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

Міністерство аграрної політики та продовольства України

Білоцерківський національний аграрний університет

Дисертація на здобуття наукового ступеня кандидата сільськогосподарських наук

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

Спеціальність: Екологія

Біла Церква, 2012

Умовні позначення, символи, одиниці, скорочення

АФ - агрофірма

ТОВ - товариство з обмеженою відповідальністю

УкрНДІСГР - Український науково-дослідний інститут сільськогоспо-дарської радіології

ЧАЕС - Чорнобильська атомна електростанція

Бк - бекерель

Бк/кг (Бк/л) - бекерель на 1 кг, л

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

КП - коефіцієнт переходу

КН - коефіцієнт накопичення

г - грам

кг - кілограм

га - гектар

% - відсоток

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

ДР - допустимі рівні

ГДК - гранично допустима концентрація

Вступ

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

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

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

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

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

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

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

Для цього були поставлені наступні завдання:      

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Методи дослідження:

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Розділ І. Огляд літературних джерел

1.1 Екологічна оцінка впливу Чорнобильської катастрофи на агроландшафти

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

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

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

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

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

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

Країна	Щільність забруднення, Кі/км2			Всього
	5-15	5-40	понад 40
Росія	454	235	36	725
Україна	235,5	74	68	377,5
Білорусь	720,2	406	221	325
Всього	1409,7	715	325	2449,7

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

 [6, 17, 104, 121].

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

=CM:Q,

де:

С - концентрація нукліда, Бк/кг,

М - маса органу, кг; - активність радіонукліда, що надходить за добу, Бк [36, 167, 192-194].

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Розділ ІІ. Загальна методика і основні методи досліджень

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

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

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

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

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

 

.1 Умови проведення експериментальних досліджень

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

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

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

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

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

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

 

.2 Об’єкт та методика досліджень

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

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

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

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

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

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

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

2.3 Методика відбору зразків та проведення досліджень

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

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

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

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

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

Рис. 2.2 Схема виконання досліджень

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

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

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

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

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

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

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

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

 [6].

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

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

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

 де:

_{д Cs} і K_{д Sr} - значення дозових коефіцієнтів для ¹³⁷Сs, ⁹⁰Sr відповідно_{д Cs} = 1•10^-8Зв/Бк; K_{д Sr} = 3,7•10^-8Зв/Бк;_рі - річне споживання і-го продукту харчування;

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

Розрахунок річної ефективної дози зовнішнього опромінення проводили за формулою:

; де:

 

[0,0026] = мЗв/рік/(кБк/кв.м) - конверсійний коефіцієнт;- щільність забруднення території населеного пункту ¹³⁷Сs.

Розділ ІІІ. Оцінка радіоекологічного стану ґрунтів

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Радіонуклід	Форми вмісту радіонуклідів, % від загального вмісту
	водорозчинна	обмінна	кислото-розчинна	фіксована
137Cs	0,17 ± 0,02	1,45 ± 0,14	2,09 ± 0,25	95,76 ± 9,53
90Sr	1,79 ± 0,15	43,53 ± 5,73	44,31 ± 4,85	11,09 ± 1,18

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

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

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

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

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

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

Шар ґрунтового профілю, см	137Cs		90Sr
	рілля	узбіччя	рілля	узбіччя
0 - 10	34,48 ± 6,9	90,13 ± 18,0	28,6±5,7	68,9 ±13,78
10 - 20	30,67 ± 6,1	7,77 ± 1,5	25,2±5,0	19,6±3,92
20 - 30	29,55 ± 5,9	2,5 ± 0,5	22,9±4,6	7,8±1,56
30 - 40	5,17 ± 1,0	0,18 ± 0,036	14,2±2,8	3,7±0,74
40 - 50	0,2 ± 0,04	-	6,0±1,2	-
50 - 60	- ⃰	-	3,1±0,6	-
60 - 70	-	-	-	-
70 - 80	-	-	-	-
80 - 90	-	-	-	-
90 - 100	-	-	-	-

Примітка: -⃰ активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr була нижче МДА приладу

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

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

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

Площа населеного пункту становить 224 га, 188 дворів, проживає 205 жителів, село розташоване за 45 км від районного центру, міста Біла Церква. Як уже згадувалося вище, село Йосипівка Постановою Кабінету Міністрів України від 23.08.91., № 106 «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» віднесено до зони гарантованого добровільного відселення (ІІІ зона) [50].

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

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

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

№ ділянки	Площа, га	Щільність забруднення
		137Cs	90Sr
1	0,40	280,8±8,2	32,6±0,9
2	0,38	297,4±12,5	34,7±0,8
3	0,37	360,8±18,3	37,2±1,2
4	0,42	380,7±14,1	38,2±0,8
5	0,41	320,4±12,6	36,3±1,1
6	0,38	290,7±11,3	32,6,1±0,7
7	0,39	273,7±12,8	31,3±0,7
8	0,40	256,4±13,2	31,8±0,8
9	0,32	223,7±11,4	28,7±0,7
10	0,40	210,8±12,9	24,2±0,5
11	0,40	230,6±15,3	26,8±0,8
12	0,39	206,4±17,1	25,9±0,7
Середнє	0,39±01	277,7±56,0	31,8±5,4

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

 

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

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

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

З даних таблиці 3.6 видно, що щільність забруднення полів відділку ¹³⁷Cs складає від 18,9 до 84,4 кБк/м² і ⁹⁰Sr - від 2,5 до 7,4 кБк/м². В середньому ж щільність забруднення полів ¹³⁷Cs становить 55,8±18,1 кБк/м² та ⁹⁰Sr - 5,8±1,1 кБк/м². Різниця між мінімальним та максимальним значеннями щільності забруднення полів ¹³⁷Cs складає 4 та ⁹⁰Sr - 3 рази, а в межах одного поля щільність забруднення коливається в середньому в 1,2 рази. Забруднення угідь відділку нерівномірне, відмічаються поля, де рівні забруднення в 2 - 3 рази вищі ніж на інших полях. Основний внесок у забруднення угідь, близько 90 % припадає на ¹³⁷Cs. Співвідношення між щільністю забруднення ґрунтів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr складає від 9,2/1 до 12,3/1, а в середньому - 10,6/1.

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

№ поля	Площа поля, га	137Cs			90Sr
		mіn	max	середнє	mіn	max	середнє
Польова сівозміна
1	120,4	32,3	38,1	35,9±4,1	5,2	5,8	5,5±0,42
2	120,9	16,8	22,8	18,9±4,24	2,3	2,6	2,5±0,21
3	120,4	34,5	40,2	38,1±4,03	4,7	4,9	4,9±0,14
4	119,6	37,9	46,2	43,3±5,87	5,4	6,3	6±0,64
5	72,3	40,1	45,2	41,8±3,6	4,8	5,2	5±0,28
6а	50	55,2	63	58,1±5,51	5,8	6,6	6,2±0,56
6б	90,7	55,2	63	58,1±5,51	5,8	6,6	6,2±0,56
7	117,5	56,8	64,2	59,6±5,23	5,7	6,2	5,9±0,35
8	130,9	52,9	62,6	55,9±6,85	5,9	6,7	6,6±0,56
9	126	44,3	56,4	52,5±8,55	4,9	5,5	5,3±0,42
10	125,9	76,5	87,5	82,5±7,77	5	6,6±1,48
Кормова сівозміна
1	25	46,8	52,8	50,3±4,24	5,2	5,7	5,5±0,35
2	25	56,7	66,4	60,7±6,85	5	6,3	5,6±0,91
3	25	33,4	42,3	38,9±6,29	4,6	5,3	5,1±0,49
4	24,2	77,4	90,4	84,4±9,19	6,6	7,9	7,4±0,91
5	24,3	75,9	89,5	82,5±9,61	6,8	7,8	7,2±0,7
6	24,2	66,3	78,7	74,4±8,76	6	6,8	6,6±0,56
7	22,3	61,2	77	69,9±11,17	5,8	6,4	6,1±0,42

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

Дослідження активності ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у 0 - 30 см шарах ґрунту на полях та узбіччях біля доріг і лісосмуг показали, що активність цих радіонуклідів на узбіччях в 1,2 - 1,5 рази вища ніж на ріллі (рис. 3.3, і 3.4).

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

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

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

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

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

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

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

Шар ґрунтового профілю, см	137Cs		90Sr
	Рілля	узбіччя	рілля	узбіччя
0 - 10	34,38 ± 5,9	89,13 ± 16,0	29,1±5,2	71,6 ±12,3
10 - 20	31,17 ± 6,8	8,43 ± 1,1	26,2±5,0	18,1±3,22
20 - 30	28,55 ± 4,9	2,3 ± 0,4	23,5±4,6	7,1±1,26
30 - 40	5,7 ± 0,9	0,14 ± 0,028	13,2±2,2	3,2±0,64
40 - 50	0,2 ± 0,03	-	6,2±1,2	-
50 - 60	- ⃰	-	1,8±0,3	-
60 - 70	-	-	-	-
70 - 80	-	-	-	-
80 - 90	-	-	-	-
90 - 100	-	-	-	-

Примітка: -⃰ активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr була нижче МДА приладу

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

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

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

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

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

№ ділянки	Площа, га	Щільність забруднення
		137Cs	90Sr
1	0,41	93,6±7,4	21,5±2,7
2	0,42	116,0±10,6	15,2±3,3
3	0,40	136,5±11,6	17,5±2,6
4	0,42	115,4±9,5	19,3±2,3
5	0,38	105,5±8,5	16,8±3,1
6	0,45	118,4±9,8	19,7±2,3
7	0,44	113,7±9,3	18,2±2,2
8	0,36	112,8±10,2	16,4±2,7
9	0,41	70,6±6,8	12,8±2,0
10	0,39	57,5±4,7	10,5±1,6
середнє	0,40	104,2±23,7	16,8±3,4

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

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

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

 

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

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

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

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

Радіонуклід	Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення кБк/м2	Вноситься з гноєм, кБк/м2	Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк/м2	Додається з гноєм у ґрунти, %
137Cs	11,9	0,1008	12,0	+ 0,84
90Sr	1,13	0,1812	1,28	+ 13,27

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

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

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

Радіонуклід	Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення гною кБк∙м2	Вноситься з гноєм, кБк∙м2	Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк∙м2	Додається з гноєм у ґрунти, %
137Cs	19,8	0,166	19,9	+ 0,95
90Sr	1,62	0,302	1,91	+ 17,90

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

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

РадіонуклідВміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення кБк∙м2Вноситься з гноєм, кБк∙м2 Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк∙м2Додається з гноєм у ґрунти, %
137Cs	27,1	0,372	27,4	+ 1,10
90Sr	2,57	0,672	3,10	+20,62

З даних таблиці 3.12 видно, що внесення 60 т гною на 1 га залежно від рівня забруднення ґрунтів різних площ угідь буде збільшувати вміст ¹³⁷Cs від 2,05 % та ⁹⁰Sr - 54,54 %.

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

Радіонуклід	Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, до внесення кБк∙м2	Вноситься з гноєм, кБк∙м2	Вміст у 0 - 30 см шарі ґрунту, після внесення кБк∙м2	Додається з гноєм у ґрунти, %
137Cs	24,3	0,534(89Бк∙кг)	24,8	+ 2,05
90Sr	1,87	1,044(174Бк∙кг)	2,89	+ 54,54

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

№ поля	Площа, га	Культура	Зерно, коренеплоди⃰ ⃰	Вегетативна маса ⃰ ⃰
Польова сівозміна
1а	50,8	Горох	10,46±1,26 9,28 -11,68	16,74±2,02 14,85 - 18,69
1б	50,6	Гречка	25,56±2,83 22,70 - 28,49	46,86±5,19 41,62 - 52,23
1в	50,7	Соя	23,80±3,70 19,43 -26,81	47,61±7,41 38,86 - 53,62
2	94,4	Кукурудза на зерно	1,48±0,21 1,14 - 1,54	8,90±1,26 6,85 - 9,26
3	72,8	Пшениця озима	3,27±0,25 3,00 - 3,51	6,53±0,50 6,00 - 7,01
4	147	Пшениця озима	3,77±0,14 3,57 - 3,84	7,54±0,28 7,14 - 7,68
5а	50,2	Соя	42,86±2,90 41,35 - 45,22	82,16±5,57 79,26 - 86,66
5б	84,1	Вико-вівсяна суміш	-	17,23±1,41 16,45 - 19,21
6	127,6	Пшениця озима	2,23±0,32 2,05 - 2,67	4,45±0,63 4,10 - 5,35
7	163,2	Кукурудза на силос	-	8,95±0,76 7,96 - 9,45
8	163,3	Ячмінь	3,13±0,39 2,82 - 3,59	6,25±0,77 5,65 - 7,19
9	94,4	Цукрові буряки	1,82±0,13 1,74 - 2,00	5,47±0,40 5,23 - 6,01
10а	36,3	Пшениця озима	1,86±0,19 1,72 - 1,98	3,72±0,37 3,45 - 3,96
10б	100	Рапс	1,97±0,24 1,63 - 2,08	5,92±0,71 4,88 - 6,25
Кормова сівозміна
1	23,7	Конюшина	-	6,92±0,67 6,17 - 7,50
2	23	Люцерна	-	22,10±1,95 19,86 - 23,74	18,4	Люцерна	-	26,50±2,27 24,07 - 28,62
4	19,5	Люцерна	-	31,72±2,17 28,99 - 33,31

