Список використаних джерел. Розділ 1. Літературний огляд

Змiст

 

Вступ...................................................................................................................... 3

 

Розділ 1. Літературний огляд. 5

 

1.1.Географія водойм Фастівщини. 5

 

1.1.1.Географія кар’єру в селищі Мала Снітинка. 5

 

1.1.2.Географія річки Унави. 5

 

1.2.Характеристика радіонукліду ¹³⁷Сs. 5

 

1.2.1.Джерело викиду радіонукліду. 5

 

1.2.2.Властивості радіонукліду ¹³⁷Сs. 8

 

1.2.3.Біологічна дія. 8

 

Розділ 2. Експериментальна частина. 11

 

2.1.Визначення накопичення радіонукліду ¹³⁷Сs в водоймах Фастівщини. 11

 

2.1.1.Методика визначення. 11

 

2.1.2.Технічна характеристика радіометра Руг – 91. 11

 

Висновки. 13

 

Список використаних джерел. 14

 

Додатки. 15

 

 

 

Вступ

 

Останнім часом в Україні досить сильно погіршився екологічний стан довкілля, що спричинено, насамперед, аварією на ЧАЕС. Хімічне забруднення природного середовища набуває характеру глобальної загрози існування людства. Необхідні організму елементи поглинаються із середовища і можуть концентруватися в самому організмі. Кількість того чи іншого елемента, що міститься в організмі залежить від його вмісту в довкіллі. Із радіонуклідів, тобто радіоактивних атомів, що залишилися після Чорнобильської аварії найнебезпечнішим є ¹³⁷Сs. Саме через це виникла проблема в дослідженні екологічного стану відкритих водойм. Адже вода вбирається організмами та включається в них у біохімічні процеси: реакції обміну, біосинтезу, гідролізу, фотолізу. Тому виникла потреба дослідити відкриті водойми на предмет виявлення радіонукліда¹³⁷Сs в районах, які постраждали від вибуху на Чорнобильській АЕС. Я обрала водойми Фастівщини – річка Унава та став в селищі Мала Снітинка.

Актуальність роботи полягає у дослідженні вмісту ¹³⁷Сs у водах річки Унави та ставу в селищі Мала Снітинка, так як це є зони рекреації фастівчан.

 

Об’єкти дослідження: вода з ставу в селищі Мала Снітинка та вода з річки Унави (Перший пляж).

 

Предмет дослідження: вміст ¹³⁷Сs у досліджуваних зразках.

Мета дослідження: дослідити і порівняти вміст радіонукліду ¹³⁷Сs у даних рекреаційних зонах.

 

Основні завдання дослідження:

1. Опрацювати наукову літературу в аспекті теми дослідження.

2. скласти географічну характеристику даних водойм

3. зібрати зразки води з кожної водойми

4. Визначити вміст радіонуклідів у досліджуваній сировині.

5. Узагальнити отримані дані, зробити висновки відносно забрудненості радіонуклідом ¹³⁷Сs в водоймах Фастівщини.

 

Методи дослідження:

 

Теоретичні – вивчення та аналіз відповідної наукової літератури та відповідної інформації, розміщеної в мережі Інтернет.

 

Практичні -- проведення лабораторних досліджень хімічного складу води. Скласти таблиці з результатами аналізу.

 

Наукова новизна дослідження полягає в тому, що даний проект допоможе в подальшому для громадськості та місцевим екологічним групам уявити сучасний стан річки та ставу і завадити подальшій їх деградації.

 

Практичне та теоретичне значення проекту для екологічної освіти населення м. Фастова: дана робота може бути використана на уроках екології в загальноосвітніх школах міста та району, на екологічних зібраннях щодо порушення проблеми екології води річки Унави та ставу селища Мала Снітинка.

 

Експериментальна база: проводились на кафедрі ботаніки Інституту природничо-географічної освіти та екології національного університету ім. М.П. Драгоманова.

