Подякувати Студентському архіву довільною сумою
Admin
26.02.2023 12:38
Дякуємо, що користуєтесь нашим архівом!
АНАЛІЗ РАДІАЦІЙНОГО ЗАБРУДНЕННЯ ПРОДУКЦІЇ ДП „ЄМІЛЬЧИНСЬКИЙ ЛІСГОСП АПК”
Інформація про навчальний заклад
ВУЗ:
Інші
Інститут:
Не вказано
Факультет:
Не вказано
Кафедра:
Не вказано
Інформація про роботу
Рік:
2015
Тип роботи:
Дипломна робота
Предмет:
Основи екологі
Частина тексту файла (без зображень, графіків і формул):
АНАЛІЗ РАДІАЦІЙНОГО ЗАБРУДНЕННЯ ПРОДУКЦІЇ ДП „ЄМІЛЬЧИНСЬКИЙ ЛІСГОСП АПК”
2015
ЗМІСТ
ВСТУП
5
РОЗДІЛ 1. РАДІАЦІЙНЕ ЗАБРУДНЕННЯ ЛІСОВИХ ЕКОСИСТЕМ
7
1.1. Радіоактивне забруднення лісових масивів, його наслідки
7
1.2. Використання ресурсів ягідних рослин в умовах радіоактивного забруднення
12
1.3. Особливості використання лісових лікарських рослин в умовах радіоактивного забруднення
14
1.4.Особливості акумулювання радіонуклідів грибами та зниження їх вмісту у грибах
17
РОЗДІЛ 2. ПРОГРАМА, МЕТОДИКА ТА УМОВИ ПРОВЕДЕННЯ ДОСЛІДЖЕНЬ
24
2.1. Програма проведення досліджень
24
2.2. Методика проведення досліджень
24
2.3. Місцезнаходження ДП «Ємільчинський лісгосп АПК» та природні умови
25
РОЗДІЛ 3. РАДІАЦІЙНЕ ЗАБРУДНЕННЯ ПРОДУКЦІЇ ДП „ЄМІЛЬЧИНСЬКИЙ ЛІСГОСП АПК”
27
3.1. Загальна характеристика підприємства
27
3.2. Господарська діяльність ДП «Ємільчинський лісгосп АПК»
28
3.3. Радіаційне забруднення деревної продукції
30
3.4. Забруднення 137Cs недеревної продукції
35
РОЗДІЛ 4. ПРАВИЛА РАДІАЦІЙНОЇ БЕЗПЕКИ ДЛЯ ПРАЦІВНИКІВ ЛІСОВОГО ГОСПОДАРСТВА НА ЗАБРУДНЕНИХ ТЕРИТОРІЯХ
38
4.1. Вимоги безпеки при проведенні робіт на радіаційно-забруднених територіях
40
4.2. Спеціальні вимоги безпеки при виконанні лісогосподарських робіт
42
4.3. Вимоги безпеки на лісопромислових складах
45
ВИСНОВКИ
48
СПИСОК ВИКОРИСТАНИХ ДЖЕРЕЛ
49
РЕФЕРАТ
Кваліфікаційна робота містить 51 сторінку, 4 таблиці, 1 рисунок. Список використаних літературних джерел налічує 25 позицій.
Ключові слова: НЕДЕРЕВНА ПРОДУКЦІЯ ЛІСУ, ЩІЛЬНІСТЬ ЗАБРУДНЕННЯ, АКТИВНІСТЬ ЦЕЗІЮ-137, СПЕКТРОМЕТРИЧНИЙ АНАЛІЗ.
Розділ 1 роботи присвячений аналізу літературних джерел, що стосуються питань радіаційного забруднення лісових екосистем внаслідок Чорнобильської катастрофи.
В розділі 2 наведені програма, методика та умови проведення досліджень.
Розділ 3 роботи присвячений висвітленню питань радіаційного забруднення продуктів лісу в умовах ДП „Ємільчинський лісгосп АПК”, проаналізовані дані забруднення радіонуклідами деревини і недеревної продукції лісу.
Розділ 4 присвячений питанням радіаційної безпеки працівників лісового господарства при робрті на радіаційно забруднених територіях.
ВСТУП
Актуальність роботи: Аварія на Чорнобильській АЕС призвела до значного радіоактивного забруднення лісів України. У лісових масивах, внаслідок їх структури та будови, накопичилось більше радіоактивних елементів ніж на відкритих площах. Це, в свою чергу, визначило ліси як “критичну територію” з огляду можливих радіаційних дозових навантажень при перебуванні людини у них, або при використанні продукції лісового господарства.
У цих умовах вивчення радіаційного забруднення продукції лісу стає надзвичайно важливим елементом безпечного проживання населення в регіонах, забруднених радіонуклідами.
Мета досліджень: аналіз радіаційного забруднення деревини та недеревної продукції лісу в умовах ДП „Ємільчинський лісгосп АПК”.
Для досягнення поставленої мети завдання досліджень передбачали вирішення таких питань:
проведення аналізу забруднення 137Cs і 90Sr деревної продукції;
проведення аналізу забруднення 137Cs недеревної продукції лісу.
