Вертикальна міграція 137Cs на природних і окультурених угіддях та її вплив на його накопичення рослинами

Размещено на http://www.allbest.ru/

БАКАЛАВРСЬКА РОБОТА

«Вертикальна міграція 137Cs на природних і окультурених угіддях та її вплив на його накопичення рослинами»

Вступ

Рослини, які виростають в умовах радіонуклідного забруднення ґрунту засвоюють радіонукліди та накопичують їх у своїй біомассі впродовж свого існування. Зауважимо, що фізико-хімічні властивості цезію (137Cs) подібні до калію (K), а стронцію (90Sr) до кальцію (Са). К та Са є надзвичайно важливими елементами в живленні рослин. Вони визначають процеси росту рослин та нормального функціонування рослинних клітин.

За таких умов наявність у грунті 137Cs та 90Sr приводить до інтенсивного накопичення цих радіонуклідів рослинами. Інші радіонукліди (плутоній, європій, уран та ін.) не є аналогами важливих для життєдіяльності рослин хімічних елементів, що визначає їх низькі значення накопичення в рослинах. Наприклад, рівні накопичення плутонію рослинами в тисячу разів менші ніж цезію.

Україна є країною з розвиненим сільським господарством, вагомою складовою якого є рослинництво. Внаслідок аварії було забруднено радіонуклідами 3,5 мільйони га сільськогосподарських угідь, що обумовило широкомаштабне дослідження процесів накопичення радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами. Частина досліджень проводилась і на території Чорнобильської зони відчуження. Було створено декілька дослідницьких полігонів, на яких експериментували з вирощуванням різних видів рослин при різних умовах культивування та при різних умовах радіонуклідного забруднення.

На вказаних полігонах дослідження проводили впродовж 1993 по 1999 роки. Було залучено велику кількість наукових установ України, Росії та Білорусі. Серед національних установ працювали Чорнобильський центр міжнародних досліджень, Український науково-дослідний інститут сільськогосподарської радіоекології, Інститут агроекології НАН України та інші. Експериментували з великою кількістю видів сільськогосподарських рослин: вівсом, райграсом, кукурудзою, ячменем, картоплею, ріпаком, а також навіть проводили дослідження з виноградом та олійним маком. Основними результатами проведених досліджень є визначення величин накопичення радіонуклідів в рослини. Тобто встановлено - яка кількість радіонукліду і в якому органі рослини накопичується. Виявилось, що кожен вид рослин або навіть сорт, має власну здатність до накопичення того чи іншого радіонукліду.

Також виявилось, що в залежності від якості ґрунту (агрохімічних властивостей ґрунту - рН, вмісту у ґрунті фосфору, калію, азоту, гумусу та ін.), величини накопичення дуже змінюються. Наприклад рівні накопичення 137Cs в кормових культурах (райграс) вирощених на торф'яних ґрунтах майже втричі вищі від рівнів накопичення в умовах піщаних ґрунтів.

Також встановлено, що 137Cs та 90Sr по різному накопичуються рослинами. Рівні накопичення 90Sr в 5 і більше разів вищі, ніж рівні накопичення 137Cs.

Мета

1. Визначити вертикальну міграцію 137Cs на окультурених угіддях(поле)

2. Визначити коефіцієнт переходу 137Cs в природних угіддях(лугах)

3 Порівняти зразки з поля і лугу та зробити відповідні висновки про накопичення його в грунті.

РОЗДІЛ 1. ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ

радіоактивний забруднення міграція дезактивація

1.1 Шляхи надходження радіоактивних речовин у навколишнє середовище

Основними джерелами радіоактивного забруднення навколишнього середовища в Україні є:

- ядерні вибухи;

- теплові енергетичні станції;

- промислові комплекси з повним ядерним паливним циклом, атомна промисловість;

- неконтрольоване використання радіонуклідовмісних сировинних матеріалів.

Ці джерела нерівноцінні за потужністю забруднення, ізотопним і фазовим складом забруднювачів. Індукування хімічних елементів космічним випромінюванням.

Космічне випромінювання - це іонізуюче випромінювання, що безперервно надходить на поверхню Землі із світового простору. В результаті взаємодії первинного космічного випромінювання (нейтронів, протонів тощо) з ядрами атомів О, N, Аг атмосфери утворюються космогенні радіонукліди, що потім надходять на земну поверхню з атмосферними опадами. Ця група представлена 20 радіонуклідами з періодами напіврозпаду від 32 хвилин до 7,4.105 років.

Найбільш значущі в радіоекологічному відношенні радіонукліди - 3Н, 7Ве та інші.

Випробування ядерної зброї.

При випробуванні атомної зброї величезна кількість радіоактивних речовин виноситься в атмосферу. Це перше джерело штучного радіоактивного забруднення навколишнього середовища. З 1945 до 1980 рр. в атмосфері було проведено 450 атомних і термоядерних вибухів загальною потужністю 545 Мт [3].

При ядерних вибухах утворюється близько 250 ізотопів 35 елементів (із них 225 радіоактивних) як безпосередньо частинок поділу ядер важких елементів (235U, 23ІРu, 233U, 238U), так і продуктів їх розпаду з періодом напіврозпаду від кількох секунд до мільйонів років.

Більшість утворюваних радіонуклідів є бета- і гамма-випромінювачами (131J, І37Сs, та інші.), решта випускають або лише ?- (90Sr та інші.), або ?-частки (І44Nd, І47Рг).

Крім радіоактивних продуктів поділу, до радіонуклідів, що утворились, входить і частина атомного заряду, що не вступила в реакцію. У сучасних ядерних пристроях коефіцієнт використання заряду становить близько 20 %. Елементи заряду (уран, плутоній), що не вступили в реакцію, розпилюються силою вибуху на найдрібніші частинки, що містять атоми з властивостями вихідних радіонуклідів.

У результаті реакції активації в районі вибуху з'являється додаткове джерело радіоактивного забруднення місцевості -- наведена радіоактивність. Захоплення нейтронів від реакції поділу урану і плутонію ядрами багатьох хімічних елементів призводить до появи радіоізотопів (продуктів активації) в атмосферному повітрі (І4С, 3Н, 39Аг), воді (24Na, 35S, 65Zn та інші.), грунті (45Са, 24Nа, 27Мg, 29Аl, 31Si). Більша частина їх розпадається з випуском ?-часток і ? випромінювання.

