CC BY
13
НЛТУ
УКРЛ1НИ
t ,
Hl/IUB
Науковий bIch и к НЛТУУкраТни Scientific Bulletin of UNFU
http://nv.nltu.edu.ua https://doi.org/10.15421/40280109 Article received 09.02.2018 р. Article accepted 28.02.2018 р.
УДК 631.95:539:1.04
ISSN 1994-7836 (print) ISSN 2519-2477 (online)
[^1 Correspondence author O. V. Drebot o_drebot@ukr.net
О. В. Дребот, А. П. Кудрик, О. П. Лук'яненко, О. В. Зубова
Житомирський нацюнальний агроекологiчний унiверситет, м. Житомир, Украта
ВИКОРИСТАННЯ СЫЬСЬКОГОСПОДАРСЬКИХ УГ1ДЬ, ЗАБРУДНЕНИХ РАД1ОНУКЛ1ДАМИ, НА ОСНОВ1 ЕКОЛОГО-ЛАНДШАФТНОГО П1ДХОДУ
Проанаизовано сучасш свiтовi лiтературнi джерела, що висв^люють питання радюекологп, зроблено висновок щодо ак-туальностi питання узагальнення результата дослщжень, якi здiйснили ученi в межах упдь, забруднених радюнуклщами, у рiзних крашах свiту для формування стратеги розвитку таких територiй. Дослщження проведено в межах землекористуван-ня, сформованого внаслiдок оренди земельних часток (па'в), що розташованi на територп Сингшвсько'' сшьсько'' ради Ко-ростенського р-ну Житомирсько'' обл. Вивчено характер Грунтового покриву та щшьшсть його забруднення в межах сшьсь-когосподарських упдь. Встановлено, що Грунтовий покрив представлений здебшьшого дерново-пiдзолистими глейовими та дерновими глибокими глейовими Грунтовими вщмшами. Виявлено, що структура Грунтового покриву територп дуже стро-ката та дрiбноконтурна. Загальна кiлькiсть Грунтових контурiв 226. Площа Грунтових контурiв змшюеться вiд 0,4 до 72,7 га. Межi Грунтових контурiв мають досить складну видовжену хвилясту конфiгурацiю. Доведено, що характер та щшьшсть забруднення площ сшьськогосподарських угiдь е складними для оргашзацп територп землекористування, яка забезпечуе ви-рощування рослинницько'' продукцп з допустимим вмiстом радiонуклiдiв. Також встановлено, що в штенсивному сшьсько-господарському використаннi знаходяться площi орних земель та кормових упдь, рiвень забруднення яких Cs137 бiльше 15 Ю/км2. Зроблено висновок щодо необхщноси врахування характеру Грунтового покриву та щшьноси його забруднення пiд час землеустрою забруднених радiонуклiдами територiй.
Кл^чов^ слова: землеустрш; сiльськогосподарськi упддя; щшьшсть забруднення; радюнуклщи.
Вступ. Результати CTMno3iyMy, оргашзованого Мiж-народним союзом радюеколопв у листопaдi 2015 р., сввдчать про aктyaльнiсть питання щодо впливу рaдiaцil на екосистеми та зростання iнтересy до розробки еколо-пчно! рaдiaцiйноl зaхищеностi населення. У доповвдях симпозiyмy наголошено на тому, що дослвдження, про-веденi в рiзних лабораторних i польових умовах, покра-щили знання про вплив юшзуючого випромiнювaння на навколишне середовище. Проте результати таких дослвджень iнодi виявляються суперечливими та юну-ють розбiжностi щодо нaслiдкiв забруднення та оцшкп ризик1в використання забруднених yгiдь. Тому поставлено питання щодо виявлення розбiжностей в штерпре-тацп результапв дослiджень, проведених на рaдiaцiйно забруднених територшх, та 1'х узагальнення, необхщно-го для яшсно! оцiнки стану забруднених територш та продукцп', вирощено! на них, а також для ефективного захисту вщ рaдiaцiйного впливу на екосистеми (Brechignac, et al., 2016).
