ення сільськогосподарських угідь, що дозволяє знизити дозові навантаження на населення. [3]
Поведінка радіонуклідів у грунті після випадання на її поверхню, їх міграція і залучення в біологічний кругообіг визначається видом агроценозу. При випаданні на природні сінокоси та пасовища радіонукліди міцно утримуються поверхневої дерниною. Протягом багатьох років основна маса радіонуклідів, що потрапили в грунт луків і пасовищ, знаходиться на глибині 3-5 см. Питома активність цього шару дернини в 4-5 разів вище активності орного горизонту при однаковій щільності забруднення грунтів. Дослідженнями (В.Ю. Агеец) встановлено, що частка цезію - 137, який випав на поверхню аллювиальной дерново-глеюваті грунту заплавного луки через 15 років після аварії на ЧАЕС на глибині 0-5 см становила 91,7%, в дерново-підзолистого глеюваті грунті суходільних луки - 87%, в торф'яно-болотною глеюваті грунті заболоченого луки - 73,9%. Міграція цезію - 137 за профілем грунту на заплавних луках була мінімальною. З шару 0-5 см цього типу грунту в нижні шари мігрувало за період досліджень з 1992 по 2001 роки 4,9% цього ізотопу. На грунтах заболоченого луки міграція цезію - 137 з верхнього шару в нижні шари була максимальною і становила 12,4%. Більш інтенсивна міграція за профілем наведених вище типів грунтів була у стронцію - 90 в порівнянні з міграцією цезію - 137. З верхнього шару грунту на суходільному лузі в шари 5-10 і 10-15 см до 2001 року мігрувало радіостронцію відповідно 34,8 і 11 , 9%, на заболоченому - 28,7 і 11,5%, на заплавній - 16,2 і 3,1%, що було вище міграції радіоцезію в 2-5 рази. Автори публікованих матеріалів пояснюють відмінності в міграції цих типів радіонуклідів більш високим вмістом водорозчинній та обмінної форм стронцію - 90 в досліджуваних лугових грунтах порівняно з цезієм - 137. [8,10]
Зменшення вмісту радіонуклідів у шарі землі визначається виносом їх за межі кореневого шару і їх природним розпадом. Ефективний період напівочищення кореневого шару (ТЕФ - час, протягом якого первісна концентрація радіонуклідів у корнеобитаемом шарі грунтів зменшиться в 2 рази) для лугів коливається в межах від 5 до 20 років. ТЕФ суходільних лугів дерново-підзолистого типу грунтів для цезію - 137 в залежності від механічного складу коливається в межах від 11 до 29 років і збільшується в ряду піщані gt; супіщані gt; суглинні. Для лугів торф'яно-болотного типу грунтів цей показник варіює від 13 до 18 років. ТЕФ для стронцію - 90 коливається в межах від 5 до 15 років, що менше ефективного періоду напівочищення цезію - 137 в 2-2,5 рази. Період напівочищення кореневого шару грунтів є одним з головних параметрів для прогнозу радіоекологічної обстановки на забруднених територіях. Акумуляція радіонуклідів у зоні активного корнеобітанія в легкодоступній формі створює сприятливі умови для кореневого надходження цих радіонуклідів у лугові трави.
Проведені дослідження показали, що при однаковій щільності забруднення ґрунтів (Кі/км2, кБк/м2) сільськогосподарських угідь радіонуклідами накопичення їх луговими рослинами в кілька разів перевищує накопичення радіонуклідів в тих же рослинах на ріллі. Це обумовлено високою доступністю для лугових рослин радіонуклідів, акумульованих в дернині. Поведінка радіонуклідів, що випали на ріллю, має ряд специфічних особливостей. Рівномірний розподіл радіонуклідів в орному горизонті грунту забезпечує їх активну взаємодію з грунтовими частинками. Великі експериментальні, методичні та теоретичні дослідження В.М. Клечковского зі співробітниками виявили особливості взаємодії мінеральних і органічних речовин грунту з мікрокількостей радіоактивних продуктів поділу. Ними встановлено, що провідну роль в поглинанні ґрунтами цезію - 137 і стронцію - 90 відіграють процеси обмінно-іонної адсорбції і одночасно протікають процеси десорбції. Виявлено, що міцність зв'язування в грунті мікрокількостей радіоцезію і радіостронцію, їхнє залучення в міграцію в ланці грунт - рослина в певній мірі залежить від концентрації в ґрунтах їх хімічних аналогів - калію і кальцію. Ця обставина дозволяє за певних умов збільшувати міцність закріплення сорбованих радіонуклідів грунтово-поглинаючим комплексом і зменшувати їх біологічну доступність для рослин і тим самим ступінь їх забруднення. Доступність радіонуклідів для рослин залежить від форм їх знаходження в грунті. Вчені більшості країн виділяють водорастворимую, обмінну, Необмінна і прочнофіксірованную форми радіонуклідів. Співвідношення цих форм варіює в широких межах і залежить від типу ґрунтів та її агрохімічних характеристик. У районах з високим рівнем радіоактивного забруднення з переважанням грунтів дерново-підзолистого піщаного і супіщаного типу кількість доступних форм цезію - 137 знаходиться в межах 14,5-23,3%, що зумовлює високі коефіцієнти переходу радіонукліда в рослини. Результати досліджень свідчать про те, що через 12 років після аварії в шарі грунту 0-10 см 68-92%...
