Особливості ведення сільського господарства на забруднених радіонуклідами територях лісостепу

Особливості ведення сільського господарства на забруднених радіонуклідами територях лісостепу

Внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС у квітні 1986 року в найбільшій мірі радіонуклідному забрудненню, як відомо, була піддана зона Полісся. Але так званий „південний слід”, що сформувався після 30 квітня за рухом радіоактивної хмари від Чорнобиля до північних берегів Африки, призвів також до суттєвого забруднення Лісостепу і Степу України. Нерідко випадання частинок радіоактивного пилу спричиняли дощі, внаслідок чого в цих зонах виникли осередки досить сильного забруднення.

“Південний слід” порівняно з “північним” і “західним”, у котрих переважає конденсаційна компонента радіоактивних випадань, характеризується підвищеним (до 50%) вмістом паливних частинок. За таких умов у перші післяаварійні роки радіонукліди, включені у важкорозчинну матрицю паливних частинок, були мало доступні для кореневого засвоєння рослинами. Але з часом при тривалому контакті з повітрям, водою, мікрофлорою відбувається деструкція паливних частинок і вилуговування радіонуклідів у ґрунтовий розчин. При цьому розміри засвоєння рослинами головного радіоактивного забруднювача навколишнього середовища –довгоживучого ізотопу цезію 137Сs можуть стабілізуватись на певному рівні і навіть зменшуватись внаслідок його фіксації ґрунтом („старіння радіонукліду”). Але накопичення довгоживучого ізотопу стронцію 90Sr, котрий фіксується слабкіше і знаходиться у легкорозчинному, більш доступному рослинам стані, навпаки, з часом може збільшуватись. Крім того, суттєвим є те, що основна частка 90Sr у випадіннях зв’язана саме з паливною компонентою. Все це означає, що на “чистих”, порівняно з Поліссям, територіях Лісостепу можна очікувати певних „сюрпризів” у вигляді поступового збільшення відносної частки міграції по харчових ланцюжках, а відповідно і накопичення в рослинах, тваринах, продукції рослинництва і тваринництва, нарешті, в організмі людини 90Sr у порівнянні з 137Сs. Загальновідомо ж, що радіохімічна токсичність 90Sr при попаданні всередину організму в багато разів перевищує цей показник у 137Сs.

Крім того, незважаючи на відносно благополучну радіологічну обстановку в регіоні Лісостепу слід відмітити, що після аварії рівні вмісту 137Сs у ґрунтах в деяких регіонах правобережного Лісостепу підвищилися у 10–100 разів у порівнянні з доаварійним рівнем, зумовленим так званим “глобальним” забрудненням, яке сформувалося за рахунок радіоактивних випадань при масових випробуваннях атомної зброї. Так, ґрунти південних районів Київської області містять від 18 до 140 кБк/м2 137Сs у Ставищанському, від 13 до 300 кБк/м2—у Таращанському, від 12 до 40 кБк/м2—у Фастівському районах. На більшості території Черкаської області рівні забруднення 137Сs коливаються у межах 15–50 кБк/м2, але в окремих населених пунктах доходять до 300 кБк/м2; у Вінницькій області—до 150 кБк/м2. У інших регіонах Лісостепу рівні радіоактивного забруднення територій, як правило, не перевищують 110 кБк/м2.

Головним джерелом опромінення людини іонізуючою радіацією є споживання сільськогосподарської продукції, одержаної на забруднених радіоактивними речовинами територіях. Нині пересічний житель Лісостепу України понад половини загальної дози опромінення одержує як наслідок внутрішнього опромінення, тобто за рахунок радіоактивних речовин, що надходять в організм з продуктами харчування. Оскільки впливати на рівень зовнішнього опромінення людини практично неможливо, обмежити додаткове опромінення можна лише за рахунок зменшення надходження радіонуклідів з продуктами харчування (причому з водою одержується не більше 1–2 % дози). Отже, фактичновідповідальність за радіаційну безпеку населення нині покладається на виробників продуктів харчування—працівників сільського господарства.

