Зміст


Вступ……………………………………………………………………………………...3
1.Важкі метали та радіонукліди в грунті і рослинах……………..………………...5
1.1. Важкі метали в ґрунтах……………………………………………………..5
1.2. Фактори накопичення та міграції радіонуклідів в грунті та продукції……7
2. Сучасний радіобіологічний стан Хмельницької області………………...….…13
3. Радіологічний стан контрольної ділянки……………………………………………15
3.1. Умови проведення досліду……………………………………………...……15
3.2. Методика проведення досліду …………………………………………….....16
3.3. Характеристика забруднення грунтів на контрольному майданчику…16
3.4. Гранично допустимий рівень забрудненості радіонуклідами………….22
Висновки……………………………………………………………….………………..24
Список використаної літератури……………………………………….….…….……..25
Додати…………………………………………………………………………………...27









ВСТУП

Результатом інтенсивної господарської діяльності людства є по¬рушення механізмів самовідновлення і саморегуляції навколиш¬нього 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 нашої роботи є аналіз моніторингу навколишнього середовища (а саме грунтів та рослинної продукції), який проводив Хмельницький  обласний державний проектно-технологічний центр охорони родючості грунтів 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 про¬цесі 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 здо¬ров'я людини, дуже різноманітні. Це забруднення різними хімічними та радіоактивними речовинами, викидами відходів виробництва, нагрівання біо¬сфери, фізичні й біологічні впливи тощо.
Об'єктом наших досліджень являлись закономірності змін радіоактивного забруднення ґрунтового покриву земель та рослинницької продукції.
Предмет досліджень - ґрунтовий покрив земель контрольної ділянки та рослинницька продукція.





















1. ВАЖКІ МЕТАЛИ ТА РАДІОНУКЛІДИ В ГРУНТІ І РОСЛИНАХ
1.1. Важкі метали в ґрунтах
Зростаюча увага людства до збереження та охорони навколишнього середовища викликає особливий інтерес до шляхів забруднення, розподілу по профілю, міграції у грунті, впливу на рослини, а в кінцевому результаті, і на здоров'я людини елементів важких металів. На нашу думку, дослідження в цьому напрямку тільки починаються, і ще є багато невідомого.
По І.І.Дедю важкі метали - це елементи з порівняно великою атомною масою (свинець, ртуть, цинк, стронцій і інші). Доказана пряма залежність між вмістом мікроелементів у грунті 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 а цим твердої фази грунту.
В залежності від вмісту у грунті 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 грунтах інактивує ферменти, в першу чергу дегідрогеназу і протеазу, іноді подавляючи їх повністю.
Накопичення у грунті важких металів веде до зниження рН, руйнує грунтово-поглинальний комплекс. В дослідженнях на дерново-підзолистих грунтах 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 грунту, його фізичних і фізико-хімічних властивостей, вмісту органічної речовини, окислювально-відновних умов, антагонізму чи синергізму між металами, їх кількості в педосфері; температури грунту, типу рослинності, тощо.
Важкі метали розподіляються по профілю грунту дуже нерівномірно. Перерозподіл і міграція їх в грунті залежить від: вмісту органічної речовини, гранулометричного складу, типу водного режиму, реакції середовища ґрунтового розчину, температури окремих горизонтів.
Так, високий вміст гумусу і вільних окислів заліза, які є основними носіями важких металів, слабокисла реакція грунту, 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 грунті, але легко розчиняються в розбавлених сильних кислотах.
В.В.Добровольський відмічає, що найбільше накопичується у грунті: Zn - коефіцієнт біологічного поглинання 10,8; Мn -7,5; Сu - 6,0.
Міграція мікроелементів по профілю грунту великою мірою зв'язана з тим, що мобільні їх форми потрапляють у грунт з рослинним оcадом. 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 грунт 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 грунтах 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 грунтах 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 грунті виступають або як каталізатори, або як інгібітори ґрунтових біохімічних процесів. Антропогенні фактори великою мірою впливають на вміст важких металів у грунті, зокрема надмірна кількість хіммеліорантів і мінеральних добрив може різко збільшити вміст важких металів у грунті.