Об’єкт досліджень: радіаційне забруднення продукції лісового господарства.
Предмет досліджень: забруднення 137Cs і 90Sr деревної продукції, лісових ягід, грибів, лікарської сировини.
Методи досліджень. В процесі виконання роботи були використані польовий (відбір ґрунтових та рослинних зразків), лабораторний (спектрометричний та радіохімічний) і статистичний методи досліджень.
Наукова новизна досліджень. Проаналізовано та узагальнено дані про забруднення продукції ДП “Ємільчинський лісгосп АПК” в 2012-2014 рр., проведено порівняльний аналіз забруднення деревини різних лісових порід.
Практичне значення досліджень: Одержані результати мають як теоретичне, так і практичне значення і можуть бути використані в сільськогосподарському виробництві в умовах радіоактивного забруднення.
Структура і об’єм роботи: кваліфікаційна робота викладена на 51 сторінці тексту, містить 4 таблиці, 1 рисунок, список використаних літературних джерел налічує 25 позицій.
Основні положення, що виносяться на захист:
Забруднення деревної продукції ДП “Ємільчинський лісгосп АПК” в 2012-2014 рр. не перевищувало існуючих допустимих нормативів. Значних відмінностей у активності 137Cs в деревній продукції різних видів не відмічається. Проте наявні значні відмінності між значеннями активності 137Cs у деревині однієї породи.
Забруднення паливної деревини 137Cs 90Sr не перевищувало існуючих допустимих нормативів. Проте значення для сосни, берези і осики наближені до гранично допустимих значень, що свідчить про необхідність проведення постійного радіологічного моніторингу.
Забруднення березового соку знаходиться в межах 4-18 Бк/л і не перевищує межу гранично допустимих рівнів. Активність лікарських рослин, а також лісових ягід значно вища, і в окремих випадках перевищує допустимі рівні. Максимальні значення активності 137Cs у лікарських рослинах перевищували ДР-06 у 2,4 рази.
Найвищими рівнями радіаційного забруднення характеризуються гриби, максимальна активність 137Cs у свіжих грибах перевищує ДР-06 у 1,5 рази, сушених – в 3,7 рази. Навіть мінімальні значення активності сушених грибів наближені до гранично допустимих значень, що свідчить про необхідність обмеження або й відмови від їх використання.
РОЗДІЛ 1
РАДІАЦІЙНЕ ЗАБРУДНЕННЯ ЛІСОВИХ ЕКОСИСТЕМ
Радіоактивне забруднення лісових масивів, його наслідки
26 квітня 1986 року в Украіні на 4-му блоці Чорнобильськоі АЕС сталася одна з найтяжчих катастроф в атомній промисловості. Експеримент вийшов з-під контролю, вибух зруйнував корпус реактора, почали плавитись паливні стрижні, радіація вийшла назовні. Тільки приблизно можна оцінити, скільки радіоактивних матеріалів викинуто в атмосферу. Йдеться принаймні про сім тон. У галузі комерційного використання атомноі енергіі вперше сталася максимальна проектна аварія. Великий викид радіоактивного пилу (в тому числі йоду-131, цезію-137, стронцію-90) піднявся на висоту 1500 м і був перенесений вітром до Скандинавії, Центральної та Південно-Східної Європи, Північної Італії. Спершу комуністичне керівництво України та СРСР намагалося приховати масштаби трагедії, але після повідомлень про Чорнобильську катастрофу американськими та європейськими засобами масової інформації розпочалася евакуація близько 130 тис. мешканців Київської області із заражених районів. Радіоактивного ураження зазнали близько 600 тис. осіб, насамперед ліквідатори катастрофи (пожежники, військові, фахівці, котрі гасили пожежу, дезактивували місцевість, споруджували захисний комплекс - Саркофаг) [1].
Розподіл радіонуклідів у лісових масивах України є дуже нерівномірний: найбільша їх кількість сконцентрована у лісах Полісся і значно менше у лісостепу та Карпатському регіоні. Для лісів Полісся найбільш характерними є дернові різного ступеня опідзоленості та торфові або оторфовані ґрунти. Радіоактивні елементи у них характеризуються значною міграційною здатністю та подальшим накопиченням у компонентах лісових екосистем, які частково слугують у наступному сировиною для виготовлення певної продукції [1, 2].
Сучасна радіаційна ситуація у лісах є досить стабільною та прогнозованою, що пояснюється розпадом, з часу аварії на ЧАЕС, короткоживучих радіонуклідів, переміщенням радіоактивних елементів до ґрунту та закріпленням їх у ньому, а також настанням періоду квазірівноваги, тобто положення коли певна активність надходить до лісових рослин кореневим шляхом і, приблизно, така ж кількість повертається до ґрунту із щорічним опадом [2].
Основна кількість радіонуклідів у теперішній час, в залежності від типу лісу, екоумов, знаходиться у лісовій підстилці та гумусово-елювіальному горизонті (до глибини 10 см). Це, з одного боку, забезпечує досить жорстке їх закріплення у ґрунті, з другого – визначає інтенсивність надходження у лісові рослини, оскільки основна кількість кореневих систем знаходиться на вказаній глибині [3].