 ⃰ - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

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

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

№ поля	Площа, га	Культура	Зерно, коренеплоди⃰ ⃰		Вегетативна маса⃰ ⃰
Польова сівозміна
1а	50,8	Горох	5,24±0,37 4,74 - 6,07		18,24±1,28 16,48 - 21,12
1б	50,6	Гречка	2,81±0,18 2,63 - 3,07		7,78±0,50 7,27 - 8,50
1в	50,7	Соя	2,89±0,22 2,55 - 3,35		13,32±1,02 11,76 - 15,48
2	94,4	Кукурудза на зерно	1,67±0,40 1,26 -2,06		16,68±4,02 12,60 - 20,64
3	72,8	Пшениця озима	3,22±0,03 3,24 -3,19		14,49±0,11 14,58 - 14,36
4	147	Пшениця озима	3,81±0,13 3,60 - 3,94		14,53±0,48 13,73 - 15,04
5а	50,2	Соя	4,63±0,21 4,34 - 4,89		21,00±0,94 19,71 - 22,18
5б	84,1	Вико-вівсяна суміш	-		5,28±0,26 4,95 - 5,46
6	127,6	Пшениця озима	1,97±0,26 1,71 - 2,23		8,67±1,14 7,52 - 9,81
7	163,2	Кукурудза на силос	-		10,94±1,93 9,58 - 12,60
8	163,3	Ячмінь	3,76±0,26 3,48 - 4,00		15,23±1,05 14,09 - 16,20
9	94,4	Цукрові буряки	2,00±0,11 1,90 - 2,11		5,34±0,29 5,06 - 5,63
10а	36,3	Пшениця озима	2,02±0,13 1,82 - 2,11		7,73±0,51 6,99 - 8,10
10б	100	Рапс	1,92±0,29 1,74 - 2,21		5,12±0,78 4,64 - 5,89
Кормова сівозміна
1	23,7	Конюшина		-		11,32±0,66 10,74 - 12,05
2	23	Люцерна		-		34,56±1,54 31,91 - 37,21
3	18,4	Люцерна		-		38,74±3,13 35,61 - 42,57
4	19,5	Люцерна		-		43,44±4,86 38,52 - 45,84

⃰ - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

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

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

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

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

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

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

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

Культура	Поле №	137Cs		90Sr
		Зерно, коренеплоди	вегетативна маса	Зерно, коренеплоди	вегетативна маса
Польова сівозміна
горох	1а	0,10	0,16	0,46	1,60
гречка	1б	0,24	0,44	0,26	0,72
соя	1в	0,22	0,44	0,26	1,20
кукурудза на зерно	2	0,01	0,06	0,12	1,20
пшениця озима	3	0,01	0,02	0,10	0,45
пшениця озима	4	0,01	0,02	0,11	0,42
соя	5а	0,24	0,46	0,26	1,18
вико-вівсяна суміш	5б	-	0,10	-	0,30
пшениця озима	6	0,01	0,02	0,10	0,44
кукурудза на силос	7	-	0,06	-	0,72
ячмінь	8	0,03	0,06	0,4	1,62
цукрові буряки	9	0,01	0,03	0,12	0,32
пшениця озима	10а	0,01	0,02	0,12	0,46
рапс	10б	0,01	0,03	0,12	0,32
Кормова сівозміна
конюшина	1	-	0,05	-	0,82
люцерна	2	-	0,06	-	1,06
люцерна	3	-	0,07	-	1,16
люцерна	4	-	0,08	-	1,2

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

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

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

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

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

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

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

№ поля	Площа, га	Культура	Зерно	Вегетативна маса
Польова сівозміна
1	120,4	пшениця озима	0,36 ± 0,04 0,32 - 0,38	0,72±0,08 0,65 - 0,76
2	120,9	пшениця озима	0,19±0,04 0,17 - 0,23	0,38±0,09 0,34 - 0,46
3	120,4	Ячмінь	1,14±0,12 1,03 - 1,20	2,29±0,24 2,07 - 2,41
4	119,6	кукурудза на силос	-	2,60±0,35 2,27 - 2,77
5	72,3	пшениця озима	0,42±0,04 0,40 - 0,45	0,84±0,07 0,80 - 0,90
6а	50	Гречка	13,94±1,32 13,248 - 15,12	25,56±2,42 24,29 - 27,72
6б	90,7	Горох	5,81±0,55 5,52 - 6,3	9,30±0,88 8,83 - 10,08
7	117,5	Соя	13,11±1,15 12,50 - 14,12	26,22±2,30 24,99 - 28,25
8	130,9	кукурудза на зерно	0,56±0,07 0,53 - 0,63	3,35±0,41 3,17 - 3,76
9	126	цукрові буряки	0,53±0,09 0,44 - 0,56	1,58±0,26 1,33 - 1,69
10	125,9	Рапс	0,83±0,08 0,77 - 0,88	2,48±0,23 2,30 - 2,63
Кормова сівозміна
1	25	Люцерна	-	3,02±0,25 2,81 - 3,17
2	25	Люцерна	-	4,25±0,48 3,97 - 4,65
3	25	Конюшина	-	1,95±0,31 1,67 - 2,12
4	24,2	Люцерна	-	5,06±0,55 4,64 - 5,42
5	24,3	вико-вівсяна суміш	-	8,25±0,96 7,59 - 8,95
6	24,2	вико-вівсяна суміш	-	7,44±0,88 6,63 - 7,87
7	22,3	Люцерна	-	4,89±0,78 4,28 - 5,39

⃰ - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

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

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

№ поля	Площа, га	Культура	Зерно	Вегетативна маса
Польова сівозміна
1	120,4	пшениця озима	2,31±0,18 2,18 - 2,44
2	120,9	пшениця озима	0,25±0,02 0,23 - 0,26	1,13±0,09 1,04 - 1,17
3	120,4	Ячмінь	1,96±0,06 1,88 - 1,96	7,94±0,23 7,61 - 7,94
4	119,6	кукурудза на силос	-	4,32±0,46 3,89 - 4,54
5	72,3	пшениця озима	0,55±0,03 0,53 - 0,57	2,10±0,12 2,02 - 2,18
6а	50	Гречка	1,61±0,15 1,51 - 1,72	4,46±0,40 4,18 - 4,75
6б	90,7	Горох	2,85±0,26 2,67 - 3,04	9,92±0,90 9,28 - 10,56
7	117,5	Соя	1,53±0,09 1,48 - 1,61	7,08±0,42 6,84 - 7,44
8	130,9	кукурудза на зерно	0,79±0,07 0,71 - 0,80	7,92±0,67 7,08 - 8,04
9	126	цукрові буряки	0,64±0,05 0,59 - 0,66	1,70±0,13 1,57 - 1,76
10	125,9	Рапс	0,79±0,18 0,60 - 0,85	2,11±0,47 1,60 - 2,27
Кормова сівозміна
1	25	Люцерна	-	5,83±0,37 5,51 - 6,04
2	25	Люцерна	-	6,10±0,99 5,45 - 6,87
3	25	конюшина	-	4,18±0,40 3,77 - 4,35
4	24,2	Люцерна	-	8,21±1,01 7,33 - 8,77
5	24,3	вико-вівсяна суміш	-	2,16±0,21 2,04 - 2,34
6	24,2	вико-вівсяна суміш	-	1,98±0,17 1,80 - 2,04
7	22,3	Люцерна	-	7,08±0,49 6,73 - 7,42

⃰ - у чисельнику наведено середнє, а у знаменнику мінімальне та максимальне значення;

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

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

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

Культура	поле №	137Cs		90Sr
		Зерно	вегетативна маса	зерно	вегетативна маса
польова сівозміна
Пшениця озима	1	0,01	0,02	0,11	0,42
Пшениця озима	2	0,01	0,02	0,1	0,45
Ячмінь	3	0,03	0,06	0,4	1,62
Кукурудза на силос	4		0,06		0,72
Пшениця озима	5	0,01	0,02	0,11	0,42
гречка	6а	0,24	0,44	0,26	0,72
горох	6б	0,1	0,16	0,46	1,6
Соя	7	0,22	0,44	0,26	1,2
Кукурудза на зерно	8	0,01	0,06	0,12	1,2
Цукрові буряки	9	0,01	0,03	0,12	0,32
Рапс	10	0,01	0,03	0,12	0,32
кормова сівозміна
люцерна	1	-	0,06	-	1,06
люцерна	2	-	0,07	-	1,09
конюшина	3	-	0,05	-	0,82
люцерна	4	-	0,06	-	1,11
вико-вівсяна суміш	5	-	0,10	-	0,30
вико-вівсяна суміш	6	-	0,10	-	0,30
люцерна	7	-	0,07	-	1,16

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Культура	Виноситься з 1 га, Бк				Кв
	137Cs		90Sr		137Cs		90Sr
	зерно	вегета-тивна маса	зерно	вегета-тивна маса	зерно	вегета-тивна маса	зерно	вегета-тивна маса
Пшениця озима	1257	1999	1828	5714	0,004	0,006	0,037-0,044	0,130-0,131
Ячмінь	3658	6858	6272	23814	0,010	0,018	0,128	0,486
Кукурудза на силос		93528		155520		0,216		2,592
гречка	19522	63910	2257	11160	0,034	0,110	0,036	0,180
горох	12201	26958	5989	28768	0,021	0,046	0,097	0,464
Соя	23602	91784	2761	24780	0,040	0,154	0,047	0,420
Кукурудза на зерно	2404	19789	3406	46728	0,004	0,035	0,052	0,708
Цукрові буряки	1995	3150	2417	3392	0,004	0,006	0,046	0,064
Ріпак	3218		3089		0,004		0,047
люцерна		66608		105917		0,090-0,105		1,665-1,855
конюшина		26257		56457		0,068		1,107
вико-вівсяна суміш		74250		19440		0,090-0,118		0,270-0,354

Таблиця 4.8 Коефіцієнти виносу (Кв) різних культур на угіддях ТОВ «Надія»

Культура	Виноситься з 1 га, Бк				Кв
	137Cs		90Sr		137Cs		90Sr
	зерно	вегета-тивна маса	зерно	вегета-тивна маса	зерно	вегета-тивна маса	зерно	вегета-тивна маса
горох	25104	50208	12586	54720	0,024	0,048	0,110	0,480
гречка	103092	3370	17107	0,029	0,097	0,031	0,158
соя	38086	152346	4618	42624	0,035	0,141	0,042	0,384
кукурудза на зерно	6673,5	53388	7506	100080	0,005	0,036	0,054	0,720
пшениця озима	9880	15795	9772	32277	0,003-0,004	0,005-0,006	0,034-0,040	0,119-0,135
соя	60009	180743	6479	46209	0,034	0,101	0,036	0,260
вико-вівсяна суміш		120610		36960		0,070		0,210
кукурудза на силос		304164		372096		0,204		2,448
ячмінь	9378	17506	11280	42638	0,009	0,017	0,120	0,454
цукрові буряки	65628	98442	72144	96192	0,036	0,054	0,432	0,576
ріпак	8282		8064		0,004		0,050
конюшина		82980		135792		0,060		0,984
люцерна		418411		611016		0,105-0,116		1,740-1,908

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

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

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

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

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

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

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

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

Культура	Активність, n = 12, Бк/кг		Кп
	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
картопля	2,78 ± 0,56 2,06 - 3,81	2,40 ± 0,49 1,73 - 3,35	0,01	0,09
капуста	5,55 ± 1,1 4,13 - 7,61	2,42 ± 0,48 1,72 - 3,36	0,02	0,09
буряки столові	13,89 ± 2,82 10,32 - 19,04	8,00 ± 1,75 5,76 - 11,53	0,05	0,30
морква	8,33 ± 1,69 6,19 - 11,42	7,53 ± 1,51 5,57 - 10,79	0,03	0,28
цибуля	2,82 ± 0,56 2,07 - 3,82	0,27 ± 0,05 0,19 - 0,37	0,01	0,01
помідори	8,22 ± 1,68 6,22 - 11,38	0,54 ± 0,11 0,37 - 0,75	0,03	0,02
огірки	2,8 ± 0,56 2,08 - 3,78	0,54 ± 0,10 0,38 - 0,74	0,01	0,02
кабачки	5,62 ± 1,11 4,18 - 7,64	4,56 ± 0,86 3,26 - 6,16	0,02	0,17
перець солодкий	5,64 ± 1,12 4,22 - 7,82	1,07 ± 0,22 0,77 - 1,49	0,02	0,04
редька біла	16,66 ± 3,38 12,38 - 22,84	7,10 ± 1,56 4,80 - 10,04	0,06	0,26
квасоля	25,2 ± 5,08 18,58 - 34,26	7,95 ± 1,65 5,57 - 11,16	0,09	0,30

