Забруднення земель важкими металами

Промислові підприємства України викидають в атмосферу ве­лику кількість шкідливих речовин, серед яких важливими нега­тивними чинниками є важкі метали (ВМ). Значна їх кількість потрапляє у ґрунт від вихлопних газів автотранспорту та від за­стосування в сільському господарстві мінеральних добрив і хіміч­них меліорантів.

Оскільки важка промисловість загалом зосереджена у великих містах, то й асортимент токсикантів, що надходять у їх навколишнє середовище, досить різноманітний, а рівень забруднення ґрунтів ВМ нерідко перевищує граничнодопустиму концентрацію (ГДК) у 5–10 і більше разів. Встановлено, що з віддаленням від промислово-міських конгломерацій рівень забруднення довкілля, зокрема ґрунтів, різко зменшується, і вже на відстані 10–20 км вміст ВМ у ґрунті наближається до фонових значень. Однак на розподіл токсикантів, зокрема ВМ, значно впливає "роза вітрів". З космосу видно, що в окремих випадках шлейфи великих про­мислових підприємств досягають відстані 100–150 км.

Обстеження земель навколо металургійних центрів, проведене Інститутом ґрунтознавства й агрохімії, засвідчило, що в радіусі 10 км вміст свинцю був майже однаковим і на порядок перевищу­вав фонові значення. Найбільше перевищення спостерігалося в містах Дніпропетровську та Маріуполі. Значне перевищення ГДК вмісту ВМ у ґрунті було відмічено біля таких промислових центрів як Алчевськ, Краматорськ, Дніпропетровськ, Маріуполь, Кривий Ріг, Запоріжжя та Донецьк.

Вміст у ґрунтах окремих металів, зокрема кадмію на один – два порядки вищий від фонових рівнів, виявлено навколо Донець­ка, Запоріжжя, Лисичанська, Харкова, хрому – навколо Донець­ка та Запоріжжя.

Щодо окремих регіонів, то високий вміст нікелю (до 50 мг/кг ґрунту) відмічено в Житомирській, Київській, Черкаській, Чер­нівецькій, Херсонській, Донецькій і Луганській областях. Але рівень забруднення в цілому не перевищує ГДК, тобто 50 мг/кг. Це стосується таких елементів, як цинк, кобальт, хром.

Загалом, за даними Національного центру Інституту ґрунто­знавства і агрохімії, нині близько 20 % території України забруд­нено ВМ. Зважаючи на значимість негативного впливу ВМ для екологічного стану та родючості ґрунтів, якості сільськогоспо­дарської продукції, умов існування біоти і здоров'я людини, по­трібно, з одного боку, поліпшувати контроль за їх надходженням в екосистеми, а з іншого – удосконалювати технології промисло­вого виробництва з метою зменшення викидів у навколишнє се­редовище небезпечних речовин, зокрема важких металів.

Найбільш токсичні для ґрунту, біоти та людини ВМ І класу небезпечності. Більшість цих речовин сконцентровано в трофіч­них ланцюгах. Незважаючи на те, що самі собою ВМ не ксенобіотики, у підвищених концентраціях вони завдають шкоди всім живим організмам. У ґрунтах знижується біологічна активність, зменшуються врожай сільсько-господарських культур, його якісні показники, що негативно впливає і на здоров'я людей. Так, кадмій пошкоджує печінку, веде до розвитку гіпертонії, а в підвищеній концентрації має канцерогенну дію.

Екологічний стан ґрунтів за вмістом ВМ оцінюють, порівнюю­чи їх фактичний вміст у ґрунті з такими показниками, як гра­ничнодопустимі концентрації та геохімічний фон для певного типу ґрунтів окремого району – кларк (табл. 3.1 і 3.2).

Таблиця 3.1. Фоновий вміст мікроелементів та важких металів у ґрунті, мг/кг

Елемент	Фоновий вміст	Елемент	Фоновий вміст
Арсен		Молібден
Бор		Нікель
Кадмій	0,5	Плюмбум
Кобальт		Стацум
Купрум		Флуор
Манган		Хром
Меркурій	0,01	цинк

Таблиця 3.2 Фоновий вміст і граничнодопустима концентрація важких металів у ґрунті.

Елемент	Фоновий вміст	ГДК
Cd	0,5
Pb
Hg	0,02	2,1
Zn
Se	0,01
Ni
Co
Cu
Cr
As	-

ВМ у ґрунті можуть перебувати у різних за ступенем рухомості формах: у вигляді комплексних сполук з органічними та неорга­нічними речовинами, у складі первинних і вторинних мінералів, адсорбованими на ґрунтових колоїдах, у складі солей різного сту­пеня розчинності, в ґрунтовому розчині у вигляді іонів.