Ядерні пристрої, що грунтуються на принципі "поділ-синтез-поділ" (термоядерні вибухи), забруднюють навколишнє середовище радіоактив-ними частинками поділу 238U і 239Рu, а також тритієм і радіо вуглецем .

Останнім часом основними джерелами опромінення є 137Сs і 90Sr [11].

Теплові енергетичні станції.

Значні надходження радіонуклідів у навколишнє середовище за використання кам'яного вугілля на паливо. Річна потреба вугілля в світі становить кілька мільярдів тонн, із яких 70 % спалюється на електростанціях, 20% -- у коксохімічному виробництві і 10% -- використовується для опалення.

У кам'яному вугіллі, як і в інших земних породах, містяться природні радіонукліди. Вітчизняні родовища кам'яного вугілля характеризуються вмістом 238U - від 3 до 520 Бк/кг, 232Th - від 3 до 320Бк/кг, а також 40К- від 0,7 до 70 Бк/кг.

Розмір радіоактивного забруднення атмосфери при спалюванні вугілля залежить від ряду факторів: вмісту радіоактивних ізотопів у використовуваному вугіллі, кількості спалюваного вугілля, технології спалювання, ефективності систем уловлювання попелу та інших продуктів.

Промислові комплекси з повним ядерним паливним циклом, атомна промисловість

На всіх етапах закінченого ядерного паливного циклу, починаючи з видобутку уранової сировини, її збагачення і закінчуючи переробкою відпрацьованого палива, захороненням високоактивних відходів, відбувається вивільнення штучних радіонуклідів у навколишнє середовище, а також прискорення темпів міграції важких природних радіонуклідів.

Нині атомна енергетика розвивається в основному для виробництва електроенергії, частка якої в загальному споживанні енергоресурсів близько 20 %, а в деяких країнах - до 80 %, в Україні - до 40 %. Але внаслідок виснаження інших енергетичних ресурсів (нафта, газ, кам'яне вугілля) подальший розвиток атомної енергетики піде по шляху розширення її застосування, якщо не буде знайдено альтернативного замінника. Передбачається, що до кінця цього століття частка атомної енергії в неелектричних технологіях становитиме 10-15 %.

Атомна енергетика нині розвивається на основі реакторів на теплових і швидких нейтронах.

При роботі ядерних енергетичних установок радіонукліди утворюються в результаті поділу ядер палива і активації нейтронами матеріалів в активній зоні. Їх вміст зумовлюється часом експлуатації твелів і часом, що минув з моменту зупинення реактора [7].

За фізико-хімічним станом і поведінкою радіонуклідів у технологічних системах АЕС і навколишньому середовищі виділяють такі групи радіоактивних відходів:

- радіоактивні благородні гази (41Ar, 85,85m87,88Kr, 133,133m,135,135mXe), 3H.

- леткі речовини (129I,131I,132I,133I,135I, 134Cs,137Cs);

- нелеткі речовини ( 89Sr,90Sr,91 Sr, та інші.)

Основною потенційною небезпекою є аварії на АЕС. За період експлуатації АЕС у 14 державах сталося понад 150 аварій різного ступеня складності, що супроводжувались викидами радіоактивних речовин.

Найбільшою аварією в світі на АЕС стала аварія 1986 року на 4 блоці Чорнобильської АЕС із зруйнуванням активної зони реакторної установки і частини споруди, в якому вона розміщувалась.

Сумарний викид радіонуклідів за межі проммайданчика АЕС (без радіоактивних інертних газів) становив близько 1,9?1018 Бк - близько 3,5 % загальної кількості радіонуклідів, накопичених у реакторі на момент аварії [14].

Неконтрольоване використання радіонуклідовмісних сировинних матеріалів.

У процесі видобутку й переробки природні радіонукліди перерозподіляються і можуть зумовити локальне підвищення опромінення.

Загалом незалежно від походження техногенні радіонукліди характеризуються різним ступенем радіо токсичності, рухомості і т.д [3].

Розповсюдження радіонуклідів в атмосфері.

Масштаби й інтенсивність міграції радіонуклідів в атмосфері визначаються: ефективною висотою викидів їх в атмосферу, фазовим станом викидів (рідкі, тверді, газоподібні), формою і дисперсністю частинок аерозолей, географічними координатами місця викиду, атмосферними умовами (швидкість вітру, вологість повітря, опади, температурна стратифікація тощо).

Залежно від впливу цих факторів виділяють локальні, тропосферні і стратосферні (глобальні) випадіння.

Локальні випадіння спостерігають у районі до кількох сот кілометрів у напрямку від джерела. Радіоактивні речовини локальних випадінь поширюються в нижніх шарах атмосфери. Тривалість випадінь залежить від пори року і широти місцевості: більша в північній півкулі, менша - в південній. У межах невеликих районів залежить від наявності атмосферних опадів. У цілому тривалість локальних випадінь становить від 1 до 40 днів.

Тропосферні випадіння бувають при ядерних вибухах і великих аваріях на АЕС. При ньому радіоактивні речовини сягають висоти 4--10 км. На цих висотах домінують повітряні потоки загальнопланетарного характеру і радіоактивні речовини до осідання встигають обігнути земну кулю. В помірних широтах північної півкулі до великих висот в тропосфері панують майже суто західні вітри, біля земної поверхні -південно-західні, і аерозолі переносяться в напрямку із заходу на схід. Переміщення на північ і південь незначне, внаслідок чого в північній півкулі максимальна щільність випадінь зареєстрована на широтах здійснення вибухів - 30є-50є.

Вибухи потужністю в кілька кілотонн тротилового еквіваленту забруднюють в основному тропосферу. Великі вибухи мегатонної потужності (забруднюють, головним чином, стратосферу).

Період наліво чищення верхніх шарів тропосфери варіює в середньому від 20 до 40 діб, нижніх до кількох діб. Навесні і влітку очищення швидше, ніж восени і взимку. Період напів очищення стратосфери від радіоактивних речовин становить близько 2 років [4].

1.2 Особливості міграції радіонуклідів в об'єктах сільського господарства

Значна частка радіонуклідів перебуває у ґрунті, як у поверхні, так і у нижніх шарах, причому їхня міграція великою мірою залежить від типу ґрунту, її гранулометричного складу, водно-фізичних і агрохімічних властивостей.