Ситyaцiя щодо радюнуклщно! загрози послаб-люеться, тривае процес самодезактивацп поверхневого шару грyнтiв, але швидшсть його незначна. Дослвджен-
ня вчених доводять, що щшьшсть забруднення площ упдь та р1вень забруднення сшьськогосподарсько! продукцп радюнуклщами залишаеться високим. Загальна площа забруднених земель становить 7,4 млн га, зокре-ма, в Жигомирськш обл. - 326,8 тис. га, з них щшьтс-тю менше 5 Ю/км2 - 84 %, 5-15 К1/км2 - 13 %, бшьше 15 Ю/км2 - 3 %. У зош забруднення розташоваш 734 населеш пункта та 9 адшшстративних райошв. Найбшьший р1вень забруднення юнуе в Народницько-му, Овруцькому, Олевському, Лугинському, Корос-тенському, £мшьчинському р-нах. У деяких господар-ствах забруднешсть С8137 сягае 40 Ю/км2. На забруднених територ1ях ведеться сшьськогосподарське вироб-ництво та вирощування продукцп рослинництва. Як1сь продукцп не контролюеться з боку держави, що загро-жуе здоров'ю споживача. Дослщження Л. Д. Романчук показали, що найнебезпечшшими е продукта харчуван-ня, вирощеш у домашшх господарствах села Виступо-вич1 Овруцького р-ну та сш Лозниця 1 Христишвка На-родицького р-ну. Вм1ст радюнуклщв 1з з1брано! у цих господарствах продукцп рослинництва значно переви-щував допустим1 норми. При цьому вивчено вм1ст
1нформащя про aBTopiB:
Дребот Оксана Володимирiвнa, канд. с.-г. наук, доцент, в.о. завщувача кафедри геодезп та землеустрою. Email: o_drebot@ukr.net
Кудрик Анатолш Порфирович, канд. с.-г. наук, доцент кафедри геодезп та землеустрою. Email: zem_kudryk@ukr.net Лук'яненко Олекай Петрович, асистент кафедри геодезп та землеустрою. Email: oleksiy2014@meta.ua Зубова Олена Володимир!вна, асистент кафедри геодезп та землеустрою. Email: olenalis@ukr.net
Цитування за ДСТУ: Дребот О. В., Кудрик А. П., Лук'яненко О. П., Зубова О. В. Використання сшьськогосподарських упдь, забруднених радюнуклщами, на основi еколого-ландшафтного тдходу. Науковий вкник НЛТУ УкраТни. 2018, т. 28, № 1. С. 46-50. Citation APA: Drebot, O. V., Kudryk, A. P., Luk'yanenko, O. P., & Zubova, O. V. (2018). Use of Agricultural Land Contaminated With Radionuclides Based on Ecological and Landscape Approach. Scientific Bulletin of UNFU, 28(1), 46-50. https://doi.org/10.15421/40280109
Cs137 у продукцп рослинництва: бульби картопл^ бiла капуста, помвдори, столовi буряки, морква, цибуля, бо-би, вiвсянi зерна, кукурудзянi зерна (Suchara, et al.,
2016). Внаслвдок цих же дослвджень проаналiзовано к1льк1сть радiонуклiдiв та iнтенсивнiсть !х акумуляцп на стадп перiоду напiврозпаду, та оцiнено радюеколо-гiчну ситуацiю в межах швшчного Полiсся Украши, що залишаеться складною стосовно радiацшноl безпеки сшьськогосподарсько1 продукцп (Romanchuk, Fedonuk & Khant, 2017).
Огляд свiтових лiтературних джерел, у яких висвгг-лено питання переходу радюцезш i3 грунту в рослини, показав, що найбшьше дослiдiв у межах Полюся провели саме украшсьш та росiйськi вченi. Цю проблематику також порушено у працях свiтових вчених радюеколо-гiв, яш рiдко вiдокремлюють проблему забруднення земель навколо Чорнобиля та Хiросiми. Наприклад, дос-лвдження японських вчених спрямоваш переважно на вивчення забруднення вод узбережжя та поведшки по-лютантiв у грунтах пiсля сильних злив (Sakuma, et al.,
2017).