За ступенем рухомості всі сполуки металів у ґрунті можна поділити на нерухомі, потенційно рухомі та рухомі форми. Саме останні, тобто ВМ у рухомій формі, зумовлюють їх негативну дію стосовно біоти та людини. Властивості ґрунтів істотно познача­ються на рухомості ВМ: у ґрунтах з низькою буферною здатністю їх кількість у рухомій формі буде більшою, ніж у високобуферних ґрунтах навіть за однакових інших умов – фонового вмісту, рівня антропогенного забруднення. Саме буферна здатність буде зумовлювати захисні властивості ґрунтів. Тому для визначення реальної небезпечності ВМ потрібно проводити контроль саме за вмістом їх рухомих сполук. Показник валового вмісту ВМ доціль­но використовувати для загальної характеристики стану забруд­нення ґрунтів і потенційної їх небезпечності. Періодичність кон­тролю забруднення ґрунту ВМ залежить від:

– цільового використання сільськогосподарських угідь, зокре­ма виділення спеціальних сировинних зон для виробництва про­дуктів дитячого та дієтичного харчування, вирощування овоче­вих культур, упровадження органічних та альтернативних сис­тем рільництва і земель оздоровчого призначення;

– визначення рівня інтенсивності забруднення (біля об'єктів промисловості, автошляхів, промислово-міських конгломерацій, звалищ, полів очищення міських комунальних вод).

Обстежуючи території, які не належать до спеціальних сиро­винних зон та зон локального забруднення, тобто на всіх інших землях сільськогосподарського призначення, контроль за вмістом валових форм важких металів у ґрунтах доцільно проводити з періодичністю один раз на 10 років, рухомих форм – один раз на 5 років. Під час обстеження сировинних зон для виробництва продуктів дитячого та дієтичного харчування контроль за вмістом рухомих форм проводять не рідше одного разу на 3 роки.

Вибір пріоритетних металів, вміст яких слід контролювати, базується на таких факторах:

– рівень токсичності металу, яка характеризується величиною ГДК;

– фізико-хімічні властивості металу, які визначають його пове­дінку в ґрунтах, міграцію у природні води та рослини;

– співвідношення між регіональним фоновим вмістом металу в ґрунті й надходженням його в ґрунт за рахунок антропогенної

І діяльності. У першу чергу контролюють вміст у ґрунті ВМ І класу небез­печності (As), (Cd), (Нg), (Sе), (Рb), (Zn), у другу – за вмістом (В), (Со), (Ni), (Мо), (Сu), (Sb), (Cr) (II клас небезпечності), у третю чер­гу – (Ва), (V), (W), (Mn), (Sr) (III клас небезпечності). Класифікацію ґрунтів за ступенем забруднення ВМ проводять за ГДК, та за фоновим вмістом у ґрунті. За ступенем забруднення ґрунти поділяють на сильнозабруднені, середньо-забруднені, слабкозабруднені.

Оцінюючи ступінь забруднення ґрунтів ВМ користуються да­ними щодо граничнодопустимих концентрацій та їх фонового вмісту в ґрунтах основних природно-кліматичних зон України. До сильнозабруднених належать ґрунти, в яких вміст ВМ у декілька разів перевищує ГДК і які мають внаслідок забруднення низьку біологічну активність та продуктивність, зазнали істотних змін фізико-хімічних та біологічних характеристик. Вміст важких металів на цих ґрунтах зазвичай у рослинній продукції переви­щує встановлені норми. До середньозабруднених належать ґрун­ти, у яких установлено перевищення ГДК без видимих змін вла­стивостей, до слабкозабруднених – вміст ВМ у яких не переви­щує ГДК, але вищий від природного фону.

Отже, під час оцінки ступеня забруднення ВМ використовують дані щодо ГДК та їх фонового вмісту в ґрунтах основних природ­но-кліматичних зон України. У разі виявлення в ґрунті підвище­ного вмісту декількох металів забруднення оцінюють за металом, вміст якого найбільше перевищує нормативи.

Вміст ВМ у ґрунтах на землях сільськогосподарського призна­чення контролює Державний технологічний центр охорони родю­чості ґрунтів Міністерства аграрної політики України.

Радіаційне забруднення

Загальна характеристика. Радіаційне забруднення – найбільш небезпечний вид фізичного забруднення навколишнього середо­вища, пов'язаний з впливом на людину та інші види організмів радіаційного випромінювання. У розвинених країнах нині радіа­ційне забруднення навколишнього середовища становить найбіль­шу небезпеку внаслідок того, що одне з основних джерел цього виду забруднення – ядерна енергетика останнім часом розви­вається найшвидшими темпами. За оцінками експертів, цей вид забруднення середовища в нашій країні та інших державах СНД є на другому місці після хімічного забруднення. До радіаційного забруднення належать:

– власне радіаційне забруднення, під яким розуміється фізич­не забруднення середовища, пов'язане з дією α- і β-частинок і гамма-випромінювань, що виникають у результаті розпаду радіо­активних речовин;

– забруднення навколишнього середовища радіоактивними речовинами, тобто по суті хімічне забруднення середовища, по­в'язане з перевищенням природного рівня вмісту (природного фону) радіоактивних речовин у навколишньому середовищі.

