Курсовая Моніторинг якості рунтів на околицях м. Шепетівка
Работа добавлена на сайт bukvasha.net: 2015-10-25Поможем написать учебную работу
Если у вас возникли сложности с курсовой, контрольной, дипломной, рефератом, отчетом по практике, научно-исследовательской и любой другой работой - мы готовы помочь.
Предоплата всего
от 25%
Подписываем
договор
Зміст
Вступ
1. Географо-екологічний опис місцевості
1.1 Географічне положення міста
1.2 Промисловість
2. Важкі метали та радіонукліди в ґрунті і рослинах
2.1 Важкі метали в ґрунтах
2.2 Фактори накопичення та міграції радіонуклідів в ґрунті
3. Сучасний радіологічний стан Хмельницької області
4. Радіологічний стан контрольної ділянки
4.1 Умови проведення досліду
4.2 Методика проведення досліду
4.3 Забруднення ґрунтів на контрольному майданчику
4.4 Гранично допустимий рівень забрудненості радіонуклідами
Висновок
Джерела використаної інформації
Вступ
Результатом інтенсивної господарської діяльності людства,слідуючи [1], є порушення механізмів самовідновлення і саморегуляції навколишнього середовища, що призводить до його деградації. Ці порушення носять глобальний характер і це, в свою чергу, може спричинити загибель біосфери. Тому єдиним і безальтернативним шляхом для людства, якщо воно не бажає самознищення, є розвиток моніторингу навколишнього середовища і за його допомогою — оптимізація антропогенного впливу на нього.
Актуальність роботи полягає саме у проведенні цього моніторингу, бо лише вивчивши дане питання можна робити висновки про стан навколишнього середовища. Термін «моніторинг» доповнює термін «контроль», але на відміну від останнього передбачає елементи управління не біосферою, а процесами антропогенного впливу на навколишнє середовище.
Метою моєї роботи є аналіз моніторингу навколишнього середовища (а саме ґрунтів та рослинної продукції), який проводив Хмельницький обласний державний проектно-технологічний центр охорони родючості ґрунтів і якості продукції.
У загальній системі моніторингу особливе місце посідає агроекологічний моніторинг як складова частина екологічного .
Агроекологічний моніторинг — загальнодержавна система спостережень за станом та рівнем забруднення агроекосистеми в процесі сільськогосподарської діяльності, оцінка та прогноз еколого-економічних наслідків її деградації.
Основними об'єктами агроекосистеми є ґрунт, рослинність, водні джерела, приземний шар атмосфери. Здійснення моніторингу по кожному з них має певні особливості. Адже антропогенні чинники, що впливають на них, а в кінцевому підсумку й на здоров'я людини, дуже різноманітні. Це забруднення різними хімічними та радіоактивними речовинами, викидами відходів виробництва, нагрівання біосфери, фізичні й біологічні впливи тощо.
Об'єктом досліджень являлись закономірності змін радіоактивного забруднення ґрунтового покриву земель та рослинницької продукції.
Предмет досліджень - ґрунтовий покрив земель контрольної ділянки та рослинницька продукція.
1. Географо-екологічний опис місцевості
1.1 Географічне положення міста
З інтернет-ресурсу [2] ми бачимо, що Шепетівка – місто обласного підпорядкування, яке знаходиться у північній частині Хмельницької області (Координати: 50°11′08″ пн. ш. 27°04′06″ сх. д. Висота над рівнем моря - 254 м). Площа міста -
1.2 Промисловість
Промисловий комплекс міста налічує 15 підприємств, з них: 3 - машинобудування, 1 - деревообробна промисловість, 1 – лісове господарство, 4 - харчова та перероблення с/г продукції, 1 – целюлозно-паперова, 1 – неметалевих мінеральних виробів, 1 – добувна, 3 – розподіл газу, води, тепла. Основу промислового виробництва в місті складає переробна промисловість - 88,5%, з неї виробництво харчових продуктів – 57,1 %.
Рис.1 Топографічна карта району дослідження[4]
Основні види продукції підприємств: ТОВ „Шепетівський м’ясокомбінат” - виробництво м’ясних та ковбасних виробів; ВАТ „Шепетівський цукрокомбінат” – виготовлення цукру–піску; ВАТ „Шепетівський ДОК” – виробництво лущеного та струганого шпону, меблів; ВАТ “Пульсар” – пилососи побутові, пилососи для прибирання вагонів, зварювальні напівавтомати “Пульсар
2. Важкі метали та радіонукліди в ґрунті і рослинах
2.1 Важкі метали в ґрунтах
Зростаюча увага людства до збереження та охорони навколишнього середовища викликає особливий інтерес до шляхів забруднення, розподілу по профілю, міграції у ґрунті, впливу на рослини, а в кінцевому результаті, і на здоров'я людини елементів важких металів. На мою думку, дослідження в цьому напрямку тільки починаються, і ще є багато невідомого.
Важкі метали - це елементи з порівняно великою атомною масою (свинець, ртуть, цинк, стронцій і інші). Доказана пряма залежність між вмістом мікроелементів у ґрунті і материнською породою. Але, навіть на одній підстилаючій і материнській породі вміст в кореневмісному шарі значно відрізняється. Причини цього в фаціальній відмінності і міграції елементів в ґрунтовому шарі за участю природних вод, поверхневого стоку і переміщення у зв'язку з цим твердої фази ґрунту.