1.2. Фактори накопичення та міграції радіонуклідів в грунті 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 грунт радіонуклідів і після їх скидання в мережу гідрографії з паводковими водами, при зрошуванні і т.п. Грунт 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 чому 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 - грунт - сільськогосподарські рослини
сільськогосподарські тварини-людина. З цим пов'язано важливе значення
ланки грунт - 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. Грунт 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, виникаюча 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 в 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 в основному ß-активні, характеризуються дуже високою радіо токсичністю, великим періодом напіврозпаду, відсутністю стабільних ізотопних аналогів в природі. ШРН в періодами напіврозпаду менше 102-104 років знаходяться в грунтах в ультра малих концентраціях, чим визначається істотна залежність їх поведінки в грунтах від концентрації і властивостей їх ізотопних або неізотопних носіїв. Важливим чинником, що визначає закріплення, розподіл і трансформацію ШРН в компонентах грунтів, є початкова фізико-хімічна форма, в якій радіонуклід вторжений в біосферу. У ряді випадків поведінка ШРН в грунтах визначається не закономірностями поведінки стабільних ізотопних і неізотопних носіїв (хімічних аналогів), а поведінкою і розподілом в грунтах типоморфних елементів ландшафтів.

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 грунті 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 грунтах з гумусом пов'язано відповідально 38 і 36 % 90Sr.
Під міграцією радіонуклідів в грунті розуміється сукупність процесів, що приводять до переміщення радіонуклідів у грунті 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 грунтах, відносяться: конвективне перенесення (фільтрація атмосферних опадів вглиб грунту, 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 (лессиваж); 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 грунту і в процесі міграції ззовні не поступає, то перший з цих чинників приводить до переміщення зони знаходження радіонукліда із зсувом максимуму концентрації радіонукліда вглиб грунту. 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 грунті, 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 грунту, внесок кореневого перенесення радіонуклідів невеликий.
Конвективне перенесення і дифузія радіонуклідів тісно пов'язані з поглинанням і міцністю їх закріплення твердою фазою грунту. 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 грунтів і біологічних особливостей рослин коливається в дуже широких межах. На різних типах грунтів в північній-тайговій, південнотайговій, лісостеповій, степовій, напівпустинній і пустинній зонах Кп 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 грунтів. При визначенні накопичення 908г в рослинах по показнику Фредрікссона встановлено, що для різних культур і різних типів грунтів він коливається до 50 разів.

Цезій. Коефіцієнт накопичення    137Сs сільськогосподарськими рослинами  дуже змінюються. Надходження 137Сs в рослини з грунту 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 грунти, слабо насичені основами.
Накопичення     137Сs рослинами залежно від властивостей грунтів 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 Сз калієлюбні рослини, оскільки його поглинання рослинами з грунту пов'язане із засвоєнням К. Із збільшенням змісту обмінного К в грунтах накопичення 137Сз в рослинах зменшується, проте зворотної лінійної залежності між цими величинами не встановлено. Причиною пригнічення Сs відносно К при переході з грунту в рослини є сильніша сорбція твердою фазою грунту 137Сs  в порівнянні з К. При надходженні в фунт Сs, як правило, знаходиться в доступній для рослин, формі. Проте з часом вміст в грунті 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   грунті   в   порівнянні   з   первинною кількістю,   що приводить до зниження концентрації    Сs в рослинах.
На сьогодні є численні дані про вплив генетичних особливостей ґрун¬тів на накопичення 137Сs у сільськогосподарській продукції. Досить високі коефіцієнти переходу його з ґрунту в продукцію властиві торфовим ґрун¬там, дерново-підзолистим легкого гранулометричного складу, найменші - чорноземам суглинковим. За даними Б.С. Прістера, коефіцієнти пе¬реходу 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.










2. СУЧАСНИЙ  РАДІОЛОГІЧНИЙ СТАН ХМЕЛЬНИЦЬКОЇ ОБЛАСТІ
Широке використання атомної енергії в різних галузях на¬родного господарства викликає нагромадження в біосфері радіоактивних речовин. Основними джерелами радіоактивного за¬бруднення природного середовища є випробовування ядерної зброї, викиди при порушенні норм зберігання радіоактивних підходів, аварії на ядерних об'єктах.
Особливо небезпечні забруднення радіонуклідами з катастро¬фічними екологічними наслідками виникають через ядерні вибухи та аварії на об'єктах атомної промисловості і енергетики.
З метою контролю за рівнем забруднення навколишнього середовища радіонуклідами, прогнозування нагромадження їх в рослинницькій продукції та розробки заходів по захисту насе¬лення від шкідливої дії радіації в 1974 р. в системі агрохімічної служби (на той час зональна агрохімічна лабораторія) було ство¬рено відділ сільськогосподарської радіології.
На території області організовується мережа (33 шт.) конт¬рольних майданчиків, які охоплюють різні види сільськогоспо¬дарських угідь, усі природнокліматичні зони, основні типи ґрун¬ті и. На них здійснюється постійний контроль за радіаційним станом довкілля, визначається ступінь забруднення цезієм-137 і етронцієм-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 ЛЕС. Аварія, що трапилась в 1986 р., сколихнула світ. І сьогодні шкоду, яку вона нанесла природі і людству, ще до кінця не оціне¬но, 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 об ладнання. В районах створюються радіологічні пости, в завдам ня яких входить вимірювання рівня радіації в продукції, кор¬мах, сільськогосподарській сировині.
На території області додатково було закладено 33 контрольних майданчики, зараз їх кількість доведена до 67, з них 13 навколо діючої Хмельницької АЕС (Додаток 3).
Роботи по оцінці і контролю за радіоактивним забрудненням ґрунтів і продукції рослинництва виконуються методом суцільного обстеження сільськогосподарських угідь через неп ний проміжок часу, а дослідження на стаціонарних контролі, них ділянках - систематично (щорічно) протягом всього вегетаційного періоду.
На контрольних ділянках визначається рівень радіоактинності ґрунтів і рослин, вміст радіоцезію і радіостронцію, щіль¬ність 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.
Пройшло вже 21 рік після аварії на ЧАЕС. Радіонукліди, яки¬ми 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 (див. додаток 1).


