Використання радіоактивно забруднених земель: проблеми та шляхи поліпшення

Размещено на http://www.allbest.ru/

УДК 332.2

МАКРОЕКОНОМІЧНІ АСПЕКТИ СУЧАСНОЇ ЕКОНОМІКИ

Використання радіоактивно забруднених земель: проблеми та шляхи поліпшення

О.В. Кустовська,

к.е.н., доцент кафедри землевпорядного проектування НУБІП України,

Х.Ф. ХАПАВА,

студентка магістратури факультету землевпорядкування НУБІП України

У статті проаналізовано сучасний стан радіаційно забруднених земель, а також прилеглих територій і водних об'єктів (зокрема, водойми-охолоджувача Чорнобильської атомної електростанції). Подані рекомендації щодо напрямів поліпшення якості ґрунтового покриву та відродження сільськогосподарського виробництва на досліджуваних територіях.

Ключові слова: радіоактивно забруднені території, ґрунти, сільськогосподарська продукція, екологічний стан.

радіаційний забруднений водний ґрунтовий

О.В. КУСТОВСКАЯ, к.з.н., доцент кафедры землеустроительного проектирования, НУБиП Украины,

Х.Ф. ХАПАВА, студентка магистратуры факультета землеустройства, НУБиП Украины

Использование радиоактивно загрязненных земель: проблемы и пути улуч0ения

В статье проанализировано современное состояние радиационно загрязненных земель, а также прилегающих территорий и водных объектов (в том числе водоема-охладителя Чернобыльской атомной электростанции). Даны рекомендации по направлениям улучшения качества почвенного покрова и возрождения сельскохозяйственного производства на исследуемых территориях.

Ключевые слова: радиоактивно загрязненные территории, почвы, сельскохозяйственная продукция, экологическое состояние.

O. KUSTOVSKA,

PhD, associate professor, Department of Land Management NUBiP Ukraine

H. HAPAVA,

f student of Magistracy of the Faculty of Land Management NUBiP

Using radioactively contaminated land: problems and ways to improve

The article analyzes the current state of contaminated land and adjacent areas and water bodies. The recommendations on areas of improvement of the quality of soil cover and the revival of agricultural production in the study area.

Keywords: contaminated site, soil, agricultural products, environmental condition.

Постановка проблеми. Після Чорнобильської катастрофи в Україні як критерій радіаційної небезпеки використовували такий показник, як щільність забруднення ґрунту радіонуклідами замість загальноприйнятого в усьому світі показника - дози опромінення людини. Це призвело до помилкових оцінок і, як наслідок, до підвищеного забруднення сільськогосподарської сировини та продуктів харчування навіть на віддалених від епіцентру вибуху та «благополучних» щодо радіоактивного забруднення територіях. Насамперед це стосується Волинської, Житомирської, Рівненської, Чернігівської областей та інших регіонів України, які тільки з 1988 року були віднесені до радіоактивно забруднених. Саме з того часу на їхніх територіях було розпочато проведення контрзаходів для зменшення рівнів забруднення земель і сільськогосподарської продукції.

Головна небезпека накопичення рослинами радіонуклідів криється в тому, що вони є основною ланкою міграційного ланцюга на шляху передачі радіонуклідів більш радіочутливим видам живих організмів і, насамперед, людині. Отже, радіаційний стан визначається передусім інтенсивністю введення радіонуклідів у харчовий ланцюг «ґрунт - рослини - тварини», яка значно змінюється залежно від грунтово-екологічних умов. У цьому зв'язку сільськогосподарська діяльність і технологія виробництва продукції набувають вирішального значення.

Період після аварії на ЧАЕС достатній для осмислення не тільки масштабності цієї біди, що позначилась на долях мільйонів людей та країни в цілому і спричинила колосальні фінансові витрати, а й реальної ефективності вжитих заходів для пом'якшення наслідків катастрофи, насамперед, безпеки здоров'я і життя населення. Проблема настільки очевидна та нагальна, що потребує системного вивчення, комплексного узагальнення і обґрунтування оптимістичної перспективи відродження регіонів уражених Чорнобильською аварією. Одним із найбільш згубних екологічних наслідків аварії на ЧАЕС стало радіоактивне забруднення сільськогосподарських угідь, яке визначило в кінцевій стадії надходження радіонуклідів в організм людини і подальше його опромінення. З цих та ряду інших причин зазначену техногенну катастрофу в історії людства вчені розглядають як «аграрну аварію».