В залежності від вмісту у ґрунті важкі метали виступають як каталізатори або інгібітори біохімічних процесів в рослинах. Нестача, або надлишок їх в літосфері викликає серйозні захворювання у людини.
Підвищення вмісту важких металів в ґрунтах інактивує ферменти, в першу чергу дегідрогеназу і протеазу, іноді подавляючи їх повністю.
Накопичення у ґрунті важких металів веде до зниження рН, руйнує ґрунтово-поглинальний комплекс. В дослідженнях на дерново-підзолистих ґрунтах встановлено, що забруднення важкими металами супроводжувалось суттєвими змінами біоти: зменшенням загальної кількості бактерій, їх спороутворенням, різким зменшенням актиноміцетів і збільшенням кількості грибів, зменшенням кількості ґрунтових комах і дощових черв'яків.
Слід відмітити, що не всі елементи важких металів є однаково шкідливими для рослини. До особливо токсичних відносяться Ni, Zn, Ca, РЬ, Сu. Поглинання і накопичення важких металів рослинами залежить від багатьох факторів: типу ґрунту, його фізичних і фізико-хімічних властивостей, вмісту органічної речовини, окислювально-відновних умов, антагонізму чи синергізму між металами, їх кількості в педосфері; температури ґрунту, типу рослинності, тощо.
Важкі метали розподіляються по профілю ґрунту дуже нерівномірно. Перерозподіл і міграція їх в ґрунті залежить від вмісту органічної речовини, гранулометричного складу, типу водного режиму, реакції середовища ґрунтового розчину, температури окремих горизонтів.
Так, високий вміст гумусу і вільних окисів заліза, які є основними носіями важких металів, слабокисла реакція ґрунту, важкий гранулометричний склад забезпечують міцну фіксацію мікроелементів і відносну їх нерухомість у ґрунтовому профілі.
Основна доля сполук токсичних елементів техногенного походження представлена оксидами, менше сульфідами, які трансформуються у ґрунті, але легко розчиняються в розбавлених сильних кислотах. Найбільше накопичується у ґрунті: Zn - коефіцієнт біологічного поглинання 10,8; Мn -7,5; Сu - 6,0.
Міграція мікроелементів по профілю ґрунту великою мірою зв'язана з тим, що мобільні їх форми потрапляють у ґрунт з рослинним осадом. По образному виразу відомого норвезького геохіміка В.Гольдшмідта рослина, як насос перекачує розсіяні метали із продуктів вивітрювання у верхні горизонти землі. Органічні рештки потрапляють у ґрунт у складі міцних комплексних органічних сполук, частіше в вигляді хелатів з порфіріновими кільцями, протогенними амінокислотами, поліфенолами.
Кількісні показники адсорбції важких металів в значній мірі залежать від рН середовища . В.С. Горбатов, Н.Г. Зирін вважають, що процеси адсорбції металів можуть змінювати, а саме, знижувати величину рН ґрунтових розчинів. На думку цих авторів причинами цього явища є: виділення протонів при гідролізі солей важких металів, витіснення катіонів при специфічній адсорбції металів.
В ґрунтах з елювіально-ілювіальним профілем елювіальний горизонт збіднюється важкими металами, тоді як ілювіальний горизонт збагачується ними. В мулистих частинках вміст важких металів у 2-4 рази більший ніж у ґрунтовій масі в цілому.
В залежності від констант рівноваги мікроелементи здатні конкурувати між собою. Кальцій конкурує з Мn і Zn , витісняючи їх з комплексних сполук. Тому надзвичайно ефективним заходом зниження надлишку марганцю і цинку в ґрунтах є проведення вапнування. Якщо активність Са в ґрунтовому розчині більша, ніж активність Мn2+ і Zn2+, тоді два останніх катіони будуть виходити із комплексів, міграція їх у ґрунтовому комплексі знизиться.
Отже, важкі метали в залежності від їх вмісту у ґрунті виступають або як каталізатори, або як інгібітори ґрунтових біохімічних процесів. Антропогенні фактори великою мірою впливають на вміст важких металів у ґрунті, зокрема надмірна кількість хіммеліорантів і мінеральних добрив може різко збільшити вміст важких металів у ґрунті.[1]
2.2 Фактори накопичення та міграції радіонуклідів в ґрунті та продукції
Ґрунтова оболонка біосфери - педосфера - один з основних компонентів в природі, де відбувається локалізація штучних радіонуклідів, що скидаються в навколишнє середовище людиною внаслідок його техногенної діяльності. Ґрунтовий покрив не завжди є первинною ланкою, в яке поступають штучні радіонукліди. У багатьох випадках таким первинним резервуаром служать нижні шари атмосфери, куди викидаються радіонукліди. Проте, внаслідок достатньо інтенсивного очищення приземного повітря від домішок, радіонукліди швидко осідають на ґрунтовий покрив. Можливе також надходження в ґрунт радіонуклідів і після їх скидання в мережу гідрографії з паводковими водами, при зрошуванні і т.п. Ґрунт володіє виключно великою місткістю поглинання радіонуклідів, і інших техногенних домішок, і інтенсивна їх сорбція в ґрунтах забезпечує створення в наземному середовищі могутнього депо радіонуклідів.
