Курсовая работа: Рослинність України та вплив на неї антропогенної радіонуклідної аномалії
Концентрація калію-40 у калійних добривах приблизно в десять разів перевищує його концентрацію в ґрунті. Зміст радіонуклідів уранового ряду у фосфоромістячих добривах різних країн світу варіюється в межах 702400 Бк/кг, а концентрація радіонуклідів торієвого ряду не перевищує 70 Бк/кг. У деяких країнах (США, Франція, Тайвань, Росія) відзначається збільшення змісту природних радіонуклідів в орних ґрунтах за рахунок тривалого використання фосфорних добрив.
Існує кілька шляхів впливу на людину природних радіонуклідів, що втримуються в добривах, але основним з них є внутрішнє опромінення, обумовлене споживанням сільськогосподарської продукції. І хоча за даними Наукового комітету ООН по д атомної радіації, відносний внесок у додаткову дозу опромінення живих організмів від застосування добрив дуже малий і не перевищує 0,01 % сумарного природного радіоактивного фону, це не повинно виявитися причиною недооцінки зазначеного фактора у зв'язку з швидкоростучими темпами хімізації сільського господарства. [24, 159]
Систематичне застосування добрив приводить до збільшення концентрації природних радіонуклідів і у водоймах (воді, донних відкладеннях, водних організмах). Це обумовлено виносом природних радіонуклідів з водозбірних територій, що вдобрюються, як у розчиненому виді (з поверхневим і дренажним стоком), так і в нерозчиненому виді в результаті ерозії ґрунту.
Однією із причин підвищення радіоактивного фону в деяких районах є використання більш радіоактивних у порівнянні із ґрунтом геологічних порід як будівельного матеріалу (наприклад при підвищеному змісті урану-238, торія-232 і калію-40 у таких традиційних будівельних матеріалах, як будівельний камінь, пісок, гравій н. або матеріалах, зроблених з використанням промислових відходів).
Техногенне джерело збільшення природного радіоактивного фону дає більший внесок у дозу опромінення населення, ніж використання добрив або викиди природних радіонуклідів з летучою золою ТЕС.
В останню чверть XX ст. у десятки разів зросло споживання енергетичної сировини (вугілля, нафта, газ, торф), що супроводжується переміщенням на земну поверхню великої кількост деяких хімічних елементів, у тому числі радіологічно-значимих природних радіонуклідів. Близько 70 % вугілля, що добувається у світі, спалюється на ТЕС приблизно 20 % у коксових печах. Концентрація природних радіонуклідів у природному куті, як правило, невисока й звичайно нижча, ніж у ґрунті. При спалюванні вугілля на ТЕС при температурі близько 1700 °С вуглець органічних сполук окисляється до чадного й вуглекислого газу, а мінеральні компоненти перетворюються в склоподібні частки золи. Частина важкої золи з неповністю згорілими органічними речовинами осідає на дно, створюючи так звану подову золу й шлаки. Більше дрібні частки становлять летучу золу й з потоками газів попадають в атмосферу. Кількість зольних викидів у середньому становить: на ТЕС США 8 % загальної кількості золи, Франції — близько 1 %, Італії — 5 %, Польщ 20 %, Індії — 10 %, Росії — 10%. Найбільш дрібна фракція викидів частки золи субмікронного рівня. Саме такі частки максимально збагачені мікроелементами, у тому числі природними радіонуклідами. Ізотопи торія й калію плавляться, перемішуються з алюмосилікатними масами й входять у матриці твердих часток незалежно від їхнього розміру. Ізотопи урану утягуються в обидва ці процесів. Та частина урану, що входить у глинисті й інші мінерали, плавиться й залишається в складі осклованих часток золи, уран, пов'язаний з органічною речовиною, улетучивається, а потім конденсується на частках летучої золи у вигляді оксиду. Радій-226 як продукт розпаду урану-238 поводиться аналогічно. Радій-228 як продукт розпаду торія-232 в основному входить у матрицю летучо золи. [24, 165-168]
Викиди летучо золи можуть забрудни ґрунт у радіусі декількох десятків кілометрів від ТЕС. Так, у пробах льоду на відстані 150 км від промислового центра за 11 років спостерігалося 50-кратне збільшення концентрації радію-226. У верхньому шар рунту (05 см.) воно було істотно вище, ніж у нижньому (510 см.). Навколо сучасної ТЕС із хорошою системою газоочищення радіоактивне забруднення ґрунту мізерно мале.