У час викиду 137Cs в оточуюче середовище, радіонуклід спочатку перебуває у добре роствореному стані ( дрібнодисперсні частинки й т.д.)

У таких випадках надходження у грунт 137Cs легко доступний для засвоєння рослинами. Надалі радіонуклід може входить у різні реакції у ґрунтах і рухливість його знижується, збільшується міцність закріплення, радіонуклід “старіє”, а таке “старіння” представляє комплекс ґрунтових кристалохімічних реакцій із можливим входженням радіонукліда в кристалічну структуру вторинних глинистих мінералів.

Механізм закріплення радіоактивних ізотопів у ґрунті, їх сорбція має велике значення, оскільки сорбція визначає міграційні якості радіоизотопів, інтенсивність поглинання їх ґрунтами, отже, і спроможність проникати в коріння рослин. Сорбція радіоизотопів залежить від багатьох факторів, і однією з основних є механічний і мінералогічний склад грунту , тяжкими по гранулометричному складу ґрунтами поглинені радіонукліди, особливо 137Cs, закріплюються сильніше, ніж леткими і із зменшенням розміру механічних фракцій грунту міцність закріплення ними 90Sr і 137Cs підвищується. Найбільш міцно закріплюються радіонукліди мулистою фракцією грунту.

Більшого утримування радиоізотопів у ґрунті сприяє його присутність серед хімічних елементів, близьких за хімічними властивостями до цих ізотопів. Так, Ka - хімічний елемент, близький за своїми властивостями 90Sr і внесення вапна, особливо у ґрунту із високим кислотністю, веде до збільшення поглинайних здібностей 90Sr і до зменшення його міграції. Ka схожий за своїми хімічними властивостями з 137Cs. Внаслідок цього у грунтовому розчині відбувається сильне розведення вмікрокількостях 137Cs іонами Ka, і за поглинанні їх кореневими системами рослин відзначається конкуренція за місце сорбції лежить на поверхні коренів. Тому, за вступі цих елементів з ґрунту в рослинах спостерігається антагонізм іонів Cs і Ka.

З іншого боку ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількість опадів).

Встановлено, що 90Sr потрапив на поверхню ґрунту, вимивається дощем в нижні шари. Слід зазначити, що міграція радіонуклідів у ґрунтах протікає повільно і їх переважна більшість перебуває у шарі 0 - 10см.

Нагромадження (винесення) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами що залежить від властивості ґрунтів та біологічної особливості рослин. На кислих ґрунтах радіонукліди вступають у рослини значно увеликих кількостях, ніж із ґрунтів слабо кислих. Зниження кислотності ґрунту, як правило, сприяє зменшенню розмірів переходу радіонуклідів в рослини. Вміст 90Sr і 137Cs в рослинах може змінюватися у середньому 10 - 15 раз.

А міжвидові відмінності сільськогосподарських культур в накопичення цих радіонуклідів спостерігається зернобобовими культурами. Наприклад, 90Sr і 137Cs, у два - шість раз інтенсивно поглинається зернобобовими культурами, ніж злаковими.

Надходження 90Sr і 137 Cs в трави на луках і пасовищах визначається характером розподілу у ґрунтовому профілі. На природних луках, цезій перебуває у шарі 0-10 см, у попередні роки після аварії не відзначена значна вертикальна міграція його в ґрунту.

Заплавна рослинність більшою мірою накопичує 137Cs , ніж суходольна. Нагромадження радіонуклідів трав'янистими рослинами залежить від особливостей структури дернини.

Культури з низьким вмістом калію менше накопичують Cs. Злакові трави накопичують менше цезію ніж бобові. Рослини порівняно стійкі до радіоактивного впливу, однак вони можуть накопичувати стільки радіонуклідів, що стають непридатними для вживання .

Надходження 137 Cs в рослини залежить від типу ґрунту. За рівнем зменшення накопичення цезію врослини ґрунту можна розмістити в такій послідовності: дерново-підзолисті, супіщані, дерново-підзолисті суглиникові, сірі лісові, чорноземи тощо. Нагромадження радіонуклідів в врожаї залежить тільки від типу ґрунту, а й від біологічної особливості рослин.

Зазначається, що калієфільні рослини зазвичай поглинають більше 90Sr, чим рослини бідні Ca. Найбільше накопичують 90Sr бобовими культурами, менше коренеплоди й бульбоплоди, і ще менше злакові.

Нагромадження радіонуклідів в рослині залежить від вмісту у ґрунті елементів харчування. Так встановлено, що удобрювач, внесених в дозах 90N ,90Р , збільшує концентрацію 137Cs в овочевих культурах в 3 - 4 рази, а аналогічні внесення калію у два - 3 разу знижує його зміст. Позитивний ефект зменшення надходження 90Sr в врожай зернобобових культур надає зміст кальцій містять речовин. Приміром внесення в чорнозем вапна в дозах, еквівалентних гідролітичної кислотності, зменшує надходження 90Sr в зернові культури у 1,5 - 3,5 рази.

Ефективність накопичення радіонуклідів в врожаї рослин впливають органічні добрива і метеорологічні умови, а ще й час їхнього перебування на ґрунті. Встановлено, що накопичення 90 Sr , 137Cs п'ять років після їхнього попадання у грунт знижується в 3 - 4 раза .

1.3 Фактори, що впливають на надходження радіонуклідів в рослини

Засвоєння радіонуклідів рослинами з ґрунту залежить від комплексу чинників, серед яких можна виділити чотири основних: Фізико-хімічні та механічні властивості ґрунту, біологічні особливості рослин, фізико-хімічні особливості радіонуклідів і особливості агротехніки обробки культур.

Роль основних фізико-хімічних [2]. і агрохімічних показників ґрунту, що визначають рухливість радіонуклідів у системі ґрунт - рослина, вданий час вивчена достатньо повно, хоча в кількісному відношенні вплив окремих властивостей ґрунту неоднаковий для різноманітних радіонуклідів. У цілому спрямованість дії ґрунтових властивостей на біологічну рухливість радіонуклідів можна описати таким чином: доступність рослинам радіонуклідів підвищується зі зменшенням вмісту в ґрунті фізичної глини, мулу, органічної речовини, обмінних катіонів, місткості поглинання. Неоднозначно впливають на доступність засвоєння рослинами радіонуклідів такі особливості ґрунту, як рН, вміст карбонатів і вогкість.