Сорбція радіонуклідів в ґрунті має двояке значення для їх міграції в біосфері і, зокрема, в сільськогосподарській сфері. З одного боку, закріплення їх у верхніх горизонтах ґрунту - в кореневмісному шарі рослин - забезпечує існування в природі тривало-діючого джерела радіонуклідів для кореневого накопичення рослинами. З другого боку, сильна сорбція твердою фазою ґрунту радіонуклідів обмежує їх засвоєння через кореневі системи рослин. Ця діалектична суперечність в ролі сорбції радіонуклідів ґрунтовим поглинаючим комплексом обумовлює підтримку в наземному середовищі тривало протікаючих процесів накопичення радіонуклідів рослинами з ґрунту.
У різних радіологічних ситуаціях, пов’язаних з виведенням радіонуклідів в сільськогосподарську сферу (особливо це торкається випадків, коли в навколишнє середовище поступають довгоживучі радіонукліди) акумуляція радіонуклідів рослинами з ґрунту визначає початкові масштаби включення радіонуклідів в харчові ланцюги в системі радіоактивні випадання - ґрунт - сільськогосподарські рослини - сільськогосподарські тварини - людина. З цим пов'язано важливе значення ланки ґрунт - рослина в загальному циклі кругообігу радіонуклідів в наземному середовищі в цілому і в агропромисловій сфері зокрема. Поглинання радіоактивних речовин рослинами з ґрунту в першу чергу залежить від її властивостей - від ґрунтової хімії радіонуклідів. Ґрунт є одним з найважливіших сільськогосподарських об'єктів, які піддаються інтенсивній дії з боку людини при агропромисловому використовуванні, механічній обробці, обводнювальній або осушній меліорації, внесенні добрив і ін. Всі ці дії впливають і на ґрунтову хімію радіонуклідів. Поява техногенних, або штучних, радіонуклідів (ШРН) в біосфері пов'язана з діяльністю людини.
Відповідно до генезису ШРН підрозділяють на 3 групи.
Радіоактивні продукти ядерного розподілу, виникаючі в реакціях ділення ядер 235U, 238U, 239Pb і ін., утворюють першу групу. Основні джерела цієї групи радіонуклідів в біосфері - випробування ядерної зброї, функціонування підприємств АЕК і атомної промисловості (атомно-енергетичні установки, радіохімічні заводи).
Другу групу ШРН складають продукти наведеної активації, що утворюються в результаті атомних реакцій елементарних частинок (в основному нейтронів) з ядрами атомів стабільних елементів, що входять до складу конструкційних матеріалів комунікацій і теплоносіїв атомних реакторів, корпусів боєголовок і так далі.
Третя група ШРН - радіоактивні трансуранові елементи, що виникають в атомно-енергетичних установках і при атомних вибухах в результаті послідовних реакцій з ядрами атомів матеріалу, що ділиться, і подальшого радіоактивного розпаду надважких ядер, що утворилися. Радіонукліди цієї групи характеризуються дуже високою радіотоксичністю, великим періодом напіврозпаду, відсутністю стабільних ізотопних аналогів в природі. ШРН з періодами напіврозпаду менше 102-104 років знаходяться в ґрунтах в ультра малих концентраціях, чим визначається істотна залежність їх поведінки в ґрунтах від концентрації і властивостей їх ізотопних або неізотопних носіїв. Важливим чинником, що визначає закріплення, розподіл і трансформацію ШРН в компонентах ґрунтів, є початкова фізико-хімічна форма, в якій радіонуклід введений в біосферу. У ряді випадків поведінка ШРН в ґрунтах визначається не закономірностями поведінки стабільних ізотопних і неізотопних носіїв (хімічних аналогів), а поведінкою і розподілом в ґрунтах типоморфних елементів ландшафтів.[1]
Стронцій Природний Sr складається з 4 стабільних ізотопів з масовими числами 84, 86, 87, 88. До числа продуктів розподілу входять 2 радіоізотопи Sr – 90Sr, що відноситься до числа найбільш біологічно рухомих (Т0,5= 28,1 роки, В-випромінювач з максимальною енергією 0,544 МеВ), і 89Sr, більш короткоживучий радіонуклід (Т0,5= 50,5 діб, В-випромінювач з енергією 1,463 МеВ).
На поведінку 90Sr в ґрунті робить значний вплив органічна речовина. Розподіл і рухливість 90Sr в значній мірі визначаються кількістю і якісним складом гумусу переважно 90Sr зв'язується фульвокислотами. У вилуженому чорноземі і дерново-підзолистих ґрунтах з гумусом пов'язано відповідально 38 і 36 % 90Sr.
Під міграцією радіонуклідів в ґрунті розуміється сукупність процесів, що приводять до переміщення радіонуклідів у ґрунті або перерозподілу між різними фазами та станами і які викликають перерозподіл радіонуклідів по глибині і в горизонтальному напрямі. До рушійних сил, що приводять до міграції радіонуклідів в ґрунтах, відносяться: конвективне перенесення (фільтрація атмосферних опадів вглиб ґрунту, капілярне підтікання вологи до поверхні в результаті випаровування, термоперенос вологи під дією градієнта температури); дифузія вільних і адсорбованих іонів; перенесення по кореневих системах рослин; перенесення на мігруючих колоїдних частинках; риюча діяльність ґрунтових тварин; господарська діяльність людини. Перераховані чинники не є рівнозначними, оскільки інтенсивність і тривалість їх дії різні і залежать від конкретних умов.