Тому сільськогосподарське виробництво в сучасних умовах повинно вестись за технологіями, які б сприяли максимальному зменшенню міграції радіонуклідів по харчовому ланцюжку ґрунт–рослина–тварина–продукція сільського господарства–продукти харчування, виключали можливість збільшення площ забруднених радіонуклідами територій, по можливості гарантували повну радіаційну безпеку населення, що мешкає і працює у цих регіонах.

Головні принципи організації ведення сільського господарства на забруднених радіоактивними речовинами територіях. Ведення сільськогосподарського виробництва на забруднених радіоактивними речовинами територіях повинно здійснюватися згідно з положеннями відповідних нормативних документів про проживання і трудову діяльність населення в умовах підвищених рівнів радіонуклідного забруднення, з додержанням принципів радіаційної безпеки та основних санітарних правил роботи з радіоактивними речовинами і забезпечувати виробництво продуктів харчування, що не містять їх кількості вище допустимих рівнів (ДР–97).

Сільське господарство на забруднених радіонуклідами територіях повинно бути спрямоване на вирішення таких головних завдань:

виробництво сільськогосподарської продукції, споживання котрої без обмежень не призведе до перевищення середньорічної ефективної еквівалентної дози опромінення людини (1 мЗв);

впровадження у виробництво заходів по зменшенню вмісту радіонуклідів в продукції нижче встановлених норм з урахуванням їх економічної доцільності;

проведення заходів, що перешкоджають міграції радіонуклідів на незабруднені угіддя, водойми, території населених пунктів тощо.

Різний ступінь забруднення території внаслідок випадання радіоактивних речовин спричинив виділення у сільськогосподарській галузі декількох зон з різною щільністю забруднення. Однак зональний принцип ведення сільськогосподарського виробництва на таких територіях відповідно до щільності забруднення угідь не повинен бути підставою для вирішення питань про проведення тих чи інших робіт тільки за цим критерієм. У більшості випадків найточнішим науково обґрунтованим показником повинна бути величина поглинутої населенням ефективної еквівалентної дози як головного чинника, що визначає ступінь прояву радіобіологічних ефектів.

Еквівалентна доза опромінення населення визначається не тільки щільністю радіонуклідного забруднення території, але й комплексом екологічних факторів, що впливають на міграцію радіонуклідів харчовими ланцюжками. В залежності від цих факторів, наприклад від типу ґрунту, окремі види сільськогосподарської продукції можуть мати однакову концентрацію радіонуклідів при виробництві на площах з різними рівнями забруднення. Більш того, на деяких територіях може бути одержана продукція рослинництва і тваринництва, що містить більш високу кількість радіонуклідів, ніж та ж продукція, одержана на площах з більш високими рівнями забруднення. Так, у бідних на поживні речовини ґрунтах легкого механічного складу з кислою реакцією ґрунтового розчину рухомість радіонуклідів досить висока, а вбираюча здатність низька, отже, імовірність одержання в таких умовах забрудненої продукції збільшується. Саме тому рішення про можливість ведення сільськогосподарського виробництва у таких умовах приймається не тільки на основі відомостей про щільність забруднення ґрунту, але й у комплексі, з урахуванням інших умов.

Це добре ілюструють дані, наведені у таблиці 12.1, в якій представлені коефіцієнти переходу (КП) 137Сs в урожай з різних ґрунтів України, в тому числі і Лісостепової зони, при однаковій щільності забруднення. Вони свідчать, що рівні радіонуклідного забруднення урожаю однієї і тієї ж культури на різних ґрунтах можуть різнитись до двох порядків величин. Як бачимо, по мірі погіршення родючості ґрунту, а також зменшення у ньому вмісту калію і

12.1. Нагромадження 137Сs в урожаї сільськогосподарських культур при вирощуванні на різних ґрунтах при однаковій щільності забруднення

кальцію рівні нагромадження радіоцезію значно зростають, а з дерново–підзолистих ґрунтів його перехід у рослини є найбільшим.