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

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

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

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

Культура	Активність, n = 12, Бк/кг		Кп
	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
картопля	1,04 ± 0,23 0,58 - 1,37	1,51 ± 0,24 0,95 - 1,94	0,01	0,09
капуста	2,10 ± 0,18 1,15 - 2,73	1,52 ± 0,23 0,96 - 1,97	0,02	0,09
буряки столові	5,22 ± 1,17 2,88 - 6,84	5,05 ± 0,98 3,17 - 6,46	0,05	0,31
морква	3,12 ± 0,69 1,73 - 4,12	4,71 ± 0,92 2,96 - 6,03	0,03	0,28
цибуля	1,06 ± 0,22 0,62 - 1,41	0,17 ± 0,03 0,11 - 0,22	0,01	0,01
помідори	3,12 ± 0,68 1,73 - 4,10	0,35 ± 0,06 0,22 - 0,44	0,03	0,02
огірки	1,02 ± 0,21 0,60 - 1,36	0,34 ± 0,07 0,21 - 0,43	0,01	0,02
кабачки	2,08 ± 0,47 1,15 - 2,73	2,86 ± 0,55 1,80 - 3,66	0,02	0,18
перець солодкий	2,02 ± 0,42 1,22 - 2,72	0,67 ± 0,13 0,42 - 0,86	0,02	0,04
редька біла	6,25 ± 1,41 3,45 - 8,20	4,37 ± 0,85 2,75 - 5,60	0,06	0,26
квасоля	9,38 ± 2,11 5,18 - 12,26	5,04 ± 0,98 3,17 - 6,46	0,09	0,29

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Таблиця 4.10 Прогнозовані рівні активності ¹³⁷Cs у зерні сільськогосподарських культур

Культура	Кп	Щільність забруднення ґрунтів, кБк/м2
		умовно чисті (до 37)	до 185	до 400
Пшениця озима	0,01	0,37	1,85	4,00
Пшениця яра	0,03	1,11	5,55	12,00
Кукурудза	0,01	0,37	1,85	4,00
Жито	0,02	0,74	3,70	8,00
Ячмінь	0,03	1,11	5,55	12,00
Горох	0,12	4,44	22,20	48,00
Соя	0,24	8,88	44,40	96,00
Гречка	0,26	9,62	48,10	104,00

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

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

Таблиця 4.11 Прогнозовані рівні вмісту ⁹⁰Sr у зерні сільськогосподарських культур

Культура	КП	Щільність забруднення ґрунтів, кБк/м2
		умовно чисті (до 0,74)	до 5,55	до 40,0
Пшениця озима	0,10	0,07	0,55	4,00
Пшениця яра	0,28	0,21	1,55	11,20
Кукурудза	0,11	0,08	0,61	4,40
Жито	0,18	0,03	1,10	7,20
Ячмінь	0,38	0,28	2,11	15,20
Горох	0,46	0,34	2,55	18,40
Соя	0,20	0,15	1,10	8,0
Гречка	0,25	0,18	1,38	10,0

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

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

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

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

5.1 Накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у молоці корів

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

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

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

Місяць	Активність у добовому раціоні, Бк
	137Cs	90Sr	735,30	1023,10
Червень	752,00	1186,03
Липень	960,36	1096,20
Серпень	347,72	644,62
Вересень	663,36	924,82
Жовтень	200,66	400,15
Листопад	519,06	748,58
Грудень	474,18	845,33
Січень	493,39	698,88
Лютий	506,57	719,31
Березень	427,40	579,60
Квітень	461,18	801,71
Середнє	545,10	805,69

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

Місяць	Вміст у раціоні Бк
	137Cs	90Sr
Травень	128,46	194,91
Червень	232,24	190,38
Липень	182,36	265,68
Серпень	155,71	246,06
Вересень	166,76	259,54
Жовтень	67,66	98,99
Листопад	145,01	226,63
Грудень	100,03	216,79
Січень	103,42	226,05
Лютий	128,88	196,10
Березень	136,43	220,07
Квітень	117,61	208,86
Середнє	138,71	212,51

За даними літературних джерел швидкість надходження радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в шлунково-кишковий канал, органи і тканини значно перевищує швидкість їх виведення з організму тварин. Тому при постійному довготривалому надходженні радіонуклідів відбувається їх накопичення в організмі. З часом кратність накопичення досягає сталої величини, що свідчить про рівновагу в обміні елемента, тобто коли кількість радіонукліду що надійшов в організм дорівнює кількості виведеного з організму [7, 13, 36].

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

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

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

Місяць (2008 - 2009 рр.)	Середньо-добовий надій, л	Активність, Бк/л		Кк, % в 1л		Кк, %  в добовому надої
		137Cs	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
травень	10	5,66	1,84	0,77	0,18	7,7	1,8
червень	10,3	5,34	2,02	0,71	0,17	7,31	1,75
липень	10,1	6,63	1,75	0,69	0,16	6,96	1,61
серпень	9,9	2,33	1,1	0,67	0,17	6,63	1,68
вересень	10,5	4,91	1,48	0,74	0,16	7,77	1,68
жовтень	9,5	1,69	0,72	0,84	0,18	7,98	1,71
листопад	9,5	3,84	1,27	0,74	0,17	7,03	1,61
грудень	9,4	3,6	1,35	0,76	0,16	7,14	1,50
січень	9,2	3,9	1,19	0,79	0,17	7,26	1,56
лютий	9,2	4,1	1,15	0,81	0,16	7,45	1,47
березень	9,7	3,38	0,99	0,79	0,17	7,66	1,64
квітень	10	3,46	1,52	0,75	0,19	7,5	1,9
середнє	9,77	4,07	1,37	0,76	0,17	7,36	1,66

У молоці корів АФ «Узинська» упродовж весняно-літнього та осінньо-зимового періодів 2008 - 2009 років, активність ¹³⁷Cs складала від 0,47 до 1,51 Бк/л та ⁹⁰Sr - від 0,16 до 0,32 Бк/л (табл. 5.4). При цьому в одному літрі молока концентрувалося 0,58 - 0,70 % ¹³⁷Cs та 0,13 - 0,17 % ⁹⁰Sr, а з добовим надоєм виділялося 5,74 - 6,70 % ¹³⁷Cs та 1,31 - 1,60 % ⁹⁰Sr, що потрапляли в організм дійних корів з кормами добового раціону. Активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у молоці ТОВ «Надія» в середньому в 4,5 рази вища ніж у АФ «Узинська».

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

Місяць (2008 - 2009рр.)	Середньо-добовий  надій, л	Вміст у молоці Бк/л		Кк, % в 1 л		Кк, % в добовому надої
		137Cs	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
травень	10	0,86	0,31	0,67	0,16	6,70	1,60
червень	10,3	1,51	0,27	0,65	0,14	6,70	1,44
липень	10,1	1,08	0,35	0,59	0,13	5,96	1,31
серпень	9,9	0,9	0,34	0,58	0,14	5,74	1,39
вересень	10,5	1,0	0,39	0,60	0,15	6,30	1,58
жовтень	9,5	0,47	0,16	0,70	0,16	6,65	1,52
листопад	9,5	0,97	0,34	0,67	0,15	6,37	1,43
грудень	9,4	0,66	0,35	0,66	0,16	6,20	1,50
січень	9,2	0,71	0,38	0,69	0,17	6,35	1,56
лютий	9,2	0,79	0,31	0,61	0,16	5,61	1,47
березень	9,7	0,9	0,33	0,66	0,15	6,40	1,46
квітень	10	0,76	0,33	0,65	0,16	6,50	1,60
середнє	9,5	0,88	0,32	0,64	0,15	6,29	1,49

Отримані нами показники переходу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr з кормів у молоку співпадають з даними літературних джерел. За літературними джерелами, у корів в період рівноваги з 1 л молока виводиться 0,46 - 1,25 % ¹³⁷Cs та 0,12 - 0,16 % ⁹⁰Sr від добового надходження з кормом. У високопродуктивних тварин коефіцієнти переходу ¹³⁷Cs з кормів в молоко суттєво нижчі (0,46 - 0,7 %). В середньому, для стійлового утримання корів з надоями 12 - 15 л на добу прийнятий коефіцієнт переходу ¹³⁷Cs з раціону в молоко 0,7 %, а для пасовищного періоду - 0,9 % [7, 12, 36].

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

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

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

5.2 Накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в яловичині

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

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

Таблиця 5.3 Накопичення ¹³⁷Cs ⁹⁰Sr у м’язовій та кістковій тканинах бичків у ТОВ “Надія”

Квартал 2008 - 2009 рр.	М’язова тканина		Кісткова тканина		М’язова тканина		Кісткова тканина
	Активність, Бк/кг		Активність, Бк/кг		Кк, % добового раціону		Кк, % добового раціону
	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
І	12,34±4,12	0,14±0,04	< 0,50	11,05±3,12	6,13	0,06	6,13
ІІ	10,56±2,49	0,13±0,04	< 0,50	12,45±3,23	6,81	0,06	-	6,05
ІІІ	10,12±2,84	0,13±0,03	< 0,50	10,04±2,60	6,53	0,06	-	6,79
ІV	11,48±3,01	0,15±0,03	< 0,50	13,10±1,68	6,01	0,06	-	6,91
Середнє	11,13±2,94	0,14±0,04	< 0,50	11,66±2,45	6,37	0,06	-	6,47

Примітка: - що питома активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr була нижче мінімальної детектованої активності приладу

Вивчення накопичення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у м’язовій та кістковій тканинах бичків на відгодівлі у АФ “Узинська” наведено у таблиці 5.4.

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

Квартал (2008 - 2009 рр.)	М’язова тканина		Кісткова тканина		М’язова тканина		Кісткова тканина
	Активність, Бк/кг		Активність, Бк/кг		Кк, % добового раціону		Кк, % добового раціону
	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
І	1,35±0,31	-	-	1,01±0,35	6,57	-	-	6,98
ІІ	1,12±0,35	-	-	0,98±0,25	6,32	-	-	6,54
ІІІ	1,45±0,29	-	-	0,89±0,24	6,87	-	-	6,71
ІV	1,38±0,37	-	-	1,08±0,29	7,37	-	-	6,31

Примітка: - питома активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr була нижче мінімальної детектованої активності приладу

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

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

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

Рис. 5.2 Залежність між активністю ¹³⁷Cs у м’язах та кормах

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

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

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

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

Для сільського населення, продовольча продукція, отримана на присадибних ділянках є основним джерелом харчування та надходження в організм радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr. Для оцінки внеску рослинної і тваринної продукції, вирощеної на присадибних ділянках у дозу опромінення було розраховано обсяги ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr що надходять в організм людини та дози опромінення населення сіл Йосипівка та Тарасівка Білоцерківського району Київської області. Як уже згадувалося вище, постановою Кабінету Міністрів УРСР Про організацію виконання постанов Верховної Ради Української РСР про порядок введення в дію законів Української РСР «Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи» та «Про статус і соціальний захист громадян, які постраждали внаслідок чорнобильської катастрофи» від 23 липня 1991 р. N 106, село Йосипівка було віднесено до зони добровільного гарантованого відселення, а село Тарасівка - до зони посиленого радіологічного контролю.

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

Таблиця 6.1 Споживання населенням продукції отриманої на присадибних ділянках

№ п/п	Продукція	с. Йосипівка		с. Тарасівка
		за рік, кг	щоденно, кг	за рік, кг	щоденно, кг
1	картопля	132	0,36	125	0,34
2	капуста	32	0,09	30	0,08
3	буряки столові	9	0,02	8	0,02
4	морква	12	0,03	14	0,04
5	цибуля	12,5	0,03	14	0,04
6	помідори	22	0,06	24	0,07
7	огірки	22	0,06	20	0,05
8	кабачки	6	0,02	5	0,01
9	перець солодкий	8	0,02	7	0,02
10	редька біла	4	0,01	4,5	0,01
11	квасоля	6,5	0,02	5	0,01
12	м'ясо свинини	32,8	0,09	29,2	0,08
13	м'ясо птиці	25,5	0,07	21,9	0,06
14	молоко	154	0,42	132	0,36
15	яйця, кг/шт	21,3/320	0,058	18,7/280	0,051

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

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

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

Продукція	с. Йосипівка		с. Тарасівка
	137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
Молоко	6,28±1,86 3,5 - 9,31	2,12±0,6 1,16 - 2,82	2,21±0,67 1,12 - 3,34	0,69±0,10 0,35 - 1,12
М'ясо свинини	9,5±2,4 7,45 - 12,9	< 0,50	3,93±1,18 2,14 - 5,37	< 0,50
М'ясо куряче	1,2±0,17 0,67 - 1,8	-	0,25±0,09 0,12 - 0,32	-
М'ясо гусяче	1,8±0,27 0,82 - 2,6	-	0,46±0,11 0,21 - 0,81	-
Яйця	0,41	-	0,11	-

Примітка: - питома активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr була нижче мінімальної детектованої активності приладу

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

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

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

№ п/п	Продукція	с. Йосипівка		с. Тарасівка
		137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
1	картопля	366,96	316,80	130,00	188,75
2	капуста	177,60	77,44	63,00	45,60
3	буряки столові	125,01	72,00	41,76	40,40
4	морква	99,96	90,36	43,68	65,94
5	цибуля	35,25	3,38	14,84	2,38
6	помідори	180,84	11,88	74,88	8,40
7	огірки	61,60	11,88	20,40	6,80
8	кабачки	33,72	27,36	10,40	14,30
9	перець солодкий	45,12	8,56	14,14	4,69
10	редька біла	66,64	28,40	28,13	19,67
11	квасоля	163,80	51,68	46,90	25,20
12	молоко	967,12	326,48	276,25	86,25
13	м'ясо свинини	311,60	16,40	114,76	14,60
14	м'ясо птиці	45,90	-	10,07	-
15	яйця	8,61	-	2,05	-
Всього		2689,73	1042,61	891,25	522,98