У забрудненому радіоактивними речовинами лісі поступово збільшується надходження радіонуклідів у рослини, у тому числі й у деревину, із ґрунту через корені, і це джерело стає головним у забрудненні деревини [3].
Поглинання і переміщення радіонуклідів, які випали в доступних формах, із ґрунту і підстилки в надземні частини деревних рослин суттєво неоднакові. Найбільш рухомим, що порівняно легко потрапляє у насадження некореневим шляхом, є цезій-137. Він сортується ґрунтами сильніше, ніж стронцій-90, і через це відносно менше переходить у дерев'янисті рослини з ґрунту [4].
Максимальні концентрації радіоактивних елементів відмічаються в листках і хвої (пагонах) дерев, а мінімальні, як правило в деревині стовбура. Концентрація стронцію-90 в генеративних органах насаджень протягом вегетаційного періоду знижується. Наприклад, строніцію-90 у глоду найбільше було в квітках і найменше (1,5 рази) у зрілих плодах.
Радіонукліди цирконію, ніобію, рутенію, церію та інших елементів після випадання в підстилку і ґрунт відносно менше надходять у насадження через корені. З часом основним елементом, який нагромаджується деревами з ґрунту, стає стронцій-90. Внаслідок щорічного надходження стронцію-90 та інших радіонуклідів із ґрунту вміст радіоактивних речовин у деревині збільшується. Через 5—7 років концентрація в деревині радіонуклідів збільшується в 5—10 разів порівняно із забрудненням за перший рік [4, 5].
Різні види трав'яної і деревної рослинності характеризуються неоднаковим нагромадженням стронцію-90. Так, під пологом березового лісу на вилугуваному чорноземі підмічена більше ніж 10-разова різниця вмісту стронцію-90 у різних видах рослин.
Епіфіти — рослини, які не мають власної, розміщеної в ґрунті кореневої системи, а прикріплюються до деревних і вищих трав'яних рослин — ліани, мохи, лишайники та інші — відіграють важливу роль у сорбції радіонуклідів, які випадають з атмосфери. В епіфітах вміст цезію-137 був вищим у 4 рази, ніж у вищих рослинах з нормальною кореневою системою [5].
Значне випадання радіоактивних речовин на лісонасадження призводить до радіаційного ураження лісу. Ураження дерев спричиняється в основному бета-випромінюваннями, які практично повністю поглинаються кроною, тоді як гамма-випромінювання поглинається не більш як на 15 %. Через це відношення поглинутих кроною доз і випромінювання досягає 10 і більше.
Найбільш чутливі до опромінення хвойні породи, листяні породи по-різному реагують на вплив проникаючої радіації. Променеве ураження лісових насаджень виявляється у гальмуванні росту, затримці розвитку, зниженні репродуктивної властивості насіння. При більших дозах опромінення можлива загибель насаджень, яка виявляється в зупинці росту й усиханні.
Можливі й такі випадки забруднення, коли значна частина радіоактивних речовин проникає під полог лісу, не затримуючись у кронах дерев (забруднення листяних лісів у зимовий період або випадання радіоактивних речовин під час сильних дощів) [5, 6].
За цих умов частка бета-випромінювання у поглинутій кронами дерев дозі зменшується. Затримуючись у надземній частині деревних насаджень, радіоактивні речовини стають джерелом опромінення їхніх життєво важливих органів, і за цих умов радіаційний ефект проявляється значно більше, ніж тоді, коли вони проникають через крону й одразу потрапляють на поверхню ґрунту.
Залежно від щільності забруднення території радіаційне ураження лісу може виявлятися в пригніченні приросту, частковому відмиранні гілок і загибелі дерев і насаджень у цілому [6].
Ураження виявляється найбільш інтенсивно в початковий період забруднення. З часом поглинута доза швидко зменшується внаслідок розпаду і переміщення радіоактивних речовин під полог лісу.
Через цей короткий період пригніченого стану дерев (2—3 роки після разового випадання, якщо ураження не було повним) змінюється періодом їхнього відновлення. Проте процеси відновлення протікають повільно — 10 років і більше.
При високих рівнях забруднення радіаційне ураження незворотне, відбувається повна загибель насаджень (протягом одного року).
Після аварії на Чорнобильській АЕС повністю загинули насадження ("рудий ліс") на площі 47 га, частково (6 км на північ від АЕС) — на площі 30 га.
У зоні ураження загинуло 25—40 % дорослих дерев, у 90—95 % соснових насаджень спостерігалися некрози росту і молодих пагонів, засихання значної частини крон, різке пригнічення або повна відсутність ростових процесів. Через 4 роки репродуктивна діяльність відновилась [5, 7].
Радіочутливість хвойних порід у середньому в 5 разів вища, між листяних.
Насіння сосни, ялини, модрини втрачає схожість на 50 % при опроміненні дозою 2000 Р, а насіння листяних порід — при опроміненні дозою 5000 Р.