Шдвищена небезпека радiоактивного забруднення довк1лля на Полюй пов'язана з тим, що грунти мають низький вмiст доступного рослинам калш, пiдвищену кислотнiсть, низький вмют гумусу та вбирних основ, що ютотно сприяе нагромадженню радюнуклщв у сiльськогосподарськiй продукцп (Suchara, et al., 2016). Вчеш наголошують на залежносп мiж поведiнкою радь онуклща та фiзико-хiмiчними властивостями грунтiв. Серед них передуам характеризуються гранулометрич-ний склад, оргашчна речовина, електропровiднiсть та рiвень кислотностi грунту. Також важливим е ощню-вання впливу рельефу, рослинного покриву, викорис-тання земель, типу грунту на миращю радюнуклщв (Mesrar, et al., 2017). За результатами дослвджень руху радiонуклiдiв по профiлю грунту встановлено, що в профш пiщаних грунтiв цезiй спостерпаеться дальше по профiлю, нiж у глейових (Olondo, et al., 2017). Також ввдомо, що органiчна речовина грунту - ключовий фактор переходу радюнуклщв у рослини (Almahayni, 2014; Nihei, et al., 2016; Unno, et al., 2017; Win, et al., 2016). Для кращого розумiння мпраци радiонуклiдiв у навко-лишньому середовищi вченi провели довгорiчнi спосте-реження за концентрацiею Cs137 та Sr90 у грунтi i травос-то! пасовищ, як1 доводять, що у подiбних умовах строн-цiй швидше передаеться з грунту в рослини, шж Cs137. Це пояснюють сильною фiксацiею цезiю у грунтах. При цьому спостерпають вищу концентрацiю стронцiю у стеблах травостою пасовищ на грунтах з нижчими кон-центрацiями Ca, i навпаки (Corcho-Alvarado, et al., 2016).
Важливе значення мають дослiдження щодо визна-чення коефiцiентiв переходу радюнуклщв у фиомасу дикорослих видiв деревно1 та трав'яно1 рослинностi, ре-зультати яких показали найвищi рiвнi накопичення Cs137 у багаторiчних трав'яних рослинах i листяних деревах (Sugiura, et al., 2016). Цкавими е дослвдження, як1 пов'язують перерозподiл радюнуклщв по профiлю грунту та визначення рiвня ерозп грунтiв (Petrovic, et al., 2016).
Загалом дослвдження, пов'язаш з радiонуклiдним забрудненням, стосуються окремих елеменпв екосисте-ми. Наприклад, вивчають мiграцiю небезпечних речо-вин по профшю грунту, надходження в окремi рослини
чи продукти харчування, зменшення вмiсту радюнукль дiв в урожа1 агротехнiчними методами або внесенням оргашчних добрив, заорюванням соломи. При цьому окремi дослiдження проводять в умовах рiзного рельефу або гранулометричного складу грунту, штен-сивностi опадiв (Alexakhin & Geras'kin, 2011; Belous, et al., 2015; Gudkov, 2014; Pareniuk, et al., 2015). Для ощ-нювання впливу небезпечних полютантiв на навко-лишне середовище та формування стратеги розвитку забруднених земель необхвдт комплекснi спостережен-ня, як1 б охопили бшьшють взаемозв'язк1в у природних системах та агроландшафтах.
Пiд час використання забруднених радюнуклвдами земель важливу роль вiдiграе землеустрш таких терито-рiй. Залежно вщ запланованого та органiзованого шляхом землеустрою впорядкування земель формуеться урожай з допустимим вмiстом радiонуклiдiв. Наявна оргашзащя землекористувань та землеволодiнь не вщ поввдае вимогам щодо покращення радiацiйного стану !х територiй та вирощування екологiчно безпечно1 продукцп. Одшею з причин цього е статичш сiвозмiни, ль нiйнi елементи яких не враховують строкатють забруднення грунту. Як наслщок - неможливо регулювати за допомогою структури сiвозмiн рух радiоактивних речо-вин у ланцюгу: грунт - рослина - корм - продукти харчування. Це значною мiрою впливае на забруднення продукцп як рослинництва, так i тваринництва. Оргашзащя забруднено1 радюнуклвдами територп усклад-нюеться просторовою строкатiстю, яка накладаеться на рiзноманiття грунтових вiдмiн. Забрудненi радюнукль дами землi порушують екологiчну рiвновагу екосистем. Вирiшення ще1 проблеми можливе внаслвдок оптимiза-цИ використання землекористувань на еколого-лан-дшафтних засадах.
Матерiали та методи дослщження. Програма дос-лвджень охоплюе вивчення екологiчного стану грунтового покриву сшьськогосподарських угiдь, забруднених радюнуклщами в межах землекористування, сформова-ного на основi земельних (часток) па1в, що розташованi на територп Синга1вськох сшьсько1 ради Коростенсько-го р-ну Житомирсько1 обл., у зонi добровшьного вщсе-лення; а також визначення факторiв формування стратеги розвитку забруднених упдь шляхом землеустрою. Аналiз структури угiдь агроландшафту на забруднених радюнуклщами територiях здiйснено за "Методичними рекомендацiями ведення сiльського господарства на забруднених землях" (Prister, et al., 1998). Вмют цезiю у продукцп рослинництва розраховано за коефiцiентами переходу радюнуклщв в урожай. Використано даш щодо щшьносп забруднення територп, отримаш до 2016 р.