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

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

№ п/п	с. Йосипівка	с. Тарасівка
1	картопля	0,0154	0,0083
2	капуста	0,0046	0,0023
3	буряки столові	0,0039	0,0019
4	морква	0,0043	0,0029
5	цибуля	0,0005	0,0002
6	помідори	0,0022	0,0011
7	огірки	0,0011	0,0005
8	кабачки	0,0013	0,0006
9	перець солодкий	0,0008	0,0003
10	редька біла	0,0017	0,0010
11	квасоля	0,0035	0,0014
12	молоко	0,0218	0,0060
13	м'ясо свинини	0,0037	0,0017
14	м'ясо птиці	0,0005	0,0001
15	яйця	0,0001	0,00001
	всього	0,0655	0,0283

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

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

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

Таблиця 6.5 Річна ефективна еквівалентна доза опромінення населення

Показники	с. Йосипівка	с. Тарасівка
Щільність забруднення території, кБк/м2	277,7±56,0 206,4 - 380,7	104,2±23,7 57,5 - 136,5
Доза зовнішнього опромінення, мЗв/рік	0,72	0,27
Доза внутрішнього опромінення, мЗв/рік	0,065	0,028
Ефективна доза опромінення, мЗв/рік	0,785	0,298

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

Висновки

В дисертаційній роботі була зроблена оцінка міграції ¹³⁷Сs і ⁹⁰Sr на радіоактивно забруднених агроландшафтах приватних аграрних підприємств та присадибних ділянок лісостепової зони південної частини Київської області, встановлено та уточнено показники переходу ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr із ґрунту в продукцію рослинництва й тваринництва, оцінка джерел і доз опромінення сільського населення, що проживає в зонах добровільного гарантованого відселення та посиленого радіоекологічного контролю.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Пропозиції виробництву

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

 

Список літератури

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

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

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

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

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

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

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

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

9.      Бондаренко О. Результати загальнодозиметричної паспортизації України /Блоггер, 13 липня 2010 р. (http://urps-notіces.blogspot.com/2010/07/blog-post.html <http://urps-notices.blogspot.com/2010/07/blog-post.html>)

.        Бондаренко О. Формування зовнішнього опромінення населення у чорнобильській зоні відчуження і на прилеглих територіях. Кнол. 5 жовтня 2010 р. Доступно за адресою: http://knol.google.com/k/oleg-bondarenko/формування-зовнішнього-опромінення/5bcvesrsnaqі/3 <http://knol.google.com/k/oleg-bondarenko/формування-зовнішнього-опромінення/5bcvesrsnaqi/3>

11.   Васенков ГЛ. Радіологічні аспекти горизонтальної міграції ¹³⁷Cs при водно-ерозійних процесах / Г.І. Васенков, М.Й. Долгілевич, О.Є. Поліщук //Вісник Житомирського ДАУ. - Житомир, 2001. - Вип. 1. - С. 59-61.

12.    Ведення сільськогосподарського виробництва в умовах радіоактивного забруднення території України внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС на період 1999 - 2002 рр.: Метод. рекомендації. - К.: Ярмарок, 1998. - 103 с.

.        Ведення сільськогосподарського виробництва на територіях, забруднених внаслідок Чорнобильської катастрофи у віддалений період/ Методичні рекомендації; За заг. Редакцією академіка УААН Прістера Б.С. - К.: Атіка-Н, 2007. - 196 с.

.        Виробництво сільськогосподарської продукції на радіоактивно забруднених територіях Білоцерківського району Київської області: Методичні рекомендації; - Біла Церква: БДАУ, 2007. - 28 с.

15.   Викид та забруднення території радіонуклідами у складі паливних частинок / В.О. Кашпаров, С.М. Лундін, С.І. Зварич [та ін.] // Бюлетень екологічного стану Зони відчуження та безумовного (обов'язкового) відселення. - К.: Чорнобильінтерінформ, 2002. - № 2 (20). - С.22-32.

16.   Виноградская В.Д. Изучение динамики КП ¹³⁷Cs из разных типов почв в сельскохозяйственные культуры после аварии на ЧАЭС / В.Д. Виноградская // Вісник аграрної науки. - 2002. - № 4. - С. 102-103.

17.    Виноградська В.Д. Характерні особливості залежності між концентраціями ¹³⁷Cs у сільськогосподарських культурах та ґрунті / В.Д. Виноградская // Вісник аграрної науки. - 2001. - № 4.- С. 99-101.

.        Гайнріх Д., Гергт М. Радіоактивність // Екологія: dtv-Atlas. - К.: Знання-Прес, 2001. - С. 58-59; 202-207.

.        Гаргер Є.К., Лев Т.Д., Патика В.П. Радіоекологічний моніторинг територій сільськогосподарського виробництва Українського Полісся / Є.К. Гаргер, Т.Д. Лев, В.П. Патика // Вісник аграрної науки. - 2002. - № 9.- С. 62-66.

.        Гамалій І.П. Раціональне природокористування на локальному рівні в агроландшафтах із радіоактивним забрудненням (на прикладі Білоцерківського району Київської області): автореф. дис. на здобуття наук. ступеня канд. географ. наук: спец. 11.00.11 «Конструктивна географія і раціональне використання природних ресурсів» / І.П. Гамалій. - К., 2003. - 19 с.

.        Годівля сільськогосподарських тварин: Навч. посібник. Пер. з нім. / За редакцією І.І. Ібатуліна та Г. Штрьобеля. - Київ: Фенікс, 2006. - 384 с.

.        Грицюк Н.Р. Залежність коефіцієнта переходу ¹³⁷Cs з ґрунту в лучні трави від ландшафтної структури території / Н.Р. Грицюк // Вісник аграрної науки. - 2001. - № 4. - С. 96-98.

.        Григор’єва Л.І. Формування радіаційного навантаження на людину в умовах півдня України: чинники, прогнозування, контрзаходи: Монографія / Л.І. Григор’єва, Ю.А. Томілін. - Миколаїв: Вид-во ЧДУ ім. Петра Могили, 2009. - 332 с.

.        Григор’єва Л.І.Радіоекологічні та радіобіологічні аспекти зрошуваного землеробствапівдня України: Монографія. / Л.І. Григор’єва, Ю.А. Томілін. - Миколаїв: Вид-во МДГУ ім. Петра Могили, 2006. - 260 с.

.        Гродзинський Д.М. Радіобіологія / Гродзинський Д.М. - К.: Либідь, 2000. - 448 с.

.        Гродзинський Д. М. Радіобіологічні і радіоекологічні наслідки аварії на Чорнобильській АЕС / Д. М. Гродзинський // Доп. АН України. - 1993. - № 1. - С. 134-140.

.        Гудков І.М. Контрзаходи в агропромисловому виробництві на забруднених радіонуклідами територіях як основа протирадіаційного захисту населення / І.М.Гудков // Досвід подолання наслідків Чорнобильської катастрофи у сільському та лісовому господарстві - 20 років після аварії на ЧАЕС: зб. доп. учасн. п'ятої міжнар. наук. конф. 18 - 20 трав. 2006 р. -Житомир, 2006. -С. 228-231.

.        Гудков И.Н. Современные задачи и проблемы сельскохозяйственной радиоэкологии / И.Н. Гудков // Агроекологічний журнал. - 2005. - № 3. - С. 22-26.

.        Гудков І.М. Стратегія агропромислового виробництва продукції рослинництва і тваринництва на забруднених радіонуклідами територіях / І.М. Гудков // Аграрна наука і освіта. - 2000. - № 1 . - С. 25-30.

.        Гудков І.М. Сучасна радіаційна ситуація в аграрній сфері на території України, Росії та Білорусі в зоні впливу аварії на Чорнобильській АЕС / І.М. Гудков // Проблеми сільськогосподарської радіології: 17 років після аварії на Чорнобильській АЕС. - Житомир: Вид-во Житомирського ДАУ, 2003. - С. 21-27.

.        Гудков І.М. Сучасна радіаційна ситуація в Україні та деякі проблеми радіологічної освіти в аграрних навчальних закладах / І.М. Гудков //Аграрна наука і освіта. - 2001. - Т. 2, № 3 - 4. - С. 5-13.

.        Гудков І.М. Особливості ведення сільськогосподарського виробництва на забруднених радіонуклідами територіях Лісостепу / І.М. Гудков, М.М. Лазарев // Наукове забезпечення сталого розвитку сільського господарства в Лісостепу України. - 2003. -К., Вид-во ТОВ "Алефа". - Т. 1.- С. 747-775.

.        Гукалова І.В. Екологічні і соціальні пріоритети розвитку радіаційно забруднених регіонів України // Регіональні екологічні проблеми: Збірник наукових праць. - К.: Обрії, 2002. - С. 274-277.

.        20 років Чорнобильської катастрофи. Погляд у майбутнє. Національна доповідь України. -К.: Атіка, 2006. - 224 с.

.        Динаміка накопичення ¹³⁷Cs у сільськогосподарських культурах / Б.С. Прістер, Л.В. Перепелятнікова, В.Д. Виноградська [та ін.] // Науковий вісник нац. аграр. ун-ту. - 2001. К.: НАУ. - С. 51-56.

.        Динамика накопления и выведения радионуклидов из организма сельскохозяйственных животных /Н.П. Асташева, Л.М. Романов, Д.М. Костюк [та ін.] // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1991. - Вып. 1. - С. 160-170.

.        Динамика перераспределения радионуклидов в профиле почв іnsіtu / Ю.А. Иванов, В.А. Кашпаров, С.Е. Левчук [та ін.] // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1996. - Вып4. - С. 18-29.

.        Допустимі рівні вмісту радіонуклідів ¹³⁷Csта ⁹⁰Srу продуктах харчування та питній воді: Державні гігієнічні нормативи, затв. наказом Міністерства охорони здоров'я України від 3 трав. 2006 р. № 256, зареєстровані в Мінюсті України 17 липня 2006 р. за № 845/12719. -К., 2006. - 10с. (Нормативний документ Мінохорониздоров'я України)

.        Досвід подолання Чорнобильської катастрофи / [П.П. Надточій, А.С. Малиновський, А.О. Можар та ін.]. -К., 2003. - 371 с.

.        Доповідь про стан ядерної та радіаційної безпеки в Україні у 2002 році. - К.: Державний комітет ядерного регулювання України, 2003. - 82с.

.        Еколого-агрохімічні паспорти полів ТОВ “Надія” Білоцерківського району Київської області, VІІІтур обстеження. - 2005. К., Київоблдержродючість. - 30 с.

.        Еколого-агрохімічні паспорти полів АФ “Узинська” Білоцерківського району Київської області, VІІІтур обстеження. - 2005. К., Київоблдержродючість. - 25 с.

.        Экспериментальное моделирование вертикального переноса радионуклидов в профиле почвы /Ю.А. Иванов, В.А. Кашпаров, С.Е. Левчук [та ін.]. //Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1996. - Вып 4. - С. 29-36.

.        Жебровська К.І. Визначення необхідної кількості проб для оцінки середніх величин забруднення молока радіонуклідами / K.І. Жебровська // Вісник аграрної науки. - 2000. - № 5. - С. 71-72.

.        Журавлев В.Ф. Токсокология радиоактивных веществ. - М.: Энергоатомиздат, 1990. - 336 с.

.        Загальнодозиметрична паспортизація населених пунктів України, які зазнали радіоактивного забруднення після Чорнобильської аварії: Узагальнені дані за 2001 - 2004 pp. /1. А. Ліхтарьов, Л. М. Ковган [та ін.] - К., 2005. - 57с.

.        Загрязнение ⁹⁰Sr территории ближней зоны аварии на ЧАЭС / В.А. Кашпаров, С.М. Лундин, Ю.В.Хомутинин [и др.] // Радиохимия. - 2000. - Т. 42, № 6. - С. 550-559.

.        Задача оптимального пробоотбора на загрязненных радиоактивными веществами сельхозугодиях и пути ее решения / С.М. Лундин, В.А. Кашпаров, Ю.В. Хомутинин, A.M. Кадыгроб // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1993. - Вып.З. - С. 17-30.

.        Запольський А.К. Основи екології: підруч. [для студентів вищ. навч. закл.]; за ред. К.М. Ситника / А.К. Запольський, А.І. Салюк. - К.: Вища школа, 2001. -С. 66-100.

.        Закон України від 27 лютого 1991 року № 791а-XІІ "Про правовий режим території, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи" //Чорнобильська катастрофа та подолання її наслідків: Нормативні документи. -К.: КНТ, 2007. - С. 5-16.

.        Зубець М.В. Проблемы Чернобыльской катастрофы в деятельности УААН / М.В. Зубець, Б.С. Пристер, Г.А. Богданов // Вісник аграрної науки. - 2001. - №4. - С. 5-10.