Якісна відмінність в характері дії двох найважливіших чинників -конвективного перенесення із струмом вологи і дифузія полягає в наступному. Якщо в початковий момент часу радіонуклід знаходиться - в дуже тонкому поверхневому шарі ґрунту і в процесі міграції ззовні не поступає, то перший з цих чинників приводить до переміщення зони знаходження радіонукліда із зсувом максимуму концентрації радіонукліда вглиб ґрунту. Дифузійний характер викликає розширення зони знаходження радіонукліда з одночасним зменшенням величини максимуму концентрації. Значущість перенесення радіонуклідів по кореневих системах рослин залежить від глибини розповсюдження і густини корінців у ґрунті, фізико-хімічних властивостей радіонуклідів, біологічних особливостей рослин і т.д.. В умовах, коли сумарний об'єм коріння складає незначну частку від об'єму всього кореневмісного шару ґрунту, внесок кореневого перенесення радіонуклідів невеликий.
Конвективне перенесення і дифузія радіонуклідів тісно пов'язані з поглинанням і міцністю їх закріплення твердою фазою ґрунту. Конвективне перенесення характерне для водорозчинної і, частково, обмінної форм радіонуклідів; дифузне перенесення і перенесення по кореневих системах рослин - для водорозчинної і обмінної форм. Механічне перенесення на колоїдних частинках або пересування в результаті риючої діяльності ґрунтових тварин характерні для всіх форм радіонуклідів.
Надходження радіонуклідів Sr у рослини. Накопичення 89Sr і 90Sr залежно від властивостей ґрунтів і біологічних особливостей рослин коливається в дуже широких межах. На різних типах ґрунтів в північній-тайговій, південнотайговій, лісостеповій, степовій, напівпустинній і пустинній зонах 80Sr варіюють для однієї і тієї ж сільськогосподарської культури від 5 до 15 разів. Для зерна і соломи злакових культур Кп складають відповідно 0,6-2,8 і 2,2-10,7, а для бульб і бадилля картоплі 0,7-3,2 і 7,8-48. Максимальні величини Кп90Sr відмічені в північних і південних зонах, мінімальні - в лісостеповій і степовій зонах, що в основному обумовлене властивостями ґрунтів. При визначенні накопичення 908г в рослинах по показнику Фредрікссона встановлено, що для різних культур і різних типів ґрунтів він коливається до 50 разів. [1]
Цезій Коефіцієнт накопичення 137Сs сільськогосподарськими рослинами дуже змінюються. Надходження 137Сs в рослини з ґрунту в середньому в 5-10 разів менше, ніж 90Sr, проте для окремих районів з своєрідними ґрунтово кліматичними умовами КН Сs досягають високих значень, майже 4,5. До таких районів відносяться території - Українського і Білоруського Полісся, де поширені дерново-підзолисті і торф'яні супіщані і піщані ґрунти, слабо насичені основами.
Накопичення 137Сs рослинами залежно від властивостей ґрунтів змінюється в середньому в 20-30 разів, а залежно від біологічних особливостей рослин до 10 разів. Сортові відмінності в поглинанні Сs рослинами не перевищують 1,5-2 рази. Добре накопичують Сs калієлюбні рослини, оскільки його поглинання рослинами з ґрунту пов'язане із засвоєнням К. Із збільшенням змісту обмінного К в ґрунтах накопичення 137Сз в рослинах зменшується, проте зворотної лінійної залежності між цими величинами не встановлено. Причиною пригнічення Сs відносно К при переході з ґрунту в рослини є сильніша сорбція твердою фазою ґрунту 137Сs в порівнянні з К. При надходженні в фунт Сs, як правило, знаходиться в доступній для рослин, формі. Проте з часом вміст в ґрунті обмінного Сs знижується. Найінтенсивніше цей процес проходить в перші 2 роки, а приблизно з 5-го року зміст обмінного Сs стабілізується на рівні 3-кратного зменшення його вмісту в ґрунті в порівнянні з первинною кількістю, що приводить до зниження концентрації Сs в рослинах.
На сьогодні є численні дані про вплив генетичних особливостей ґрунтів на накопичення 137Сs у сільськогосподарській продукції. Досить високі коефіцієнти переходу його з ґрунту в продукцію властиві торфовим ґрунтам, дерново-підзолистим легкого гранулометричного складу, найменші - чорноземам суглинковим. За даними Б.С. Прістера, коефіцієнти переходу 137Сs з ґрунту в кормові культури на сірих лісових ґрунтах у 2-2,5 рази вищі, ніж на чорноземах. Існують різні пояснення цього факту, але більшість авторів звертають увагу на різну ємність поглинання та вміст глинистих мінералів, кількість у ґрунті калію та міцність його фіксації. [1]
3. Сучасний радіологічний стан Хмельницької області
Широке використання атомної енергії в різних галузях народного господарства викликає нагромадження в біосфері радіоактивних речовин. Основними джерелами радіоактивного забруднення природного середовища є випробовування ядерної зброї, викиди при порушенні норм зберігання радіоактивних відходів, аварії на ядерних об'єктах.
Особливо небезпечні забруднення радіонуклідами з катастрофічними екологічними наслідками виникають через ядерні вибухи та аварії на об'єктах атомної промисловості й енергетики.