Місткість поглинання та обмінні катіони. Збільшення обмінної місткості ґрунту обумовлює, як правило, зростання міцності сорбції мікро -кількості радіонуклідів, а склад обмінних катіонів визначає специфіку обмінних реакцій .

Засвоєння радіонуклідів рослинами з ґрунту залежить від комплексу чинників, серед яких можна виділити чотири основних: фізико хімічні та механічні властивості ґрунту, біологічні особливості рослин, фізико-хімічні особливості радіонуклідів і особливості агротехніки обробки культур.

Роль основних фізико-хімічних і агрохімічних показників ґрунту, що визначають рухливість радіонуклідів у системі ґрунт - рослина, вданий час вивчена достатньо повно, хоча в кількісному відношенні вплив окремих властивостей ґрунту неоднаковий для різноманітних радіонуклідів. У цілому спрямованість дії ґрунтових властивостей на біологічну рухливість радіонуклідів можна описати таким чином: доступність рослинам радіонуклідів підвищується зі зменшенням вмісту в ґрунті фізичної глини, мулу, органічної речовини, обмінних катіонів, місткості поглинання. Неоднозначно впливають на доступність засвоєння рослинами радіонуклідів такі особливості ґрунту, як рН, вміст карбонатів і вогкість.

Місткість поглинання та обмінні катіони. Збільшення обмінної місткості ґрунту обумовлює, як правило, зростання міцності сорбції мікро -кількості радіонуклідів, а склад обмінних катіонів визначає специфіку обмінних реакцій радіонуклідів з їх хімічними аналогами макроносіями по відношенню до цих радіонуклідів [4]. Накопичення рослинами 90Sr в більшості випадків обернено пропорційно до місткості поглинання ґрунту і кількості в ній обмінного Ca. 90Sr пересувається по харчових ланцюжках разом з Ca, який є одним з важливих біогенних елементів, але не ідентично з ним. При переході 90Sr забіологічними ланцюжками відношення 90Sr до Са, як правило, змінюється і в наступній ланці становиться менше. Із зростанням концентрації Са у ґрунті зменшується відношення радіостронцію до Ca у рослині.

Це зменшення спостерігається до рівня вмісту Ca, що дорівнює 100% ємності катіонного обміну ґрунту. Відношення 90Sr до Ca у рослині менше, ніж у ґрунті. Це явище більш різко виражене у ранні фази розвитку рослин і слабше ? у пізній період. Взагалі середній коефіцієнт дискримінації (відношення 90Sr/Ca у рослині до 90Sr/Ca у ґрунті ) для 90Sr в системі ґрунт рослина приймається 0,8. Перехід радіонуклідів Cs ґрунту в рослини, в значній мірі, визначається вмістом в ґрунті обмінного калію: зі збільшенням його концентрації інтенсивність поглинання 137Cs рослинами знижується. Коефіцієнт дискримінації 137Cs по відношенню до К залежить, в першу чергу, від властивостей ґрунту, а також від особливостей рослин. В умовах піщаних культур різниця у вмісті 137Cs на 1г К у рослинах, порівняно з ґрунтом, складає 0,28-0,87 в різні періоди розвитку рослин (пшениця, горох). Для суглинків, чорнозему коефіцієнт дискримінації 137Cs по відношенню до К складає 0,0008-0,044. Однак між відношенням та радіоцезію і К у рослині і відношенням їх у ґрунті в більшості випадків пропорційності не спостерігається. Коефіцієнт дискримінації 137Cs по відношенню до К при переході цих елементів із ґрунту в рослини сильно залежить від властивостей ґрунту, особливостей рослині та ін.

Підвищеному переходу радіонуклідів із ґрунту в рослини сприяє кисла реакція ґрунтового розчину і нестача калію. Є висновки, що вміст радіостронцію в овочах, картоплі знижується від ранньоспілих сортів до сортів, які дозрівають пізно.

Механічний склад. Із збільшенням дисперсності ґрунтових частинок доступність радіонуклідів рослинам знижується. Найбільший вплив на рухливість радіонуклідів у ґрунтах надають частинки фізичної глини і мулу, що володіють більшою поглинальною здатністю, в порівнянні з більш крупними фракціями. Радіонукліди Sr, Cs, Co міцно закріплюються в ґрунті, який вміщує велику кількість високодисперсних глинистих частинок. Додавання до піску мулистої фракції чорнозему або дерново-підзолисті ґрунти знижує накопичення Sr у врожаї вівса і пшениці в 1,5-2 рази, для 137Cs цей ефект є більш значним. Коефіцієнти накопичення на піщаних ґрунтах є в 4 рази вищими, ніж на суглинних, 137Cs відповідно в 100 разів, а 60Со - в 40 разів [4]. За здатністю до сорбції цих ізотопів ґрунти розташовуються в наступному порядку: дерново-підзолисті, сіроземи, жовтоземи, червоноземи, каштанові, чорноземи. Найбільший перехід радіоцезію в рослини відмічають на піщаних та супіщаних ґрунтах з низьким вмістом глинистих мінералів та органічної речовини. Проте в межах однієї ґрунтової групи характер надходження 137Cs у рослини може змінюватися залежно від ємності поглинання ґрунту, вмісту макро та мікроелементів, рН ґрунтового розчину.

Такий вплив дрібних фракцій ґрунту пов'язаний з більш міцною фіксацією в них радіонуклідів, що, в свою чергу, обумовлено як більшою питомою поверхнею глинистих та мулистих частинок, так і зміною хімічних властивостей ґрунтів: підвищуються вміст обмінних катіонів і органічної речовини, а також місткість поглинання. У цілому вплив ґрунтових властивостей на біологічну швидкість радіонуклідів можна описати наступним чином: перехід радіонуклідів у рослини збільшується при зменшенні вмісту в ґрунті глини, мулу, органічних речовин, ємності поглинання.

Результати вивчення міграції радіонуклідів у ґрунті, яке проводилося Науково-інженерним Центром радіогідроекологічних полігонних досліджень НАН України [229], свідчать про підвищену швидкість вертикальної міграції радіо-цезію в ґрунтових розрізах деяких типів зон тектонічних порушень. Вказується на механізм реалізації цього явища: тектонічне порушення - зменшення щільності порід - виробка негативної форми рельєфу - підвищена вологість порід зони аерації - інтенсивна міграція вологи - просування фронту радіонуклідів.