Залучення радіонуклідів до харчових ланцюгів на територіях з рівнями забруднення, що допускають ведення сільськогосподарської діяльності, хоча і не призводить до перевищення меж дози опромінення окремих осіб, проте зумовлює опромінення великих контингентів населення низькими дозами, які визначають імовірність прояву віддалених радіобіологічних ефектів. В цих умовах суттєвим фактором оцінки ступеня радіаційної загрози стає колективна еквівалентна доза опромінення населення. Саме вона у кінцевому випадку визначається кількістю дозоутворюючих радіонуклідів, що містяться у виробленій на забрудненій території валовій кількості продуктів харчування, а отже є основним критерієм для визначення спеціалізації сільськогосподарського виробництва на цих територіях. І оптимізація структури виробництва на територіях, де забруднення продукції не призводить до перевищення меж індивідуальних доз опромінення населення, полягає, таким чином, в досягненні мінімального доступу радіонуклідів у продукти харчування людини.

Ведення сільськогосподарського виробництва на таких територіях повинно розглядатись як повноцінна реалізація можливостей галузі, а не тільки як засіб збереження інфраструктури села. Воно повинно бути спрямованим на одержання всіх видів продукції рослинництва і тваринництва, яка відповідає радіологічним параметрам допустимого вмісту радіонуклідів.

Особливу увагу необхідно приділяти виробництву так званих критичних сільськогосподарських продуктів, тобто тих, споживання яких формує основну частину дози внутрішнього опромінення (у першу чергу це стосується молока і м’яса).

До раціонального мінімуму повинен бути зведений вивіз сільськогосподарської продукції за межі забрудненої території. Останнє, однак, не може бути перепоною для використання поза нею продукції, у якій кількість радіонуклідів відповідає санітарно–гігієнічним нормативам.

Ведення рослинництва. Запобігання, а точніше мінімізація, переходу радіонуклідів з ґрунту в рослини, тобто гальмування їх руху на початковій і найвідповідальнішій ланці їх короткого трофічного ланцюжка—одне з головних завдань всієї системи ведення сільського господарства на забруднених радіонуклідами угіддях.

В залежності від властивостей ґрунту, ступеня його забруднення, видів рослин, що вирощуються, шляхів використання врожаю застосовують різні заходи, які в багато разів можуть зменшити нагромадження радіонуклідів у продукції рослинництва. Одні з них є загальноприйнятими, або загальновживаними, у сільськогосподарському виробництві, тобто такими, застосування яких забезпечує ведення звичайного рівня рільництва, або навіть сприяє збільшенню родючості ґрунту, зростанню кількості та якості врожаю і водночас призводить до зменшення надходження радіонуклідів в рослини. Інші—це спеціальні заходи, головною метою яких є виключно зменшення надходження радіонуклідів у рослини.

Звичайно виділяють п’ять основних комплексних систем зниження надходження радіонуклідів у рослини: прийоми обробітку ґрунту, застосування хімічних меліорантів та добрив, зміна складу рослин у сівозміні, зміни у режимі зрошення і застосування спеціальних речовин та засобів.

Що стосується обробітку ґрунту, то такі загальноприйняті й спеціальні прийоми, як звичайна і глибока оранка, зняття верхнього шару ґрунту та деякі інші, ефективні лише у перші періоди після випадання на території радіоактивних речовин. В зв’язку з тим, що рівень забруднення зони Лісостепу внаслідок аварії був порівняно невеликим, ці прийоми застосовувалися тут у дуже обмежених масштабах. Основним заходом на забруднених радіонуклідами сільськогосподарських угіддях цієї зони треба вважати застосування хімічних меліорантів і добрив.

Застосування хімічних меліорантів і добрив. Роль хімічних меліорантів як речовин, що покращують фізико–хімічний стан ґрунтів; мінеральних та органічних добрив як постачальників головних елементів живлення сільськогосподарських рослин в умовах забруднення угідь радіоактивними речовинами не змінюється. Проте вони можуть набувати нових функцій, які пов’язані саме з їх фізико–хімічними та хімічними властивостями. Більш того, меліоранти і добрива можуть стимулювати поглинання радіонуклідів рослинами. Але в умовах кваліфікованого застосування в певних формах, кількостях та співвідношеннях за їх допомогою можна у багато разів зменшувати надходження радіонуклідів.