З метою контролю за рівнем забруднення навколишнього середовища радіонуклідами, прогнозування нагромадження їх в рослинницькій продукції та розробки заходів по захисту населення від шкідливої дії радіації в 1974 р. в системі агрохімічної служби (на той час зональна агрохімічна лабораторія) було створено відділ сільськогосподарської радіології.
На території області організовується мережа (33 шт.) контрольних майданчиків, які охоплюють різні види сільськогосподарських угідь, усі природно-кліматичні зони, основні типи ґрунтів. На них здійснюється постійний контроль за радіаційним станом довкілля, визначається ступінь забруднення цезієм-137 і стронцієм-90 ґрунту, продукції рослинництва та вивчаються закономірності накопичення радіонуклідів в рослинах.
До 1986 р. рівень радіоактивного забруднення в області не перевищував фонових значень і ситуацію можна було б назвати благополучною.
Становище змінилося у зв'язку із вибухом на Чорнобильській АЕС. Аварія, що трапилась в 1986 р., сколихнула світ. І сьогодні шкоду, яку вона нанесла природі і людству, ще до кінця не оцінено, хоча абсолютно ясно: наслідки від цієї аварії трагічні. В терміновому порядку в агрохімічній системі посилюється і реорганізовується радіологічна служба. Відділ трансформується у відділ охорони навколишнього середовища з розширенням завдань і напрямків досліджень. Збільшується штат, обсяги польових і лабораторних робіт, поступає належне технічне обладнання. В районах створюються радіологічні пости, у завдання яких входить вимірювання рівня радіації в продукції, кормах, сільськогосподарській сировині.
На території області додатково було закладено 33 контрольних майданчики, зараз їх кількість доведена до 67, з них 13 навколо діючої Хмельницької АЕС.
Роботи по оцінці і контролю за радіоактивним забрудненням ґрунтів і продукції рослинництва виконуються методом суцільного обстеження сільськогосподарських угідь через певний проміжок часу, а дослідження на стаціонарних контрольних ділянках - систематично (щорічно) протягом всього вегетаційного періоду.
На контрольних ділянках визначається рівень радіоактивності ґрунтів і рослин, вміст радіоцезію і радіостронцію, щільність забруднення і коефіцієнти накопичення, цезієві і стронцієві одиниці. В зоні посиленого контролю для визначення забруднення цезієм-137 і стронцієм-90 додатково обстежують луки і пасовища, де випасається приватна худоба.
Сформований внаслідок Чорнобильської аварії західний слід радіоактивних випадів пройшов по південній частині області, де повністю піддались радіаційному забрудненню Кам'янець-Подільський, Новоушицький, Чемеровецький, частково Городоцький та Дунаєвецький райони. Саме територію цих районів можна виділити в окрему (південну) зону, де ґрунти мають порівняно високий рівень забруднення радіонуклідами(див. рис.2,3)
Пройшло вже 24 рік після аварії на ЧАЕС. Радіонукліди, якими було забруднено сільськогосподарські угіддя (цезій-137 та стронцій-90) мають період піврозпаду 30 та 28 років. На даний час розпад відбувся більш, ніж на половину періоду піврозпаду.
Приймаючи до уваги ці обставини, в Хмельницькому обласному проектно-вишукувальному центрі «Облдержродючість» продовжуються радіаційні дослідження згідно загальноприйнятої програми. [1]
4. Радіологічний стан контрольної ділянки
4.1 Умови проведення досліду
Було вибрано контрольний майданчик на території Пліщинської сільської ради Шепетівського району Хмельницької області. Координати контрольного майданчика: Північна широта: 50°09′46′′, Східна довгота 26°57′52′′; площа становить 10 га, сівозміна №1, поле №1. Це ділянка з чорноземами опідзоленими і слабореградованими та темносірими сильнореградованими легкосуглинковими ґрунтами.
Відколи проводяться спостереження за даною ділянкою господарства різних рівнів мінялися кілька разів: на 1987 рік господарство називалося колгосп ім. Шевченка, в 2005 році – Фермерське Господарство «Агропродукт 2005». В 2006 році це господарство об’єдналося з багатьма іншими в районі та утворилася Корпорація «СВАРОГ-2006».
Клімат даної території помірно-континентальний з м'якою зимою та з досить теплим вологим літом і є сприятливим для вегетації сільськогосподарських культур. Кліматичні умови сільськогосподарського виробництва характеризуються такими показниками: суми активних температур за період з середньодобовою температурою понад 10, становить 2600-2700 градусів, вегетаційний період - 165 днів, величина гідротермічного коефіцієнту (ГТК) - 1,4, кількість опадів за вегетаційний період випадає – 330-380 мм, а за рік - 520-570 мм. Останні весняні приморозки закінчуються в середньому 19 квітня, а перші починаються 16 жовтня, тривалість вегетаційного періоду 175-180 днів. Стійкий сніговий покрив утворюється в третій декаді грудня, а руйнується в третій декаді лютого. Середня висота снігового покриву 14-16 см. [1]
4.2 Методика проведення досліду
Дослідженню підлягав 20-сантиметровий шар ґрунту земель присадибних ділянок і прилеглих угідь та сіносумішок злакових багаторічних трав і коренеплоди картоплі. Визначення вмісту 137Сs в ґрунті та рослинницькій продукції проводилось спектрометричним методом на приладах АМА-ОЗФ, СЕГ-0,5Н, а 90Sr - радіохімічним методом в ґрунті та спектрометричним методом в рослинницькій продукції на приладі СЕБ-01. Заміри значень потужності експозиційної дози гамма-випромінення проводились дозиметром ДРГ-01Т.