Другий вид забруднення середовища виявляється в результаті дії випромінювань, що супроводжують радіоактивний розпад. Тому і контроль змісту радіоактивних речовин, і оцінка їх дії на живі організми проводяться шляхом реєстрації випромінювань. У зв'язку з цим прийнято об'єднувати ці два види забруднення і розглядати їх як радіаційне забруднення навколишнього середо­вища.

Ризик радіаційної небезпеки. Порівняльна оцінка індивідуаль­ного середнього ризику фатального результату в рік за даними, що стосуються всього населення США, показує, що індивідуаль­ний ризик загинути в результаті катастрофи, пов'язаної з аварією ядерного реактора, украй малий порівняно з іншими чинниками техногенного ризику:

– автомобільний транспорт – 3 • 10^-4;

– повітряний транспорт – 9 • 10^-6;

– залізничний транспорт – 4 • 10^-6;

– блискавка – 5 • 10 ^-7;

– ядерна енергетика – 2 • 10^-10.

Тут середній ризик – кількісна оцінка ступеня небезпеки за­гибелі людини – визначається як відношення числа несприятли­вих наслідків (тобто смертельних результатів) до їх можливого числа за певний інтервал часу. Оцінки ризику для ядерної енер­гетики проведені з розрахунком на 100 американських ядерних реакторів. Порівнюючи наведені вище кількісні оцінки ризику, можна зробити висновок, що ядерна енергетика (за даними США) створює ризик небезпеки для життя людини в мільйон разів мен­ший, ніж ризик загинути в дорожньо-транспортних пригодах, і в 10 тисяч разів менший, ніж загинути в залізничних аваріях. Прин­ципи конструювання і будівництва ядерних реакторів приблизно однакові у всіх країнах, що розвивають атомну енергетику, і рівень надійності та безпеки реакторів вважається достатнім, щоб ризик для населення був мінімальний.

Проте 26 квітня 1986 р. в Україні на 4-му блоці Чорнобильсь­кої АЕС сталася найбільша та найстрашніша у світі аварія. Зараз уже спеціалісти-атомники визнають, що її причиною стали недо­cконалість конструкції реактора типу РБМК та людська недба­лість.

Служба безпеки України розсекретила матеріали КДБ, з яких видно, що неполадки на Чорнобильській АЕС почалися задовго до вибуху 4-го енергоблоку. Згідно з документами будівництво ЧАЕС під початку супроводжувалося численними проблемами. Ще до катастрофи було відомо, що 3-й та 4-й блоки АЕС мали серйозні недоліки, які почали виявлятися ще в 1982 р., коли на ЧАЕС ста­лася аварія, що призвела до незначних радіаційних викидів.

Проте ризик радіаційної небезпеки визначається не тільки безпекою ядерних реакторів, а й залежить від ступеня радіацій­ного забруднення територій, пов'язаних з виробництвом і випро­буванням ядерної зброї, з роботою підприємств, що займаються видобутком, збагаченням і переробкою ядерних матеріалів, і т. ін. Більш того, ризик радіаційної небезпеки оцінюється не тільки вірогідністю фатальних результатів, а й вірогідністю отримання дози опромінювання і подальших різноманітних захворювань. Нині в літературі оцінки ризику названих чинників радіаційної небезпеки не розглядаються. Зрозуміло, що загалом ризик радіа­ційної небезпеки значно більший, ніж оцінений вище тільки за вірогідністю аварій в ядерній енергетиці. Тому не дивно, що інтуї­тивно сприйнята суспільством радіаційна небезпека порівнянна з небезпекою хімічного забруднення середовища.

Радіаційне забруднення внаслідок аварії на ЧАЕС поширилось не лише на територію України, а й захопило кілька областей Росії, Білорусь, Польщу, Скандинавські країни. Крім смертельних наслідків під час аварії та протягом кількох років після аварії се­ред її ліквідаторів, стан здоров'я населення, яке постійно прожи­ває на територіях радіологічного контролю, став гіршим порівняно із середньостатистичним по країні. Найгірший стан здоров'я за рахунок збільшення соматичної захворюваності спостерігається в осіб, яким на момент аварії виповнилось 2–4 роки. Спостерігаєть­ся підвищення показників інвалідності, смертності.

Джерела радіаційного забруднення. Чинники радіаційної не­безпеки розділяються за походженням на природні й антропо­генні. До природних чинників належать викопні руди, випромі­нювання при розпаді радіоактивних елементів у товщі землі тощо. Антропогенні чинники радіаційної небезпеки пов'язані з видобут­ком, переробкою і використанням радіоактивних речовин, вироб­ництвом і використанням атомної енергії, розробкою і випробу­ванням ядерної зброї і т. ін. Найнебезпечнішими для здоров'я людини є антропогенні чинники радіаційної небезпеки, пов'язані з такими видами і галузями людської діяльності:

– атомна промисловість;

– ядерні вибухи;

– ядерна енергетика;

– медицина і наука.