.        Іванов Ю.О. Аналіз факторів, що зумовлюють динаміку радіологічної значущості радіонуклідів викиду ЧАЕС / Ю.О. Іванов // Вісник аграрної науки. - 2001. - №4. - С. 19-22.

.        Іванов Є.А. Радіоекологічні дослідження: Навч. посібник. - Львів: Видавничийцентр ЛНУ імені Івана Франка, 2004. - 149 с.

.        Инструктивно-методические указания: Реконструкция и прогноз доз облучения населения, проживающего на территориях Украины, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии ЧАЭС: Методика-97/ МЗ Украины, АМН Украины, МНС Украины, НЦРМ АМН Украины, НИИ РЗ АТН Украины - К., 1998. - 76 с.

.        Использование компьютеризованных гамма-, бета-спектрометрических комплексов с программным обеспечением "Прогресс" для испытания проб продовольствия на соответствие требованиям критериев радиационной безопасности: метод, рекомендации. - М., 1998. - 25 с.

.        Исследование миграции изотопов ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr в глубинных слоях почвы при проведении радиоекологического мониторинга / A.M. Шатохин, А.А. Логвинов, О.С. Чапкович [и др.] //Анри. - 2003. - № 2. - С. 37-40.

57.   Кашпаров В.А. Влияние физико-химических форм радионуклидов на их биологическую доступность / В.А. Кашпаров // Вісник аграрної науки. - 2001. - №4. - С. 11-18.

58.    Клечковский В.М. О поведении радиоактивных продуктов деления в почвах, их поступлении в растения и накоплении в урожае /В.М. Клечковский, Г.Н. Целищева. - М.: АН СССР, 1956. - С. 3-74.

.        Кашпаров В.А. Поведение ⁹⁰Srв регионах, пострадавших в результате аварии на ЧАЭС / В.А. Кашпаров, С.Е. Левчук // Вісник Житомирського ДААУ. - Житомир. - 2001. - № 1. -С. 76-78.

.        Кашпаров В.А. Проблемы сельскохозяйственной радиологии в Украине на современном этапе / В.А. Кашпаров, Н.М. Лазарев, С.В. Полищук // Агроекологічний журнал. - 2005. - № 3. - С. 31-41.

.        Клечковский В.М. О поведении радиоактивных продуктов деления в почвах, их поступлении в растения и накоплении в урожае /В.М. Клечковский, Г.Н. Целищева. - М.: АН СССР, 1956. - С. 3-74.

62.   Козир С.В. Профільний розподіл радіонукліда Csу ґрунтах / С.В. Козир // Досвід подолання наслідків Чорнобильської катастрофи у сільському та лісовому господарстві - 20 років після аварії на Ч АЕС: зб. доповідей учасників п'ятої між нар. наук. конф. 18 - 20 трав. 2006 р. - Житомир, ДАУ, 2006. - С. 102-106.

63.    Комплексний моніторинг забруднення сільськогосподарської продукції ⁹⁰Sr / В.О. Кашпаров, С.М. Лундін, С.Є. Левчук [та ін.] // Вісник аграрної науки (спецвипуск). - 2001. - С. 38-43.

.        Концепція ведення агропромислового виробництва на забруднених територіях та їх комплексної реабілітації на період 2000 - 2010 pp. - К., 2000. - 47 с.

.        Константинов Н.П., Журбенко А.А. Методические указания „Методы обнаружения и измерения ионизирующих злучений”. - Одесса: ОГАПТ, 1999. - 43с.

.        Константінов М.П., Журбенко О.А. Радіаційна безпека: Навчальний посібник. - Суми: ВТД „Університетська книга”, 2003. - 151с.

.        Коткова Т.М. Вплив механічного складу та вмісту гумусу у дерново-підзолистих ґрунтах на рухливість радіоцезію в ланці ґрунт - фітомаса злакових зернових культур / Т.М. Коткова // Вісник Житомирського ДААУ. - Житомир, 2001. - № 1. - С. 47-49.

.        Коткова Т.М. Накопичення 137Csрослинними організмами в процесі їх розвитку в умовах Полісся: автореф. дис. на здобуття наук, ступеня канд. с.-г. наук : спец. 03.00.16 «Екологія» / Т.М. Коткова. - Житомир, 2004. - 18с.

.        Кравців Р.Й. Стронцій: екологічні аспекти, метаболізм, токсичність, лікування та профілактика / Р.Й. Кравців, В.З. Салата, С.О. Тузяк // Сільський господар. - 2007. - № 3 - 4 (133 - 134). - С. 7-10.

.        Кравців Р.Й. Цезій: екологічні аспекти, метаболізм, токсичність, лікування та профілактика / Р.Й. Кравців, В.З. Салата, С.О. Тузяк // Сільський господар. - 2007. - № 5 - 6 (135 - 136). - С. 5-7.

.        Краткая историческая сводка по нормативным пределам годовых доз в США // Энергетика и безопасность. - 2001. - № 15. - С. 9-10.

.        Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры./ [P.M. Алексахин, Л.А. Булдаков, В.А. Губанов и др. ]. - М.: Москва, 2001. - 752 с.

.        Криворуцкий Д.А., Успенская Е.Ю., Панфилов А.В. Принципы обеспечения радиационно-экологической безопасности // Вестн. Моск. Ун-та. Сер. 5, География. - 2001. - № 6. - С. 3-7.

.        Лазарев М.М. Перехід радіонуклідів (¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr) у продукти харчування при технологічній переробці молока та м'яса //Вісник аграрної науки (спецвипуск). - 2001. - С. 90-95.

.        Лазарев М.М. Ризики при веденні сільського господарства на територіях України, забруднених внаслідок аварії на ЧАЕС / М.М. Лазарев, Є.І. Марчишина //Агроекологічний журнал. - 2005. - № 3. -С. 70-73.

.        Лев Т.Д. Статистична оцінка рівнів забруднення ¹³⁷Csмолока Чернігівської області / Т.Д. Лев, О.М. Захуцька // Агроекологічний журнал. - 2004. - № 2. -С. 64-67.

.        Ліхтарьов І.А. Опромінення різних контингентів населення, що постраждало внаслідок Чорнобильської катастрофи // Журнал НАМН України. - 2011, т.17. - № 2. - С. 120-126.

.        Малиновський А.С. Романчук Л.Д. Радіоекологічна оцінка джерел надходження радіонуклідів в організм людей, які проживають на забруднених радіонуклідами територіях Житомирської області / А.С. Малиновський, Л.Д. Романчук //. -Вісн. НУВГП № 3 (35), 2006. -С.3-9.

.        Малиновський А.С. Системне відродження сільських територій в регіоні радіаційного забруднення: Монографія. - К.: ННЦ ІАЕ, 2007. - 604 с.

.        МалярчукП. М. Особливості радіоактивного забруднення травостою природних пасовищ, їх внесок у формування потоків ¹³⁷Csв колективних та індивідуальних господарствах: автореф. дис. на здобуття наук, ступеня канд. с.-г. наук: спец. 03.00.16 / П. М. Малярчук. -Житомир, 2000. - 28 с.

.        Мельник А. І. Особливості поширення та міграції стронцію-90 на сільськогосподарських угіддях//Проблеми сільськогосподарської радіології: 17 років після аварії на Чорнобильській АЕС/ А.І. Мельник, М.П. Мукосій. - Житомир, 2003. - С. 34-39.

.        Методика відбору проб сільськогосподарської продукції та продуктів харчування для лабораторного аналізу на вміст радіонуклідів //Довідник для радіологічних служб Мінсільгосппроду України. - К.: Нора-прінт, 1997. - С. 15-19.

.        Методика измерения активности бета-излучающих радионуклидов в счетных образцах с использованием программного обеспечения "Прогресс". - М., 1996. - 27 с.

.        Методика измерения активности радионуклидов в счетных образцах на сцинтиляционном гамма-спектрометре с использованием программного обеспечения "Прогресс" . - М., - 1996. - 38 с.

.        Методичні рекомендації для ведення спостережень за радіоактивним забрудненням навколишнього середовища /Державна гідрометеорологічна служба; Український науково-дослідний гідрометеорологічний ін-т / О.В. Войцехович (ред.), В.В. Канівець (ред.). - К.: УкрНДГМІ, 2001. - 217 с.

.        Методичні рекомендації по відбору зразків ґрунту для радіоізотопного аналізу при обстеженні сільгоспугідь // Довідник для радіологічних служб Мінсільгосппроду України. -К.: Нора-прінт, 1997. -С. 15-14.

.        Мисковець І.Я. Оцінка еколого-радіаційного стану території, забрудненої радіонуклідами // Гідрометеорологія і охорона навколишнього середовища - 2002: Тези доповідей. - Одеса, 2002. - С. 288-289.

.        Міграція ¹³⁷Cs у ґрунтах і сільськогосподарській продукції після аварії на Чорнобильській АЕС / Ю.І. Савченко, А.С. Малиновський, В.Б. Ковальов [та ін.] // Досвід подолання наслідків Чорнобильської катастрофи в сільському та лісовому господарстві - 20 років після аварії на ЧАЕС: Доповіді учасників п'ятої Міжнародної науково-практичної конференції. - Житомир. - 2006. -С. 38-52.

.        Надточій П.П. Принципи екологічно безпечної організації системи землекористування в господарствах Полісся України, що зазнали впливу наслідків аварії на ЧАЕС / П.П. Надточій // Вісник Житомирського ДААУ. Житомир. - 2001. - № 1. -С. 3-7.

.        Накопичення радіоцезію зерновими колосовими культурами в залежності від видових та сортових особливостей /А.А. Майстер, О.А. Дереча, B.C. Бистрицький та ін. // Вісник Житомирського ДАУ. -Житомир. - 2001. №1. - С. 40-44.

.        Норми радіаційної безпеки України (НРБУ-97). Державні гігієнічні нормативи. -К. - 1997. - 120с. (Нормативний документ Мінохорони здоров'я України).

.        Норми годівлі, раціони і поживність кормів для різних видів сільськогосподарських тварин: довідник /Проваторов Г.В., Ладика В.І., Бондарчук Л.В. // 2-ге вид., - Суми: Університетська книга, 2009. - 489 с.

93.   Общие закономерности загрязнения продукции растениеводства на территории, подвергшейся радиоактивному загрязнению в результате аварии на ЧАЭС /П.Ф. Бондарь, Н.А. Лощилов, А.И. Дугов и др. //Проблемы сельскохозяйственной радиологии: Сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1991. - С. 88-105.

94.    Одинцов А.А., Саженюк А.Д. Изучение распределения ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ^239+240Pu, ²⁴¹Am и ²⁴⁴Cm по фракциям органических кислот почв зоны отчуждения ЧАЭС // Агроекологічний журнал. - 2004. - № 2. - С. 56-60.

.        Определение скорости растворения Чернобыльских топливных частиц в естественных условиях / В.А. Кашпаров, Ю.А. Иванов, С.И. Зварич и др. // Радиохимия. - 1997. - Т. 39, вып.1. - С. 71-76.

.        Основи радіоекології: навч. Посібник /Ю.О. Кутлахмедов, В.І. Корогодін, В.К. Колотовер; під ред. В.П. Зотова. - К.: Вища школа, 2003. - 319 с.

.        Основы сельскохозяйственной радиологии/ [Б.С. Пристер, Н.А. Лощилов, О.Ф. Немец и др.]. - К.: Урожай, 1991. - 472 с.

.        Особливості ведення сільськогосподарського виробництва на місцевості, що зазнала радіоактивного забруднення внаслідок аварії на АЕС. Методичні рекомендації; - Біла Церква: БДАУ, 2001. - 54 с.

.        Отчет о результатах опробования почв на радиоактивное загрязнение на территории населенных пунктов Белоцерковского района. - Бровары: Концерн «Геологоразведка», 1990. - 120 с.

.        Павлоцкая Ф.И. Основные принципы радиохимического анализа объектов природной среды и методы определения радионуклидов стронция и трансурановых элементов / Ф.И. Павлоцкая // Журнал аналитической химии. - 1997. - Т. 52, № 2. - С 126-143.

.        Пашутинський Є.К. Чорнобильська катастрофа та подолання її наслідків: нормативні документи / Пашутинський Є.К. - К.: КНТ, 2007. - 312 с.

.        Перепелятников Г.П. Научные основы ведения кормопроизводства на радиоактивно загрязненных территориях зоны Полесья / Г.П. Перепелятников // Вісник аграрної науки. - 2001. - № 4. - С. 29-37.

103. Перепелятников Г.П. Основные итоги радиоэкологических исследований в агроэкосистемах Украины /Г.П. Перепелятников //Агроекологічний журнал. - 2005. - № 3. - С. 57-62.

104.  Перепелятников Г. П. Основи загальної радіоекології: Монографія.- К.: Атака, 2008. - 460 с.

.        Перепелятникова Л.В. Научное обоснование меллиорации радиоактивно загрязненных почв / Л.В .Перепелятникова, Г.П. Перепелятников, Б.С. Пристер // Вісник аграрної науки. - 2001. - № 4. - С. 61-68.