Аналіз досліджень та публікацій з проблеми. Вітчизняними дослідниками різних галузей науки опубліковано з цього приводу значну кількість фундаментальних наукових праць. Вагоме наукове і практичне значення мають дослідження В.Д. Гладуша, Д.М. Гродзинського, Б.М. Данилишина, С.І. Пирожкова, Б.С. Пристера, К.М. Ситника, В.М. Трегобчука та ін. Але останнім часом саме в аграрній економічній науці з'явилися нові концептуальні підходи до відродження виробництва на радіоактивно забруднених територіях В.Г. Андрійчук, О.М. Бородіна, М.Ф. Кропивко, І.В. Прокопа, П.Т. Саблук, В.П. Ситник, М.П. Сахацький, В.В. Юрчишин та ін.

Підстав і можливостей науково обґрунтованого вирішення проблеми збільшилося. Проте ситуація, що склалася в регіонах, ще не досліджувалася системно з урахуванням сучасних складних соціально-економічних процесів і явищ, викликаних посиленим екологічним навантаженням на земельні ресурси.

Мета статті - оцінка сучасного стану радіаційно забруднених земель і обґрунтування шляхів поліпшення якості ґрунтового покриву та відродження сільськогосподарського виробництва на досліджуваній території.

Виклад основного матеріалу. Вигідне фізико-географічне та економічне розташування, розгалужена мережа шляхів сполучення, багаті природні ресурси, інтенсифікація аграрної сфери сприяють життєвій та господарській діяльності, розвитку різних галузей економіки Житомирської області.

В області є 23 адміністративні райони, в тому числі 9, які постраждали повністю або частково опинилися в регіоні радіоактивного забруднення внаслідок аварії на ЧАЕС: Володар-Волинський, Ємільчинський, Коростенський, Лугинський, Малинський, Народицький, Новоград-Волинський, Овруцький та Олевський. На даний момент ми будемо розглядати шість районів із дев'яти, які зазнали найбільшого забруднення. Аварія на ЧАЕС завдала надзвичайно велику екологічну та економічну шкоду Житомирській області. По рівню забруднення радіонуклідами цезій-137 (Cs-137) і стронцій-90 (Sr-90) область належить до найбільш по- страждалих регіонів України [4].

Обстеження, що проводились у 1986-1993 роках показали, що 977 тис. га території області опинились у зоні забруднення радіоцезієм, який є основною складовою радіоактивного забруднення: від 1 до 5 Кі/км2 - 767 тис. га; від 5 до 15 Кі/км2 - 152 тис. га; понад 15 Кі/км2 - 58 тис. га.

Забруднена територія районів порівняно з площею області становить 53,8% або 1609 тис. га, з яких площа лісів - 74,4% становить 776 тис. га. Виведено із обороту 63,6 тис. га сільськогосподарських угідь. Щільність забруднення території Житомирської області в порядку зростання небезпечності: до 1 Кі/км2 -78%, від 1 до 5 - 18, від 5 до 15 - 3, більше 15 - 1% території [4]. Забрудненість території інших областей складає: Київська - 24%, Рівненська і Волинська- 5-6%,Чернігівська - до 5%, Черкаська область - до 3%.

Сучасний стан радіологічної обстановки на території Житомирської області визначається рядом факторів: радіонуклідним складом випадань, часом після аварії на ЧАЕС, геохімічними умовами міграції радіонуклідів у природних та штучних екосистемах регіону тощо. Житомирська область знаходиться в межах західного сліду Чорнобильських випадань радіонуклідів. На згаданій території нині переважають за активністю два довгоживучі радіонукліди - Cs-137 та Sr- 90, які випали первинно в складі переважно конденсаційної форми, найбільш доступної для надходження до рослин. Ці радіонукліди відзначаються високою біологічною рухливістю і відносяться до довгоживучих, період піврозпаду яких складає, відповідно, 28,6 і 30,0 років. Апе із часом Cs-137 поступово фіксується фізико-хімічним шляхом на частинках твердої фази ґрунтів і нині відбувається процес його «старіння» - зменшення доступності для кореневого живлення рослин. Саме тому за 16 років після аварії на ЧАЕС питома активність Cs-137 у рослинах суттєво зменшилась (у 2-3 рази без застосування контрзаходів). У той же час, Sr-90, який перебуває переважно в обмінній (доступній для рослин) формі, практично дуже мало зв'язується у ґрунті. Цей радіонуклід нині інтенсивно надходить до рослин. На сучасному етапі спостерігається тенденція підвищення біологічної небезпеки від Sr-90, який у 40 разів біологічно токсичніший, ніж Cs-137. Економічною особливістю виробництва сільськогосподарської продукції в регіоні є недостатнє працезабезпечення, трансформація землекористування, порушення виробничо-економічних зв'язків, структури сільськогосподарського виробництва, зміни натурально-вартісного складу товарної продукції, реформування організаційної структури аграрного виробництва та ін. Радіаційне забруднення регіону забруднення характеризується значною плямистістю території з низькими рівнями, які перемежовуються з ділянками із «піковими» показниками забруднення.