Вони мають свої основні джерела забруднення середовища як радіоактивними елементами, так і радіаційними випромінюван­нями. Крім того, атомна промисловість і ядерна енергетика є ос­новними джерелами радіоактивних відходів (РАВ), винятково небезпечних для всього живого на планеті, що створило порівня­но нову проблему людства – поховання, утилізації, складування РАВ, яку дотепер не розв'язано. Інша нова проблема викликана реалізацією досягнутих між ядерними державами угод щодо ядер­ного роззброєння – це проблема ліквідації ядерної зброї, пов'я­зана в основному з демонтажем і безпечним транспортуванням, складуванням і зберіганням великої кількості ядерних боєголо­вок (до декількох десятків тисяч з двох сторін – російської і аме­риканської. Україна ще в 90-х роках задекларувала себе як без'я­дерна держава і передала всі ядерні боєголовки ракет Росії в обмін на ядерне паливо для АЕС). Обидві проблеми вимагають колосаль­них економічних витрат, порівнянних з національним доходом розвинених країн. Найближчим часом до цих двох додасться і третя проблема, викликана закінченням терміну експлуатації десятків ядерних реакторів атомних електростанцій (АЕС) і атом­ного підводного флоту.

У табл. 3.3 наведено дані про величину періоду напіврозпаду деяких радіоактивних елементів (радіонуклідів), що мають важ­ливе значення з погляду екології.

Найнебезпечнішими є стронцій і цезій, які важко виводяться з організму. Маючи період напіврозпаду, що приблизно дорівнює середній тривалості життя людини, вони створюють небезпеку онкологічних захворювань і генетичних порушень.

Таблиця 3.3 Період напіврозпаду окремих радіонуклідів

Радіонуклід	Період напіврозпаду
Тритій	12,4 роки
Калій-42	12,4 год.
Калій-40	1,3 млрд. роки
Йод-131	8 діб
Стронцій-90	27,7 року
Цезій-137	32 роки
Рутеній-106	1 рік
Плутоній-239	24 тис. років

Атомна промисловість. Підприємства атомної промисловості займаються видобутком, переробкою й збагаченням радіоактив­ної сировини, яка використовується далі або як паливо в ядерній енергетиці, або для створення систем ядерної зброї (ядерні боєго­ловки). Отже, підприємства атомної промисловості мають справу безпосередньо з радіоактивними речовинами, частина яких неми­нуче потрапляє в навколишнє середовище у вигляді відходів або розсіваються в ґрунті, атмосфері, водоймищах.

З 1938 по 1993 р. у світі було видобуто близько 1,7–1,8 млн т природного урану. Зараз сумарні запаси його оцінюються в 104– 125 тис. т у західних країнах і 100–200 тис. т у колишньому СРСР. За експертними оцінками, у світі вироблено близько 1100 т плутонію (зокрема, 250–400 т збройового плутонію), з яких від 7 до 10 т розпорошено в навколишньому середовищі. Враховуючи дуже великий період напіврозпаду цього елемента, очевидно, що його шкідливий вплив на біосферу і здоров'я людини відчувати­меться багато сотень і навіть тисяч років. Зазначимо, що для людини смертельно небезпечне потрапляння всередину лише 2 мкг плутонію. Згідно з підрахунками відомого ученого-ядерника ака­деміка А.Д.Сахарова, якого називають "батьком радянської вод­невої бомби", розсіяні в біосфері 7–10 т плутонію відповідальні за загибель від раку і лейкемії більше 5 млн. жителів планети.

Уранодобувна та переробна промисловість України сконцент­рована на території трьох областей: Дніпропетровської, Кіровоградської та Миколаївської. Видобуток та переробку уранової руди в Україні здійснює виробниче об'єднання "Східний гірничозбагачувальний комбінат". Видобуток уранової руди здійснюється на трьох виробничих майданчиках – Інгульському, Смолінському та Новокостянтинівському рудниках. Переробка уранових руд здійснюється на Гідрометалургійному заводі, що знаходиться в промисловій зоні м. Жовті Води Дніпропетровської області.

Характерною для видобутку та переробки урану є робота з великими обсягами видобутої породи, внаслідок чого утворюєть­ся велика кількість відходів – відвали шахтних порід, шахтні води, склади і викиди (рідкі, газоподібні), які є джерелами радіо­активного забруднення довкілля. Для навколишнього середови­ща і населення основну небезпеку становлять великі за об'ємом та активністю хвостосховища. Розташовані на площі 542 га хвостосховища містять радіоактивні речовини, кількість яких ста­новить близько 65,5 млн т і має сумарну активність до 120 000 Кі.