При випаданні радіоактивних речовин у зимовий період у кронах хвойних насаджень буде затримуватися в середньому в 5 разів більше радіоактивних частинок, ніж у кронах листяних [7].
Листяні насадження більш стійкі до радіаційного ураження, їхні крони затримують менше радіоактивних речовин порівняно з хвойними, крім того, значна частина радіоактивних речовин, які затрималися на листі, при осінньому листопаді переміщуються з крон під полог лісу, що знижує дозу опромінення бруньок і в цілому зменшує ступінь променевого ураження. Тривалий період протягом року листяні породи перебувають без листя і радіоактивні частинки, які випадають з атмосфери в цей час, проникають одразу під полог лісу. У хвойних насадженнях хвоя затримує радіонукліди протягом усього року.
Всі ці фактори призводять до того, що хвойні насадження найбільш уражуваний і чутливий до радіаційного впливу тип лісових біоценозів [8].
Влітку хвойні насадження гинуть при рівнях забруднення приблизно у 5 разів менших порівняно з рівнями, які призводять до загибелі листяних насаджень, а взимку ця різниця становить 25—30 разів [9].
Крім ослаблення і загибелі насаджень від випромінювання, у лісі відбуваються й інші важливі зміни: уповільнення розпускання листя і прискорення листопаду. Просвітлення пологу лісу створює сприятливі умови для інтенсивного розвитку трав'яної рослинності, що погіршує умови насіннєвого відновлення насаджень. Радіаційне ураження лісонасаджень, в результаті якого утворюються сухостійні дерева, погіршує протипожежний стан забруднених лісів і створює сприятливі умови для масового розвитку шкідників лісу [7].
Через листки і молоді пагони найбільш активно поглинаються ізотопи цезію-134, цезію-137, йоду-125, йоду-131, церію-144 та ін. При осіданні на листя радіоактивного пилу рослинами поглинається близько 10 % його загальної радіоактивності. Від 40 до 90 % радіоактивних аерозолів, що випадають па ліс, затримується [8, 10].
Опромінення дозою 40 % смертельне і призводить до стерильності пилку, при збільшенні до 75 % — половина насаджень гине.
Випадання радіоактивних речовин після ядерного вибуху влітку в зоні А засихання хвойних і пригнічення росту листяних насаджень буде приблизно на 1/10 площі (поглинута доза гамма- і бета-випромінювання від 400 до 4000 рад); у зоні Б на половині площі хвойні насадження гинуть, а на решті площі спостерігається сильне їх ураження, у листяних лісах на половині площі часткове засихання дерев (поглинута кронами доза гамма- і бета-випромінювань від 4000 до 12 000 рад); у зоні В повністю гинуть на всій площі хвойні насадження, в листяних лісах часткове засихання дерев [11].
У насінні, яке розвивається, променевий ефект від початку розвитку до проростків збільшується в 7—10 разів.
У лісі після радіаційного ураження відбувається зміна структури лісонасаджень — переважне відмирання хвойних порід, зменшення їх загальної стійкості до несприятливих змін зовнішнього середовища, у тому числі й до шкідників, а при високій щільності забруднення — повна загибель насаджень [10].
1.2. Використання ресурсів ягідних рослин в умовах радіоактивного забруднення
Головними видами ягідних рослин України є чорниця, брусниця, лохина (буяхи) та журавлина болотна, які належать до родини Брусничних, та поширені переважно у Правобережному Поліссі. Меншими ресурсами характеризуються малина звичайна та ожини ведмежа та стиснута. Згідно наукових досліджень види родини брусничних характеризуються значно більшими величинами КП 137Cs до ягідної сировини у порівнянні з іншими ягідними видами. Також чітко помітно, що для ягідної сировини характерним є істотне збільшення інтенсивності акумуляції 137Cs у більш бідних та вологих умовах у порівнянні з більш багатими та сухими. Особливо це стосується ягідників на торфових або поверхнево оторфованих ґрунтах, акумуляція згаданого радіонукліду в яких збільшується у порівнянні з мінеральними ґрунтами у 2-3 рази і більше. Тому експлуатація ресурсів ягідної сировини повинна проводитися на лісотипологічній основі. Встановлені коефіцієнти, що дозволяють розрахувати значення граничної щільності забруднення ґрунту 137Cs для заготівлі свіжих ягід різних видів на лісотипологічній основі в межах екологічного ареалу кожного виду. При цьому враховується комплементарність значень вмісту 137Сs та 90Sr у ягодах. Основою цього слугували дані багаторічного моніторингу вмісту обох радіонуклідів у ягодах. Зокрема, було виявлено, що найбільшу частоту зустрічаємості має вміст 90Sr у свіжих ягодах близько 10 Бк/кг, що становить 0,2 частки від гранично допустимого вмісту згаданого радіонукліду. Приймаючи до уваги значну мозаїчність радіоактивного забруднення ягодоносних площ, як і лісових екосистем у цілому, для згаданих вище цілей рекомендується на 1 га ягодоносної площі проведення не менше 30 замірів ПЕД на висоті 1 м типовими дозиметрами: ДРГ-01, ДРГ-01Т1, ДБГ-06Т (або їх аналогами), при рівномірному розміщенні точок заміру по площі. З отриманих 30 замірів знаходиться середнє значення ПЕД, а за таблицею 3 – очікувана питома активність 137Cs у ягодах чорниці [12, 13].