Спостереженнями за станом ґрунтів, проведеними лабораторією держуправління екологічної безпеки в Житомирській області, виявлено 80 випадків перевищення ГДК із 283 проб за вмістом не лише радіоактивних елементів, а й міді, цинку, нікелю, хрому, кобальту та нафтопродуктів. У цілому, радіаційного забруднення зазнала територія в 13 тис. км2, це майже половина Житомирської області і в основному це поліська зона. Внаслідок аварії на ЧАЕС найбільш виражений радіоактивний слід простежується в північних районах області, що межують з Білоруссю: а саме - Народицький, Овруцький та частина Лугинського і Коростенського районів. В інших 5 районах щільність забруднення ґрунту значно нижча. Так, згідно з постановою Кабінету Міністрів України до зони радіаційного забруднення віднесено половину території області, з якої третина сільськогосподарські угіддя і майже стільки ж орні землі. Лише забруднені ліси становлять понад 200 тис. га. Рівень забруднення сільськогосподарських угідь Cs-137 від 5 до 15 Кі/км2 спостерігається в районах: Народицькому - 35,3%, Коростенському - 14,6, Лугинському - 13,0 та Овруцькому - 7,6%. Забруднення території Cs-137 понад 15 Кі/км2 мають 10 населених пункти [4].

Щодо Волинської області, то лише за трьома волинськими селами Галузія, Серхів, Велика Яблунька Маневицького району пропонується залишити статус радіоактивно забруднених. Результати досліджень, проведених радіоекологами районних управлінь агропромислового розвитку щодо забруднення продукції в першому півріччі 2013 року, показали, що у взятих пробах виявлено «забруднене» молоко в любешівських селах Лобна, Віл, Заріка, Березна Воля та значне перевищення - в грибах та сухих ягодах у Клітицьку Камінь- Каширського району.

Спеціалісти із захопленням розповідають, як всесторонньо підійшли до введення радіоактивно забруднених земель у сільськогосподарське використання в Білорусі. У наших сусідів відразу було складено план реабілітації земель і водночас соціально-економічного розвитку. На це виділялись величезні кошти. Землю обстежували і визначали контрзаходи. Через рік проводили контрольні дослідження і якщо продукція була без радіонуклідів, знімали зону. Якщо санепідем-служба виявляла протягом року пробу молока із завищенням Cs-137 (норма - 100 беккерель на літр), тут же ситуацію розслідували, виділялися кошти на створення культурного пасовища. Стверджують, що вже десять років засівають колишні забруднені землі й одержують «чисту» продукцію. Але чому керівники не побували хоча б у прикордонних районах Білорусі і не вивчили досвід? Хоча у нас немає грошей навіть на обстеження земель для того, щоб з'ясувати, що ж змінилося порівняно з 90-ми роками. Уже не кажучи про необхідність виділення коштів на відродження і розвиток цих регіонів, будівництво об'єктів інфраструктури тощо [1].