Ядерні вибухи. За офіційними даними, до початку 1993 р. на п'яти ядерних полігонах, що є у світі – Невада (США, Велика Британія), Нова земля (СРСР, нині Росія), Семипалатинськ (Ка­захстан), Муруроа (Франція), Лобнор (Китай) було проведено більше 2000 ядерних вибухів (табл. 3.4).

Як відомо, найбільша шкода біосфері й людству була завдана випробуваннями ядерної зброї в атмосфері, які продовжувалися до 1980 р. (Китай), хоча провідні ядерні держави завершили їх у 1962 (СРСР) і 1963 рр. (США). Особливо сприяв радіоактивному забрудненню Азіатського материка найпотужніший (до 3 мега­тонн) повітряний ядерний вибух у Китаї, наслідки якого на тери­торіях Середньої і Центральної Азії, Сибіру і Далекого Сходу про­стежуються дотепер.

Таблиця 3.4Ядерні випробування у світі

Країна	Загальна кіль- кість вибухів	Кількість вибухів в атмосфері	Тротиловий еквівалент, Мт
СРСР
США
Франція			-
Велика Британія			-
Китай

Випробування ядерної зброї призвели до розповсюдження радіо­активних продуктів по всій земній кулі. Ці продукти з опадами потрапляють з атмосфери в ґрунт, ґрунтові води і, отже, в їжу людини і живих істот. Згідно з деякими оцінками, на частку на­земних ядерних вибухів припадає більше половини (до 5 т) роз­сіяного нині в біосфері плутонію. Як видно з наведеної таблиці, велика частина вибухів військового призначення належить до підземних випробувань, які також вносили свою, хоч і меншу, частку викидів радіоактивних речовин у навколишнє середови­ще. Разом з такими підземними ядерними вибухами (ПЯВ) у світі з кінця 50-х років проводилися підземні ядерні вибухи в мирних цілях, тобто для потреб народного господарства, наприклад для спорудження водосховищ, підземних сховищ шкідливих відходів, при видобутку корисних копалин і т. ін. Перший ПЯВ у мирних цілях було здійснено в США в 1957 р., а на території Росії – в 1965 р. Такі вибухи проводилися практично до початку 90-х років. За цей період на території СНД, тільки за офіційними даними, було проведено 116 вибухів, зокрема на території Росії 90 (у євро­пейській частині – 59 вибухів, в Сибіру – 31). В Україні 10 лип­ня 1972 р. біля с. Хрестища Красноградського району Харківсь­кої області з метою загашення вогнища газоконденсатної сверд­ловини провели ядерний вибух еквівалентом -300 т тротилу. 16 вересня 1973 р. в шахті "Юнком" в Єнакієвому (Донбас) на глибині 1000 м проведено експериментальний ядерний вибух ек­вівалентом 338 т тротилу. У 50–60-х роках минулого століття на Черіковському полігоні під Ліменю на кордоні України і Білорусі випробовували артилерійські атомні снаряди.

Отже, до п'яти ядерних суперполігонів треба додати ще близь­ко двох сотень полігонів на земній кулі, які також сприяли ши­рокому розповсюдженню радіоактивного забруднення біосфери. До них належать полігони в Індії та Пакистані. Ці держави на­прикінці 90-х років минулого століття випробовували на своїй те­риторії власну ядерну зброю.

Ядерна енергетика. Перша у світі АЕС була побудована в СРСР в 1954 р. у Обнінську під Москвою. Нині вже близько 30 країн виробляють електроенергію на АЕС, а темпи приросту цього виду електроенергії у світі у два рази перевищують темпи приросту всіх видів електроенергії, незважаючи на те, що ряд країн (Австрія, Росія, Швейцарія) заморозили свої ядерно-енергетичні програми після Чорнобильської катастрофи. Частка ядерної електроенерге­тики у світі становить 17 %. Лідером у цій галузі нині є Франція, яка виробляє на АЕС 75 % електроенергії. У Росії на АЕС вироб­ляється близько 12 % електроенергії, в Україні – більше 40 % . У списку країн, що мають АЕС, Росія щодо виробництва електро­енергії на АЕС займає 18-те місце. Для порівняння зазначимо, що СІЛА зі своїми 19 % у цьому списку займають 11-те місце.

В Україні ядерна енергетика є важливою складовою енергетич­ного комплексу. Загальна встановлена потужність 14 енергоблоків атомних електростанцій України становить більше 13 000 МВт. Щороку на АЕС України виробляється близько 100 000 млн. кВт•год електроенергії, що становить близько 45 % загального виробниц­тва електроенергії в країні.