Крім того, природні радіонукліди, надходять у навколишнє середовище при спалюванні вугілля в результаті опалювання приватних будинків, а також застосування вугільної золи у виробництві цементу й бетону як наповнювача для дорожніх покриттів і добрива в сільському господарстві. По даним НКДАР ООН, при опаленні приватних будинків спалюється лише 10 % виробленого у світі вугілля, однак за рахунок малої висоти димарів і відсутності систем золовловлення внесок цього джерела в сумарний викид природних радіонуклідів у навколишнє середовище еквівалентний внеску викидів ТЕС.
Негативний вплив підприємств вугільного циклу на населення по своїх масштабах і різноманіттю може перевершувати вплив ЯТЦ. Крім постійних викидів в атмосферу продуктів згоряння вугілля, ще одним важливим фактором є великий об'єм відходів, утилізація й зберігання яких також може приводити до забруднення навколишнього середовища. З 1920-х рр. відомо, що пластові води нафтових і газових покладів, особливо в зоні водовуглецевого контакту, відрізняються підвищеним змістом природних радіонуклідів. Радіоактивність таких вод обумовлена насамперед високою концентрацією радію-226, зміст якого в 1001000 разів перевищує природний радіоактивний фон (вони навіть використовувалися для промислового витягу радію). Розлив радіоактивних вод навколо шпар приводить до забруднення ґрунту в районі промислу.
Розділ 2. Радіобіологічні ефекти у рослин
2.1 Нагромадження радіонуклідів у компонентах фітоценозу
Особливістю радіонуклідного забруднення, пов'язаного із антропогенною радіонуклідною аномалією, є розмаїтість хімічних форм агрегатних станів, викинутих у навколишнє середовище радіоактивних елементів. Частина елементів була викинута у водорозчинному, крапельно-рідкому стані, частина ж у вигляд "гарячих" часток, причому співвідношення цих форм не є постійним, а змінюється під впливом біотичних і абіотичних факторів середовища. У цих умовах нагромадження радіонуклідів рослинами, що відбувається в основному за рахунок водорозчинної й обмінної форм компонентів забруднення, відбиває досить складн перехідні процеси в ґрунті, швидкість і спрямованість яких визначається біологічною активністю всіх компонентів кореневого шару.
Значна частина радіонуклідів перебуває в ґрунті, як на поверхні, так і в нижніх шарах, при цьому їхня міграція багато в чому залежить від типу ґрунту, його гранулометричної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей.
Говорячи про кореневе надходження радіоактивних забруднень, слід зазначити, що цезієвий період кореневе надходження забруднень визначає стронцій-90 і цезій-137. Будучи хімічними аналогами, відповідно кальцію й калію, вони відрізняються високою рухливістю. Причому, при позакореневому шляху надходження найбільш рухливий цезій-137. Позакореневе надходження ж стронцію-90 відбувається в десятки разів повільніше. І, навпаки, при кореневому шляху надходження більше рухливий стронцій-90, що із ґрунту через корінь легше надходить у рослини.
