Екологічна оцінка забруднення земель різного використання Волинського і Житомирського Полісся цезієм-137

 

Таблиця 5

Зниження валового вмісту 137Сs в дерново-слабопідзолистому грунті різних угідь за 12 років (шар 0-20см) з 1 км2

Угіддя Валовий вміст 137Cs, Бк*1011 Кратність зниження 137Cs, 1986/ 1998

1986 1998

Рілля 4. 43 1. 33 3. 10  1. 90

Природні луки 4. 99 2. 6 1. 95  1. 10

Ліс 4. 99 2. 71 1. 81  0. 07

 

Порівнюючи валовий вміст 137Cs в 1 км2 в шарі 0-20 см у 1986 році зі вмістом його у 1998 році (табл. 5) видно, що найбільш суттєве зниження вмісту цезію відбулося на ріллі (3. 1 рази за 12 років). На інтенсивне зниження вмісту 137Cs у грунтах оброблюваних земель впливає ряд причин. По-перше, інтенсивне перемішування пластів грунту в результаті агротехнічного обробітку впливає на міграцію радіонуклідів вглиб і зменшення їх вмісту в верхніх шарах. По-друге, на розораних відкритих ділянках більш посилені ерозійні процеси, отже, відбувається винос радіонуклідів з вітровою ерозією. Крім того, частина радіонуклідів виноситься з врожаєм.

По-іншому протікає зниження вмісту цезію-137 на луках, де при відсутності корінного поліпшення просування радіонуклідів вглиб протікає набагато повільнішими темпами, ніж на ріллі. Також тут менші ерозійні втрати. Тому зниження вмісту цезію на луках здійснюється менше, ніж на ріллі (становить 1. 95 раз на ділянці у смт. Лугини, як видно з таблиці 5).

Ще менше знижується вміст цезію-137 у грунтах під лісом, який є своєрідною замкненою екосистемою, в якій процеси водної і вітрової ерозії майже відсутні. Вилучення радіонуклідів з рослинами в таких масштабах як на ріллі тут не відбувається. Тому зниження вмісту радіонуклідів у лісах відбувається, в основному, тільки за рахунок радіоактивного розпаду (в даному випадку вміст цезію знизився в 1. 81 рази за 12 років). Крім того, в лісі присутнє опадання забруднених гілок, хвої, листя, що спричиняє вторинне забруднення лісової підстилки.

Наші дослідження та аналіз карт Володимирецького району стосовно перерозподілу радіонуклідів між різними елементами рельєфу показали, що з часом вміст радіонуклідів підвищується на пониженях місцевості. На сьогоднішній день найбільш забрудненими є ліси, торфово-болотні та болотні землі, понижені місцевості – заплави рік, прибережна смуга озера Білого, що пояснюється наявністю водної та вітрової ерозії. Менш забрудненими є незаліснені землі – пасовища та орні землі, на яких зниження радіонуклідного забруднення найбільш відчутне.

Важливо зробити прогнозну оцінку вмісту радіонуклідів у грунтах, визначити глибину їх проникнення та швидкість самоочищення грунту. Тому нами був розрахований прогноз вмісту 137Cs на різній глибині дерново-слабопідзолистих піщаних грунтів і торфовищ низинних через 20 і 40 років після аварії (на прикладі ділянок смт. Лугини і Хочин). З прогнозів видно, що ще через 20 років після аварії як на торфових, так і на дерново-підзолистих грунтах до 20% радіонуклідів міститиметься в орному шарі і ще становитиме небезпеку для рослин. Повне очищення грунтів відбудеться не раніше, ніж через 40 років.

В п’ятому розділі “Методика екологічної оцінки безпеки проживання на забруднених територіях” наводяться оцінка сприятливості умов проживання на територіях, забруднених радіонуклідами.

В умовах радіоактивного забруднення дуже важливо провести екологічну оцінку забруднених територій, виявити більш і менш небезпечні для проживання і господарського використання ділянки. Це полегшило б подальше планування контрзаходів, визначення першочерговості їх проведення.

За основу екологічної оцінки забруднених територій, в основному, покладена щільність забруднення. Саме вона є основою для класифікації земель, ділення території на зони, встановлення режимів господарювання, проживання, використання забруднених земель. Але оцінка, основана на щільності забруднення, не є об’єктивною, якщо не враховує факторів, що впливають на міграцію радіонуклідів по трофічних ланцюгах. Так, при однаковій щільності забруднення вміст цезію в продукції може бути різним. Своєрідною з радіологічної точки зору є Рівненська область, де при невисоких щільностях забруднення спостерігаються посилені темпи міграції радіонуклідів у рослини. Тому, оцінки, виконані в перші роки після аварії, були актуальними на свій час, але на сьогоднішній день не є об’єктивними. Крім того з роками відбувається зниження вмісту цезію, темпи якого залежать від ряду факторів як природних, так і від характеру господарського використання земель. В результаті цього території з вищою щільністю забруднення можуть очиститись скоріше, ніж ті, де щільність забруднення менша.

Виходячи з того, що на різних угіддях по-різному протікає зниження вмісту радіоцезію, нами розроблена методика оцінки територій за величиною і співвідношенням площ різних угідь на них.

Нами запропонований безрозмірний коефіцієнт очищення певного угіддя від радіонуклідів (Кі). Встановлено, що кратності зниження вмісту радіонуклідів у грунтах ріллі, луків і лісу складають відповідно 3. 1, 1. 95, 1. 81 (табл. 5). Прийнявши коефіцієнт очищення для ріллі, де зниження найбільш відчутне, за одиницю, методом пропорції знайдені коефіцієнти очищення для природних луків і лісів (для дерново-слабопідзолистих піщаних грунтів)  (табл. 6) :

 

Таблиця 6

Коефіцієнти очищення різних угідь від 137Cs

Угіддя Кратність зниження Коефіцієнт очищення

Рілля 3. 1 1. 0

Угіддя Кратність зниження Коефіцієнт