Радіоактивне забруднення ягід журавлини болотної вимагає особливого підходу внаслідок біологічних особливостей цього виду та екологічних особливостей її місцезростань. Згаданий вид формує продуктивні зарості переважно на глибоких перезволожених торфових ґрунтах мезотрофних, олігомезотрофних та оліготрофних боліт. При цьому його корені практично ніколи не досягають власне торфу, а знаходяться у товщі сфагнового покриву. Саме тому визначення КП у системі торф-ягоди журавлини є методично важким, втім, як і визначення щільності радіоактивного забруднення 137Cs болотного масиву. У попередній період цілком виправдав себе методичний підхід, згідно якого визначення питомої активності 137Cs у свіжих ягодах журавлини у польових умовах проводиться розрахунковим методом за величиною ПЕД на висоті 1 м. При цьому, як і у випадку з чорницею, на 1 га заростей журавлини рекомендується проведення не менше 30 замірів ПЕД на висоті 1 м, при рівномірному розміщенні точок заміру по площі [13].
1.3. Особливості використання лісових лікарських рослин в умовах радіоактивного забруднення
Збільшення обсягів заготівлі лікарської сировини окремих видів рослин обумовлює вивчення особливостей міграції радіонуклідів в ланці ґрунт–рослина. Крім того, внаслідок заборони заготівлі лікарських рослин на забрудненій території, спостерігається збільшення запасів окремих видів рослин (полин гіркий, звіробій перфорований, мати-й-мачуха, деревій тисячолистий, щавель кінський, подорожник великий, цикорій звичайний та ін.). Ці передумови викликають зацікавлення щодо вивчення можливості створення сировинної бази та культивування лікарських рослин у районах, що зазнали радіоактивного забруднення [14].
Лікарська сировина дикорослих та культивованих рослин, які широко застосовуються у науковій та народній медицині для лікування та профілактики різних захворювань, у цих умовах повинна бути особливо екологічно безпечною. За останні роки потреба у лікарських рослинах зросла більш ніж на 25 % [15].
А дикорослі трави – досить цінна сировина для одержання багатьох ефективних ліків. Однак значні території північних районів країни зазнали радіоактивного забруднення. За даними науковців, саме на цих угіддях зосереджено 100 % мучниці, близько 80 % ресурсного потенціалу чебрецю повзучого і багна звичайного, 70 – крушини, бобівника, плауна булавоподібного, вересу, 40 – орляку і калгану, 30 – щитника чоловічого, 20 % – перстачу білого і конвалії . За 25 років після аварії на ЧАЕС у науковій літературі та рекомендаціях існує різноманітна інформація щодо нагромадження радіонуклідів у рослинності різних екосистем. Так у польових дослідженнях С.Л. Рибальченко (Житомирський національний агроекологічний університет) встановлено, що при застосуванні різних систем удобрення (органічної, мінеральної, органо- мінеральної) у зоні радіоактивного забруднення спостерігається зменшення питомої активності 137Cs у лікарській сировині нагідок лікарських (Calendula officinalis L.) та ромашки аптечної (Matricaria recutita L.). В умовах 2000 р. активність 137Cs у нагідках становила, незалежно від удобрення, 44–98 Бк/кг і в ромашці – 125–334 Бк/кг, що не перевищувало ДР-97 [15, 16]. Однак слід зазначити, що ще недостатньо вивчені особливості нагромадження 137Cs багатим видовим складом лікарських рослин Полісся. З обережністю потрібно проводити заготівлю у другій зоні барвінку малого (Vіnca mіnor L.) та фіалки триколірної (Vіola trіcolor L.), в яких була найбільша активність 137Cs. Найвищий коефіцієнт накопичення 137Cs мають такі лікарські рослини, як фіалка триколірна – 5,89, конюшина лучна – 2,49, полин звичайний – 1,99, барвінок малий – 1,56, вероніка довголиста – 1,43 та звіробій лікарський – 1,31 [17].
Екологічна чистота лікарської сировини значною мірою залежить від фази росту і розвитку рослин та терміну її збирання. Існують особливості у заготівлі підземних та надземних частин лікарських рослин. Якщо з лікарською метою використовується трава, то слід пам’ятати про те, що в нижній частині рослин питома активність 137Cs найвища. Найбільше 137Cs нагромаджується в нижній частині рослин, найменше – в більш облистненій середній частині і дещо підвищений вміст радіоактивних речовин спостерігається у верхній частині (суцвіттях). Це можна пояснити тим, що формування генеративних органів рослин відбувається при активному поглинанні поживних речовин з ґрунту, особливо калію, а при цьому активно нагромаджується й цезій. Нижня частина більшості лікарських рослин являє собою потовщені стебла з меншою кількістю листків, знаходиться найближче до кореневої системи та забрудненої дернини [18].