Найбільша частка порушень у роботі АЕС, які призводять до аерозольних викидів в атмосферу з вентиляційних труб енерго­блоків та скидів в охолоджуючі водойми, пов'язана з недостатньою надійністю устаткування, яка викликана:

– проектно-конструкторськими недоліками, оскільки всі енер­гоблоки АЕС України (крім введених у 2004 р. на Рівненській та Хмельницькій АЕС) та їх обладнання проектувалися та розроб­лялися на підставі норм і правил колишнього СРСР, які не відпо­відають сучасним вимогам щодо оцінки безпеки;

– старінням обладнання та неякісним проведенням ремонту та технічного обслуговування у 90-х роках минулого століття;

– впливом "людського фактора" (на помилки персоналу при­падає 34 % усіх порушень в обладнанні АЕС за рік).

За даними радіаційного моніторингу довкілля, в санітарно-захисних зонах та зонах спостереження українських АЕС викиди інертних газів, довгоживучих радіонуклідів та йоду-131 з венти­ляційних труб АЕС не перевищували декілька одиниць від конт­рольного рівня, а концентрація радіонуклідів, скинутих у водой­мища АЕС для різних елементів, становить від 0,01 до 1–10,0 % ГДК (граничнодопустимої концентрації), але сумарна радіоак­тивність не перевищує 5–7 % від граничнодопустимих викидів і скидів.

Однією з екологічно важливих проблем розвитку ядерної енер­гетики є згадувана вище проблема зберігання й переробки радіо­активних відходів.

Медицина і наука. Використання ізотопів радіоактивних еле­ментів у медицині для діагностики і в лікувальних процедурах також сприяє широкому територіальному розповсюдженню радіа­ційного забруднення. Якщо ядерні вибухи практично припинені, то медицина залишається діючим і тепер чинником радіаційної небезпеки. Іншим таким чинником радіаційного забруднення се­редовища є численні дослідницькі ядерні реактори, що існують в університетах і науково-дослідних центрах (лабораторіях, інсти­тутах та ін.) у різних країнах світу. Дослідницькі реактори широ­ко використовуються в експериментах, при отриманні ізотопів, проведенні нейтронно-активаційного аналізу матеріалів, створенні перспективних типів реакторів і т. ін. Такий широкий діапазон робіт привів до того, що до кінця 1991 р. в світі було близько 500 реакторів, зокрема в СІЛА – 94, у СНД – 66, у Німеччині – 25, у Франції і Японії – по 19, у Канаді – 14, у Китаї – 12, в Україні – 2: в Києві – в Інституті ядерних досліджень НАН України (типу ВВР-М, потужністю 10 МВт) та в Севастополі – у Військово-морському інституті (потужністю 2 МВт).

Забруднення земель радіонуклідами. Джерелом штучного за­бруднення ґрунтів радіонуклідами донедавна були випробування ядерної зброї. Також велика кількість радіонуклідів випала на поверхню землі внаслідок техногенних аварій у Росії на Півден­ному Уралі, у СІЛА та Англії. Але особливо велике забруднення спричинила катастрофа світового масштабу на Чорнобильській АЕС, внаслідок якої в навколишнє середовище потрапило близь­ко 50 МБк таких небезпечних радіонуклідів, як стронцій, цезій, плутоній та йод. У результаті активність ґрунтів щодо стронцію і цезію збільшилась у середньому в 2–3 рази, а в окремих регіо­нах ще більше, порівняно з природним фоном. Тільки в Україні забруднено 8,4 млн. га сільськогосподарських угідь.

Насамперед дія радіоактивного забруднення виявляється в регіонах з переважанням ґрунтів легкого гранулометричного скла­ду з низьким вмістом гумусу та кислою реакцією ґрунтового се­редовища. На цих низькобуферних та екологічно нестійких ґрун­тах відмічаються підвищені коефіцієнти переходу радіонуклідів з ґрунту в рослини, які трофічними ланцюгами надходять в організм тварин і людини. За таких умов усі отримані продукти харчування, зокрема молоко, м'ясо, картопля, овочі, фрукти, зерно, забруднюються радіоактивними елементами і стають непри­датними для вживання.

Одиниця радіоактивності – Бекерель (Бк). Це активність ра­діоактивного препарату, у якому відбувається 3,7•1010 розпадів за 1 с (спочатку це була активність 1 г радію). Дуже важливе хімічна природа радіонуклідів: цезій-137 рухливий, бо він – одно­валентний катіон. Його аналоги – калій та натрій. Ці властивості використовують, щоб зменшити надходження цезію в рослини в результаті внесення в ґрунт високих доз калійних добрив.

Численні дослідження свідчать, що отримати екологічно чис­ту продукцію можна за щільності забруднення ґрунтів на рівні природного фону або якщо він не перевищує 1,0 Бк/ км² за цезієм-137 і 0,02 Бк/ км² за стронцієм-90. За умови більшої щільності забруднення слід застосовувати комплекс контрзаходів, щоб змен­шити перехід радіонуклідів із ґрунту в рослини.