 

 

Розділ 1. Літературний огляд

1.1.Географія водойм Фастівщини

1.1.1.Географія кар’єру в Снітинці

Затоплений гранітний кар'єр в с. Мала Снітинка, поруч з містом Фастів (Додаток А)

На перший погляд звичайне озеро з глиняними уступами але опустившись на глибину більше 3 метрів починаються стрімкі скелі гранітних прод. За словами місцевих кар'єр має глибину близько 35 метрів. Під'їзд до водойми перекритий для автотранспорту.

 

1.1.2.Географія річки Унави

Унава є правою притокою річки Ірпінь басейну Дніпра. Довжина 87 км. Площа водозбірного басейну 680 км². Похил 1.2 м/км. Долина коритоподібна, завширшки до 4 км, глибиною до 30 м. Заплава подекуди заболочена шириною 600 м, річище завширшки переважно 2-10 м. Протягом 34 км відрегульоване. Живлення мішане. Льодостав триває з початку грудня до 1-шої половини березня. Гідрологічний пост біля Фастова існує з 1949 року. Створено Фастівське водосховище, яке використовується на потреби технічного водопостачання, зрошування, рибництва.

Унава бере початок біля с. Мостове Андрушівського району Житомирської області. Тече по території Андрушівського, Попільнянського, Брусилівського районів Житомирської області, Фастівського району Київської області. (Додаток Б, В)

1.2.Характеристика радіонукліду Cs¹³⁷

1.2.1.Джерело викиду радіонуклідів.

Внаслідок вибуху ядерного реактору 4-го блоку Чорнобильської АЕС та руйнації його захисних оболонок стався потужний викид радіоактивних речовин в тропосферу. З побудовою над зруйнованим реактором захисних споруд («Укриття») викиди активності у довкілля фактично припинились. За підрахунками різних авторів у довкілля було викинуто до 13 Ексабекерелів (1018) радіонуклідів. Близько 200 радіоактивних нуклідів елементів в різних фазових та хімічних формах переміщувались в атмосфері за складними траєкторіями на відстані у тисячі кілометрів від Чорнобильської АЕС і в травні -червні 1986 року спостерігались в усіх країнах північної півкулі, на акваторіях Тихого, Атлантичного та Північного Льодовитого океанів, найпомітнішими із радіонуклідів були 131І та 137Cs [7]. Співвідношення між різними радіонуклідами, залежно від часу викиду суттєво відрізнялися.

Зі всіх викинутих з активної зони матеріалів наступні чотири елементи визначили радіологічний стан в постраждалих районах:
Йод (головним чином йод - 131), цезій (цезій-134, цезій-137), стронцій (стронцій-90) і плутоній (плутоній-239, плутоній - 240).

Через швидкий розпад І - 131 та інших нестійких нуклідів (які в перші часи та дні аварії сформували значну частку дози опромінення), відбулося різке зниження початкового рівня опромінення. Але зараз головну радіоекологічну небезпеку складають радіонукліди з великим періодом напіврозпаду (наприклад, для Рu - 239 це 24065 років, для Sr -90 - 28,6 років, Am -241 - 342,2 роки, Cs - 137 - 30,2 роки). Крім того, що ці радіонукліди є альфа- і бета-випромінювачами, вони є токсичними зімічними елементами (одним з натоксичніших є плутоній).

Радіоактивні речовини, викинуті реактором в навколишнє середовище, були включені в природні процеси енергообміну (в т.ч. водний, повітряний та біогенний переноси), що охоплюють всі природні компоненти.

Радіонукліди, що вийшли за межі станції, потрапили в атмосферу, звідки відбувалося їх осідання на поверхні різного роду: ґрунти, рослинний покрив, поверхні водних басейнів, дороги, т.д.). Радіонукліди, що осіли на поверхню грунтів під дією природних факторів, мігрують в горизонтальному і вертикальному напрямках. Головну роль в міграції радіоактивних речовин в геологічному середовищі грають підземні води, забруднення яких було виявлено вже влітку 1986 року. Попадання радіонуклідів в грунтові води в багатьох випадках відбувалося аерозольним шляхом через криниці та інші свердловини. Крім того, атмосферні опади, що фільтруються через грунти, є постачальниками радіонуклідів в підземні води (цьому сприяють властивості грунтів Поліського району України, де відбулася катастрофа).