Вміст гумусу. Органічна речовина ґрунту робить різний вплив на доступність радіонуклідів рослинам. Зниження надходження радіонуклідів у рослини з ґрунтів з високим змістом гумусу пов'язано зі здатністю гумінових кислот адсорбувати іони металів. Крім високої катіонообмінної здатності, органічні речовини ґрунту можуть створювати міцні комплекси з радіонуклідами, які не засвоюються рослинами.

Суперечливі дані є відносно впливу органічної речовини ґрунту на доступність рослинам 137Cs. В одних випадках наголошується незначна роль органічної речовини в процесі фіксації цього радіонукліду, в інших підкреслюється, що органічні сполуки збільшують рухомість радіонуклідів цезію або знижують перехід 137Cs з ґрунту в рослини.

Вплив фізико-хімічних властивостей радіонуклідів. Фізико-хімічні особливості радіонуклідів - найважливіший чинник, що визначає їх біологічну рухливість у системі “ґрунт - рослина”. Накопичення радіонуклідів і характер їх розподілу по органах рослин визначаються, в першу чергу, потребою в них рослинних організмів. У рослинах у великих розмірах концентруються радіонукліди, які представляють елементи, що необхідні для нормальної життєдіяльності рослин (радіонукліди I, Zn, Mn). Сильний ступінь акумуляції характерний також для радіонуклідів, макро-кількості ізотопних носіїв яких відносяться до біологічно важливих елементів (90Sr-Са, 137Cs-К). Ці радіонукліди, окрім високих коефіцієнтів накопичення, відрізняються переважним концентруванням в надземних органах рослин, в порівнянні з коренями.

Радіонукліди біологічно інертних елементів (фізіологічна роль їх ще маловивчена) або фітотоксичних елементів (Се, важкі природні18 радіонукліди, трансуранові радіонукліди) при високих концентраціях в ґрунтах поглинаються рослинами в мінімальних кількостях, основна частина цих радіонуклідів депонується в кореневій системі. І лише при високому вмісті цих радіонуклідів у ґрунті, який перевищує “граничні фітотоксичні рівні”, можливі порушення фізіологічних бар'єрів тканин рослин і різке зростання переходу таких радіонуклідів в надземну масу рослин. Одним з найпоширеніших сполук Н є його окис (3ННО), який за своїми хіміко-фізичними властивостям майже повністю є ідентичним воді. В зв'язку з цим він рівномірно розподіляється у водній фазі ґрунту і рослинного організму. Дискримінація 3Н щодо легкого ізотопу воднюпротія при кореневому надходженні в рослині практично відсутня. Проте при включенні 3Н в органічні сполуки рослин спостерігається дискримінація 3Н по відношенню до 1Н , яка може досягати 20%. У процесі фотосинтезу дискримінація 3Н може скласти 2-кратну величину. 137Cs та 90Sr. Залежно від фізико-хімічних властивостей радіонуклідів, їх накопичення рослинами варіює в дуже широких масштабах.

Найвищою біологічною рухливістю відрізняються 90Sr і 137Cs. Коефіцієнти накопичення рослинами 89Sr і 90Sr можуть досягати 20, а 134Cs і 137Cs - 2. При цьому значна частина (60-80%) радіонуклідів нагромаджується в надземній частині рослин. Для розподілу 137Cs і особливо 90Sr, по надземних органах рослини характерною є висока концентрація їх у вегетативних частинах, в порівнянні з репродуктивними. Найбільш високими КН 90Sr характеризуються одно і багаторічні трави, що забезпечує його інтенсивне включення через кормові міграційні ланцюжки в тваринницьку продукцію (в першу чергу, в молоко). Значне накопичення 90Sr відзначено у гороху як типового представника кальцієфільних рослин. Дуже низькі КН відрізняють зерно кукурудзи. По накопиченню 137Cs також виділяються одно і багаторічні трави, горох, низькі КН 137Cs характеризують зернові культури.

На процеси міграції радіонуклідів впливають різні форми їх перебування у ґрунті: водорозчинна, обмінна та фіксована. Водорозчинні сполуки, як правило, є доступними і придатними до міграції в ґрунтовому покрові. Обмінна форма розглядається, як резерв водорозчинної.

Результати досліджень форм перебування радіонуклідів, в основному 90Sr і 137Cs, у пошарових пробах кількох вертикальних розрізів дерново-підзолистого, супіщаного і торф'яного ґрунту показали, що для 90Sr в цілому характерна більш інтенсивна, порівняно з 137Cs, міграція в ґрунтах. Характер міграційних кривих для окремих форм і радіонуклідів в цілому у більшості випадків схожий. У дерново-підзолистих ґрунтах мобільні форми 137Cs розподілені практично синхронно з валовим вмістом 137Cs, 80-90% якого зосереджено в верхньому 1 см шарі ґрунту.

Визначено випередження протікання міграційних процесів для водорозчинної форми. Біля 60% валового вмісту 90Sr , а також його мобільних форм зосереджується в шарі 0-1см. У дерновослабкопідзолистих ґрунтах відмічено незалежний характер розподілу водорозчинних форм 137Cs.

90Sr розподіляється за вертикальним профілем практично рівномірно. У дерново-підзолистому ґрунті відмічається більш інтенсивне заглиблення як 137Cs, так і 90Sr. У верхньому шарі ґрунту залишається не більше 30% загальної кількості радіонукліду.

В останній час зросла цікавість до питання про роль низькомолекулярних органічних сполук ґрунту в накопиченні радіонуклідів рослинами, бо ці сполуки відносяться до числа найбільш біологічно доступних, міграційно-здатних і роблять чималий внесок (у деяких випадках до 70-90%) у процес надходження радіонуклідів у рослини. Отримано ряд даних, які дають можливість пов'язувати міграційні процеси радіонуклідів і накопичення їх рослинами з діяльністю ґрунтових мікроорганізмів. У зв'язку з цим показано, що не можна ігнорувати роль ґрунтових мікроорганізмів як основних деструкторів органічних речовин. Показано, що процеси формування доступних форм 90Sr залежать, в основному, від стану фізико-хімічних процесів, які відбуваються в ґрунті, і в меншому ступені, ніж для 137Cs, пов'язані з життєдіяльністю мікроорганізмів, які беруть участь у деструкції органічної речовини ґрунту.