Особливо забруднені радіонуклідами заплавні угіддя цього регіону, які мають багатий та різноманітний видовий склад лікарської флори. Середня забрудненість ґрунту при цьому складає 5680 Бк/кг за цезієм. Такі лікарські рослини, як полин звичайний (Artemisia vulgaris L.), мають питому активність 137Cs – 630 Бк/кг, хвощ польовий (Equisetum arvense L.) – 645 Бк/кг, щавель кінський (Rumex confertus Willd.) – 934 Бк/кг, перстач гусячий (Potentilla anserina L.) – 1380 Бк/кг, злинка канадська (Erigeron canadensis L.) – 1470 Бк/кг, підмаренник справжній (Galium vernum L.) – 1540 Бк/кг, деревій звичайний (Achillea millefolium L.) – 1810 Бк/кг [19]. Отже, на таких угіддях лікарські рослини нагромаджують значну кількість радіонуклідів, питома активність яких у 3,2–9,1 рази перевищує допустимі норми. Заготовляти лікарську сировину у цих умовах категорично недопустимо. А за щільності забруднення дерново-підзолистих ґрунтів до 10 Кі/км2 (370 кБк/м2 ) міграція 137Cs у лікарські рослини знаходиться у межах допустимих норм. На місцевостях зі щільністю забруднення 10 і більше Кі/км2 (понад 555 кБк/м2 ) доцільно вживати системний підхід при заготівлі лікарських рослин з проведенням певних прийомів зниження вмісту 137Cs у ґрунті та рослинності. Лікарські рослини родини айстрові нагромаджували 137Cs по-різному. Так при високій щільності забруднення ґрунту – 2500 Бк/кг – найбільша питома активність виявлена у жовтозілля лучного (246 Бк/кг сухої речовини), тобто понад допустиму норму, а у полину гіркого – 131,6 Бк/кг [20, 21]. Чим менше цезію містилося у ґрунті, тим менше його нагромаджувалося у рослинах ромашки аптечної, деревію звичайного, тмину піскового та злинки канадської. Відповідно до цього змінювався коефіцієнт накопичення. Питома активність 137Cs у дикорослій лікарській рослинності природних фітоценозів Полісся значною мірою залежить від її видового та ботанічного складу, типу луки, щільності забруднення території тощо. За щільності забруднення дерново-підзолистих ґрунтів до 10 Кі/км2 (370 кБк/м2 ) міграція 137Cs у лікарські рослини знаходиться в межах допустимих норм. На місцевостях зі щільністю забруднення 10 Кі/км2 і більше (понад 555 кБк/м2 ) доцільно вживати системний підхід при заготівлі лікарських рослин та поліпшувати забруднені природні угіддя [22].
1.4. Особливості акумулювання радіонуклідів грибами
Вивчення грибів у забруднених зонах проводиться з 1986 р. Встановлено, що за ступенем накопичення цезію гриби сильно відрізняються один від одного. Коефіцієнти нагромадження у грибів значно більше, ніж у вищих рослин, що пов'язане з їх біологічними особливостями. Крім того, акумуляція цезію в плодових тілах залежить від міграції ізотопів по грунтовому профілю і концентрації їх в зоні максимального поширення грибних гіф [23].
З усіх компонентів лісових екосистем гриби нині характеризуються максимальним вмістом 137Сs – на порядок-два більшим у порівнянні з судинними рослинами.
У сучасний період радіоактивне забруднення їстівних грибів у лісових екосистемах характеризується рядом закономірностей:
Гриби є інтенсивними накопичувачами 137Сs; 90Sr дуже слабо акумулюється у їстівних грибах, за виключенням лисички та трутових грибів. Тому використання грибної продукції лімітує переважно вміст 137Сs.
Трофічні групи грибів за інтенсивністю акумуляції 137Сs у більшості едатопів утворюють такий ряд: симбіотрофи > підстилкові сапротрофи > гумусові сапротрофи > ксилотрофи.
У межах кожної з трофічних груп грибів спостерігається значна (порядок і більше) міжвидова амплітуда середніх значень КП 137Сs, що обумовлюється біологічними особливостями видів, зокрема, глибиною розташування міцелію у ґрунті.
Останнє також обумовлює різнонаправлені багаторічні тренди вмісту 137Сs у різних видах грибів: для більшості видів (маслюк жовтий, підосичник, підберезник, лисичка та ін.), міцелій яких знаходиться головним чином у лісовій підстилці та верхніх шарах ґрунту, властивим є істотне (3-10 разів) зменшення вмісту 137Сs у період 1991-2008 рр.; для ряду видів, міцелій яких розташовується у глибших горизонтах ґрунту (білий гриб, сироїжка різнобарвна та ін.), властивим є поступове збільшення вмісту 137Сs у плодових тілах.
5. Лісорослинні умови істотно впливають на інтенсивність акумуляції 137Сs у плодових тілах усіх видів їстівних грибів, амплітуда середніх значень КП 137Сs у видів грибів у різних едафотопах сягає 5-20 разів.
Висушування плодових тіл грибів призводить до 10-20-кратного зменшення їх маси, та, відповідно, 10-20-кратного збільшення питомої активності 137Сs у сухих грибах у порівнянні зі свіжими [5, 23].