Для виршення поставленого завдання використано картографiчнi матерiали, наданi ДП "Житомирський 1н-ститут землеустрою" та Головним управлшням Держге-окадастру у Житомирськ1й обл.: "Картограма агрови-робничих груп грунпв", "Картограма забруднення територп Cs137". Для ввдображення результатiв дослвджень та формування висновшв було використано професшну Г1С. За допомогою програми MapInfo створено необ-хiдну картографiчну основу та сформовано базу даних щодо поширення агровиробничих груп грунтiв у межах ландшафту та щшьносп !х забруднення на сшьськогос-подарських упдь.
Результата дослщження. Найбшьшу площу досль джувано! територи займають глейовi грунти - 1993,5 га (60 %), з них: дерново-шдзолисп - 40,5; дерновi - 17,0; mдзолисто-дерновi - 2,5 %. Площа глеюватих вiдмiн у 5 разiв менша, серед них 58 % належить супiщаним грунтам, решта - глинисто-пiщаним. Неоглеених грун-тiв - 197,9 га, з них майже 90 % - глинисто-тщаних, т-щаних та кам'янистих. Половина !х розташована на невеликих донках. Взагалi видiлено 19 грунтових вш-мiн, як1 розташоваш на 226 контурах рiзних за площею та конфiгурацiею. При цьому, чим бiльший контур, тим складшша його конфiгурацiя. Особливо це стосуеться дернових глейових грунпв, дшянки яких сформувались окремими смугами на знижених елементах рельефу. Де-що менша розгалуженють притаманна дерново-тдзо-листим глейовим вшмшам. Але меж1 !х контурiв зали-шаються досить складними. Невелик! ж видши, частiш за все, мають елiпсовидну форму та слабохвилясп ме-ж1. За площею переважають велик! контури, а за кшь-к1стю - малi. Унаслiдок !х поеднання маемо дрiбнокон-турний грунтовий покрив, коли межують мiж собою невелик! дмнки з рiзними фiзико-хiмiчними властивос-тями грунтiв, яш безпосередньо впливають на перехiд
| | Середньозабруднеш, 5-10 И/км2 ^ Шдвшценозабруднеш, 10-15 Ю/км2 И Сильнозабруднеш, 15-17 Ю/км2 Рис. Структура забруднення агроландшафту Cs137, %
Забруднення угiдь свшчить про те, що найбiльшу питому вагу займають площi зi щшьнютю 5-10 Ю/км2, 20 % - 10-17 Ю/км2, вiдносно небезпечнi землi - 16 % (рис.). Просторове поширення радiонуклiдiв в агролан-дшафтi також е достатньо строкатим. Розбiжнiсть мiж показниками поряд розташованих невеликих дмнок (5-13 га) змiнюеться в межах 2-8 Ю/км2. За характером забруднення територш господарства можна роздiлити на 3 частини. У пiвнiчно-захiднiй строкатють ство-рюеться дiлянками iз щшьнютю 5-17 Ю/км2, у схiднiй -1-10 Ю/км2. У центральнш та швденнш частинах роз-бiжнiсть становить у межах одше! групи 5-10 Ю/км2. Загалом показники щiльностi забруднення територи знаходяться на рiвнi зони обов'язкового вшселення.
За результатами накладання картограми забруднен-ня на картограму агровиробничих груп грунтiв визначе-но площi грунтових вщмш за ступенем !х забруднення Сб137. Аналiз виконано на таких упддях - рши, сшожа-тi, пасовищi. Встановлено, що щшьнють забруднення орних земель змшюеться вiд низько! (2-5 Ю/км2) до ду-же високо1 (15-17 Ю/км2) (табл. 1).