Вапнування та роль кальцію і магнію.<Радіоактивні речовини надійшли у навколишнє середовище у вигляді нерозчинних і важкорозчинних необмінних форм. Проте з часом при контакті з водою та киснем вони переходять у розчинний обмінний стан. Цьому особливо сприяє кисла реакція середовища. У зв’язку з цим загальновідомий спосіб вапнування кислих ґрунтів, як виявляється, сприяє не тільки поліпшенню умов росту рослин, але й зниженню надходження у них радіонуклідів.

Головним компонентом вапна є кальцій—хімічний аналог стронцію у вигляді окису, гідроокису, вуглекислої солі. Тому внаслідок конкуренції, антагонізму між ними надходження в рослини 90Sr зменшується, як правило, у більшій мірі, ніж 137Сs.

Вапнування застосовують звичайно на підзолистих, дерново–підзолистих та деяких болотних і торфових, значно менше—на сірих лісових ґрунтах. На дерново–підзолистих ґрунтах північного Лісостепу при вмісті гумусу до 3 % потребу у вапні можна визначити за рН сольової витяжки з ґрунту із врахуванням його механічного складу (табл. 12.2).

12.2. Оптимальні дози вапна в перерахунку на чистий і сухий вуглекислий кальцій, т/га

Внесення вапна у кислий дерново–підзолистий ґрунт знижувало вміст 90Sr та 137Сs у зерні пшениці та гороху в 2–3 рази і в соломі—в 1,5–4 рази (табл. 12.3). В цілому ж вапнування кислих забруднених радіонуклідами ґрунтів слід вважати одним із головних засобів, які суттєво гальмують перехід радіонуклідів, і в першу чергу 90Sr, з ґрунту в рослини. Згідно з даними різних авторів, одержаними за 17 років після аварії на Чорнобильській АЕС, воно дозволяє зменшувати вміст 90Sr в картоплі до 5 разів, у сіні бобових трав—в 6–8 разів, в овочах—в 4–6 разів, в ягодах—в 3–5 разів. Для 137Сs ці кратності, як правило, дещо нижчі.

12.3. Зменшення вмісту 90Sr і 137Сs в пшениці та горосі при внесенні вапна в кислий дерново–підзолистий ґрунт, % до контролю (без вапна)

З метою зменшення кількості 90Sr та 137Сs у сільськогосподарській продукції можна вносити не тільки вапно, але й інші вапняні матеріали: різноманітні вапняки, доломіт, мергель, сланцевий та торф’яний попіл, дефекаційне багно, деякі відходи целюлозно–паперових підприємств, металургійної промисловості. З останніх добрим вапняним матеріалом є металургійні шлаки. Встановлена навіть їхня більша ефективність порівняно з вапном. Це пов’язано з тим, що шлаки значно збільшують засвоєння рослинами кальцію (можливо, за рахунок великої кількості різних мікроелементів), внаслідок чого співвідношення 90Sr до кальцію в рослинах різко зменшується. Так, якщо абсолютне нагромадження 90Sr на одиницю маси зерна під впливом шлаків знижується приблизно в 2–3 рази, то накопичення його на 1 г кальцію зменшується майже у 5 разів. При дії ж вапна останній показник знижується усього в 3 рази.

Зрозуміло, що внесення вапна та вапняних матеріалів можливе лише на кислих ґрунтах. Що стосується лужних ґрунтів, то збагачення їх кальцієм може проводитися за рахунок гіпсування. На нейтральних ґрунтах можна вносити збалансовані кількості вапняних матеріалів та гіпсу. Але слід відзначити, що досвід гіпсування ґрунтів з метою зменшення надходження радіонуклідів в рослини значно скромніший, ніж вапнування.

Хімічний аналог кальцію і стронцію—магній—також може вступати у конкурентні взаємовідносини зі стронцієм і зменшувати його накопичення в рослинах. Його менша ефективність щодо блокування цього процесу зумовлена більшою віддаленістю від стронцію у періодичній системі елементів, тобто більшою різницею у фізико–хімічних властивостях. Саме тому на тлі забезпечення ґрунту кальцієм дія магнію може не проявитись.

