Б частка 137Сs сягає 24,5 %. Отже, річна доза опромінення населення може перевищувати встановлені норми 1 мЗв/рік, в основному, за рахунок окремих харчових продуктів, особливо продукції лісу.
Зовнішнє опромінення населення встановлювали на основі даних термолюмінісцентної дозиметрії. Індивідуальні термолюмінісцентні дозиметри розподілялися серед жителів населеного пункту (12 чоловік), встановлювались на відкритій місцевості в межах населеного пункту та у приміщеннях. В результаті визначено, що середньорічна експозиційна доза на відкритій місцевості становила 7,7 мЗв/рік, а у приміщені – 1,3 мЗв/рік.
Так, в літній період, при збільшенні часу перебування жителів на відкритій місцевості, спостерігалось збільшення доз їх зовнішнього опромінення до (5,1 мЗв/рік) порівняно із зимовим періодом (1,9 мЗв/рік). Дози зовнішнього опромінення населення в осінній та весняний періоди характеризувались проміжними значеннями 3-4 мЗв/рік.
Сумарні показники опромінення населення за рахунок внутрішнього та зовнішнього опромінення перевищують дози безпечного проживання і в середньому становлять 5,1 мЗв/рік, не враховуючи дозових навантажень за рахунок 90Sr. Розподіл сумарної дози опромінення протягом року також визначається нерівномірністю. Більш високі дозові навантаження відмічались протягом літнього та осіннього періодів. Значно нижчі дозові навантаження характерні для зимового та весняного періодів.
ВИСНОВКИ
В ході проведених досліджень вивчені закономірності надходження 137Cs в умовах критичних ландшафтів Полісся України. Доведено вплив критичних ландшафтів на формування дози опромінення населення, конкретизовані найбільш значимі джерела опромінення, що дозволяє більш раціонально управляти процесом надходження радіонуклідів в організм людини.
СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