Поглинання рунтом стронцію-90 менше, ніж цезію- 137, а отже, він є більш рухливим радіонуклідом. У момент викиду цезію-137 у навколишнє середовище, радіонуклід споконвічно перебуває в добре розчинному стані (парогазова фаза, дрібнодисперсні частки й т.д.) У цих випадках надходження в ґрунт цезія-137 є легко доступним для засвоєння рослинами. Надалі радіонуклід може включатися в різн реакції в ґрунті й рухливість його знижується, збільшується міцність закріплення, радіонуклід “старіє”, а таке “старіння” представляє комплекс рунтових кристалохімічних реакцій з можливим входженням радіонукліда в кристалічну структуру вторинних глинистих мінералів. Механізм закріплення радіоактивних ізотопів у ґрунті, їхня сорбція має велике значення, тому що сорбція визначає міграційні якості радіоізотопів, інтенсивність поглинання хніми ґрунтами, а, отже, і здатність проникати їх у корінь рослин. Сорбція радіоізотопів залежить від багатьох факторів і одним з основних є механічна й мінералогічна сполука ґрунту. Важкими по гранулометричній сполуці ґрунтами поглинені радіонукліди, особливо цезій 137, закріплюються сильніше, ніж легкі й зі зменшенням розміру механічних фракцій ґрунти, міцність закріплення ними стронцію 90 і цезію 137 підвищується. Найбільш міцно закріплюються радіонукліди мулистою фракцією ґрунту. Більшому втриманню радіоізотопів у ґрунті сприя наявність у ній хімічних елементів, близьких по хімічних властивостях до цих зотопів. Калій схожий по своїх хімічних властивостях із цезієм 137. Калій, як неізотопний аналог цезію перебуває в ґрунті в макрокількостях, у той час як цезій в ультромікроконцентраціях. Внаслідок цього в ґрунтовому розчин відбувається сильне розведення мікрокількостей цезію 137 іонами калію, і при поглинанні їх кореневими системами рослин відзначається конкуренція за місце сорбції на поверхні кореня. Тому при надходженні цих елементів із ґрунту в рослинах спостерігається антагонізм іонів цезію й калію. [6, 15-18]
Крім того ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількість опадів). Встановлено, що стронцій 90, який потрапив на поверхню ґрунту, вимивається дощем у самі нижні шари. Варто помітити, що міграція радіонуклідів у ґрунтах протікає повільно і їхня основна частина перебуває в шарі 0 5 см.
Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної особливості рослин. На кислих ґрунтах радіонукліди надходять у рослини в значно більших кількостях, ніж із ґрунтів слабокислих. Зниження кислотності ґрунту, як правило, сприяє зменшенню розмірів переходу радіонуклідів у рослини. Так, залежно від властивості ґрунту вміст стронцію 90 і цезію 137 у рослинах може змінюватися в середньому в 10-15 разів. А міжвидові розходження сільськогосподарських культур у нагромадження цих радіонуклідів спостерігається зернобобовими культурами. Наприклад, стронцій 90 цезій 137, в 2 6 разів поглинається інтенсивніше зернобобовими культурами, ніж злаковими. Надходження стронцію 90 і цезію 137 у травостій на лугах пасовищах визначається характером розподілу в ґрунтовому профілі. [6, 22]
Нагромадження радіонуклідів трав'янистими рослинами залежить від особливостей будови дернини. На злаковому лузі з потужною щільною дерниною вміст цезію 137 у фітомасі в 3-4 рази вище, ніж на різнотравному з пухкою малопотужною дерниною. Культури з низьким змістом калію менше накопичують цезій. Злакові трави накопичують менше цезію в порівнянні з бобовими. Рослини порівняно стійкі до радіоактивного впливу, але вони можуть накопичувати таку кількість радіонуклідів, що стають не придатними до вживання в їжу людини й на корм худобі.
Надходження цезію-137 у рослини залежить від типу ґрунту. За ступенем зменшення нагромадження цезію у врожаї рослини ґрунту можна розташувати в такій послідовності: дерено-підзолисті супіщані, дерново-підзолисті суглинні, сіра лісова, чорноземи й т.д. Нагромадження радіонуклідів у врожаї залежить не тільки від типу ґрунту, але й від біологічної особливості рослин. Відзначається, що кальцієлюбні рослини зазвичай поглинають більше стронцію-90, ніж рослини бідні кальцієм. Найбільше накопичують стронцій-90 бобові культури, менше коренеплоди й бульбоплоди, і ще менше злакові. Нагромадження радіонуклідів у рослині залежить від вмісту в ґрунті елементів харчування. Так встановлено, що мінеральне добриво, внесене в дозах N 90, Р 90, збільшу концентрацію цезію-137 в овочевих культурах в 3-4 рази, а аналогічні внесення калію в 2-3 рази знижує його зміст. Позитивний ефект на зменшення надходження стронцію-90 у врожай зернобобових культур робить внесення речовин, які містять кальцій. Так наприклад внесення у вищолужний чорнозем вапна в дозах, еквівалентних гідролітичної кислотності, зменшує надходження стронцію-90 у зернові культури в 1,5-3,5 рази. Найбільший ефект на зниження надходження стронцію-90 у врожай рослин досягається внесенням повного мінерального добрива на фоні доломіту. На ефективність нагромадження радіонуклідів у врожаї рослин впливають органічні добрива й метеорологічні умови, а також і час їхнього перебування в ґрунті. Встановлено, що нагромадження стронцію-90, цезію-137 через п'ять років після їхнього проникнення в ґрунт знижується в 3-4 рази. У такий спосіб міграція радіонуклідів багато в чому залежить від типу ґрунту, механічної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей. Так на сорбцію радіоізотопів впливають багато факторів, і одним з основних є механічний мінералогічний склад ґрунту. Важкими по механічній сполуці ґрунтами поглинен радіонукліди, особливо цезій-137, закріплюються сильніше, ніж легкими. Крім того ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількост опадів). Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної здатності рослин.