Калійні добрива. Надходження 137Сs в рослини та нагромадження його в урожаї у значній мірі визначається вмістом у ґрунті калію—його хімічного аналогу. З підвищенням кількості калію в ґрунті зменшується надходження в рослини 137Сs (табл. 12.4). Тому внесення калійних добрив у підвищених кількостях, особливо під рослини калієфіли, є одним з головних засобів зменшення вмісту цього радіонукліду в продукції рослинництва.

12.4. Залежність накопичення 137Сs у зеленій масі кукурудзи від типу ґрунту та вмісту в ньому обмінного калію

Досвід вивчення впливу калійних добрив на надходження 137Сs в сільськогосподарські рослини величезний. Він однозначно свідчить про те, що їх внесення на бідних на калій ґрунтах завжди приводить до зменшення вмісту цього радіонукліду в урожаї всіх сільськогосподарських культур в багато разів.

У цілому накопичення 137Сs рослинами обернено пропорційне вмісту в ґрунті обмінного калію. Але зниження рівнів його вмісту в рослинах залежно від дози калію носить гіперболічний характер, тобто ефективність калійного живлення по мірі підвищення доз знижується. Проте збільшення кількості калію в два і три рази порівняно з загальноприйнятими нормами дозволяє надійно зменшувати надходження радіонукліду в 3–6 разів. Реально дози калію при цьому збільшуються до 180–240 кг/га.

На рис. 12.1 наведені криві залежності можливих рівнів забруднення врожаю 137Сs від доз калійних добрив (в перерахунку на калій) і початкового вмісту обмінного калію в ґрунті. Вони свідчать, що внесення калійних добрив на ґрунтах з його дефіцитом здатне зменшити кількість 137Сs в рослинах більш як у 10 разів. У той же час ефективність прийому дуже низька на забезпечених калієм ґрунтах. Вони показують також доцільність збільшення норм добрив до певної межі, коли подальше їх зростання вже втрачає сенс.

Підсилення калійного живлення рослин зменшує і надходження 90Sr. Звичайно це пояснюється відомим антагонізмом між калієм з одного боку, і кальцієм та 90Sr—з другого. Тому під впливом калію знижується і нагромадження в рослинах кальцію, що іноді може мати і негативний ефект.

Рис. 12.1. Залежність рівнів забруднення врожаю 137Сs від дози калійного добрива і початкового вмісту обмінного калію у ґрунті.

(Вміст калію в ґрунті: 1ק 2ר 3ת 4㬆 5㬐 мг/100 г )

Варте уваги й те, що кислі ґрунти можуть бути нейтралізовані не тільки вапняковими матеріалами, основу яких складає вуглекислий кальцій, але й іншими вуглекислими солями, зокрема вуглекислим калієм. Внесення його в кислі ґрунти знижує надходження радіонуклідів в рослини так само, як і вапно. Більш того, на слабокислих ґрунтах, у яких вапно практично не впливає на розміри переходу 90Sr з ґрунту в рослини, вуглекислий калій помітно зменшує нагромадження радіонукліду. Водночас під його впливом, аналогічно до хлористих, азотних та інших солей калійних добрив, в рослинах зменшується і вміст 137Сs.

Фосфорні добрива. Солі фосфорних кислот здатні утворювати зі стронцієм, як, до речі, і з іншими елементами другої групи, слаборозчинні чи навіть практично нерозчинні сполуки типу вторинних і третинних фосфатів. На цій підставі цілком слушно було припущено, що внесення в ґрунт фосфорних добрив повинно зменшувати перехід 90Sr в рослини. І дійсно досить великий масив науково–дослідницьких і виробничих даних свідчить про те, що внесення фосфорних добрив в будь–яких формах на будь–яких відмінностях зменшує нагромадження 90Sr практично всіма видами рослин в 2–6 разів. Найбільш ефективними є добрива, які містять фосфати кальцію та калію. Так, внесення в ґрунт фосфатів калію у декілька разів знижує в рослинах вміст як 90Sr, так і 137Сs. Інші фосфати—амонію, натрію, магнію впливають, головним чином, тільки на кількість 90Sr.