Радіонукліди, що активно беруть участь в процесах енергообміну в неживій природі, були включені і в біогеохімічний цикл, який здійснюється в системі трофічних ланцюгів:

- поглинання рослинами, тваринами, мікроорганізмами окремих радіоактивних ізотопів (при цьому відбувається поступове перемішування радіонуклідів з їх ізотопними і неізотопними носіями та включення їх у склад біологічних структур);

- виділення надземними частинами і кореневими системами рослин радіонуклідів у складі окремих сполук, вимивання з листя дощами рухливих радіонуклідів, наприклад, цезію;

- виділення тваринами продуктів, що утворюються в результаті травлення, які поступають в грунти в складі нових сполук або як їх домішки;

- відмирання різних органів рослин - листового опаду або рослин, які завершили свій онтогенез;

- розкладання органічних решток мікроорганізмами, що супроводжуеться включенням радіонуклідів у склад бактеріальної маси або їх переходом в грунтовий розчин.

 

Зміни напрямку вітру і окремі дощі протягом десяти днів після першого викиду призвели до дуже нерівномірного характеру розподілення радіоактивних випадів у Білорусії, Росії та Україні. Сильні дощі, а також місцеві умови сприяли виникненню ділянок (“гарячих плям”) з дуже великими рівнями поверхневої радіоактивності, потужність зовнішньої дози випромінення яких в 5000 разів перевищувала потужність дози від природнього радіоаційного фону.

З часом активність радіонуклідів, викинутих у довкілля суттєво зменшилася і основну радіологічну небезпеку становлять трансуранові елементи та ¹³⁷Сs і 90Sr.

1.2.2.Властивості радіонукліду ¹³⁷Сs

Цезій-137 - бета-випромінювач з періодом напіврозпаду 30.174 років. ¹³⁷Сs відкритий в 1860 р. німецькими вченими Кірхгофом і Бунзеном. Назву отримав від латинського слова caesius — блакитний, по характерній світлій лінії в синій області спектру. На даний час відомо декілька ізотопів цезію. Найбільше практичне значення має ¹³⁷Сs, один з найбільш довгоживучих продуктів поділу урану. (Додатки Г, Д)

Ядерна енергетика являється джерелом надходження ¹³⁷Сs в навколишнє середовище. Згідно опубликованим даним у 2000 році реакторами АЕС усіх країн світу в атмосферу було викинуто близько 22,2 х 10¹⁹ Бк ¹³⁷Сs. Викиди ¹³⁷Сs відбуваються не тільки в атмосферу, але і в океани з атомних підводних човнів, танкерів, льодоколів, оснащенних ядерно-енергетичними установками.

За своїми хімічними властивостями цезій близький до рубідію і калію — елементам І групи. Ізотопи цезію при будь-яких шляхах попадання в організм добре всмоктуються.

Після аварії на ЧАЕС у зовнішнє середовище надійшло 1.0 МКі цезію-137. В даний час це основний дозоутворюючий радіонуклід на територіях, що постраждали від аварії на Чорнобильскій АЕС. Від його вмісту і поведінки у зовнішньому середовищі залежить пригодность забруднених територій для повноцінного життя.

1.2.3.Біологічна дія ¹³⁷Сs

Ізотопи цезію, являючись продуктами поділу урану, включаються в біологічний колообіг і вільно мігрують по різноманітним біологічним ланцюжкам. В даний час ¹³⁷Сs виявляється в організмах різних тварин і людини. Необхідно відмітити, що стабільний цезій входить до складу організму людини і тварин в кількостях від 0,002 до 0,6 мкг на 1 г м’якої тканини.

Всмоктування ¹³⁷Сs в ШКТ тварин і людини складає 100%. В окремих ділянках шкт всмоктування ¹³⁷Сs відбувається з різною швидкістю. По данним вчених через годину після введення всмоктується по відношенню до введеної дози: у шлунку - 7% ¹³⁷Сs, в дванадцятипалій кишці—77%, у тонкій—76%, в сліпій—13%.

Через дихальні шляхи в організм людини надходження ¹³⁷Сs складає 0,25% від кількості, що надходить з харчовим раціоном. Після надходження у кров, він порівняно рівномірно розподіляється по органам і тканинам.