Табл. 1. Щшьшсть забруднення агроландшафту Cs _у межах Грунтових в1дмш_
Група грунтових вщмш Пло-ща, га в т.ч. забруднено, Ki/км2 Змша площ^ га
1-5 5-10 1015 1517
Ршля
Дерново-тдзолиста глейова 755,2 97,7 486,5 144,7 26,3 3,5-58,0
Дерново-тдзолиста глеювата 370,7 90,6 242,7 30,2 7,2 3,5-30,2
Пщзолисто-дернова глейова 31,4 9,7 11,0 10,7 - 0,4-10,3
Дернова неглибока тдзолиста 26,4 - 15,7 10,7 - 4,3-11,4
Дернова глибока глейова 231,3 38,3 146,6 27,3 19,1 2,6-13,1
Дерново-тдзолиста поверхн. оглеена 188,7 1,3 167,2 20,2 - 16-72,7
Дерново-тдзолиста неоглеена 14,8 7,2 - - 7,6 1,2-60,2
Болотна 4,4 - 4,4 - - 0,4-2,9
Разом 1622,9 244,8 1074,1 243,8 60,2
Питома вага, % 100 15 66 15 4
Стожать
Дернова глибока глейова 102,3 - 71,5 20,6 10,2 1,0-1,3
Дерново-тдзолиста глейова 23,4 - 17,1 - 6,3 0,6-16,6
Разом 125,7 - 88,6 20,6 16,5
Питома вага, % 100 - 70 17 13
Пасовище
Дерново-тдзолиста неоглеена 106,4 81,2 18,6 5,0 1,6 1,5-12,1
Дерново-тдзолиста кам'яниста 49,9 - 26,0 23,9 - 0,6-12,2
Дерново-тдзолиста глеювата 17,7 - 17,3 - 0,4 1,4-20,6
Дерново-тдзолиста глейова 30,3 - 9,9 20,4 - 0,6-23,2
Пщзолисто-дернова глейова 19,7 - 12,6 7,1 - 0,4-43
Болотна 4,8 - 1,4 1,5 1,9 0,4-2,9
Разом 228,8 81,2 85,8 57,9 3,9
Питома вага, % 100 35 38 25 2
Всього 1977,4 324,5 1248,8 323,5 80,6
Питома вага, % 100 16 64 16 4
Отже, наявна органiзацiя сiльськогосподарських угiдь господарства практично не забезпечуе отримання належно! продуктивностi культур з допустимим piB^M забруднення радюнуклвдами. Оскшьки не враховуе як пpиpоднi властивостi грунтового покриву, так i ступiнь !х забруднення.
В орному масивi найбiльшу площу (1017,9 га) займають глейовi вшмши деpново-пiдзолистих i дернових грунпв. Щiльнiсть забруднення м1ж !х контурами та всередиш самих контуpiв досить сильно вiдpiз-няеться. Найбiльшу питому вагу в цш гpупi грунпв (63 %) займае площа iз середньою щiльнiстю забруднення. Питома ж вага дшянок з високим i дуже високим piвнем забруднення вшповщно доpiвнюе 18 i 5 %, низь-ким - 14 %. Решта ршт (605 га) розташована на гле-юватих, поверхневооглеених та неоглеених дерново-тдзолистих грунтах. Структура забруднення цих вшмш дещо iдентична попеpеднiм. Тут також найбшьша площа (70 %) мае щшьнють 5-10 Ki/км2. У цш гpупi сильно забруднена площа (17 Ki/км2) становить 14,8 га, тодi як у попереднш гpупi - 45,4 га. Отже, менш як шоста час-тина piллi за наявно! оргашзаци територи придатна для отримання еколопчно безпечно! продукци (244,8 га) тд час вирощування тут будь-якого з видiв районованих у зош, а iнша площа (1317,9 га, або 81 %) потребуе необ-
хщних заход1в для обмеження надходження радюнукль д1в в урожай. Не придатш для використання в ршл1 60,2 га.
Характер забруднення Грунтових в1дмш, на яких ор-гашзовано сшожать, в1др1зняеться в1д забруднення ор-них земель тим, що немае слабозабруднених д1лянок, у 3 рази бшьше сильнозабруднених.
Структура забруднення пасовищ зовам 1нша. Бшь-ша частина !х розташована на сход1 територи господар-ства, стушнь И забруднення не перевищуе 5 Ю/км2, менша - на заход1, де щшьшсть змшюеться в межах 107 Ю/км2. У загальнш площ1 пасовища слабозабруднеш земл1 займають 35 %, високозабруднеш - 2 %.