Водними ресурсами річок басейну Дніпра та його водосховищ користується близько 30 млн. мешканців України, що надає значної ваги оцінкам вмісту радіонуклідів у поверхневих водах. Водосховища Дніпровського каскаду початково були забруднені за рахунок радіоактивних аерозолів, що осіли на водну поверхню, і за рахунок постачання із річковим притоком води. В процесі транспорту з дніпровськими водами радіонукліди, що надходили із річковим стоком, частково перерозподілялися в системі між водними масами і дном, як результат їх седиментації у донних відкладах. Процес виведення радіоцезію із водних мас у донні відклади й їх геохімічна фіксація стали основним фактором самоочищення водної системи і причиною того, що Cs-137, який надходив у водосховища з водами річок, практично не досягав Чорного моря. Домінуючими радіонуклідами у водних масах водосховища з плином часу став Sr-90, а із спектру чорнобильських радіонуклідів у донних відкладах переважає Cs-137. Завдяки активним процесам седиментації тільки незначна кількість Cs-137, що надходить у водні маси, потрапляє до водосховищ нижньої течії Дніпра, а рівні забруднення, наприклад Каховського водосховища, у 2004-2007 роках практично повернулися до рівнів, що спостерігалися до аварії на ЧАЕС у 1986 році (до 5 Бк/куб. м). У той же час концентрації Sr-90 зменшуються по довжині дніпровської водної системи на відстані від зони ЧАЕС всього удвічі (до 30-50 Бк/м3), переважно за рахунок розбавлення чистими притоками і досягають Чорного моря без суттєвого накопичення у донних відкладах. Сьогодні вміст Cs-137 та Sr-90 у поверхневих водах України (за винятком зони відчуження) у десятки разів менший за допустимий рівень вмісту цих радіонуклідів для питної води (2 Бк/л за ДР-2006). Щорічне зменшення кількості радіонуклідів за рахунок природного змиву з поверхні забруднених ґрунтів виявилися не значними, а саме - від кількох десятих до 1% загальної кількості радіоактивності в басейнах річок. На більшості водозборів України, де ґрунти переважно складаються із мінеральних часток, коефіцієнти змиву Cs-137 складали 1-5 Ч10-2 м -1. Коефіцієнти змиву Sr-90 з тих же територій спостерігалися у 3-5 разів більшим ніж для радіоцезію, але також не перевищував верхню межу - 0.1 м-1. Саме тому процеси природного сніготанення і дощі за майже 20 років після аварії несуттєво зменшили загальну кількість радіонуклідів на водозбірних територіях, а також не призвели до помітного вторинного забруднення водних систем [4].

Ще одна загроза - водойма-охолоджувач Чорнобильської АЕС (далі ВО ЧАЕС), що було споруджено шляхом створення захисної штучної греблі на заплавній території р. Прип'ять. Його площа становить близько 22,9 кв. км. Об'єм води водойми-охолоджувача величиною 151,2 млн. куб. м було розраховано для охолодження чотирьох блоків ЧАЕС у режимі вироблення електроенергії. Підтримання нормального проектного рівня (НПР) води 111,00 ± 0,5 мБС здійснюється за допомогою насосної станції підживлення (БНС-3). Насосна станція закачує воду з р. Прип'ять, меженний рівень якої нижчий за НПР ВО приблизно на 7 м, у кількості 116-128 млн. куб. м на рік залежно від об'ємів інфільтраційних втрат води. Щорічні витрати на підтримання належного технічного стану греблі ВО і роботу насосів БНС- 3 станом на 2011 р. становлять 4,5-4,8 млн. грн. [2].

Припинення вироблення енергії на ЧАЕС, а також вивантаження ядерного палива дозволили вивести з експлуатації велику частину теплообмінного устаткування, функціонування якого вимагало подачі води для охолоджування. Поступово істотно скоротився об'єм водоспоживання і для інших потреб ЧАЕС. Тому нині кількість води у ВО набагато перевищує потреби ЧАЕС, водночас витрати на експлуатацію ВО (підтримання НПР) залишаються незмінними. Підтримувати рівень води у ВО на позначці НПР потрібно через те, що насосне устаткування, яке подає воду до системи технічного водопостачання та пожежогасіння ЧАЕС, неспроможне працювати, якщо рівень води у підвідному каналі спаде більше ніж на 1 м нижче рівня НПР. 2012 року було розпочато будівельні роботи зі створення водойми технічної води (у межах підвідного і відвідного каналів), яке призначене для водо забезпечення ЧАЕС з урахуванням її нинішніх і майбутніх потреб. Ця водойма замінить ВО і забезпечить підтримання потрібного для станційних водозаборів рівня води [5].