3. РАДІОЛОГІЧНИЙ СТАН КОНТРОЛЬНОЇ ДІЛЯНКИ

3.1. Умови проведення досліду
Ми вибрали контрольний майданчик на  території Пліщинської сільської ради Шепетівського району Хмельницької області. Координати контрольного майданчика:  Північна широта: 50о09І46ІІ, Східна довгота 26о57І52ІІ; площа становить 10 га, сівозміна №1, поле №1. Це ділянка з чорноземними опідзоленими і слабо реградованими та темносірими сильно реградованими легкосуглинковими грунтуми. (Див. Додаток 2).
Відколи проводяться спостереження за даною ділянкою господарства різних  рівнів мінялися кілька разів: на 1987 рік господарство називалося колгосп імені 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.

3.2. Методика проведення досліду
Польові роботи проводились відповідно до методичних рекомендацій [18]. Дослідженню підлягав 0-20 см шар грунту земель присадибних ділянок і прилеглих угідь та сіно сумішок 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 грунті 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 нашій ділянці відбиралися зразки грунту, основної продукції рослинництва та побічної  для контролю за станом вмісту в них цезію-137 та стронцію-90.

3.3. Характеристика забруднення грунтів на контрольному майданчику
В селі Пліщин Шепетівського району Хмельницької області розташований один з 33 контрольних майданчиків. Це мало розвинений регіон в плані важкої промисловість, практично відсутня гірсько добувна, пов'язана з корінними гірськими породами, яка викликає особливе забруднення атмосфери і території в цілому.
Таблиця 1
Характеристика забруднення грунтів на контрольному майданчику
Показник    Елемент    Роки
1985    1987    Середнє за 2000-2004    Зниження, раз
Гама фон, мкР/год        14    20    12    1,67
Радіоактивність ґрунту, Бк/кг    90Sr    -    2,37    2,3    1,03
137Cs    -    10,5    4,6    2,28
Щільність забруднення, Кі/км2    90Sr    0,04    0,02    0,02    1,0
137Cs    0,04    0,09    0,04    2,25

З таблиці 1 видно, що гама 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 грунту по 137Сs за цей же період зменшилася  в 2,25 рази, тоді як   по 90Sr, ці показники майже не змінилися.
А ось, в таблиці 2 видно, що гама фон зменшився  в 1,9 роз за останні 18 років. Щільність забруднення по цезію зменшився в 3,8 раз, а радіоактивність грунту 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.

Таблиця 2
Характеристика забруднення грунтів по всіх майданчиках Хмельницької області
Показник    Елемент    Роки
1985    1987    Середнє за 2000-2004    Зниження, раз
Гама фон, мкР/год        15,5    24,5    13,5    1,9
Радіоактивність ґрунту, Бк/кг    90Sr    -    10,0    3,27    3,7
137Cs    -    114,8    25,1    4,4
Щільність забруднення, Кі/км2    90Sr    0,04    0,88    0,21    3,8
137Cs    0,05    0,05    0,03    1,63

Динаміку зміни щільності радіоактивного забруднення по роках від 1985 року (окрім 1986р коли обстеження не проводилися) можна побачити з малюнку 2. Най вищий показник щільності радіоактивного забруднення  по цезію-137 спостерігалися в 1988 та 1998 роках і становив 0,1 ки/км2. Мінімальний показник 0,02 ки/км2 становив 1993р.
По стронцію-90 максимальний показник щільності радіоактивного забруднення 0,06 ки/км2 становив у 2003. Цікаво що досить високий показник щільності забруднення був до вибуху на Чорнобильській АЕС.