Якщо у відношенні впливу фосфорних добрив на надходження в рослини 90Sr протиріч немає, то у відношенні 137Сs вони існують. На деяких ґрунтах фосфорні добрива у формі суперфосфатів можуть посилювати нагромадження 137Сs рослинами. Так, внесення суперфосфату на вилугуваному чорноземі зумовлює збільшення вмісту 137Сs в продуктивних органах багатьох видів сільськогосподарських рослин в 1,5–2 рази. Азотно–фосфорне добриво без калію часто підсилює надходження 137Сs в рослини на всіх типах ґрунтів. Зокрема, на чорноземах Лісостепу спостерігали збільшення майже у 4 рази.

Азотні добрива На забруднених радіоактивними речовинами ґрунтах слід передусім обережно підходити до використання азотних добрив. Існує немало даних про те, що при їх внесенні збільшується накопичення в рослинах як 137Сs, так і 90Sr. Саме тому рекомендації щодо застосування мінеральних добрив з метою зменшення надходження радіонуклідів в рослини на тлі збільшення норм фосфорних і калійних добрив застерігають від використання підвищених кількостей азотних добрив.

Основною причиною посилення переходу радіонуклідів з ґрунту в рослини під впливом азотних добрив фактично апріорі вважається можливе підкислення ґрунтового розчину і зростання в цих умовах рухомості практично всіх елементів живлення, в тому числі і радіоактивних, при застосуванні традиційних для України і більшості країн Європи аміачної селітри—фізіологічно кислої форми азотних добрив, а також карбаміду, який, розкладаючись у ґрунті на аміак та вуглекислоту, здатний також сприяти зсуву реакції середовища у бік підкислення. Але прямих даних про зміну реакції ґрунтового розчину при внесенні цих чи інших аміачних форм азотних добрив немає. Описані лише випадки, коли тривале застосування самих фізіологічно кислих азотних добрив протягом декількох десятиліть змінювало рН сольової витяжки дерново–підзолистого ґрунту з 4,8 до 4,6 і підвищувало гідролітичну кислотність з 4,4 до 6,1 мг–екв на 100 г ґрунту.

Проте є дані про відсутність збільшення накопичення радіонуклідів рослинами при застосування азотних добрив у формі фізіологічно нейтральних солей—кальцієвої, калієвої і натрієвої селітр. Крім того, при використанні кальцієвої та калієвої селітр зменшується надходження в рослини, відповідно, 90Sr і 137Сs. Так, в умовах вегетаційного досліду з ярою пшеницею було показано, що при внесенні аміачної селітри КН як 90Sr, так і 137Сs зростав майже лінійно із збільшенням кількості внесеного азоту (рис. 12.2). Внесення азоту у вигляді калієвої селітри не впливало на накопичення 137Сs. Вміст 90Sr при цьому дещо зростав із збільшенням дози азоту з 5 до 10 мг/100 г ґрунту, але із подальшим збільшенням до 20 мг не змінювався. Ці факти нібито свідчать на користь гіпотези про підкислення, можливо не стільки ґрунтового розчину, скільки мікросередовища, наприклад, на поверхні кореня. Можливо, посилення надходження радіонуклідів під впливом аміачних форм добрив пов’язане з складними взаємодіями, котрі можуть виникати між іонами NН4+, К+, Сs+. В процеси цих взаємодій можуть залучатися також іони Са2+ і Sr2+. Більш того, в результаті прискорення наростання біомаси рослин під впливом азотних добрив всіх форм і зменшення відносної кількості радіонуклідів в одиниці її маси часом спостерігають зниження кількості радіонуклідів за рахунок простого розведення, тобто зниження питомої радіоактивності.