Радіоактивне забруднення ВО є наслідком природних процесів перерозподілу між водною товщею і донними відкладами радіонуклідів, які потрапили до водойми внаслідок аварії 1986 року різними шляхами: випадіння з атмосфери на водне дзеркало, скиди з головного контуру аварійного реактора та інших систем технічного забезпечення станції, надходження через промислово-зливову каналізацію у ході ліквідації наслідків аварії і дезактивації ЧАЕС. Після розпаду короткоживучих радіонуклідів основними дозоутворюючими нуклідами у воді ВО ЧАЕС залишаються Cs-137 та Sr-90. За 1987-2010 роки середньорічні концентрації цих радіонуклідів у водній товщі зменшилися майже на два порядки і становлять 1,5 Бк/л (Cs-137) і 1,9Бк/л^г-90) [2].

Найзабрудненішою компонентою екосистеми ВО, яка характеризується вкрай нерівномірною (плямистою) структурою, є донні відклади. До 80% від сумарного запасу радіонуклідів Cs-137 та Sr-90 у донних відкладах зосереджено на глибинах понад 7,5 м (межі старого русла р. Прип'ять і заплавних озер). Очікується, що у випадку осушення ВО близько 30% від загальної площі ВО залишиться під водою новоутворених водойм, на дні яких буде сконцентровано до 80-90% чорнобильських радіонуклідів [2].

На державному рівні шляхи поводження з ВО знайшли своє відображення у «Загальнодержавній програмі зняття з експлуатації Чорнобильської АЕС і перетворення об'єкта на екологічно безпечну систему». 2012 року на стадії підготовки техніко-економічного обґрунтування (ТЕО) виведення з експлуатації ВО ЧАЕС виникла необхідність комплексно оцінити альтернативні сценарії поводження з ВО, порівняти позитивні і негативні наслідки їх реалізації.

Думки експертів істотно розбігаються в оцінці ступеня прийнятності альтернативних варіантів та ваги окремих груп критеріїв у підсумковій оцінці того чи іншого варіанту діяльності. Це вплинуло передусім на величину розбіжності між середнім арифметичним значенням та медіаною за нормальним законом розподілу оцінок. Критерії у підсумковій оцінці з точністю до 15% можна розташувати за їхньою вагою у такому порядку: економічні > радіаційні > регуляторні > техногенні > загально екологічні, соціальні. Суттєві розбіжності в оцінці експертами ролі двох останніх груп критеріїв не дозволяють точніше визначити їхнє місце у загальному переліку. Отримані дані переконливо свідчать про те, що економічні та радіаційні критерії мають найбільшу вагу у визначенні стратегії подальшого поводження з ВО ЧАЕС [2].

Таким чином, найприйнятнішим за встановленими групами критеріїв є сценарій поетапного спуску води з водойми- охолоджувача з коригуванням режиму і здійсненням реабілітаційних заходів на осушених ділянках дна. Дослідження зважених оцінок експертів також виявило, що безперервний пасивний спуск води має більше переваг порівняно зі збереженням статус-кво водойми-охолоджувача.

У Волинській області радіоактивно забрудненими були майже всі основні продукти харчування. Торфово-болотні ґрунти Волинської зони Українського Полісся мають коефіцієнт переходу Cs-137 з ґрунту у рослини у 30-100 разів вищий, ніж на орних мінеральних ґрунтах. Тому у трьох районах області, які найбільше постраждали внаслідок катастрофи, внесок внутрішнього опромінення у сумарну дозу у різні періоди коливався від 69 до 94%, а у 2001-2005 роках сягав 88-92% через суттєве зниження після 2000 року агромеліоративних контрзаходів та забезпечення населення радіоактивно чистими продуктами харчування [7]. Протягом останнього десятиріччя обсяги заходів, спрямованих на отримання радіоактивно чистої продукції, були меншими від потреби на 10%. В Україні вони були значно меншими, ніж у Росії і Білорусі. Через це в Україні ще декілька років тому у десятках населених пунктів дози опромінення населення сягали або перевищували 5мЗв/рік-1. Донині ще у багатьох з них річна доза опромінення населення перевищує допустимий національний критерій 1 мЗв. Після 1994 року їхня кількість змінюється дуже повільно. Зменшення рівнів радіоактивності об'єктів довкілля ї доз опромінення уповільнився через відсутність контрзаходів і зумовлюється переважно з процесами природної реабілітації. На жаль, в Україні ще й досі не досягнуто повсюдного отримання молока, яке б відповідало вимогам ДР-2006 щодо вмісту Cs-137 [6].