Протягом останніх 22 років на ділянці відбиралися зразки ґрунту, основної продукції рослинництва та побічної для контролю за станом вмісту в них цезію-137 та стронцію-90. [1]
4.3 Характеристика забруднення ґрунтів на контрольному майданчику
В селі Пліщин Шепетівського району Хмельницької області розташований один з 33 контрольних майданчиків. Це малорозвинений регіон в плані важкої промисловості, практично відсутня гірничодобувна, пов'язана з корінними гірськими породами, яка викликає особливе забруднення атмосфери і території в цілому.
Гамма фон на контрольному майданчику після катастрофи на Чорнобильській АЕС зріс в 1,4 рази порівняно з 1985 роком. За останні 18 років з 20 мкР/год зменшився в 1,67, тобто став 12 мкР/год.
Щільність забруднення та радіоактивність ґрунту по 137Сs за цей же період зменшилася в 2,25 рази, тоді як по 90Sr, ці показники майже не змінилися. За останні 18 років гамма фон зменшився в 1,9 раз. Щільність забруднення по цезію зменшився в 3,8 раз, а радіоактивність ґрунту в 4,4 рази. По стронцію один і другий показник зменшилися приблизно в 3,7 рази. Це означає, що наша контрольна ділянка мало відображає ситуацію з забрудненням області в цілому. Найвищий показник щільності радіоактивного забруднення по цезію-137 спостерігалися в 1988 та 1998 роках і становив 0,1 кі/км2. Мінімальний показник 0,02 кі/км2 становив 1993р.
По стронцію-90 максимальний показник щільності радіоактивного забруднення 0,06 кі/км2 становив у 2003. Цікаво що досить високий показник щільності забруднення був до вибуху на Чорнобильській АЕС.
Найвищий показник вмісту цезію в ґрунті спостерігався в 1988 році цей показник спадав до 1993 р. і знову до 1998 року почав зростати. Що стало причиною таких стрибків невідомо.
Озима пшениця, як найбільш розповсюджена продовольча зернова культура на Поділлі, вбирає з ґрунту і повітря елементи-забруднювачі та радіонукліди. Спостереження на контрольній ділянці показали, що в динаміці вмісту і накопичення в зерні цезію - 137 і стронцію - 90 закономірностей, які були б характерними по всіх роках, не виявлено.
Співставлення забруднення основної і побічної продукції та ґрунтів на досліджуваній контрольній ділянці не свідчать про те, що не лише ґрунт є джерелом забруднення. Очевидно причина полягає в іншому і, насамперед, забруднення з повітря (пил, дощ).
Мікроелементи є блокувальниками надходження радіонуклідів у рослини, проте їхнього вмісту ані в ґрунті, ані в продукції ми не знаємо.
Здавалося б, чим більший вміст радіонуклідів в ґрунті тим більший їх вміст повинен бути в основній та побічній продукції,проте,дивлячись на табл.1, ми можемо побачити,що це не так. [1]
4.4 Гранично допустимий рівень забрудненості радіонуклідами
Міністерством охорони здоров’я України встановлено наказ №256 від 03.05.2006 зареєстрований в Міністерстві юстиції України 17. 07. 2006 за №845/12719 про затвердження Державних гігієнічних нормативів «Допустимі рівні вмісту радіонуклідів цезію-137 та стронцію-90 у продуктах харчування та питній воді». Згідно цього наказу встановлені такі гранично допустимі рівні вмісту 137Сs та 90Sr (табл..3).[6]
Табл. 1 Допустимі норми радіонуклідів в продукції рослинництва [5]
Хмельницьким обласним державним проектно-технологічним центром охорони родючості ґрунтів і якості продукції встановлено гранично допустимий рівень щільності забруднення ґрунтів радіоцезієм, він повинен не перевищувати 1 Кі/км2. При забрудненні ґрунтів радіо цезієм понад 15 Кі/км2 землі виводяться з сільськогосподарського використання. А щільність забруднення радіостронцію (порівняно з цезієм) набагато нижча - 0,1.
Якщо оглянути результати досліджень усієї області (рис. 2,3),то можна побачити, що навіть в найзабрудненіших ділянках вміст радіонуклідів та щільність радіаційного забруднення мало перевищує норму. На ділянці яку ми досліджували забруднення також не перевищує ГДР.
Одержані результати свідчать, що на даний момент територія в межах якої знаходиться наша контрольна ділянка не є забрудненою і є привабливою для вирощування продукції сільського господарства, в тому числі і екологічно чистої. [1]
Рис.2 Сумарне забруднення території України стронцієм-90 [3]
Рис.3 Сумарне забруднення території України цезієм-137[3]
Висновки
Розглядаючи таблиці та малюнки дослідницької роботи, можна побачити, що забруднення ділянки радіонуклідами не перевищує гранично допустимого рівня. Проте на одній і тій же ділянці протягом багатьох років починаючи з 1985 рівні забруднення дуже різноманітне і причинами цього коливання, на мою думку, можуть бути такі фактори:
· строки відбирання даних, тому що на пізніших стадіях розвитку рослин, останні вже могли ввібрати в себе велику частину радіонуклідів з ґрунту;
· погодні умови, які, як відомо, різноманітні в різні роки. Це питання ніхто з авторів цієї тематики ще досі не досліджував.