Обговорення отриманих результат дослщжен-
ня. Результата дослвджень ввдображають критичну си-туацш дослвджуваного агроландшафту щодо забруднення територп радюнуклвдами та доводять необхщ-шсть диференцшного тдходу використання земель на основ1 еколого-ландшафтного тдходу з урахуванням щшьносп забруднення кожного Грунтового вид1лу. Табл. 2. Розрахунок максимального вмкту Cs137 у продук-
цц рослинництва
Культура Коефь щент переходу в рослини Максимальна щшьшсть забруднення Грунту Вмют в урожа'1, Бк/кг Допусти-мий вмют в урожа'1, Бк/кг
Ю/км2 Бк/кг
Пшениця озима 0,2 16,29 603 121 50
Жито озиме 0,2 16,29 603 121 50
Овес 0,3 16,29 603 181 50
Ячмшь 0,3 16,29 603 181 50
Зернобобова 1,0 16,29 603 603 60
Льон (волокно) 0,4 16,29 603 241 50
Картопля 0,4 16,29 603 241 60
Конюшина (сшо) 3,0 16,29 603 1809 50
Люпин (зел.м.) 9,2 16,29 603 5548 60
Кукурудза (сил.) 4,0 16,29 603 2412 50
Отже, в межах одного поля е pi3Hi за piBHeM забруднення ^3ieM грунти. Як видно i3 розрахуншв (табл. 2) (MOZ Ukrainy, 2006), за кнуючого використання угiдь не можливо вирощувати еколопчно безпечну продук-цiю рослинництва в межах дослвджувано1' тepитоpiï. Розрахований вмют цeзiю в уpожаï сiльськогосподаpсь-ких культур перевищуе допустимий показник у десятки pазiв унаслiдок оpганiзацiï piллi на дшянках з максимальною щiльнiстю забруднення.
Висновки. Отже, використання забруднених радь онуклщами угiдь доцiльно проводити на основi еколо-го-ландшафтного пiдходу, що гарантуе виробництво еколопчно бeзпeчноï сшьськогосподарсько1' пpодукцiï з урахуванням характеру забруднення та докладного вив-чення агpоeкологiчного стану грунтового покриву. Та-кий пвдхвд дае змогу створити налeжнi умови розвитку еколопчно безпечних територш.
Перелш використаних джерел
Alexakhin, R. M., & Geras'kin, S. A. (2011). 25 years after the accident at the Chernobyl nuclear power plant: Radioecological lessons. Radioprotection, 46(6), 595-600.
https://doi.org/10.1051/radiopro/20116516s Almahayni, T. (2014). A comparison between the example reference biosphere model ERB 2B and a process-based model: simulation of
a natural release scenario. Journal of Environmental Radioactivity, 138, 279-288. https://doi.Org/10.1016/j.jenvrad.2014.09.011 Belous, N. M., Shapovalov, V. F., Belous, I. N., & Smolsky, E. V. (2015). Radio-Ecological Substantiation of Applying Mineral Fertilizers in the Field Fodder Production on Radioactively Contaminated Territories. Research Journal of Pharmaceutical, Biological and Chemical Sciences, 6(6), 1378-385. Retrieved from: https://elibrary.ru/item.asp?id=24970103. Brechignac, F., Oughton, D., Mays, C., Barnthouse, L., Beasley, J. C., Bonisoli-Alquati, A., & Glenn, T. (2016). Addressing ecological effects of radiation on populations and ecosystems to improve protection of the environment against radiation: Agreed statements from a Consensus Symposium. Journal of environmental radioactivity, 158, 21-29. https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.03.021 Corcho-Alvarado, J. A., Balsiger, B., Sahli, H., Astner, M., Byrde, F., Röllin, S., & Burger, M. (2016). Long-term behavior of 90Sr and 137Cs in the environment: case studies in Switzerland. Journal of environmental radioactivity, 160, 54-63. https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.04.027 Gudkov, I. M. (2014). Comparative efficiency of countermeasures in agriculture at the radionuclide-contaminated territories. Agricultural .science and practice, 1, 72-77. https://doi.org/10.15407/agrisp1.01.072 Mesrar, H., Sadiki, A., Faleh, A., Quijano, L., Gaspar, L., & Navas, A. (2017). Vertical and lateral