Гриби наділені гарними смаковими якостями, високою поживністю. У них містяться білки, жири, вуглеводи, мінеральні речовини, вітаміни, ферменти та інші біологічно активні речовини. За вмістом незамінних амінокислот гриби рівноцінні бобовим культурам, за вмістом вітамінів перевершують багато овочів. У складі грибів виявлено всі макро- і мікроелементи, необхідні для організму людини [24].
У зв'язку з аварією на ЧАЕС у республіці гостро постала проблема «брудних» грибів. Навіть на відносно чистих грунтах при щільності забруднення 1-2 Кі/км2 більшість їстівних грибів здатні концентрувати радіонукліди в кількостях, що перевищують норми РДУ-99 («Республіканські допустимі рівні вмісту радіонуклідів цезію-137 та стронцію-90 у харчових продуктах та питній воді») [25].
Хоча в добовому раціоні споживання грибів невелика, але з-за високого вмісту радіонуклідів вони значущі у формуванні дози внутрішнього опромінення. Так, для населеного пункту, розташованого поблизу лісу, внесок грибів поряд з іншими продуктами харчування становить 65%. Через небезпеку збільшення дозових навантажень при споживанні населенням грибів, обсяг їх заготівель значно скоротився.
Відомо, що основним мінеральним елементом у складі золи грибів (приблизно 50%) є калій - аналог цезію-137. Таким чином, в силу своїх біологічних особливостей гриби добре поглинають цезій-137 і за накопичувальною здібності значно перевершують інші компоненти лісу. Наприклад, вміст цезію-137 в грибах у 20 разів і більше вище, ніж у грунті і в тисячі разів перевищує вміст цезію-137 в деревині. По відношенню до стронцію-90 гриби мають низьку накопичувальної здатністю: інтенсивність переходу стронцію-90 з грунту в гриби в 90-400 разів нижче, ніж цезію-137 [24].
Вміст радіонуклідів у грибах визначається багатьма факторами: видовою приналежністю грибів, щільністю радіоактивних випадінь і формами їх знаходження, властивостями грунту та особливостями водного режиму, погодними та іншими умовами виростання [23].
Проведені багаторічні спостереження дозволили з великим ступенем надійності розділити гриби по їх накопичувальної здібності. Взявши за основу коефіцієнт переходу (КП), який визначається відношенням вмісту цезію-137 в грибах (Бк/кг) до щільності забруднення грунту (кБк/м2) виділяють чотири групи грибів:
1. слабконакопичуючі (КП менше 5);
2. середньонакопичуючіе (КП дорівнює 5-20);
3. сильнонакопичуючі (КП дорівнює 20-50);
4. акумулятори (КП більше 50) [8].
Наявні відмінності в накопиченні цезію-137 обумовлені приналежністю грибів до різних екологічних груп. Мінімальна накопичення радіонуклідів властиво для грунтових сапрофітів (гриб зонтичний, дощовик перловий) і ксилофітів-паразитів (опеньок осінній). Максимальне накопичення радіонуклідів характерно для мікоризоутворюючих (гриб польський, свинушка, маслюк пізній). Це пояснюється тим, що мікориза грибів (народна назва - грибниця) розташовується в лісовій підстилці і верхньому горизонті грунтів, найбільш забруднених радіонуклідами [21].
Різні види грибів можна розташувати в порядку збільшення ступеня накопичення цезію-137 наступним чином: дощовик перловий (Lycoperdon perlatum), гриб-парасолька строкатий (Lepiota procera), опеньок осінній (Armillariella mellea), рядовка сіра (Tricholoma terreum), підберезник (Leccinum scabrum ), лисичка звичайна (Cantharellus cibarius), білий гриб (Bolerus edulis), груздь чорний (Lactarius necator), сироїжки (Russula sp), Вовнянка (Lactarius torminosus), зеленка (Tricholoma flavovirens), маслюк пізній (Surllus luteus), свинушка тонка (Paxillus involutus), гриб польський (Xerocomus badius).
Слід зазначити, що в шляпках грибів концентрація радіонуклідів в 1,5-2 рази вище, ніж у ніжках, особливо це характерно для грибів із добре розвиненою ніжкою (білий гриб, підберезник, підосичники, польський гриб). Різниця у змісті цезію-137 в молодих і старих грибах чітко не проявляється. Тим не менш, рекомендується збирати молоді гриби, тому що в старих можуть накопичуватися отруйні речовини з огляду на те, що інтенсивність акумуляції різних елементів збільшується в міру росту грибів [23, 25].
Середній вміст цезію-137 в сирих грибах при різній щільності забруднення становить: 1280 Бк/кг - до 2 Кі/км2; 3400 Бк/кг - 2-5 Кі/км2; 22100 Бк/кг - 5-15 Кі/км2; 25000 Бк/кг - 15-40 Кі/км2; 109200 Бк/кг - понад 40 Кі/км2. Допустимий вміст цезію-137 становить: 250 Бк/кг - гриби свіжі, 2500 Бк/кг - гриби сушені.