Можливо причина полягає в інших джерелах забруднення:
· є дані про внесення в окремі роки добрив, як мінеральних так і органічних, що також досить вагомо відбивається на показниках щільності радіаційного забруднення, вмісті радіонуклідів в продукції і ґрунті та їх коефіцієнтах накопичення. До того ж в 1992 році проводилося вапнування земель, що також безумовно вплинуло зміну показників;
· різні культури по різному вбирають як корисні елементи так і їх замінники, в даному випадку радіонукліди та важкі метали, що накопичуються в них. Навіть в різних сортів однієї і тієї ж культури особливості вбирання будуть різні.
Тому слід постійно проводити моніторинги та досліди, робити виміри рівня радіаційного забруднення,щоб вберегти нас від їх шкідливого впливу.
Джерела використаної інформації
1. Електронний ресурс
http://rada.shepetivka.net/content/view/322/324/
2. Електронний ресурс
http://chornobyl.in.ua
3. Електронний ресурс
http://www.stejka.com/ukr/xmelnickaja/wepetovka/map/vizi/
4. Електронний ресурс
http://www.nature.org.ua/gitom/06_02.htm
5. Електронний ресурс
http://www.moz.gov.ua/ua/portal/dn_20060503_256.html
4.1 Умови проведення досліду
Було вибрано контрольний майданчик на території Пліщинської сільської ради Шепетівського району Хмельницької області. Координати контрольного майданчика: Північна широта: 50°09′46′′, Східна довгота 26°57′52′′; площа становить 10 га, сівозміна №1, поле №1. Це ділянка з чорноземами опідзоленими і слабореградованими та темносірими сильнореградованими легкосуглинковими ґрунтами.
Відколи проводяться спостереження за даною ділянкою господарства різних рівнів мінялися кілька разів: на 1987 рік господарство називалося колгосп ім. Шевченка, в 2005 році – Фермерське Господарство «Агропродукт 2005». В 2006 році це господарство об’єдналося з багатьма іншими в районі та утворилася Корпорація «СВАРОГ-2006».
Клімат даної території помірно-континентальний з м'якою зимою та з досить теплим вологим літом і є сприятливим для вегетації сільськогосподарських культур. Кліматичні умови сільськогосподарського виробництва характеризуються такими показниками: суми активних температур за період з середньодобовою температурою понад 10, становить 2600-2700 градусів, вегетаційний період - 165 днів, величина гідротермічного коефіцієнту (ГТК) - 1,4, кількість опадів за вегетаційний період випадає – 330-380 мм, а за рік - 520-570 мм. Останні весняні приморозки закінчуються в середньому 19 квітня, а перші починаються 16 жовтня, тривалість вегетаційного періоду 175-180 днів. Стійкий сніговий покрив утворюється в третій декаді грудня, а руйнується в третій декаді лютого. Середня висота снігового покриву 14-16 см. [1]
4.2 Методика проведення досліду
Дослідженню підлягав 20-сантиметровий шар ґрунту земель присадибних ділянок і прилеглих угідь та сіносумішок злакових багаторічних трав і коренеплоди картоплі. Визначення вмісту 137Сs в ґрунті та рослинницькій продукції проводилось спектрометричним методом на приладах АМА-ОЗФ, СЕГ-0,5Н, а 90Sr - радіохімічним методом в ґрунті та спектрометричним методом в рослинницькій продукції на приладі СЕБ-01. Заміри значень потужності експозиційної дози гамма-випромінення проводились дозиметром ДРГ-01Т.
Протягом останніх 22 років на ділянці відбиралися зразки ґрунту, основної продукції рослинництва та побічної для контролю за станом вмісту в них цезію-137 та стронцію-90. [1]
4.3 Характеристика забруднення ґрунтів на контрольному майданчику
В селі Пліщин Шепетівського району Хмельницької області розташований один з 33 контрольних майданчиків. Це малорозвинений регіон в плані важкої промисловості, практично відсутня гірничодобувна, пов'язана з корінними гірськими породами, яка викликає особливе забруднення атмосфери і території в цілому.
Гамма фон на контрольному майданчику після катастрофи на Чорнобильській АЕС зріс в 1,4 рази порівняно з 1985 роком. За останні 18 років з 20 мкР/год зменшився в 1,67, тобто став 12 мкР/год.
Щільність забруднення та радіоактивність ґрунту по 137Сs за цей же період зменшилася в 2,25 рази, тоді як по 90Sr, ці показники майже не змінилися. За останні 18 років гамма фон зменшився в 1,9 раз. Щільність забруднення по цезію зменшився в 3,8 раз, а радіоактивність ґрунту в 4,4 рази. По стронцію один і другий показник зменшилися приблизно в 3,7 рази. Це означає, що наша контрольна ділянка мало відображає ситуацію з забрудненням області в цілому. Найвищий показник щільності радіоактивного забруднення по цезію-137 спостерігалися в 1988 та 1998 роках і становив 0,1 кі/км2. Мінімальний показник 0,02 кі/км2 становив 1993р.
По стронцію-90 максимальний показник щільності радіоактивного забруднення 0,06 кі/км2 становив у 2003. Цікаво що досить високий показник щільності забруднення був до вибуху на Чорнобильській АЕС.