Л. А. Булдаков, Г. К. Корольов вважають, що ізотопи цезію більш усього накопичуються в м’язах. По данним Ю.І. Москальова після внутрішньовенозного введення ¹³⁷Сs швидко виводиться з крові. У перші 10-30 хв максимальна концентрація його реєструється в нирках (7-10% в 1 грамі тканини). Потім відбувається перерозподіл його, і основні кількості — до 52,2% — затримуються в м’язовій тканині.

Проводили досліди по розподілу ¹³⁷Сs в організмі свиней. Свиням згодовували ¹³⁷Сs з їжею одноразово або повторно протягом 7 діб в сумарних дозах 2,9 або 1,6 кБк. На 1, 7, 14, 28 і 60 добу після введення радіонукліду тварин забивали і досліджували вміст ¹³⁷Сs в м’язовій тканині. Вміст активності в м’язовій тканині тварин, отримавших ¹³⁷Сs дозою 2,967 кБк, було майже в 2 раза вище, ніж у тварин, отримавших ¹³⁷Сs дозою 1,609 кБк. Зменшення радіоактивності в м’язовій тканині було найбільш виражено протягом перших 14 діб при обох дозах радіонукліду. Виведення ¹³⁷Сs з организму свиней відбувалось головним чином з сечею. Швидкості виведення ¹³⁷Сs при одноразових та повторних введеннях повністю відрізнялись. Період напіввиведення нукліду при одноразовому введенні складав 5 діб, а при повторному— 14 діб.

В організмі північних оленів, після одноразового введення, ¹³⁷Сs розподіляється таким чином. У м’язах накоплюється 100%, в нирках – 79%, серці – 67%, селезінці – 60%, легенях – 55%, печінці - 48 %.

У дослідах на собаках, проведених у 1968 році, було встановлено, що при одноразовому внутрішньовенозному введенні ¹³⁷Сs в кількості 3,5 – 14 х 10⁷ Бк/кг найбільша кількість ¹³⁷Сs через 19—81 діб міститься в скелетних м’язах, печінці, нирках. Важливо відмітити, що введена доза ¹³⁷Сs і стать тварин не впливають на розподіл нукліду по органах і тканинах.

Визначення ¹³⁷Сs в організмі людини проводять по вимірюванню гамма-випромінювання від тіла і бета-, гамма-випромінюванні від виділень (сеча, кал). З цією метою використовують бета-гамма-радіометри і лічильник випромінювань людини. За окремими піками спектру, що відповідають різним гамма-випромінювачам, визначають їх активність в організмі. З метою профілактики радіаційних вражень ¹³⁷Сs, усі работи з рідкими і твердими сполуками рекомендується проводити в герметичних боксах. На рабочому мсці без дозволу санепідемслужби можуть знаходитись відкриті препарати цезію з активністю 0,37— 3,7 мБк (10—100 мкКі).

Розділ 2 Експериментальна частина

2.1.. Визначення накопичення радіонуклідів Cs¹³⁷ в водоймах міста Фастова

Методика визначення

Експериментальне дослідження ми проводили на кафедрі ботаніки НПУ ім. Драгоманова. Для визначення радіоактивності були використані зразки води з різних водойм міста Фастова, а саме з кар’єру в Малій Снітинці та річки Унава.

Вимірювання радіоактивності відібраних проб у трьохкратній повторності проводили з допомогою гамма-радіометра РУГ – 91 «Адані»

2.1.2. Технічна характеристика радіометра РУГ – 91.

Це дуже чутливий прилад, що вимірює активність, яка в сотні разів менше рівня природного радіаційного фону, для виміру якого використовують дозиметри, інших конструкцій.

Найбільшу небезпеку являють довго живучі радіонукліди цезій-134, 137 і стронцій-90, що потрапляють в навколишнє середовище в результаті техногенної діяльності людини, зокрема аварії на Чорнобильській АЕС.