Здійснення сільськогосподарського виробництва заборонено на ґрунтах, щільність забруднення яких цезієм-137 перевищує 15 Бк/ км² і стронцієм-90 – 3 Бк/км².

За час, що минув після аварії, в результаті радіоактивного розпаду і природної дезактивації вміст радіонуклідів в орному шарі зменшився на 35 – 40 % . Упродовж того самого часу рівень забруднень сільськогосподарської продукції, що з 1987 р. зумов­лювались практично кореневим надходженням радіонуклідів у рослини, зменшився у 2– 4 рази залежно від типу ґрунту й особ­ливостей рослин.

Головну роль у зміні радіаційного стану відіграють процеси фіксації радіонуклідів ґрунтово-поглинальним комплексом, що визначають їх рухливість і можливість засвоєння кореневими си­стемами рослин. Чорноземи з високою здатністю поглинання зв'я­зують радіонукліди міцніше, ніж бідні на органічну речовину легкі дерново-підзолисті ґрунти. Це впливає й на інтенсивність перехо­ду радіонуклідів у рослини. Значна роль у цьому процесі належить агротехнічним контрзаходам, і насамперед вапнуванню кислих ґрунтів та внесенню підвищених доз калійних добрив. Ці заходи також значною мірою сприяли зменшенню надходження радіо­нуклідів у сільськогосподарську продукцію та водні джерела.

Слід зазначити, що нагромадження радіонуклідів у продукції, за даними Українського науково-дослідного інституту сільсько­господарської радіології (УНДІСГР) (Б.С. Пристер, П.П. Надточій, В.О. Кашпаров та ін., 1998), залежить від багатьох факторів, се­ред яких головні – рівень забруднення ґрунту і його фізико-хімічні властивості. Вплив цих факторів на інтенсивність міграції радіонуклідів у харчових ланцюгах кількісно оцінюють за допо­могою коефіцієнтів переходу (КП) нагромадження радіонуклідів з ґрунту в рослини (Бк/кг : кБк/м²).

Маючи значення цих параметрів для кожного виду ґрунтів і культур, можна розрахувати очікувану концентрацію ¹³⁷Cs у про­дукті (Бк/кг), якщо культури вирощують на ґрунтах зі щільністю забруднення А (кБк/м²): С = А • КП. Значення коефіцієнта пере­ходу (КП) ¹³⁷ Cs та ⁹⁰Sr, за даними УНДІСГР, для найпоширеніших продовольчих культур, вирощуваних на різних типах ґрунтів, на­ведено в табл. 3.5 і 3.6.

Таблиця 3.5 Середні значення коефіцієнтів переходу (КП) ¹³⁷Cs в основних сільськогосподарських культурах, Бк/кг; Бк/м²

Культура	Дерново-підзолисті ґрунти	Сірі лісові ґрунти	Чорнозем вилужений	Торфові, торфово-глейові ґрунти
піщані і супіщані	легко- і середньо-суглинкові	важко-суглинкові
Жито озиме (зерно)	0,1	0,03	0,02	0,02	0,02	2,0
Пшениця озима (зерно)	0,2	0,03	0,03	0,03	-	-
Овес (зерно)	0,2	0,08	0,05	0,03	0,03	1,5
Ячмінь (зерно)	0,1	0,05	0,02	0,03	0,03	1,0
Картопля	0,1	0,6	0,04	0,04	0,03	0,4
Буряки столові	0,5	0,4	0,1	0,08	0,05	1,5
Овочі (томати)	0,06	0,03	0,03	0,03	-	-

Зменшення рухливості радіонуклідів у ґрунтах з часом зумов­лює поступове зниження КП. Цей процес добре описує експонен­ціальна функція, головний параметр якої – період напівзменшення – час, за який КП зменшується вдвічі. Рухливість радіо­нуклідів залежить від екологічних умов, тому цей параметр на­зивають екологічним напівперіодом (Т_е). В умовах Полісся зна­чення Т_е для польових культур перебувають в інтервалі 4 – 16 років.

Таблиця 3.6 Середні значення коефіцієнтів переходу (КП) ⁹⁰Sr в основних сільськогосподарських культурах, Бк/кг; Бк/м²

Культура	Дерново-підзолисті ґрунти	Сірі лісові ґрунти	Сіроземи, каштанові, лучні	Чорно-земи
супіщані	легко- і середньо-суглинкові	важко-суглинкові
Пшениця озима (зерно)	1,0	0,6	0,3	0,4	0,2	0,1
Жито озиме (зерно)	1,0	0,6	0,3	0,4	0,2	0,1
Пшениця яра (зерно)	3,0	2,0	1,0	1,3	0,5	0,3
Овес (зерно)	6,0	3,0	1,0	2,0	1,0	0,4
Ячмінь (зерно)	5,0	3,0	1,5	1,8	0,8	0,4
Горох (зерно)		4,0	2,0	3,0	1,3	0,6
Картопля	2,6	1,7	0,8	1,0	0,3	0,1
Буряки столові		3,0	1,6	2,0	0,7	0,3
Капуста	1,2	0,6	0,3	0,4	0,2	0,1
Льон	5,0	3,0	1,5	1,8	-	-