Мал. 1. Щільність радіоактивного забруднення

Як видно з мал. 3. найвищий показник вмісту цезію в грунті 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 грунту 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 грунтів на досліджуваній контрольній ділянці не свідчать про те, що не лише грунт є джерелом забруднення. Очевидно причина полягає в іншому і, насамперед, забруднення з повітря (пил, дощ).
Мікроелементи є блоквальниками надходження радіонуклідів у рослини, проте їхнього вмісту ані в грунті, ані в продукції ми не знаємо.
Здавалося б, чим більший вміст радіонуклідів в грунті тим більший їх вміст повинен бути в основній та побічній продукції  (мал.4 та мал.5) проте цього не скажеш по графіках.






Мал. 2. Вміст радіонуклідів в ґрунті
Мал. 3. Вміст радіонуклідів в основній продукції
Мал. 4. Вміст радіонуклідів в побічній продукції
3.4. 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  (табл3.)
Таблиця 3
Допустимі норми радіонуклідів в продукції рослинництва
Продукція    Вміст
137Сs, Бк/кг    90Sr, Бк/кг
Озима пшениця    50    20
Ярий ячмінь    50    20
Горох    60    20
Кукурудза    50    20
Картопля    60    20
Цукровий буряк    40    20

Порівнюючи таблицю №3 та малюнок №3 видно, що вміст радіонуклідів в продукції не перевищує ГДР.
Хмельницьким обласним державним проектно-технологічним центром охорони родючості грунтів і якості продукції встановлено гранично допустимий рівень щільності забруднення грунтів радіоцезієм, він повинен не перевищувати 1 Кі/км2. При забрудненні грунтів 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 (Додаток 1), 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.


















































ВИСНОВКИ

Розглядаючи таблиці та малюнки курсової роботи, можна побачити, що забруднення ділянки радіонуклідами не перевищують  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:
- по перше строки відбирання даних, тому що на пізніших стадіях розвитку рослин, останні вже могли ввібрати в себе велику частину радіонуклідів з грунту;
- по друге, причиною могли стати погодні умови, які як відомо різноманітні в різні роки. Це питання ніхто з авторів цієї тематики ще досі не досліджував. А можливо причина полягає в інших джерелах забруднення;
- по третє, в нас є дані про внесення в окремі роки добив, як мінеральних так і органічних, що також досить вагомо відбивається на показниках щільності радіаційного забруднення, вмісті радіонуклідів в продукції і грунті та їх коефіцієнтах накопичення. До того ж в 1992 році проводилося вапнування земель, що також безумовно вплинуло зміну показників;
- четверте, 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.
Отже, як видно з вище сказаного працювати є над чим і це було б досить цікаво та корисно для студентів освітнього напрямку екологія та охорона навколишнього середовища.