Активність нуклідів цезію визначається по гамма-випроміненню, а стронцію – бета-випроміненню; для вимірів використовують різні типи приладів – гамма-радіометри і бета – радіометри. (Додаток Е)

Гамма-радіометр РУГ-91 «Адані» призначенний для вимірювання сумарної активності гамма-випромінючих ізотопів цезію -134, 137, а також активності природного ізотопу калію – 40, що знаходяться в продуктах харчування і об'єктах навколишнього середовища.

Принцип його дії заснований на підрахунку числа світлових імпульсів, які виникають в сцинтиляціонному детекторі при потраплянні у нього світлових квантів. Число зареєстрованих за одиницю часу світлових імпульсів однозначно пов'язане із активністю досліджуваної проби. Установка оброблення підраховує число імпульсів у кожній енергетичній зоні і обраховує активність гамма – випромінювань.

 

2.1.3. Вимірювання радіоактивності

Починається з визначення фону самого приладу. Прилад запускається на 20 хвилин роботи. Результати виміру фону заносяться в пам'ять мікропроцесора і надалі автоматично вираховуються із результатів виміру активності.

Для коректних вимірів об'єм проби повинен складати 0,5 л. Якщо це тверді зразки – їх попередньо треба подрібнити, щоб по можливості заповнити потрібний об'єм посудини Марінелі. Час виміру активності проби 2 хв. або 20 хв. Як правило 2 хв. повністю достатньо для виміру зразка. Вимірювання проводиться на двох зразках. Результат висвітлюється на табло індикатора. Це є активність радіонуклідів, що знаходяться у зразку, який вимірюють в одиницях об'ємної активності – Бк/кг.

1.Бк/кг – кількість розпадів в одиниці об'єму зразка в секунду.

 

При вимірювані зразків води з річки Унави та кар’єру в Малій Снітинці були отримані такі результати:

 

Місце відпочинку	Вміст 137Сs у воді	Допустимий вміст 137Сs у відкритих водоймах
Р. Унава І пляж	1,6 кБк/л	2 кБк/л
Кар’єр в Малій Снітинці	2,4 кБк/л	2 кБк/л

 

Висновки

1. На підставі проведених досліджень було встановлено, що рівень радіоактивності¹³⁷Сs більший у водах кар’єру Малої Снітинки у порівнені з водами річки Унави.

2. Так, як допустимий рівень вмісту ¹³⁷Сs у відкритих водоймах становить 2 кБк/л, можна зробити висновок, що:

· Води кар’єру в Малій Снітинці не відповідають санітарним нормам і не можуть бути рекреаційною зоною так, як є небезпечними для людини.

· Радіоактивність вод річки Унави відповідають нормам, тому можуть бути зоною відпочинку для людини.

 

 

Список використаних джерел

1. Журавлев В.Ф. Токсикология радиоактивных веществ. – 2-е, изд., перераб. и доп. – М.: Энергоатомиздат, 1990. – 336 с.

2. Авария на Чорнобыльской АЕС и ее последствия / Информация, подготовленная для совещания экспертов МАГАТЭ (25-29 августа 1986, Весна). – М., ГКАЭ СССР, 1986.

3. Атлас. Україна. Радіоактивне забруднення. – Міністерство України з питань надзвичайних ситуацій та у справах захисту населення від наслідків Чорнобильської катастрофи. Інтелектуальні Системи ГЕО. – К., 2002.

4. Виконання у 1997 році Національної програми мінімізації наслідків Чорнобильської катастрофи. Річна доповідь. МНС України. Видавництво агенства «Чорнобильінтерінформ». – К., 1998

5. Газиев И.Я., идр.Исследование физических характеристик радиоактивных газоаэрозольных продуктов аварии на ЧАЭС // Радиационные аспекты Чернобыльской аварии/ Тр. Всесоюзн.конф. - Обминск, Июнь 1998, Т.1 – СПб.: Гидрометеоиздат, 1993.- с.98

6. Коггл Дж. Биоологические еффекты радиации М.:Энергоиздат, 1986.- 142с..

7. Водний кодекс України (1995).

8. Каталог річок України. – К.: Видавництво АН УРСР, 1957.

 

 

Додатки

(Додаток Б)

 

(Додаток В)

 

(Додаток Г)

(Додаток Д)

(Додаток Е)