РОЗДІЛ 2. УМОВИ ТА МЕТОДИКА

Відбір проб рослин.

Відбір рослинницьких проб при радіоекологічному моніторингу проводилося згідно з галузевим стандартом України: СОУ 01.1-37-426:2006. «Якість продукції рослинництва. Методи відбору проб для радіаційного контролю», Проби рослин відбиралися на тих самих ділянках, що і проби ґрунту. Надземну частину трав'яного покриву, з площі 1 м2 на висоті від 3 до 5 см. від поверхні ґрунту, зрізали ножем (не засмічуючи ґрунт). Середню пробу поміщали в поліетиленовий пакет та прикріплювали етикетки з інформацією про поле, вид рослини, які зберігалися до закінчення вимірювань.

Продукцію висушували. Висушені зразки розмелювали, просіювали через сито з діаметром отворів 1 мм і розміщали в посудинах для вимірювання. Проби, підготовлені для вимірювання, зважували на електричних терезах типу ВЛКТ-500г-М. Підготовлені таким способом зразки використовувались для визначення вмісту 137Cs.

Відбір проб ґрунту.

У кожній елементарній ділянці проводили відбирання проб ґрунту відповідно до СОУ 74.14-37-425:2006. «Якість ґрунту. Методи відбору проб ґрунту для радіаційного контролю». Проби ґрунту відбирали на глибині 0,2 м, по 5 точкових проб на однорідно забруднених ділянках методом конверта, та робимо середню пробу, яка має бути не менше 1 кг. Середню пробу поміщали в поліетиленовий пакет, туди ж вкладали протокол відбору проби ґрунту, який містив інформацію про місце відбору та висушували.

Методом конверта зразки грунту відбиралися по кутах і в центрі кварталу на відстані 20-25 м від його меж. Розмір конверта залежав від розміру кварталу та кількості зразків, що відбирались в ньому. Кількість зразків визначалась в залежності від гамма-фону та рельєфу місцевості. Якщо гамма-фон на території кварталу відрізнявся в два і більше разів, то в такому випадку відбирали другу пробу [1, 10, 25].

Відбір зразків ґрунту проводили з використанням лопати та циліндричного пробовідбірника (діаметр 3,7 см) на задану глибину.

Визначення вмісту 137Cs в дослідних зразках за допомогою радіометра РУБ.

Відібрані проби вимірювали на радіометрі РУБ 01-П6, який відноситься до радіометричних приладів спеціального призначення. Він використовується для санітарно-гігієнічного контролю об'єктів природного середовища на вміст радіоактивного цезію.

Радіометр дозволяє проводити вимірювання питомої та об'ємної радіоактивності проб з питомою вагою 0,25-1,5 г/см3 та будь-якою вологістю, а також може бути використаний для експресного визначення вмісту радіонуклідів цезію в організмі людини.

Діапазон вимірювання становить від 20 до 2х105 Бк/кг при об'ємі проби 1 л.

В залежності від кількості проби вимірювання проводили в сосудах Марінеллі місткістю 1 л і поліетиленових чашках Дента об'ємом 100 см3.

Перед початком вимірювань радіометр готували до роботи у відповідності з його технічним описом та інструкцією по експлуатації.

Після цього проводили перевірку дієздатності радіометра за допомогою контрольного джерела гамма-випромінювання при заданому коефіцієнтів нормування [10, 25].

Після вибору типу вимірювальної кювети та об'єму її заповнення встановлювали відповідний коефіцієнт нормування.

Перед початком вимірювань на вимірювальному пристрої радіометра РУБ-01-П6 встановлювали режим вимірювання в положення "6 %", який забезпечує мінімальну статистичну похибку вимірювання.

Перед вимірюванням активності проби визначали середній рівень показань радіометра, що зумовлений фоновим випромінюванням. Для цього в підготовлений для роботи радіометр встановлювали вимірювальну кювету і проводили підряд 10 вимірювань фонового значення.

Середнє значення фону - Аф в Бк визначали за формулою:

Аф = (Ас1 + Ас2 +...Асn)/n;

де n - число вимірювань.

Після визначення середнього значення фону і середнього значення проби з фоном, розрахунок активності проводили за формулою:

Ам = (Ас - Аф)/М;

де Ам - масова активність виміряної проби;

Ас - сумарна активність проби з фоном;

Аф - активність фону;

М - маса проби, кг.

Визначення коефіцієнта накопичення 137Cs. Коефіцієнт накопичення (КН) 137Cs з ґрунту в рослини визначали як відношення питомої активності радіонукліда в рослинній продукції (Бк/кг) до питомої активності ґрунту (Бк/кг) в перерахунку на повітряно-суху вагу:

Визначення коефіцієнта переходу 137Cs. Коефіцієнт переходу (КП) 137Cs з ґрунту в рослини визначали як відношення питомої активності радіонукліда в рослинній продукції (Бк/кг) до щільності забруднення ґрунту (кБк/м-2) в перерахунку на повітряно-суху вагу:

РОЗДІЛ 3. РЕЗУЛЬТАТИ ТА ЇХ ОБГОВОРЕННЯ

Як свідчать результати аналізів, наведені у таблиці 1, питома і поверхнева радіоактивність 137Cs у дерново-підзолистому грунті в умовах природного луку, тобто на неораному грунті, поступово з глибиною зменшувалася. В умовах орного угіддя - поля, на якому щорічно на глибину 20-25 см здійснювался оранка, рівень радіоактивності до глибини 40 см практично був однаковий (таблиця 2). І тільки на глибині 40-50 см спостерігалося різке зниження радіоактивності.

Таблиця 3.1. Вертикальна міграція 137Cs в грунті в умовах природного луку (щільність грунту 1,35 г/см3)

Шар грунту, см	Питома активність, Бк/кг	Поверхнева активність
		кБк/м2	Кі/км2
0-10	122,0	16,80	0,45
10-20	108,4	14,63	0,40
20-30	99,5	13,43	0,36
30-40	94,0	12,69	0,34
40-50	91,8	12,39	0,33

Ці явища цілком зрозумілі: на цілиному грунті іде промивання грунту дощовими і талими водами і поступове заглиблення радіонуклідів. В умовах поля іде постійне перемішування верхніх шарів грунту, яке гальмує цей процес, переміщуючи шари грунту знизу на гору і навпаки.