Масовий відбір рунту, рослинності, зроблений улітку 1986 р. по всій території України, наступний їхній гамма-спектрометричний аналіз дозволив виділити ряд кількісних якісних особливостей у характері забруднення різних районів, відповідно до яких територія України може бути умовно розділена на три зони: ближня зона радіусом 10 - 20 км від ЧАЕС; проміжна зона — від 20 до 150 км; далека зона — понад 100 - 150 км від ЧАЕС [11, 57]. Конфігурація цих зон характеризується різним ступенем витягнутості по напрямках. За рівнем сумарної активност основних продуктів розподілу (цезію, церію, цирконію, барію) у ґрунті вони різняться в такий спосіб: n-10-7 – n-10-8Ки/кг дальня зона; n-10-9 — n-10-10Ки/кг — проміжна зона; n-10-7— n-10-5 та більше Ки/кг —ближня зона. Наряду с кількісними відмінностями за рівнем сумарної активності радіоактивне забруднення ґрунту й фітомаси в цих зонах має ряд особливостей як за складом, так і за характером поглинання радіонуклідів структурними компонентами фітоценозу, які мають принципове значення з погляду формування дозових навантажень на рослинні співтовариства, за рахунок включення їх у продукти харчування, у тому числі кормові й зернові культури, що приводять до зараження молока, м'яса й хлібопродуктів.
Результати дослідження нагромадження радіонуклідів у рослинах, що характеризуються морфологічними особливостями видової приналежності й виростають на реперних ділянках з різними рівнями радіоактивного забруднення, показали [14, 46-48], що снують міжвидові й навіть внутрішньовидові розходження в нагромадженн радіонуклідів у різних частинах рослин. Амплітуда коливань значень рівнів активності суміші гамма-випромінювачів для різних культур перебувала в межах 2 - 5-кратних розходжень, а для люпину (Lupinus luteus L.) досягала навіть 20-кратної величини. Динаміка нагромадження радіонуклідів багаторічними кормовими травами (люцерна (Medicago sativa L.), люпин) характеризувалася різким спадом питомої активності в 1987 р. у порівнянні з 1986 р. і менш значним у наступний період. Більше високим ступенем нагромадження радіонуклідів характеризується коренева система в порівнянні з надземною частиною рослини в цілому як у лугових, так і в злакових культур (розходження від 1,3 до 7-кратних). Серед органів надземної частини рослин найбільшою концентрацією радіонуклідів відрізнялися листки й найменші репродуктивні органи (суцвіття). Таким чином, нагромадження радіонуклідів рослинами визначається не тільки хньою кількістю в ґрунті конкретного регіону, але й анатомо-морфологічними й фізіологічними особливостями рослинного організму, типом кореневої системи, ступенем її розвитку й глибиною проникнення в ґрунт.
Лісова рослинність має велику поглинальну ємність стосовно радіонуклідів, що пов'язане з наявністю значно й сильно розчленованих поверхонь (листя, хвоя, дрібн гілки). Так, надземна частина сосново-березового лісу (типові ділянки Полісся) затримала більше 40 % різних випадань (90Sr,137Cs,144Рє), сосновий приріст – 90 %, густі соснові насадження — майже 100 %. Більша поглинальна здатність хвойних порід зв'язана й з тим, що поверхня багаторічно неопадаючої хвої цілий рік концентрує радіонукліди.
Лісові насадження 30-кілометрової зони навколо ЧАЕС представлені головним чином молодняками й середньодорослими рослинами (57,3 і 33,3%). Середній вік насаджень 35 років. Найпоширеніші лісостворюючі породи — сосна звичайна (Pinus sylvestris), дуб (Quercus robur), береза (Betula pendula), осика (Populus tremula), вільха (Ainobetula rubra).