СПИСОК ВИКОРИСТАНОЇ ЛІТЕРАТУРИ
1.    Дедю И.И. Экологический энциклопедический словарь. - Кишинев, Гл. редакция Молдавской Советской Энциклопедии, 1990. - 464 с.
2.    Кабата-Пендиас А., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и растениях. -М.: Мир, 1989.- 134 с.
3.    Власюк П.А., Шидков В.А., Ивченко 1.И. Участие микроэлементов в обмене веществ растений // Биологическая роль микроэлементов. - М.: Наука, 1983.-С. 97-105.
4.    Оголева В.П., Грачев Р.А. Распределение кобальта и меди в почтах Волгоградской области //Почвоведение. - 1986. -№ 4. -С. 183-193.
5.    Мельник И.А., Гоцуляк В.Д. Микроудобрения в земледелии Прикарпатья // Химизация с.-х. - 1989. - № 1. - С. 6-9.
6.    Гапонюк Э.И., Малахов С.Г., Вирченко Е.П. Возможные методы и показатели для оценки влияния загрязнения на качество почв // Тр. ин-та експеремент. метеорол. - 1987. - Вып. 15 (129). - С. 80-84.
7.    Минеев В.Г. Экологические проблемы агрохимии. - М.; Изд-во МГУ, 1988.-283 с.
8. Григорян К.В. Влияние загрязненных промышленными отходами оросительных вод на содержание тяжелых металлов в почве и в некоторых сельскохозяйственных культурах // Почвоведение. - 1989. -№9.-С. 97-103.
9.  Зырин П.Г., Малахова С.Г., Стасюк Н.В. Импактное загрязнение почв металлами и фторидами. - М.: Гидрометеоиздат, 1986. - 162 с.
10.    Амосова Я.Н., Орлов Д.С., Садовникова Л.К. Охрана почв от химических загрязнений. - М.: Изд-во МГУ, 1989. - С. 30-42.
11.    Обухов А.И., Цеплина М.А. Трансформация техногенных соединений тяжелых металлов в дерново-подзолистой почве. - 1990. - № 3. -С. 39-41.
12. Яворов В.М., Смага ГС. Вплив хімічної меліорації мінеральних добрив на забруднення ґрунтових вод біогенними речовинами // Навколишне середовище і здоров'я: Тез. доп. Міжнародної наукової конференції 23-25 листопада 1993 р. - Чернівці 1993. - С. 253.
13. Гаврилюк В.Б., Кирилюк В.Б., Печеню В.І. Сучасний стан грунтів Хмельниччини та шляхи відтворення і поліпшення іх родючості. – Кам’янець-Подільський: Абетка, 2005. – 92с.
14. Збірник наукових праць Національного наукового центру «Інститут землеробства УААН». Спецвипуск. – 2006. – с. 22-26.
15. Смаглій О.Ф., Кардашов А.Т., Литвак П.В. та ін. Агроекологія: навчальний посібник./ К.:Вища освіта, 2006. – 671 с.:іл.
16. Моргун В.В. Живлення рослин: теорія і практика. (Збірник наукових праць присвяч. 100-річчю від дня народження акад. АН УРСР та ВАСГНІЛ П.А. Власюка). / К.: Логос, 2005. – 471 с.
17. Гудков І.М., Грисюк С.М., Кіцнго В.О. та ін. Зменшення надходження 137Сs і 90Sr в сільськогосподарські рослини під впливом мікроелементів./Науковий вісник НАУ.-1998. - №10. – с264-269.
18. Методика работы радиологических подроздилений по осуществлению контроля за загрязнением окружающей среды продуктов питания и сельськохазяйственой продукции радиоактивными веществами в пределах зон радиоактивного загрязнения. – Киев, 1992. – 9с.
























ДОДАТКИ

Додаток1
Порівняльна характеристика забруднення радіонуклідами контрольних майданчиків в південних
районах області (1987-2004 рр.)

№
п/п    Район, населений пункт, господарство    Потужність експозиційної дози    Радіоактивність ґрунту. Вміст, Бк/кг    Щільність забруднення, Кі/км2
Гама-фон мкР/год    Ц          Цезію-137    Стронцію-90    Цезієм-137    Стронцієм-90
1987р    2004р    1987р    2004р    Зниже-ння актив-
ності ґрунту, раз    1987р    2004р    Зниже-ння актив-
ності ґрунту, раз    1987р    2004р    Зниже-
ння забруд-нення ґрунт,
раз    1987р    2004р    Зниже-ння забруд-
нення ґрунту,раз
1    2    3    4    5    6    7    8    9    10    11    12    13    14    15    16
1    Віньковецький
р-н КСП “Маяк” смт Віньківці    21    14    41,6    35,9    1,2    4,0    2,7    1,2    0,4    0,31    1,1    0,03    0,02    1,5
2    Дунаєвецький       р-н КСП “Маяк” с.Чаньків    18    18    85,8    15,5    5,5    5,4    4,7    1,2    0,7    0,5    1,4    0,04    0,02    2,0
3    Кам’янець-Подільський
р-н КСП Мукшанське с.Сл.Кульчиє-
вецька    28    14    284,1    45,2    6,3    7,1    5,7    1,3    2,3    0,5    4,6    0,06    0,05    1,2
Продовження дод.1
1    2    3    4    5    6    7    8    9    10    11    12    13    14    15    16
4    КСП ім.Суворова с.Грушка    28    11    69,2    13,7    5,1    5,1    4,9    3,1    0,4    0,12    2,8    0,1    0,03    3,3
5    Новоушицький КСП “Маяк”
с. Отроків    42    17    182,9    50,1    3,6    9,5    6,3    1,5    1,6    0,4    3,7    0,06    0,05    1,2
6    Чемеровецький КСП “Україна” смт.Чемерівці    21    15    46,1    28,8    1,6    10,9    1,6    6,8    0,4    0,15    2,5    0,02    0,02    0
7    КСП “Жердянське” с.Жердя    21    14    59,7    12,7    4,7    3,3    2,3    1,4    0,5    0,1    4,9    0,02    0,02    0