Слід враховувати, що накопичення радіонуклідів у грибах з часом змінюється. У більшості грибів максимум накопичення радіонуклідів спостерігався в 1989-1992 роках. У наступні роки намітилася тенденція до зниження накопичення радіонуклідів окремими видами грибів. За останні чотири роки в 1,5-2 рази знизився перехід цезію-137 в вовнянки, опеньок, маслюк і груздь чорний. Для сироїжок, рядовки, гриба польського, зеленок ступінь накопичення радіонуклідів з 1993 року практично не змінилася. Виявилася тенденція до збільшення переходу радіонуклідів у часі у парасольки строкатого, свинушки, лисички, підберезники [6].
У відповідності до коефіцієнтів переходу (КП) цезію-137 з грунту в гриби розраховані рівні радіоактивного забруднення грунтів, при яких можна заготовлювати різні види грибів з допустимим вмістом у них радіонуклідів.
Заготівлю грибів-акумуляторів (гриб польський, павутинник козячий, свинушка, маслюк, моховик, горькушки) не рекомендується проводити в лісах Білорусі, оскільки вже при щільності радіоактивного забруднення 0,3 Кі/км2 вміст у них цезію-137 перевищує норми РДУ в 1, 5-5 разів.
Сильнонакопичуючі гриби (груздь, рижик, волнушка, зеленка, подгруздок) можна заготовляти на території з щільністю забруднення 0,4 Кі/км2.
Переважно слід збирати гриби, що відносяться до першої і другої груп. Це - середньонакопичуючі гриби (сироїжки, підберезник, лисичка, рядовка сіра, білий гриб, підосичники), їх дозволяється заготовляти на територіях із забрудненням до 1 Кі/км2 [24].
Малонакопичуючі гриби (опеньок, гриб-зонтик строкатий, дощовик перловий, печериця, строчок звичайний, рядовка фіолетова) можна збирати при забрудненні території до 2 Кі/км2.
Рекомендації по збору грибів можна отримати в лісгоспах, лісництвах і в районній санепідемстанції. У газетах періодично публікуються спеціальні «грибні» карти [25].
З наведеної інформації слід загальний практичний висновок про те, що перш ніж іти в ліс за грибами, потрібно знати рівень радіоактивного забруднення конкретного лісової ділянки, а також всі види грибів, зібрані на забрудненій території, рекомендується піддавати обов'язковому радіаційному контролю [24].
Зниження вмісту цезію-137 в грибах можна досягти шляхом їх відварювання протягом 30-60 хвилин в солоній воді з додаванням оцту або лимонної кислоти з 2-3-х кратною зміною відвару. Зібрані гриби перед приготуванням необхідно обов'язково очистити від моху, підстилки, грунту, а у деяких грибів зняти шкірку з шляпки. Така обробка дозволяє вживати в їжу гриби, початкове забруднення яких перевищувало допустимі рівні у 2-20 разів у разі сироїжок, зеленок, рядовок, волнушок і в 20-80 разів у разі підберезника і білого гриба. При сушінні слід використовувати гриби, відповідні допустимим нормам вмісту радіонуклідів [16].
При заготівлі грибів рекомендується провести їх радіаційний контроль. Зібрані гриби треба перебрати, очистити від прилиплих частинок лісової підстилки, моху, промити і розсортувати по групах. Гриби, що належать до слабо-і средньонакопичуючих, необхідно відварити, воду злити. Одне лише попереднє відварювання може знизити вміст цезію в грибах у 5 разів. Сильнонакопичуючі радіонуклідіи гриби необхідно вимочити протягом доби, воду злити, відварити 2 рази, зливаючи воду [24].
Гриби виварюють у сольовому розчині (30 р. кухонної солі на 1 л води), зі зміною розчину на свіже через кожні 10-20 хвилин при загальній тривалості кип'ятіння 50 хвилин. Перед кожною зміною розчину гриби відкидають на дуршлак і промивають чистою холодною водою. Така обробка гарантує виведення з грибів 99,9% радіонуклідів.
Гриби кладуть на. 20 хвилин у солону воду (столова ложка на літр води), час від часу помішуючи. Потім зціджують гриби і кладуть у воду хвилин на 10, також помішуючи. Знову зціджують і гарненько промивають (перша фаза очищення). Процес повторити ще раз (друга фаза).
Цезій переходить у вигляді лугу в промивні води, кототимуть імен-коричневий колір (він виходить від взаємодії грибного пігменту з лужними металами - кабів, рубідій, цгшй). Таким нескладним способом у результаті першого промивання вміст цезію знижується на 85% від початкового рівня. Після другого - менше 3% від природної кількості [25].
Для зниження надходження радіонуклідів в організм людини рекомендується культивувати (в домашніх умовах, теплицях і на присадибних ділянках) такі види екологічно чистих грибів: печериця, опеньок льотний, глива звичайна та ін. [8].
Таким чином, в даний час для радіоактивно забруднених лісових територій дикорослі гриби і ягоди є критичною ланкою в
11.04.2017 21:04-
Ділись своїми роботами та отримуй миттєві бонуси!
0%
Оголошення від адміністратора