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 (Те). В умовах Полісся значення Те 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.