Найвищий показник вмісту цезію в ґрунті спостерігався в 1988 році цей показник спадав до 1993 р. і знову до 1998 року почав зростати. Що стало причиною таких стрибків невідомо.
Озима пшениця, як найбільш розповсюджена продовольча зернова культура на Поділлі, вбирає з ґрунту і повітря елементи-забруднювачі та радіонукліди. Спостереження на контрольній ділянці показали, що в динаміці вмісту і накопичення в зерні цезію - 137 і стронцію - 90 закономірностей, які були б характерними по всіх роках, не виявлено.
Співставлення забруднення основної і побічної продукції та ґрунтів на досліджуваній контрольній ділянці не свідчать про те, що не лише ґрунт є джерелом забруднення. Очевидно причина полягає в іншому і, насамперед, забруднення з повітря (пил, дощ).
Мікроелементи є блокувальниками надходження радіонуклідів у рослини, проте їхнього вмісту ані в ґрунті, ані в продукції ми не знаємо.
Здавалося б, чим більший вміст радіонуклідів в ґрунті тим більший їх вміст повинен бути в основній та побічній продукції,проте,дивлячись на табл.1, ми можемо побачити,що це не так. [1]
4.4 Гранично допустимий рівень забрудненості радіонуклідами
Міністерством охорони здоров’я України встановлено наказ №256 від 03.05.2006 зареєстрований в Міністерстві юстиції України 17. 07. 2006 за №845/12719 про затвердження Державних гігієнічних нормативів «Допустимі рівні вмісту радіонуклідів цезію-137 та стронцію-90 у продуктах харчування та питній воді». Згідно цього наказу встановлені такі гранично допустимі рівні вмісту 137Сs та 90Sr (табл..3).[6]
Табл. 1 Допустимі норми радіонуклідів в продукції рослинництва [5]
| Продукція | Допустимий вміст | Наявний вміст | ||
| 137Сs, Бк/кг | 90Sr, Бк/кг | 137Сs, Бк/кг | 90Sr, Бк/кг | |
| Озима пшениця | 50 | 20 | 35 | 4 |
| Ярий ячмінь | 50 | 20 | 26 | 6 |
| Горох | 60 | 20 | 22 | 4 |
| Кукурудза | 50 | 20 | 35 | 8 |
| Картопля | 60 | 20 | 13 | 11 |
| Цукровий буряк | 40 | 20 | 16 | 5 |
Хмельницьким обласним державним проектно-технологічним центром охорони родючості ґрунтів і якості продукції встановлено гранично допустимий рівень щільності забруднення ґрунтів радіоцезієм, він повинен не перевищувати 1 Кі/км2. При забрудненні ґрунтів радіо цезієм понад 15 Кі/км2 землі виводяться з сільськогосподарського використання. А щільність забруднення радіостронцію (порівняно з цезієм) набагато нижча - 0,1.
Якщо оглянути результати досліджень усієї області (рис. 2,3),то можна побачити, що навіть в найзабрудненіших ділянках вміст радіонуклідів та щільність радіаційного забруднення мало перевищує норму. На ділянці яку ми досліджували забруднення також не перевищує ГДР.
Одержані результати свідчать, що на даний момент територія в межах якої знаходиться наша контрольна ділянка не є забрудненою і є привабливою для вирощування продукції сільського господарства, в тому числі і екологічно чистої. [1]
Рис.2 Сумарне забруднення території України стронцієм-90 [3]
Рис.3 Сумарне забруднення території України цезієм-137[3]
Висновки
Розглядаючи таблиці та малюнки дослідницької роботи, можна побачити, що забруднення ділянки радіонуклідами не перевищує гранично допустимого рівня. Проте на одній і тій же ділянці протягом багатьох років починаючи з 1985 рівні забруднення дуже різноманітне і причинами цього коливання, на мою думку, можуть бути такі фактори:
· строки відбирання даних, тому що на пізніших стадіях розвитку рослин, останні вже могли ввібрати в себе велику частину радіонуклідів з ґрунту;
· погодні умови, які, як відомо, різноманітні в різні роки. Це питання ніхто з авторів цієї тематики ще досі не досліджував.
Можливо причина полягає в інших джерелах забруднення:
· є дані про внесення в окремі роки добрив, як мінеральних так і органічних, що також досить вагомо відбивається на показниках щільності радіаційного забруднення, вмісті радіонуклідів в продукції і ґрунті та їх коефіцієнтах накопичення. До того ж в 1992 році проводилося вапнування земель, що також безумовно вплинуло зміну показників;
· різні культури по різному вбирають як корисні елементи так і їх замінники, в даному випадку радіонукліди та важкі метали, що накопичуються в них. Навіть в різних сортів однієї і тієї ж культури особливості вбирання будуть різні.
Тому слід постійно проводити моніторинги та досліди, робити виміри рівня радіаційного забруднення,щоб вберегти нас від їх шкідливого впливу.
Джерела використаної інформації
1. Електронний ресурс
http://rada.shepetivka.net/content/view/322/324/
2. Електронний ресурс
http://chornobyl.in.ua
3. Електронний ресурс
http://www.stejka.com/ukr/xmelnickaja/wepetovka/map/vizi/
4. Електронний ресурс
http://www.nature.org.ua/gitom/06_02.htm
5. Електронний ресурс
http://www.moz.gov.ua/ua/portal/dn_20060503_256.html