Звертає на увагу те, що рівень забруднення грунту в умовах поля був майже удвічі нижчий за забруднення грунту природного лугу. Це можна поянити процесами своєрідної фітодезактивації грунту - його очищенням від радіонуклідів за рахунок виносу врожаєм - процесом, який систематично відбувався протягом 26 років. В умовах природного луку трави скошувалися неповністю і нерегулярно. Тому цей процес в таких умовах був менш виражений.

Можна констатувати, що на угіддях, де проводилися відбори зразків грунту, рівень поверхневої радіоактивності не перевищував межі, яка розділяє забруднені за 137Cs і умовно незабруднені території (37 кБк/м2 або 1 Кі/км2). Хоча ці території за результатами радіоекологічної паспортизації, яка була проведена у перші роки після аварії, були віднесені до зони 4 - зон підвищеного радіоекологічного контролю. І це цілком пояснюється: за більш як чверть століття практично розпалися короткоживучі і середньо живучі радіонукліди, в 1,7 разів зменшилася радіоактивність довго живучих 137Cs і 90Sr, велика частка радіонуклідів, яка свідчать наведені дані, заглибилася у грунт.

Таблиця 3.2. Вертикальна міграція 137Cs в грунті в умовах поля (щільність грунту 1,30 г/см2)

Шар грунту, см	Питома активність, Бк/кг	Поверхнева активність
		кБк/м2	Кі/км2
0-10	62,0	8,06	0,22
10-20	63,5	8,26	0,23
20-30	62,6	8,14	0,23
30-40	59,4	7,72	0,21
40-50	11,6	1,51	0,05

Втім, це не виключає, що на території господарства ще є ділянки, де радіоактивність грунт не може перевищувати згадану межу.

Вміст 137Cs у лучній рослинності - різнотрав'ї (осот,ромашка польова,кульбаба) склав 323,8 Бк/кг, для продукції рослинництва (люпин жовтий, сорт Парус) - 263,0 Бк/кг.

Таблиця 3.3 Коефіцієнти накопичення і переходу 137Cs лучною та польовою рослинністю

№ зп	Тип рослинності	Коефіцієнт накопичення	Коефіцієнт переходу
1	Лучна	2.65	0.087
2	Польова (люпин)	5.36	0.097

Розрахунок коефіцієнта накопичення лучної рослинності в лузі та коефіцієнта переходу

KH=323.8 Бк/кг/122 Бк/кг=2.65 Бк/кг.

КП 323.8Бк/кг/3,684кБк/м^2 =0.087 Бк/кг.

Розрахунок коефіцієнта накопичення лучної рослинності в полі та коефіцієнта переходу

KH=263 Бк/кг/60.3 Бк/кг=5.36 Бк/кг.

КП 263Бк/кг/2,707кБк/м^2 =0.097 Бк/кг.

Размещено на http://www.allbest.ru/

Рис. 3.1 Зміна питомої та поверхневої активності 137Cs в умовах луку з глибиною



Размещено на http://www.allbest.ru/

Рис. 3.2 Зміна питомої та поверхневої активності 137Cs в умовах поля з глибиною

РОЗДІЛ 4. ОХОРОНА ПРАЦІ

4.1 Дезактивація робочих приміщень і обладнання

У всіх приміщеннях, де виконуються роботи з відкритими радіоактивними джерелами, щоденно проводять вологе вбирання, не рідше 1 раз протягом місяця. -Робочий інвентар закріплюється за приміщенням для роботи кожного класу і зберігається в спеціально відведених місцях. Радіоактивне забруднення зовнішніх поверхонь устаткування, апаратури, інструменту, лабораторного посуду, поверхонь робочих приміщень не повинно перевищувати допустимих рівнів загального забруднення, що встановлені НРБУ-97. У всіх приміщеннях з постійним перебуванням персоналу, призначених для робіт із джерелами радіації у відкритому вигляді, має проводитися щоденне вологе прибирання. Періодично, але не рідше одного разу на місяць, робиться генеральне прибирання з дезактивацією стін, підлоги, дверей і зовнішніх поверхонь устаткування. Прибирання організовується з максимальним застосуванням засобів механізації. Сухе прибирання виробничих приміщень, за винятком вакуумного, забороняється.

У приміщеннях постійного перебування персоналу, де працюють зджерелами у відкритому вигляді, має бути передбачений сталий запас дезактивуючих засобів і миючих розчинів, що добираються з урахуванням властивостей радіонуклідів та їхніх сполук, з якими йде робота, а також характеру поверхонь, що підлягають дезактивації.

Після закінчення робіт кожен працівник має прибрати своє робоче місце і при потребі дезактивувати устаткування, інструмент, робочий посуд, які були задіяні в процесі роботи з відкритими джерелами. У разі забруднення радіоактивними речовинами приміщень або їхокремих ділянок негайно приступають до дезактивації. Якщо забруднення трапилось порошковою сухою речовиною, то його збирають злегка вологою ганчіркою, попередньо вимкнувши вентиляцію. Велику кількість розлитих радіоактивних рідин засипають стружкою. Після того, як основна їх кількість буде видалена, залишки забруднення знищують обробкою спеціальними 83 миючими засобами. Дезактивацію забруднених поверхонь проводять за допомогою м'яких щіток, тампонів, змочених миючими засобами, або способом змиву. Після дезактивації спеціальними миючими засобами поверхню рясно промивають водою і протирають сухою чистою ганчіркою. Потім проводять контроль чистоти поверхні відповідним радіометричним приладом. Радіоактивні забруднення зовнішніх поверхонь обладнання, інструментів,лабораторного посуду, поверхонь робочих приміщень і відділень для зберігання спецодягу не має перевищувати допустимих рівнів.

Використані щітки, тампони збирають у пластикові мішки або в інші ємкості та видаляють як радіоактивні відходи. Як миючі засоби можуть використовуватись такі розчини:

1) пральний порошок - 10 мл , луг - 10 мл, вода - до 1л.

2) щавелева кислота - 5 г, кухонна сіль - 50 г, миючий засіб ДС-РАС - 10 мл, вода - до 1л.