1—90Sr, аміачна селітра

2—137Сs, аміачна селітра

3—90Sr, калієва селітра

4—137Сs, калієва селітра

Рис. 12.2. Криві залежності накопичення 90Sr і 137Сs в зерні ярої пшениці від рівня азотного живлення і форми добрив

Отже, вплив азотних добрив на накопичення радіонуклідів рослинами є досить складним і різнобічним процесом. Тут можуть діяти механізми, дійсно пов’язані з підкисленням середовища, може впливати хімічна форма азоту, в які він входить до складу солей добрив, катіон, який може бути представлений хімічним аналогом і антагоністом радіонуклідів. Певний, можливо, досить вагомий внесок може мати розбавлення радіонуклідів у біомасі рослин. Усі ці процеси можуть відбуватися водночас, створюючи різноманітні ситуації щодо надходження радіонуклідів у рослини.

Саме тому на забруднених радіонуклідами ґрунтах рекомендується не збільшувати дози азотних добрив, а вносити їх у тих кількостях, що рекомендовані для звичайних умов вирощування виду чи сорту культури на даній ґрунтовій відмінності чи навіть менших. Але дози фосфорних і калійних добрив з метою максимального зниження находження радіонуклідів слід збільшувати, відповідно, в 1,5 і 2 рази. Важливо, що за позакореневих підживлень негативна дія азотних добрив навіть у фізіологічно–кислих формах, як правило, не проявляється (табл. 12.5).

12.5. Вплив позакореневого підживлення рослин мікроелементами та аміачною селітрою на накопичення 137Сs в зерні ріпаку та люпину

Мікродобрива Певна роль у зниженні надходження радіонуклідів в рослини може належати мікроелементам. На жаль, їх вплив на цей процес вивчений ще недостатньо. Але однозначно встановлено, що дія мікроелементів, особливо значуща на ґрунтах з їх дефіцитом, більшою мірою проявляється на бідних в цілому ґрунтах.

Багатогранна роль, яку грають мікроелементи в житті рослин і взагалі живих організмів, дозволяє припустити різні механізми їх впливу на поведінку радіонуклідів у системі ґрунт–рослина. По–перше, деякі з них, будучи хімічними аналогами радіонуклідів, можуть вступати з ними в конкурентні взаємовідносини при надходженні з ґрунту в рослини. Наприклад, такі взаємодії можуть виникати між цинком і стронцієм, фтором і стронцієм, міддю і цезієм, літієм і цезієм. По–друге, деякі мікроелементи, проявляючи синергізм з макроелементами, можуть стимулювати їх поглинання рослинами, тим самим створюючи конкурентні умови радіонуклідам. Такі взаємовідносини можуть виникати між міддю, марганцем, цинком з одного боку і кальцієм з другого; між бором, молібденом, марганцем—з одного і фосфором—з другого; літієм, бором, марганцем—з одного і калієм—з другого тощо. Зрештою, літій, наприклад, проявляє антагонізм по відношенню до стронцію і цезію та синергізм до калію і кальцію; цинк виявляє антагонізм до стронцію і синергізм як до калію і кальцію, так і до фосфору; мідь—антагонізм до цезію і синергізм до тих же калію, кальцію і фосфору.

І в дослідах з деякими культурами, зокрема специфічними накопичувачами радіонуклідів люпином та вівсом, було показано, що їх внесення в рядки при посіві у кілограмових кількостях на гектар зменшує накопичення як 90Sr, так і 137Сs (табл. 12.6). Більш того, навіть при рекомендованому на забруднених радіонуклідами ґрунтах вищезгаданому співвідношенні основних елементів живлення як 1:1,5:2 додавання мікроелементів посилює їх дію.

12.6. Вплив повного мінерального добрива при співвідношеннях NPK (по 90 кг/га) як 1:1:1 та 1:1,5:2 і мікроелементів на накопичення 90Sr і 137Сs в зерні вівса та люпину, КН

Але при внесенні у ґрунт разом з макроелементами, зокрема фосфорними, а особливо на фоні вапнування, мікроелементи можуть зв’язуватись і переходити у важкодоступний стан. Крім того, внесення кілограмових кількостей на гектар солей мікроелементів технологічно незручне. Саме тому можна рекомендувати внесення мікроелементів шляхом позакореневого підживлення. Особливо ефективним є цей прийом при обприскуванні рослин разом з 1 %–м розчином аміачної селітри, яка, з одного боку, стає джерелом необхідного азоту, минаючи взаємодію з ґрунтовим розчином, а з іншого, посилюючи розчинність солей мікроелементів, стимулює їх надходження у рослини через надземні органи.