Ґрунтовий покрив Чернігівської області дуже складний, що обумовлено його природою й антропогенною еволюцією. Чернігівське Полісся відрізняється від інших геоморфологічних районів Українського Полісся рядом особливостей, найголовніші з них: широкий розвиток лесових островів з ерозійними формами рельєфу; великі річкові долини Дніпра й Десни з широкими акумулятивними рівнями; значне поширення реліктових долин; наявність карстових форм рельєфу, які зумовлюють строкату структуру ґрунтового покриву.

Стан ґрунтового покриву області значно погіршився після аварії на Чорнобильській АЕС. Із 8,4 млн. га забруднених сільськогосподарських територій в 11 областях України, 1836,7 тис. га знаходиться в 22 районах Чернігівської області. За ступенем забруднення сільськогосподарських угідь радіоцезієм виділяється дві зони - придніпровська (Козелецький, Ріпкинський, Чернігівський райони) та північно- східна в складі Семенівського, Сосницького, Корюківського, Новгород-Сіверського районів [3].

Серед ґрунтів забруднених зон вказаних районів найбільшу питому вагу мають дерново-підзолисті (43,6%), які відзначаються низьким рівнем родючості, підвищеною кислотністю і високою мобільністю радіонуклідів. 33.0% сільгоспугідь забруднених районів займають сірі лісові та дернові ґрунти з вмістом гумусу 1,31-2,37%, слабокислою або близькою до нейтральної кислотністю, з досить високою мобільністю радіонуклідів. Торфо-болотні ґрунти та торфовища (8,8%) характеризуються коливанням реакції ґрунтового розчину від кислої (рН 4,7) до лужної (рН 7,8) і дуже високою мобільністю радіонуклідів. Мобільність переходу радіонуклідів з ґрунту в рослини характерна (за спадним принципом) для торфовищ, торфо-болотних ґрунтів, дерново-підзолистих, сірих лісових, темно-сірих, чорноземів.

Сучасний стан ґрунтового покриву області можна характеризувати таким, що знаходиться на грані екологічної катастрофи. Подібна ситуація обумовлює систему загальнодержавних і регіональних заходів по використанню забруднених земель. Дана проблема має, як мінімум, два основних аспекти. Перший: економічний механізм регулювання земельних відносин побудований на використанні показників бонітування ґрунтів і економічної оцінки земель. Бонітування ґрунтів, яке проводилось через сім років після аварії на ЧАЕС не відобразило забрудненості земельних ресурсів. Забрудненість земель також не враховувалась при проведенні економічної оцінки земель, показники якої виступають основою грошової оцінки земель - бази платності землекористування [3].

Отже, незважаючи на те, що обидва тури земельнооціночних робіт проведені після аварії на ЧАЕС, фактично забрудненість не врахована ні в показниках бонітування ґрунтів, ні в показниках економічної оцінки земель. Як результат цього, на забруднених землях з вищою грошовою оцінкою, агроформуванням необхідно платити більший фіксований сільськогосподарський податок і вищу орендну плату в порівнянні з товаровиробниками, які господарюють на екологічно чистих ґрунтах, з нижчою грошовою оцінкою земель. Формування ринку земель ускладнює дану проблему. Подібна ситуація потребує обов'язкового оновлення оціночних даних з метою відображення в показниках оцінки земель фактичного стану забрудненості ґрунтів.

Другий аспект: із сільськогосподарського використання на території Чернігівщини виведено тільки 750 га природних кормових угідь у заплаві річки Дніпро, де щільність забруднення ґрунтів радіоцезієм досягала 4218 кБк/м (114 Кі/ км), радіостронцієм - 666 кБк/м (18 Кі/км) [3]. Причому після повторного обслідування площа виведених земель в декілька разів скоротилась. На решті території, яка зазнала радіоактивного забруднення, ведеться сільськогосподарське виробництво, що обумовлює застосування системи заходів з метою максимального зменшення переходу радіонуклідів із ґрунту в рослини. Причому площа ґрунтів, забруднених Sr-90 зростає і за окремими прогнозами фахівців збільшиться майже на 20%. Це при тому, що в 2000 році молоко з 26 населених пунктів області було непридатним (за вмістом шкідливих речовин) для вживання.