Якщо не вдалося ефективно провести дезактивацію вказаними засобами, то для додаткової обробки поверхонь використовують розчин перманганат калію -40 г, кислоти сірчаної (питома маса - 1,84) - 5 мл, води - до 1л.

Перманганат калію розчиняють в 1 л води підігритої до 600С, потім охолоджують до кімнатної температури. У розчин доливають сірчану кислоту і перемішують. Якщо оброблюваний матеріал нестійкий до розчинів, що містять кислоти, для дезактивації використовують лужний розчин їдкого натру -10 г, трилону Б - 10 г, води - до 1 л. Їдкий натр розчиняють у воді, додають трилон Б, перемішують до повного розчинення.

Для дезактивації цінного обладнання, приладів готують наступні розчини:

- лимонна кислота - 10 г, вода - до 1 л;

- щавелева кислота - 20 г, вода - до 1 л;

- натрію гексаметафосфат - 10-20 г, вода - до 1 л;

- миючий засіб ОП-7 - 4 г, соляна кислота - 20 мл, гексаметафосфат натрію 4 г, вода - до 1 л.

Кислоту або гексаметафосфат натрію розчиняють, перемішуючи, в 1 л води при кімнатній температурі. При необхідності дезактивації поверхонь з лаково-фарбовим покриттям верхній шар знімають механічним (зчісування) або хімічним (за допомогою спеціальних розчинників) способми.

Одяг (фартухи, нарукавники та ін.) з поліхлорвінілу та поліетилену можна дезактивувати в розчині натрію гексаметафосфату - 10-20 г, води - до1 л. Після дезактивації підлогу і обладнання ретельно промивають водою і протирають насухо ганчіркою. У таких приміщення ставлятся особливі вимоги до їх вентиляції, здійснюють постійний дозиметричний контроль за рівнем радіаційного забруднення в повітрі.

Висновки

1. Вертикальна міграція 137Сs в грунті в умовах необроблювального луку зменшується з глибиною, досягаючи досить високих значень навіть на глибині 50 см. В умовах поля рівень активності грунту до глибини 40 см майже не змінюється, після чого різко падає.

2. Рівень радіонуклідного забруднення грунту під луком значно вищий, ніж поля, що свідчить про активний виніс радіоактивності з врожаєм.

3. Коефіцієнт накопичення і переходу 137Сs як в лучну, так і рослинність кормової сівозміни досить високі, що цілком узгоджується з сучастиними уявленнями: лучна рослинність є основним поставником радіонуклідів в раціон тварин, а люпин характеризується високою калієфільністю і, відповідно здатністю до накопичення цього радіонукліда.

Список використаної літератури

1. Національний аграрний університет. books.nauu.kiev.ua

2. Гродзинский Д.М. Радиобиология растений. - К.: Наукова думка, 1989. - 370 с.

3. Гродзинський Д.М. Радіобіологія. - К.: Либідь, 2000. - 448 с.

4. В.О.Кіцно, С.В.Поліщук , І.М. Гудков Основи радіобіології та радіоекології : Навч. Посіб. - 3-тє вид-ня , випр. Та доповн. - К.: Хай-Тек Прес, 2010. - 320 с.

5. Кудряшов Ю.Б. Радиационная биофизика (ионизирующие излучения) / Под ред. В.К.Мазурика, М.Ф. Доманова. - М.: ФИЗМАТЛИТ, 2004.- 448 с.

6. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология (почвенные и пресноводные экосистемы). - М.: Наука, 1975. - 184 с.

7. Кутлахмедов Ю.О.В.К. Основы радіоекології. - К.: Вища школа, 2003. - 320 с.

9. Gudkov I.M., Vinichuk M.M. Radiobiology and Radioecology. - K.: NAUU, 2006. - 295 p.

10. Валенчик М.М. Радиобиологический эффект и окружающая среда / М.М. Валенчик - М. : Энергоатомиздат, 1983.

11. Лощилов Н. А., Кашпаров В. А., Юдин Е. Б., Процак В. П., Журба М. А. Физико-химические характеристики радиоактивных выпадений, образовавшихся в результате аварии на ЧАЭС // Проблемы сельскохозяйственной радиологии. - Киев, 1990. - С. 8-15.

12. Метеорология и атомная энергия. // Перевод под ред. Бызовой Н.Л., Махонько К.П. Л.: Гидрометеоиздат, 1971, 648 с.

13. Моисеев А. А., Рамзаев П. В. Цезий-137 в биосфере. - М.: Атомиздат, 1975. - С. 94-121.

14. Молчанова И. В., Караваева Е. H., Куликов Н. В. радиоэкологическое изучение почвенно-растительного покрова сопряженных участков ландшафта в зоне Чернобыльской АЭС // Экология. - 1990. - № 3. - С. 30-35.

15. Молчанова И. В., Михайловская Л. H., Караваева Е. Н. Подвижность радионуклидов в почвенно-растительном покрове аварийной зоны Чернобыльской АЭС // Экология. - 1991. - № 3. - С. 80-91.

16. Ольховик Ю. А., Бондаренко Г. А. Регионально-геохимические оценки радионуклидных выбросов ЧАЭС, включая «горячие» частицы // Чорнобильська катастрофа / Під ред. В. Г. Бар'яхтара. - Київ: Наукова думка, 1995. - С. 203-222.

17. Основи лісової радіоекології / За ред. М. М. Калетника. - K.: Держкомлісгосп України, 1999. - 252 с.

18. Основы лесной биогеоценологии. Под ред. В.Н. Сукачева, Н.В. Дылиса. М., "Наука", 1964. С. 5-49.

19. Прохоров В.М., Баранова З.А., Рыжинский М.В., Фрид А.С., Широков В.Д. Изучение связи между подвижностью 90Sr и свойствами почвы методами многомерной математической статистики. - "Агрохимия", 1972, № 4. с. 101.

20. Санжарова Н. И., Фесенко С. В., Лисянский К. Б., Кузнецов В. К., Абрамова Т. H., Котик В. А. Формы нахождения в почвах и динамика накопления 137Cs в сельскохозяйственных культурах после аварии на Чернобыльской АЭС // Почвоведение. - 1997. - № 2. - С. 159-164.

21. Титлянова А. А. О поведении цезия и рутия в почвах // Почвоведение. - 1962. - № 3. - С. 53-61.

Размещено на Allbest.ur

...