distribution of fallout 137Cs and soil properties along representative toposequences of central Rif, Morocco. Journal of environmental radioactivity, 169, 27-39. https://doi.org/10.1016/jjenvrad.2016.12.012 MOZ Ukrainy. (2006). Nakaz Ministerstva okhorony zdorov'ia Ukrainy "Pro zatverdzhennia Derzhavnykh hihiienichnykh normatyviv "Dopustymi rivni vmistu radionuklidiv Cs ta Sr u produktakh kharchuvannia ta pytnii vodi" [On Approval of State Hygienic Standards "Permissible levels of 137Cs and 90Sr radionuclide content in food and drinking water"]. Ofitsiinyi visnyk Ukrainy vid 02.08.2006, 29(2114), 142. [In Ukrainian]. Retrieved from: http://zakon0.rada.gov.ua/laws/show/z0845-06. Nihei, N., Fujimura, S., Tanoi, K., Yamashita, N., Morimoto, S., Na-kanishi, T. M., & Murakami, T. (2016). Effect of the application of polluted wheat (Triticum aestivum L. Thell.) straw during plowing on the transfer of radiocesium from the soil to komatsuna (Brassica rapa L. var. perviridis). Soil Science and Plant Nutrition, 62(2), 117-120. https://doi.org/10.1080/00380768.2016.1154447 Olondo, C., Legarda, F., Herranz, M., & Idoeta, R. (2017). Validating proposed migration equation and parameters' values as a tool to reproduce and predict 137Cs vertical migration activity in Spanish soils. Journal of environmental radioactivity, 169, 40-47. https://doi.org/10.1016/jjenvrad.2016.12.013 Pareniuk, O., Shavanova, K., Laceby, J. P., et al. (2015). Modification of 137Cs transfer to rape (Brassica napus L.) phytomass under the influence of soil microorganisms. Journal of environmental radioactivity, 149, 73-80. https://doi.org/10.1016/jjenvrad.2015.07.003 Petrovic, J., Dragovic, S., Dragovic, R., Dordevic, M., Dokic, M., Zlatkovic, B., & Walling, D. (2016). Using 137Cs measurements to estimate soil erosion rates in the Pcinja and South Morava River Basins, southeastern Serbia. Journal of environmental radioactivity, 158, 71-80. https://doi.org/10.1016/jjenvrad.2016.04.001 Prister, B. S., Kashparov, V. O., Nadtochii, P. P., Mozhar, A. O., & Bondar, P. F. (1998). Vedennia silskohohospodarstva v umovakh radioaktyvnoho zabrudnennia terytorii Ukrainy v naslidok avarii na Chornobylskii AES na period 1999-2002 rr. Metodychni rekomen-datsii pid red. A. Ia. Baluta. [Egriculturepractice in conditions of the radioactive contamination of the Ukraine territory as a result of the accident at the Chernobyl Nuclear Power Plant for the period 19992002. (A. Ya. Baluta Ed). Yarmarok, 105 p. [In Ukrainian]. Retrieved from: http://uiar.org.ua/Sborniki/16.pdf. Romanchuk, L. D., Fedonuk, T. P., & Khant, G. O. (2017). Radiomonitoring of plant products and soils of Polissia during the longterm period after the disaster at the Chornobyl Nuclear Power Plant. Regulatory mechanisms in biosystems, 8(3), 444-454. https://doi.org/10.15421/021769
Sakuma, K., Kitamura, A., Malins, A., Kurikami, H., Machida, M., Power Plant accident. Journal of environmental radioactivity, 160,
Mori, K., & Tosaka, H. (2017). Characteristics of radiocesium 8-24. https://doi.Org/10.1016/j.jenvrad.2016.04.015
transport and discharge between different basins near to the Fukus- Unno, Y., Tsukada, H., Takeda, A., Takaku, Y., & Hisamatsu, S. I.
hima Daiichi Nuclear Power Plant after heavy rainfall events. Jour- (2017). Soil - soil solution distribution coefficient of soil organic
nal of environmental radioactivity, 169, 137-150. matter is a key factor for that of radioiodide in surface and subsurfa-
https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.12.006 ce soils. Journal of environmental radioactivity, 169, 131-136.