.        Перцьовий І.В. Оцінка біогенної міграції ¹³⁷Сs і ⁹⁰Sr в агроландшафтах Білоцерківського району Київської області, що зазнали забруднення внаслідок чорнобильської катастрофи: автореф. дис. на здобуття ступеня канд. с.-г. наук: спец. 03.00.16 «Екологія» / І.В. Перцьовий. - Житомир, 2008. - 19 с.

.        Перцьовий І.В. Роль організму великої рогатої худоби у міграції радіонуклідів цезію-137 та стронцію-90 в агроекосистемах лісостепової зони південної частини Київської області //Вісник Білоцерківського державного аграрного університету: Зб. наук. праць. - Біла Церква, БДАУ, 2006. - Вип. 42. С. 42-45.

.        Перцьовий І.В. Роль продукції сільськогосподарського виробництва в міграції радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в умовах агроекосистем лісостепової зони України //Науковий вісник Львівської національної академії ветеринарної медицини. - Львів, 2006. - Т. 8, № 2 (29). Ч. 4. - С. 123-127.

.        Перцьовий І.В. Екологічні наслідки впливу Чорнобильської катастрофи на ґрунти сільськогосподарських угідь ТОВ «Іванівське» та ДП «Навчально-дослідне господарство БДАУ» //Вісник Білоцерківського державного аграрного університету: Зб. наук. праць. - Біла Церква, БДАУ, 2006. - Вип. 43. С. 93-98.

.        Перцьовий І.В. Оцінка участі організму великої рогатої худоби в міграції радіонуклідів ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr в агроекосистемах лісостепової зони //Досвід подолання наслідків Чорнобильської катастрофи в сільському та лісовому господарстві - 20 років після аварії на ЧАЕС: Збірник доповідей учасників п’ятої Міжнародної наукової конференції. - Житомир: - 2006. - С. 256-260.

.        Перцьовий І.В. Оцінка вмісту ¹³⁷Сs та ⁹⁰Sr у сільськогосподарській продукції господарств лісостепової зони, що зазнали радіоактивного забруднення //Програма і матеріали 72-ї наукової конференції молодих учених, аспірантів і студентів «Наукові здобутки молоді - вирішенню проблем харчування людства у ХХІ столітті», у 2 ч. - К.: НУХТ, 2006. - Ч.2 - С. 89.

.        Перцьовий І.В. Екологічна оцінка виробництва продукції рослинництва в лісостеповій зоні Київської області, що зазнала впливу Чорнобильської катастрофи / Розпутній О.І. //Екотрофологія. Сучасні проблеми. Матеріали І Міжнародної науково-практичної конференції. - Біла Церква, БДАУ, 2005. - С. 137-138.

.        Перцьовий І.В. Екологічні наслідки впливу Чорнобильської катастрофи на ґрунти ТОВ «Іванівське» Київської області /Розпутній О.І. //Радіобіологічні ефекти: ризики, мінімізація, прогноз. Матеріали міжнародної конференції. - К.: 2005. - С. 139-140.

.        Перцьовий І.В. Оцінка біогенної міграції радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr в агроекосистемі //Збірка тез VІІ міжнародної науково-практичної конференції студентів, аспірантів та молодих вчених «Екологія. Людина. Суспільство». - К.: 2004. - С. 54.

.        Перцьовий І.В. Біотрансформація радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr із кормів у гнойову масу великої рогатої худоби в умовах лісостепової зони України //Аграрна наука - виробництву: Тези доповідей V державної науково-практичної конференції. Ч. 1. - Біла Церква, БДАУ, 2006. - С. 127.

.        Подворко Г.А. Вертикальная миграция 137Cs в почвах в отдаленный период после аварии на ЧАЭС / Г.А. Подворко, Н.И. Санжарова, С.И. Спиридонова //Радиационная биология. Радиоэкология. - 2004. - Т. 44, № 4. - С. 458-465.

.        Поліщук С.В. Оцінка сучасного радіоекологічного стану та особливості формування дозового навантаження в критичних населених пунктах Рівненської області / С.В.Поліщук, В.О. Кашпаров // Радіобіологічні ефекти: ризики, мінімізація, прогноз : матеріали міжнар. конф. -К., 2005. -С. 140-141.

.        Полупан М.І. Спеціалізація землеробства - стратегічна основа підвищення ефективності і сталого розвитку АПК / M.І. Полупай, В.Б. Соловей, В.А. Величко // Вісник аграрної науки. - 2005. - № 5. - С. 16-25.

.        Полетаєва Л.М., Корбан Д.В. Стан радіаційної небезпеки на Україні // Гідрометеорологія і охорона навколишнього середовища-2002: Тези доповідей. - Одеса, 2002. - С. 305-306.

.        Положенець В.М. Виробництво екологічно чистої продукції в зоні, що постраждала від наслідків Чорнобильської катастрофи // Екологічна безпека техногенно перевантажених регіонів та раціональне використання надр: Матеріали науково-практичної конференції. - К., 2001. - С. 192-196.

121. Пристер Б.С. Количественная комплексная оценка свойств почвы при прогнозировании поведения радионуклидов в системе почва - растение / Б.С. Пристер //Вісник аграрної науки. - 2002. - № 1. - С. 61-69.

122.  Пристер Б.С. Последствия аварии на Чернобыльской АЭС для сельского хозяйства Украины / Б.С. Пристер. - К.: ЦПЕР, 1999. - 103 с.

.        Пристер Б.С. Радиоэкологические закономерности динамики радиационной обстановки в сельском хозяйстве Украины после аварии на ЧАЭС / Б.С. Пристер // Агроекологічний журнал. - 2005. - №3. - С. 13-21.

.        Пристер Б.С. Сельскохозяйственные аспекты Чернобыльской катастрофы / Б.С. Пристер // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИСХР, 1996. - Вып 4. - С 3-9.

.        Прістер Б.С. Особливості ведення сільськогосподарського виробництва на територіях Полісся, забруднених радіонуклідами внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС / Б.С. Прістер, І.М. Гудков, Ю.О. Тараріко // Наукове забезпечення сталого розвитку сільського господарства Полісся України. -К., Алефа, 2004. -Т. 2. -С. 662-722.

126. .Пристер Б.С. Эфективность мероприятий, направлених на уменьшение загрязнения продукции растениеводства в районах, загрязненных в результате аварии на Чернобыльской АЭС / Б.С. Пристер, Л.В. Перепелятникова, Г.П. Перепелятников // Проблемы сельско-хозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИСХР. 1991. - Вып. 1. - С. 141-153.

127.  Пристер Б.С. Оценка "гарантированных" коэффициентов перехода радиоактивного цезия в сельскохозяйственные культуры по агрохимическим показателям почвы / Б.С.Пристер, Ю.В. Хомутинин, Л.В. Перепелятникова // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1991. - Вып. 1. - С. 132-141.

.        Пристер Б.С. Основные факторы, определяющие поведение радионуклидов в системе почва - растение /Б.С.Пристер, Л.В. Перепелятникова, Ю.В. Хомутинин // Проблемы сельско-хозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИИСХР, 1992. - Вып. 2. - С. 108-117.

.        Прістер Б.С. Проблеми сільськогосподарської радіології через 15 років після аварії на ЧАЕС / Прістер Б.С, Перепелятнікова Л.В, Кашпаров В.О. [та ін.] // Науковий вісник національн. аграр.ун-ту. - 2001. №45. - С. 5-13.

.        Постанова KMУкраїни від 23.08.91., № 106. //Чорнобильська катастрофа та подолання її наслідків: Нормативні документи. - К.: КНТ, 2007. - С. 122-222.

.        Проблеми сільськогосподарської радіології через 15 років після аварії на ЧАЕС /Б.С. Пристер, Л.В. Перепелятнікова, В.О. Кашпаров, М.М. Лазарев // Науковий вісник Нац. аграр. ун-ту. - 2001. - № 45. - С. 142-145.

.        Протас Н.М. Механизмы, контролирующие миграцию радионуклидов в системе почва - растение / Н.М.Протас, Л.И. Шпинат, И.И. Ясковец // Агроекологічний журнал. - 2004. - № 2. - С. 67-72.

.        Прохоров В.М. Миграция радиоактивных загрязнений в почвах / В.М. Прохоров. - М.: Энергоатомиздат, 1981. - 99 с.

.        Радіаційна ситуація в Україні та проблеми життєдіяльності громадян на забруднених територіях / Л. Я.Табачний, Л. А. Кудас, Т. Д. Лев [та ін.] -К., МНС України, 2001. -30 с.

.        Радіаційна ситуація на сільськогосподарських угіддях Київської області та заходи щодо зниження негативної дії наслідків чорнобильської катастрофи (методичні рекомендації) / [Надточій П.П., Герасимова І.С., Можар А.О. та ін.]; за ред. П.П. Надточія. - К.: Світ, 2000. - 94 с.

.        Радіологічний стан територій, віднесених до зон радіоактивного забруднення (у розрізі районів). Під редакцією В.І. Холоші, МНС України,- К, 2008. - 143 с.

.        Реабилитация сельскохозяйственных территорий, загрязненных при аварии на ЧАЕС / Б.С. Пристер, В.А. Кашпаров, Л.В. Перепелятникова, Н.М. Лазарев // Вісник аграрної науки. - 2001. - № 4. - С. 69-76.

.        Розпутній О.І. Наслідки впливу Чорнобильської катастрофи на агроландшафти лісостепової зони південної частини київської області /Перцьовий І.В. //Безпека життя і діяльності людини - освіта, наука, практика: матеріали УІ міжнародної науково-методичної конференції. - К.: Самміт-Книга, 2007. - С. 290-291.

.        Розпутній О.І. Радіоекологічний стан сільгоспугідь та продукції в навчально-дослідному господарстві Білоцерківського державного аграрного університету / Перцьовий І.В.//Аграрні вісті. - Біла Церква, БДАУ, 2004. - № 1. - С. 6-9.

.        Розпутній О.І. Екологічна оцінка впливу Чорнобильської катастрофи на ґрунти сільськогосподарських угідь / Перцьовий І.В. //Аграрні вісті. - Біла Церква, БДАУ, 2005. - № 2. - С. 6-8.

.        Розпутній О.І. Накопичення в продукції рослинництва радіонуклідів цезію-137 і стронцію-90 на радіоактивно забруднених територіях лісостепової зони південної частини Київської області / Перцьовий І.В. //Вісник Білоцерківського державного аграрного університету: Зб. наук. праць. - Біла Церква, БДАУ, 2006. - Вип. 37. С. 132-138.

.        Романчук Л.Д. Особливості формування доз внутрішнього опромінення мешканців Північної частини України за рахунок продукції тваринництва / Л.Д. Романчук// Вісн. ЖНАЕУ. - 2011. - №1. - С. 236-241.

.        . Романчук Л.Д. Особливості формування доз внутрішнього опромінення мешканців Північної частини України за рахунок продуктів харчування рослинного походження / Л.Д. Романчук// Вісн. НУВГП - 2010. - №4 (52).- С. 36-41.

.        Романчук Л.Д. Особливості формування доз внутрішнього опромінення мешканців Народицького району за рахунок продуктів харчування / Л.Д. Романчук// Наук. вісн. Нац.. ун-ту біоресурсів і природокористування України. - 2011. - Вип. 158 - С. 134-139

.        Савченко Ю.І. Мінерали-сорбенти знижують вміст радіоцезію в молоці корів / ЮЛ. Савченко, І.М. Савчук, М.Г. Савченко // Вісник аграрної науки. - 2001. - №4. - С. 53-57.

.        Сельскохозяйственная радиоэкология /P.M. Алексахин, А.В.Васильев, В.Г. Дикарев и др. -М.: Экология, 1992. - 400 с.

.        Ситник В.П. Екологічні аспекти агропромислового комплексу / В.П. Ситник // Вісник аграрної науки. - 2002. - № 9. С. 55-57.

.        Сироткин А.Н. Радиоэкология сельскохозяйственных животных / А.Н. Сироткин, Р.Г. Ильязов. - Казань, 2000. - 246 с.

.        Сковородникова Н.А. Миграция ¹³⁷Cs в почвах агроэкосистем Брянского Полесья / Н.А. Сковородникова // Досвід подолання наслідків Чорнобильської катастрофи у сільському та лісовому господарстві - 20 років після аварії на ЧАЕС : збірник доп. учасників п'ятої між нар. наук, конф. 18-20 травня 2006 р. -Житомир. - 2006. -С. 87-92.

.        Смаглій О.Ф. Продуктивність сільськогосподарських культур та нагромадження в них радіоцезію в залежності від рівнів ґрунтових вод / О.Ф. Смаглій // Вісник Житомирського ДАУ. -Житомир. - 2001. - № 1. -С.30-33.

151.      Соботович Э.В. Геохимия техногенных радионуклидов/ Э.В. Соботович.- К.: Наукова думка, 2002. - 333 с.

152. Соловей В.Б. Розподіл ¹³⁷Cs у вертикальному профілі ґрунтів /В.Б. Соловей, С.В.Козир //Вісник аграрної науки.- 2005.- № 7. - С. 49-52.

153.  Ступенко О.В. Ефективність протирадіаційних заходів при вирощуванні вівса / О.В. Ступенко // Вісник аграрної науки. - 2005. - № 5. - С. 56-59.