Безперечно, роль мікроелементів у цьому аспекті не обмежується лише взаємодією з радіонуклідами прямим чи опосередкованим через них шляхом. Вони можуть впливати на проникність клітинних мембран для радіонуклідів з певними іонними радіусами, зарядом, геометрією координаційної та електронної конфігурацій; можуть активізувати або, навпаки, гальмувати системи транспорту окремих радіонуклідів; утворювати комплексні сполуки з різними речовинами, в тому числі й фізіологічно активними, котрі впливають на надходження радіонуклідів у рослини та їх пересування в окремі органи. І особливо гостро всі ці ефекти можуть проявлятися в умовах природного або штучного дефіциту мікроелементів. Саме тоді їх додаткове внесення може призводити до максимально виражених позитивних результатів.

Органічні добрива.Внесення у ґрунт органічних добрив, які збільшують ємність ґрунтового вбирного комплексу, суттєво зменшує надходження в рослини радіонуклідів. До того ж, органічні добрива, основну масу котрих складають розкладені рештки рослин, містять у збалансованих чи близьких до таких кількостях усі необхідні для рослин макроелементи та мікроелементи, багато з яких знижують надходження радіонуклідів у рослини. Пташиний послід ще й містить кальцій у підвищених кількостях.

Особливо ефективним є внесення гною, перегною, низинного торфу на ґрунтах легкого механічного складу. При цьому органічні і мінеральні речовини цих добрив запобігають переходу в рослини не тільки 90Sr і 137Сs, але й багатьох інших радіонуклідів, в тому числі 239Рu та 241Аm, які не мають ефективних хімічних аналогів–антагоністів серед елементів живлення.

Певна увага в цьому плані надається відомим природним органічним добривам сапропелям. Багаторічний досвід показав, що їх внесення у кількості від 60 до 120 т/га на фоні збільшення врожаю зменшує перехід радіоцезію в зерно вівса і бульби картоплі в 1,5–2 рази, кормові буряки—в 2,5–3, капустуת–4,5 раза, зелену масу люпину—в 2–5 разів.

Різко зменшується накопичення радіонуклідів рослинами на кислих дерново–підзолистих ґрунтах при спільному застосуванні вапнування і органічних добрив. Цей захід разом із використанням підвищених доз фосфорно–калійних добрив слід розглядати як один з найбільш істотних серед усіх агрохімічних прийомів, націлених на зменшення надходження радіонуклідів у рослини і водночас на збільшення врожаю.

При використанні органічних та інших місцевих добрив слід дотримуватися певних правил. Гній, компост, попіл, одержані в місцевості з підвищеною щільністю радіонуклідного забруднення, можуть перетворитися на джерело вторинного забруднення ґрунту. Високий рівень забруднення можуть мати і сапропелі за рахунок концентрування радіоактивних частинок з площ водозборів. Тому такі добрива не рекомендується застосовувати на полях із низьким вмістом радіонуклідів. Не слід також вносити їх на овочево–картопляних сівозмінах, продукція яких йде безпосередньо в раціон людини часто–густо без будь–якої кулінарної обробки. Найбільш доцільно їх використовувати у сівозмінах кормового напрямку, на насінницьких ділянках, під технічні культури.

Таким чином, застосування хімічних меліорантів і добрив на забруднених радіоактивними речовинами ґрунтах при дотриманні певних правил і закономірностей з урахуванням специфіки ґрунтів, фізико–хімічних властивостей радіонуклідів, особливостей видів, що вирощуються, є одним з головних засобів зменшення їх надходження в рослини. При цьому треба враховувати і те, що зниження радіоактивності продукції рослинництва досягається не тільки за рахунок зменшення їх накопичення, але й за рахунок розбавлення при збільшенні врожаю.