Suchara, I., Sucharova, J., Hola, M., Pilatova, H., & Rulik, P. (2016). https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2017.01.016
Longterm retention of 137Cs in three forest soil types with different Win, K. T., Oo, A. Z., Kojima, K., Salem, D., Yamaya, H., Bel-
soil properties. Journal of environmental radioactivity, 158, 102- lingrath-Kimura, S. D., & Yokoyama, T. (2016). Genotypic diffe-
113. https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.04.010 rence in 137Cs accumulation and transfer from the contaminated fi-
Sugiura, Y., Shibata, M., Ogata, Y., Ozawa, H., Kanasashi, T., & Ta- eld in Fukushima to azuki bean (Vigna angularis). Journal of envi-
kenaka, C. (2016). Evaluation of radiocesium concentrations in new ronmental radioactivity, 158, 138-147.
leaves of wild plants two years after the Fukushima Daiichi Nuclear https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.04.011
О. В. Дребот, А. П. Кудрик, О. П. Лукьяненко, О. В. Зубова
Житомирский национальный агроэкологическийуниверситет, г. Житомир, Украина
ИСПОЛЬЗОВАНИЕ СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННЫХ УГОДИЙ, ЗАГРЯЗНЕННЫХ РАДИОНУКЛИДАМИ, НА ОСНОВЕ ЭКОЛОГО-ЛАНДШАФТНОГО ПОДХОДА
Проанализированы современные источники мировой литературы по вопросам радиоэкологии, подведен итог: актуальным является вопрос обобщения результатов исследований, проведенных учеными в пределах угодий, загрязненных радионуклидами, в разных странах мира для формирования стратегии развития таких территорий. Исследования проведены в пределах землепользования, сформированного за счет аренды земельных паев, которые находятся на территории Сингаев-ского сельского совета Коростенского р-на Житомирской обл. Изучен характер почвенного покрова и плотность его загрязнения в разрезе сельскохозяйственных угодий. Установлено, что почвенный покров представлен в основном дерново-подзолистыми глеевыми и дерновыми глубокими глеевыми почвенными различиями. Выявлено, что структура почвенного покрова территории очень пестрая и мелкоконтурная. Общее количество почвенных контуров 226. Площадь почвенных контуров колеблется от 0,4 до 72,7 га. Границы почвенных контуров имеют достаточно сложную удлиненную волнистую конфигурацию. Уровень загрязнения территории также является пестрым. Доказано, что характер и плотность загрязнения территории являются сложными для организации территории землепользования, которая обеспечит выращивание растительной продукции с допустимым содержанием радионуклидов. Также установлено, что в интенсивном сельскохозяйственном использовании находятся площади пахотных земель и кормовых угодий, уровень загрязнения которых Cs137 более 15 Ки/км2. Сделан вывод о необходимости учета и характера почвенного покрова и плотности его загрязнения при землеустройстве загрязненных радионуклидами территорий.
Ключевые слова: землеустройство; сельскохозяйственные угодья; плотность загрязнения; радионуклиды.
O. V. Drebot, A. P. Kudryk, O. P. Luk'yanenko, O. V. Zubova
Zhytomyr National Agroecological University, Zhytomyr, Ukraine
USE OF AGRICULTURAL LAND CONTAMINATED WITH RADIONUCLIDES BASED ON ECOLOGICAL AND LANDSCAPE APPROACH
The authors analyse current international literary sources addressing the issues of radioecology. We have concluded that radionuclide hazards are diminishing, while the process of self-decontamination of the surface soil layer is ongoing, although at a low pace; however, radionuclide contamination of agricultural produce remains high. It is found that radioecological findings are mainly related to certain specific aspects of radionuclide behaviour in an ecosystem. At the same time, the issue of consolidating the findings of scientific studies conducted on agricultural land contaminated with radionuclides in various countries worldwide in order to formulate a development strategy for such areas remains relevant. The study whose findings are presented in this article has been conducted within land use area formed through lease of land plots (shares) located within the jurisdiction of Synhayi village council in Korosten District, Zhytomyr Oblast, in the voluntary evacuation zone. Its contamination density levels are as high as those in the mandatory evacuation zone. The study has examined topsoil properties and its contamination density with regard to agricultural land. It is established that topsoil is composed mainly of sod-podzol gley and soddy deep gley soil types. It is found that topsoil structure in the area is highly varied. The total number of soil contours is 226. Soil contour area ranges from 0.4 to 72.7 ha. Soil contour boundaries exhibit a rather complex elongated gently undulating pattern. Contamination levels in the area also vary. It is shown that the nature of contamination and contamination density of agricultural land pose a challenge to organizing land use areas which allow growing agricultural produce with permissible radionuclide content. It is also established that arable and forage lands with Cs137 contamination level exceeding 15 Cu/km2 are in intensive agricultural use. Thus, we have concluded that management of land areas contaminated with radionuclides should take into account topsoil properties and its contamination density.
Keywords: land management; agricultural land; contamination density; radionuclides.