.        Сяський С.С. Вплив стану пасовищ на міграцію радіоцезію в травостій та продукцію тваринництва /С.С. Сяський // Вісник аграрної науки. - 2001.- № 4. - С. 102-104.

.        ФещенкоВ.П. Системний підхід в радіоекологічному моніторингу / В.П.Фещенко, Ю.В. Сорока, С.А. Устяк // Вісник Житомирського ДААУ. -Житомир. - 2001. - Вип. 1. - С. 131-134.

.        Физико-химические характеристики радиоактивных выпадений, образовавшихся в результате аварии на ЧАЭС / Н.А. Лощилов, В.О. Кашпаров, Е.Б. Юдин [и др.] // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч. трудов. - К., УкрНИСХР, 1991. - С. 8-12.

.        Хомутинин Ю.В. Оптимизация отбора и измерения проб при радиоэкологическом мониторинге / Ю.В .Хомутинин, В.А.Кашпаров Е.И. Жебровская // Проблемы сельскохозяйственной радиологии: сб. науч трудов. - К.: УкрНИИСХР, 2001. - 160 с.

.        Хомутінін Ю.В. Методологія репрезентативного пробовідбору ґрунту при радіоекологічному моніторингу / Ю.В.Хомутінін, В.О. Кашпаров, К.І. Жебровська // Пятнадцать лет Чернобыльской катастрофы. Опыт преодоления: сб. тезисов междунар. конф. - К.: Чорнобильінтерінформ, 2001. - 178 с.

.        Хомин М. М. Вплив помірного радіаційного забруднення на фізіолого-біохімічні процеси в організмі корів, їх продуктивність і репродуктивну функцію / Р. С. Федорук, О. Ф. Цап, Н. П. Олексюк, М. І. Храбко // Біологія тварин. - 2006. - Т. 8, № 1, 2. - С. 155-159.

.        Чернобыльская катастрофа /[под ред. В. Г. Барьяхтара]. - К.: Наукова думка, 1996. - С. 220-245.

.        Шубина О.А. Моделирование миграции ¹³⁷Cs в агроэкосистемах в условиях проведения защитных и реабилитационных мероприятий / О.А.Шубина, С.В. Фесенко // Радиационная биология. Радиоэкология. - 2004. - Т. 44, № 5. - С. 591-601.

.        Яблоков А.В. Миф о безопасности малых доз радиации: Атомная мифология. - М., 2002. - 145с.

.        Яблоков А.В. Миф об экологической чистоте атомной энергетики: Атомная мифология. - М., 2001. - 136с.

.        Alexakhіn R. Serіous Radіatіon Accіdents and the Radіoecologіcal Іmpact on Agrіculture / R. Alexakhіn, S. Fesenko, N. Sanzharova // Radіatіon Protectіon Dosіmetry. -1996. - № 1 - 2. - P. 37-42.

.        Alexakhіn R. Fluxes of radіonuclіdes іn Agrіculture Envіronments: Maіn Results and stіle unsolved Problems /R.Alexakhіn //The radіologіcal Consequences of the Chernobyl Accіdent: proc. of the Іnter, conf. Mіnsk, Belarus 18 - 22 March 1996. - Publіshed by the European Commіssіon, Brussels, Luxemburg, 1996. - P. 39-47.

.        Atlas of cesіum deposіtіon on Europe after the Chernobyl accіdent. Rept. EUR 16733. -Luxembourg, European Commіssіon, 1998. - 220 p.

.        Bertіlsson J. Feedіng greencut forage contamіnatіon by radіoactіve fallout to daіry cows / J. Bertіlsson, І. Anderson // Health Physіcs. - 1988. - Vol. 55, №3.- P. 855-862.

168.  Chernobyl Forum. Chernobyl's Legacy: Health, Envіronmental and Socіo-economіc Іmpacts and Recommendatіons to the Governments of Belarus, the Russіan Federatіon and Ukraіne [Електроннийресурс]. - Vіenna, ІAEA, 2005.- download: http://www.іaea.org <http://www.iaea.org> .

.        Chernobyl Forum: Envіronmental Consequences of the Chernobyl Accіdent and Theіr Remedіatіon: Twenty Years of Experіence [Електроннийресурс]. - Vіenna, ІAEA, 2005. - download: http://www.іaea.ors <http://www.iaea.ors> .

.        Dіstrіbutіon of fallout radіonuclіdes іn soіl, plants and honey / C. Bonazzolla, R. Ropolo, A. Pattea, A. Manіno // Health Physіcs - 1991. - Vol. 60 - № 4 - P. 65-577.

.        Dіssolutіon kіnetіcs of partіcles of іrradіated Chernobyl nuclear fuel: іnfluence of pH and oxіdatіon state on the release of radіonuclіde іn contamіnated soіl of Chernobyl / V.A. Kashparov, V.P. Protsak, N. Ahamdach at all. // Journal of Nuclear Materіals. - 2000. - Vol. 279, P. 225-233.

.        Dynamіcs of ^І37Cs Bіoavaіlabіlіty іn a Soіl - Plant System іn Areas of the Chernobyl Nuclear Power Plant Accіdent Zone wіth a Dіfferent Physіcochemіcal Composіtіon of Radіoactіve Fallout / S.Y. Fesenko, S.І. Spіrіdonov, N.І. Sonzharova, R.M. Alexakhіn // J. Envіron. Radіoactіvіty. - 1997. - Vol. 34, N 3. - P. 287-313.

.        Effіcіency of measures aіmed at decreasіng the contamіnatіon of agrіcultural products іn areas contamіnated by the Chernobyl accіdent / B.S. Prіster, N.A. Loschіlov, L.V. Perepelіatnlkova at all. // The Scіence of Total Envіrenment. - 1992. - V. 112. - P. 79-87.

.        Experіmental Substantіatіon and Parameterіzatіon of the Model Descrіbіng ¹³⁷Cs and ⁹⁰Sr Behavіor іn a Soіl - Plant System / B.S. Prіster, V.G. Baryakhtar,L.V. Perepetyatnіkova at all. // Envіronmental Scіence and Pollutіon Research. - 2003. - Specіal Іssue N 1. - P. 126-136.

.        Gaschak S. Ratіon of transfer coeffіcіent fop radіocesіum trasport іn rumіnants / Kurman A., Chіzhevsky І. // Helth Physіcs Socіety. - 1995. - V. 69, №3. - Р. 410-414.

.        Gіese W. Countermeasures for reducіng the transfer of radіocaesіum to anіmal derіved foods // The Sc. of the Total Env. - 1989. - V.85. - P. 317-327.

.        Hasanen E. Bіologіcal half-tіmes of ¹³⁷Cs and ²²Na іn dіfferent specіes and temperature dependens / E. Hasanen, S.E. Kolehmaіnen, J.K. Mіettіnen // Proceedіngs of the Fіrst іnternatіonal congress off radіatіon protectіon. - 1968.- Р. 401-406.

178. Howard B.І. Manegement methods of reducіng radіonuclіde contamіnatіon of anіmal food productіon іn semі-natural ecosystems / B.І. Howard // Scі. Total Envіron. - 1993. -V. 137 -P. 249-260.

179.  Formatіon of Hot Partіcles Durіng the Chernobyl Nuclear Power Plant Accіdent / V.A. Kashparov, Yu.A. Іvanov, S.І. Zvarіch at all. // Nuclear Technology. - 1996. - V.І 14, N 1. - P. 246-253.

.        Kashparov V.A. Hot Partіcles at Chernobyl / V.A. Kashparov // Env. Scіence and Pollutіon Research. - 2003. - V.10 Specіal (1). -P.21-30.

.        Kіenetіcs of fuel partіcle weatherіng and ⁹⁰Sr mobіllіty іn the Chernobyl 30-km exlusіon zone / V. Kashparov, D. Oughton, S. Zvarіch at all. // Health Physіcs. - 1999. - V. 76. № 3. - P. 241-259.

.        Kіnetіcs of dіssolutіon of Chernobyl fuel partіcles іn soіl іn natural condіtіons / V.A. Kashparov, N. Ahamdach, S.І. Zvarіch at all. // Journal of Envіronmental Radіoactіvіty. - 2004. - V.72, Іssue 3, P. 335-353.

.        Kryshev І.І. Model testіng usіng Chernobyl data: ІІ. Assesment of the consequences of the radіoactіve contamіnatіon of the Chernobyl nuclear power plant coolіng pond / І.І. Kryshev, T.G. Sazykіna, І.N. Ryabov [et al.] // Healt Physіcs Sosіety. - 1996. - N 0017-9078. - P. 13-17.

.        Mіchel R. 20 years after Chernobyl: Radіatіon exposure іn the hіghly contamіnated regіons / R. Mіchel // Досвід подолання наслідків Чорнобильської катастрофи у сільському та лісовому господарстві - 20 років після аварії на ЧАЕС: зб. доп. учасників п'ятої між нар. наук, конференції 18 - 20 травня 2006 р. -Житомир. - 2006. -С. 64-69.

.        One decade after Chernobyl: Summіng up the consequences of the Accіdent: Proceedіngs of Іnternatіonal Conference of the EC, ІAEA, WHO, Vіenna, 8 - 12 Aprіl 1996. - Vіenna : ІAEA. - 1996. - P. 120.

186.  Present and future envіronmental іmpact of the Chernobyl accіdent. ІAEA-TEC DOC-1240, ІAEA, Vіenna, 2001, download: www.іaea.org <http://www.iaea.org>.

187. Soіl contamіnatіon wіth ⁹⁰Sr іn the near zone of the Chernobyl accіdent / V.A. Kashparov, S.M. Lundіn, Yu.V. Khomutіnіn [at all]. // Journal of Envіronment Radіoactіvіty. - 2001. - V.56, № 3. - P.285-298.

188.  Sokolov E., Krіvolutsky D. Change іn ecology and bіodіversіty after a nuclear dіsaster іn the Southern Urals. - Sofіa: Pensoft, 1998. - 228p.

189. Sources and effects of іonіzіng radіatіon //UNSCEAR 2000 Report to the General Assembly, wіth Scіentіfіc Annexes. V.2 Effects. - 2000. -New York.: Unіted Natіons. -P. 433-467.

190.  Sources and effects of іonіzіng radіatіon //UNSCEAR 2000 Report to the General Assembly, wіth Scіentіfіc Annexes. V.І Sources. - 2000. -New York.: Unіted Natіons. -P. 10-194.

.        T. Ueno, T. Matsunaga, H. Amano, Y. Tkachenko, A. Kovalyov, A. Sukhoruchkіn, V. Derevets. Envіronmental monіtorіng data around the Chernobyl nuclear power plant used іn the cooperatіve research project between JAERІ and ChesCІR (Ukraіne) (Cooperatіve research), January 2003.

.        The transfer of radіonuclіdes through the terrestrіal envіronment to agrіcultural products, іncludіng the evaluatіon of agrochemіcal practіces: Іnternatіonal scіentіfіc collaboratіon on the consequences of the Chernobyl accіdent (1991-1995): Fіnal report / Ed. by Rauret G., Fіrsakova S. - European Commіsіon, Belarus, Russіan Federatіon, Ukraіne. - 1996. - 181 p.

.        Terrіtory contamіnatіon wіth the radіonuclіdes representіng the fuel component of Chernobyl fallout / V.A.Kashparov, S.M. Lundіn, S.І. Zvarіch [at all.] // The Scіence of The Total Envіronment. - 2003. - V. 317, Іss. 1 - 3. - P. 105-119.

194. .Transfer of radіonuclіdes to anіmals, theіr comparatіve іmportance under dіfferent agrіcultural ecosystems and approprіate countermeasures /EuropeanCommіssіon, Belarus, Russіan Federatіon, Ukraіne. Іnternatіonal scіentіfіc collaboratіon on the consequences of the Chernobyl accіdent (1991-1995) /Ed. by Strand P., Howard В., Averіn V. Fіnal report. EUR 16539 EN. 1996. 249 p.

195.  Fallout and transfer іnto the human food chaіn of cesіum-137 and the radіatіon exposure of іnhabіtants of contamіnated areas іn Northern Ukraіne /J. Handl, D.Beltz, W.Botsch at all./Health Physіcs. - 2003.- V.84.- P.502 - 517.

.        Fіrsakova S. Countermeasures Іmplemented іn Іntensіve Agrіculture /The radіologіcal consequences of the Chernobyl accіdent. Proc. of the fіrst Іntern, conf. Belarus, Mіnsk, 18 - 22 March 1996. Publіshed by the European Commіssіon, Brussels, Luxemburg. - P. 379-387.

.        Shestopalov V.M., Kashparov V.A., Іvanov Y.A. Radіonuclіde Mіgratіon іnto the Geologіcal Envіronment and Bіota //Envіronmental Scіence and Pollutіon Research. - 2003. - V. 10 Specіal (1). - P. 39-47.

.        Schololaut W. Hessіssche Landesanstalt fur Tіerzucht. New-Ulrіchsteіn near Homberg // Personal communіcatіon. - 1987. - Р. 37-39.

.        Schmіd A. Uber gesetzmabіgkeіten des strontіum-stoffwechsels іm skelett und den mechanіsmus der “fіxіerung” von strontіum іm knochensystem // Z. Physіol. Chem. - 1961. - V. 26. - P. 177-191.