Встановлено, що в продукції, отриманій в умовах присадибно­го господарювання, особливо в картоплі, молоці, м'ясі, вміст ¹⁸⁷Cs значно вищий, ніж у продукції, отриманій у великих товарних господарствах. Ось чому для істотного зменшення колективної дози опромінення населення слід насамперед здійснювати агро­технічні контрзаходи щодо зменшення коефіцієнтів переходу радіонуклідів, насамперед у присадибних господарствах.

Вміст радіонуклідів у ґрунтах. Вміст радіонуклідів у навколиш­ньому середовищі змінюється під впливом фізичного розпаду та екологічних факторів. Фізичний розпад ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr відбувається приблизно з однаковою швидкістю – радіоактивність їх змен­шується удвічі приблизно за 30 років.

Триває процес самодезактивації поверхневого шару ґрунтів, але швидкість його незначна. Змивання ⁹⁰Sr з поверхневим стоком становить лише 0,1–1,0 % за рік його запасу на одиницю площі, а ¹³⁷Cs не більше 0,1 % за рік.

За рахунок вертикальної міграції поверхневий шар ґрунтів очищається також повільно. Швидкість цього процесу більша на природних ландшафтах з непорушеною структурою ґрунтів. На органогенних торфових ґрунтах з невисоким вмістом фізичної глини значна частка ¹³⁷Cs перебуває в рухомій формі, здатнім пересуватися вниз за профілем ґрунтів. Екологічний період на півочищення кореневого шару ґрунту співмірний з періодом пів розпаду цезію або перевищує його, тому не слід сподіватися на швидке самоочищення ґрунту, а відтак зміну коефіцієнтів пере ходу радіонуклідів у рослини. Нині в навколишньому середовищі залишається близько 70 % ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr, що випало під час аварії.

Фактори опромінення людини. У зв'язку із забрудненням зе­мель негативна дія радіонуклідів на здоров'я людини пов'язана з дозою опромінення, зумовленою передусім внутрішнім опромінюванням за рахунок надходження радіонуклідів ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr до організ­му з продуктами харчування. Встановлено, що загальні дози від надходження радіоактивних аерозолів у легені, зовнішнього та контактного опромінення за рахунок забруднення шкіри та одягу не перевищують 20 % . Причому внесок зовнішнього опромінення на чорноземах більший, ніж на легких ґрунтах, що пов'язано з меншим нагромадженням нуклідів у рослинах і, як наслідок, меншим внутрішнім опромінюванням.

Отже, стан радіаційної небезпеки визначається насамперед інтенсивністю включення радіонуклідів у харчовий ланцюг ґрунт – рослини – продукція тваринництва. Доза, що отримується, значно різниться залежно від типу ґрунту й технологічних та екологічних умов виробництва. Оцінка дозових навантажень пра­цівників сільського господарства та жителів села забруднених територій, які постраждали внаслідок аварії на ЧАЕС, свідчить, що у структурі загальної дози головною є доза внутрішнього опро­мінення, яка становить 80 % річної дози.

За час професійної діяльності працівник отримує близько 14 % сумарної річної дози, в підсобному господарстві – 6 % дози, а інгаляційна і контактна дози становлять відповідно 0,01 та 0,6 % річної дози опромінення (Б.С.Пристер, П.П. Надточій, В.О. Кашпаров та ін., 1998).

Отже, дозу внутрішнього опромінення загалом створюють ра­діонукліди, що надходять до організму людини з продуктами харчування. Основні продукти тваринництва: моло­ко, м'ясо, м'ясопродукти формують 80–90 % дози внутріш­нього опромінення. Хліб, картопля, овочі та фрукти формують лише 8–16 % дози внутрішнього опромінення.

Істотний додаток до раціону харчування і водночас дози опромінення людини на забруднених територіях зони Полісся дає спо­живання грибів, лісових ягід, дичини. Так, на Рівненщині середня сім'я споживає 10–12 кг свіжих грибів та 3–5 кг лісових ягід на одного члена сім'ї за рік. У цьому разі 62 % дози формуються за рахунок вживання грибів і тільки 24 % – за рахунок забруднення молока та м'яса, 2,5 % – хлібопродуктів, овочів та фруктів. Тому дуже важливо мати і використовувати інформацію про радіаційну ситуацію та про екологічно чисті лісові масиви, що сприятиме зменшенню ризику споживання забруднених грибів та ягід.

Суцільний радіологічний контроль сільськогосподарських угідь виконує Державний технологічний центр охорони родючості ґрунтів Мінагрополітики України.