Висновки

Практично цілковите призупинення контрзаходів та забезпечення радіоактивно чистими продуктами харчування зумовили зростання обсягів споживання забруднених харчових продуктів місцевого виробництва, збільшення кількості осіб з перевищенням дози внутрішнього опромінення і погіршення стану здоров'я мешканців радіоактивно забруднених територій.

На прикладі Волинської області бачимо, що наслідки катастрофи ще не ліквідовано і потребують вживання заходів радіологічного захисту, насамперед призупинення внутрішнього опромінення через споживання продуктів харчування місцевого виробництва.

Враховуючи можливі економічні, радіаційні, регуляторні, техногенні, загальноекологічні та соціальні аспекти діяльності, найдоцільнішим варто вважати виведення з експлуатації водойми-водоохолоджувача за умови поетапного зниження рівня води з коригуванням режиму і здійсненням реабілітаційних заходів на осушених і прилеглих ділянках.

Основною складовою механізму використання забруднених земель становлять агротехнічні заходи (розміщення культур у залежності від здатності нагромаджувати радіонукліди, обробіток ґрунту), агрохімічні заходи (вапнування кислих ґрунтів, застосування мінеральних та органічних добрив) та використання сорбентів, зміна режиму годівлі тварин та технологічної переробки продукції тваринництва для зниження вмісту радіонуклідів. Безумовно вказаний перелік заходів далеко не повний, це тільки основні, які вимагають обов'язкового впровадження у сільськогосподарське виробництво.

Серед заходів реабілітації забруднених територій провідне місце належить докорінному поліпшенню луків і пасовищ, що в свою чергу потребує значної кількості насіння злакових і бобових трав. Практика засвідчує, що на кожні 100 га посівів трав необхідно мати 10-15 га насінників. У процесі дослідження вивчено організацію і ефективність виробництва насіння трав у ТОВ «Житомирнасінтрав». Аналіз економічної ефективності вирощування їх насінників, у тому числі в радіозабрудненому регіоні свідчить, що навіть на малородючих поліських ґрунтах при низькій урожайності насіння господарства мають вагомі прибутки.

На ґрунтах з підвищеною кислотністю найбільш поширеним і доступним заходом зменшення накопичення радіонуклідів в продукції є вапнування, яке не тільки знижує накопичення радіонуклідів в урожаї сільськогосподарських культур, а й підвищує родючість ґрунтів, збільшує врожаї і сприяє розбавленню радіонуклідів на одиницю маси рослинницької продукції.

Тільки комплексне застосування диференційованих шляхів використання забруднених земель дозволить у певній мірі поліпшити екологічну ситуацію на території досліджуваних об'єктів.

Список використаних джерел

1. А експерти гарантують безпеку [Електрон. ресурс]. - Режим доступу: iportal.rada.gov.ua/uploads/.../29168.doc

2. Краснов В.О. Визначення оптимальної стратегії поводження з водоймою-охолоджувачем ЧАЕС за результатами опитування експертів / В.О. Краснов, О.В. Михайлов, О.С. Антропов // Довкілля та здоров'я. - 2013. - №4(67). - С. 41-45.

3. Москаленко М.А. Шляхи використання радіоактивно забруднених грунтів / М.А. Москаленко [Електрон. ресурс]. - Режим доступу: 77.121.11.22./ecolib/6/3.doc

4. Радіаційне забруднення території Житомирської області [Електрон. ресурс]. - Режим доступу: ua.textreferat.com/referat-2313-1.html

5. Стан радіаційної безпеки в Україні як лімітуючий чинник подальшого розвитку ядерних і радіаційних технологій / А.М. Сердюк, І.П. Лось, Т.О. Павленко, В.В. Вороненко // Ядерні та радіаційні технології в Україні: можливості, стан і проблеми впровадження: зб. наук, статей / [за заг. ред. В. Горбуліна]. - К.: ДП «НВЦ Пріоритети», 2011. - С. 95-103.

6. Хоменко І.М. Дози внутрішнього опромінення та стан здоров'я населення радіоактивно забруднених внаслідок чорнобильської катастрофи територій Волині / І.М. Хоменко // Довкілля та здоров'я.2013. - №4(67). - С. 36-40.

7. Хоменко І.М. Гігієнічна оцінка радіоактивного забруднення продуктів харчування та стану й ефективності забезпечення населення радіоактивно забруднених територій чистими продуктами харчування / І.М. Хоменко // Медичні перспективи. - 2011. - №2.С. 118-123.

Размещено на Allbest.ru