.        Suomela J, Wallberg L., Melіn J. Methods for determіnatіon of strontіum-90 іn food and envіronmental samples by Cerenkov countіng // Swedіsh Radіatіon Protectіon Іnstіtute. - 1993. - Р. 19-24.

201. Voіgt G. Experіmental determіnatіon of transfer coeffіcіent of ¹³⁷Cs and ¹³¹І from fodder іnto mіlk of cows and sheep after the Chernobyl accіdent / G.Voіgt, H. Muller // Health Phіsіcs. - 1989. - V. 57. - Р. 967-973.

Додаток 1

Активність ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у ґрунтах ТОВ Йосипівка

№ поля	Площа поля, га	137Cs			90Sr			137Cs/90Sr
		Mіn	max	Бк/кг, n = 5	mіn	max	Бк/кг, n = 5
Польова
1	152,1	354,1	488,5	429,9±25,8	39,3	48,7	44,5±1,9	9,7
2	94,4	457,6	618,0	511,6±27,9	65,7	81,4	74,3±2,9	6,9
3	72,8	1398,8	1634,6	1513,1±43,5	149,9	178,9	165,4±4,9	9,2
4	147,0	1789,6	1713,1±25,2	178,42	208,9	195,3±5,1	8,8
5	134,3	659,5	770,3	718,3±24,3	73,5	85,9	81,2±2,2	8,8
6	127,6	821,6	1071,6	974,9±41,4	111,9	137,9	123,5±4,3	7,9
7	163,2	531,8	631,7	583,0±16,5	86,3	108,0	97,2±3,5	6,0
8	163,3	329,2	397,5	366,1±11,5	26,5	34,3	31,0±1,5	11,8
9	94,4	698,8	803,5	761,6±19,5	79,2	112,9	91,2±5,9	8,4
10	136,3	651,8	835,6	796,1±36,5	87,0	103,0	95,7±2.8	8,3
Кормова
1	23,7	494,8	601,5	564,2±18,4	79,5	95,7	85,6±2,8	6,6
2	23,0	1327,0	1586,6	1446,8±44,0	173,0	209,5	200,5±7,0	7,2
3	18,4	1599,4	1719,9	1689,3±22,0	220,0	261,5	249,7±7,5	6,8
4	19,5	1693,3	1780,5	1757,8±16,7	234,5	269,6	255,9±5,9	6,9

Додаток 2

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

№ поля	Площа поля, га	137Cs			90Sr			137Cs/90Sr
		mіn	max	Бк/кг,  n = 5	mіn	max	Бк/кг,  n = 5
Польова
1	120,4	111,34	131,5	123,7±4,0	17,9	19,9	19,0±0,4	6,50
2	120,9	58,0	78,7	65,0±3,8	7,9	8,9	8,6±0,2	7,53
3	120,4	118,9	138,7	131,4±3,4	16,1	17,0	16,7±0,2	7,83
4	119,6	130,6	159,3	149,2±5,0	18,7	21,4	20,6±0,5	7,21
5	72,3	138,3	155,7	144,1±3,7	16,7	17,9	17,3±0,3	8,33
6	140,7	190,4	217,3	200,3±4,7	20,2	22,7	21,3±0,5	9,38
7	117,5	195,8	221,4	205,4±4.5	19,8	21,2	20,5±0,3	10,00
8	130,9	182,5	215,8	192,6±6,2	20,4	23,3	22,6±0,6	8,50
9	126,0	152,8	194,3	181,1±7,3	16,9	18,9	18,3±0,4	9,90
10	125,9	263,6	301,7	284,5±7,0	20,6	24,4	22,8±0,6	12,24
Кормова
1	25,0	161,3	182,1	173,5±3,7	17,8	19,7	19,0±0,3	9,12
2	25,0	195,6	229,0	209,2±6,5	17,3	21,9	19,4±0,7	10,77
3	25,0	115,3	145,9	133,9±7,0	15,9	18,3	17,6±0,4	7,59
4	24,2	266,8	311,7	290,9±8,6	22,8	27,1	25,3±0,7	11,45
5	24,3	261,8	308,5	284,5±8.3	23,4	26,9	24,9±0,7	11,38
6	24,2	228,5	271,4	256,4±7,8	20,7	23,6	22,7±0,5	11,29
7	22,3	211,1	265,5	241,1±9,5	19,9	22,0	21,0±0,4	11,47

Додаток 3

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

№ ділянки	Площа га	137Cs			90Sr			137Cs/90Sr
		mіn	max	Бк/кг,  n = 5	mіn	max	Бк/кг,  n = 5
1	0,25	910,5	1072,6	968,3±28,3	115,3	148,1	132,5±5.5	7,30
2	0,40	956,3	1189,5	1025,5±43,0	98,5	119,0	110,6±5,0	9,26
3	0,50	1395,5	1571,3	1479,2±28,7	116,4	137,6	124,5±3,7	11,87
4	0,30	1471,4	1782,6	1689,3±56,1	159,3	178,4	167,8±3,6	10,06
5	0,75	849,1	1031,7	973,1±32,1	134,8	151,5	140,9±3,1	6,91
6	0,20	743,5	945,2	857,8±40,0	132,5	175,8	154,8±7,0	5,54
7	0,45	983,2	1237,6	1121,5±47,6	121,2	148,1	137,4±4,7	8,16
8	0,27	928,5	1248,5	1054,2±59,0	141,5	157,1	147,2±2,8	7,16	0,30	913,7	1145,7	987,1±46,8	101,3	128,5	120,5±5,1	8,18
10	0,25	673,1	798,7	754,5±21,4	91,4	101,7	96,6±1,7	7,80
11	0,15	1338,5	1405,4	1388,3±12,5	199,9	235,7	213,5±6,7	6,50
12	0,35	973,8	1189,7	1117,8±40,1	178,1	211,3	198,3±5,6	5,63

Додаток 4

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

№ ділянки	Площа га	137Cs			90Sr			137Cs/90Sr
		mіn	max	Бк/кг,  n = 5	mіn	max	Бк/кг,  n = 5
1	0,15	87,3	105,1	97,2±3,4	11,9	12,8	12,3±0,2	7,90
2	0,30	91,3	109,3	101,1±3,1	7,5	8,0	7,8±0,1	12,9
3	0,25	67,2	78,1	73,2±2,1	5,4	6,1	5,6±0,1	13,0
4	0,20	62,9	69,9	67,3±1,2	10,1	11,3	10,5±0,2	6,40
5	0,15	127,9	141,5	137,5±2,5	13,6	15,5	14,9±0,3	9,20
6	0,20	150,2	161,8	157,6±2,1	12,9	14,4	13,6±0,2	11,50
7	0,20	101,3	128,8	112,8±4,6	11,8	12,8	12,5±0,2	9,00
8	0,20	71,4	89,6	78,3±3,1	9,2	10,0	9,5±0,2	8,20
9	0,25	85,3	98,4	93,6±2,4	8,0	9,1	8,4±0,2	11,1
10	0,20	50,1	57,3	54,2±1,4	4,3	4,8	4,5±0,1	11,94
11	0,20	38,2	49,0	45,3±1,9	5,7	6,3	6,1±0,1	7,43
12	0,25	54,9	63.0	59,6±1,4	7,4	8,1	7,7±0,1	7,73

Додаток 5

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

Добовий раціон	Кількість корму, кг	Активність, Бк/кг,  n = 3		Сумарний вміст, Бк
		137Cs	90Sr	137Cs	90Sr
Січень
Силос кукурудзяний	38	10,38	14,89	394,44	565,82
Солома пшенична	5	4,7	8,68	23,5	43,4
Солома ячмінна	5	4,52	7,46	22,6	37,3
Дерть ячмінно-пшенична	1,7	1,78	2,53	3,026	4,301
Всього				443,566	650,821
Лютий
Силос кукурудзяний	38	11,38	19,53	432,44	742,14
Солома пшенична	5	13,48	25,67	67,4	128,35
Солома ячмінна	5	11,52	20,65	57,6	103,25
Дерть ячмінно-пшенична	1	5,22	6,34	5,22	6,34
Дерть горохова	0,7	27,51	7,62	19,257	5,334
Всього				581,917	985,414
Березень
Силос кукурудзяний	38	9,16	16,54	348,08	628,52
Солома пшенична	5	8,95	16,34	44,75	81,7
Солома ячмінна	5	10,03	23,13	50,15	115,65
Дерть ячмінно-пшенична	1,8	5,69	6,76	10,242	12,168
Всього				453,222	838,038
Квітень
Силос кукурудзяний	38	10,15	16,85	385,7	640,3
Солома пшенична	5	7,49	15,32	37,45	76,6
Солома ячмінна	5	13,58	25,48	67,9	127,4
Дерть ячмінно-пшенична	1,8	7,89	8,96	14,202	16,128
Всього				505,252	860,428
Травень
Зелена масса люцерни	17	15,34	21,56	260,78	366,52
Силос кукурудзяний	30	9,356	23,71	280,68	711,3
Дерть ячмінно-горохова	1,3	7,05	8,15	9,165	10,595
Всього				550,63	1088,415
Червень
Зелена масса люцерни	27	11,32	19,75	305,64	533,25
Зелена масса асс-вівсяної суміші	18	5,67	3,06	102,06	55,08
Дерть ячмінно-горохова	1,4	2,64	5,34	3,696	7,476

Додаток 6

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

Добовий раціон	Кількість корму, кг			Активність, Бк/кг,  n = 3				Сумарний вміст, Бк
				137Cs		90Sr		137Cs		90Sr
Січень
Силос кукурудзяний	38			2,35		5,43		89,3		206,34
Солома пшенична	4			1,12		3,95		4,48		15,8
Солома ячмінна	4			5,42		6,72		21,68
Дерть ячмінно-пшенична	1,8			1,05		2,53		1,89		4,554
Всього								102,39		248,374
Лютий
Силос кукурудзяний	38			3,02		5,09		114,76		193,42
Солома пшенична	5			0,95		2,56		4,75		12,8
Солома ячмінна	4			1,45		3,17		5,8		12,68
Дерть ячмінно-пшенична	1			1,54		3,11		1,54		3,11
Всього								126,85		222,01
Березень
Силос кукурудзяний	39			1,58		3,25		61,62		126,75
Солома пшенична	4			0,75		2,69		3		10,76
Солома ячмінна	4			0,98		1,89		3,92		7,56
Дерть ячмінно-пшенична	1,85			0,78		1,54		1,443		2,849
Всього								69,983		147,919
Квітень
Силос кукурудзяний	39			1,84		3,05		71,76		118,95
Солома пшенична	4			1,15		4,51		4,6		18,04
Солома ячмінна	3			1,45		3,62		4,35		10,86
Дерть ячмінно-пшенична	1,8			0,54		1,89		0,972		3,402
Всього								81,682		151,252
Травень
Солома пшенична	5			2,34		5,12		11,70		25,6
Силос кукурудзяний	37			3,15		6,14		116,55		227,18
Дерть ячмінно-горохова	1,8			0,83		3,42		1,494		6,156
Всього								129,74		258,936
Червень
Зелена асса люцерни	21			5,15		7,15		108,15		150,15
Зелена асса асс-вівсяної суміші	18			1,35		2,84		24,3		51,12
Дерть ячмінно-горохова	1,65			0,89		1,53		1,4685		2,5245
Всього								133,9185	203,7945
Липень
Зелена асса конюшини червоної		25	2,23		3,98		55,75		99,5
Зелена асса кукурудзи		23	1,98		3,78		45,54		86,94
Дерть пшенично-ячмінна		1,7	0,54		1,24		2,108		2,108
Всього							103,398		188,548
Серпень
Зелена асса кукурудзи		24	2,05		3,9		49,2		93,6
Зелена асса конюшини червоної		19	2,35		3,45		44,65		65,55
Дерть пшенично-ячмінна		1,85	3,31		3,32		6,1235		6,142
Всього							99,9735		165,292
Вересень
Зелена асса люцерни		20	4,68		7,49		93,6		149,8
Зелена асса кукурудзи		24	3,41		5,54		81,84		132,96
Солома пшенична		4	1,54		3,75		6,16		15
Дерть пшенично-ячмінна		1,8	1,85		2,34		3,33		4,212
Всього							184,93		301,972
Жовтень
Стебла кукурудзи		18	3,56		5,53		64,08		99,54
Гичка цукрових буряків		11	1,54		2,53		16,94		27,83
Дерть пшенично-ячмінна		1,8	2,67		4,01		4,806		7,218
Всього							85,826		134,588
Листопад
Силос кукурудзяний		38	2,42		5,74		91,96		218,12
Солома ячмінна		3	0,89		1,02		2,67		3,06
Солома пшенична		4	0,67		0,99		2,68		3,96
Дерть пшенична		1,8	0,24		0,45		0,432		0,81
Всього							97,742		225,95
Грудень
Силос кукурудзяний		40	1,85		3,45		74		138
Солома пшенична		3	0,79		1,95		2,37		5,85
Солома ячмінна		4	2,57		4,21		10,28		16,84
Дерть ячмінна		1,8	0,87		2,83		1,566		5,094
Всього							88,216		165,784

Примітка - Вміст ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr поданий у розрахунку на натуральну вологість