Ведення сільського господарства на забруднених радіонуклідами територіях

КАБІНЕТ МІНІСТРІВ УКРАЇНИ НАЦІОНАЛЬНИЙ УНІВЕРСИТЕТ БІОРЕСУРСІВ І ПРИРОДОКОРИСТУВАННЯ Україна ННІ охорони природи та біотехнологій Факультет екології та біотехнології

Кафедрі радіобіології та радіоекології

КУРСОВА РОБОТА

«Ведення сільського господарства на забруднених радіонуклідами територіях»

Виконав:

студент III курсу 3 групи Максимчук Михайло В.

Перевірив:

Гудков Ігор М.

Гайченко Віталій А.

КИЇВ 2010

Зміст Вступ Розділ I. Літературний огляд

1.1 Міграція радіонуклідів в екосистемах

1.1.1 Принципи організації ведення сільського господарства на забруднених радіоактивними речовинами територіях

1.1.2 Накопичення радіонуклідів в компонентах фітоценозу

1.1.3 Контрзаходи

1.2. Ведення тваринництва на забруднених радіонуклідами територіях

1.2.1 Заходи спрямовані на зменшення вмісту радіонуклідів у продукції тваринництва Розділ II. Розрахункова частина ситуативних задач

2.1 Прогнозування радіоактивного забруднення продукції рослинництва

2.2 Прогнозування радіоактивного забруднення продукції тваринництва Висновки Додатки Список використаної літератури

Вступ Внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС у квітні 1986 року в найбільшій мірі радіонуклідному забрудненню, як відомо, була піддана зона Полісся. Але так званий «південний слід», що сформувався після 30 квітня за рухом радіоактивної хмари від Чорнобиля до північних берегів Африки, призвів також до суттєвого забруднення Лісостепу і Степу України. Нерідко випадання частинок радіоактивного пилу спричиняли дощі, внаслідок чого в цих зонах виникли осередки досить сильного забруднення.

«Південний слід» порівняно з «північним» і «західним», у котрих переважає конденсаційна компонента радіоактивних випадань, характеризується підвищеним (до 50%) вмістом паливних частинок. За таких умов у перші післяаварійні роки радіонукліди, включені у важкорозчинну матрицю паливних частинок, були мало доступні для кореневого засвоєння рослинами. Але з часом при тривалому контакті з повітрям, водою, мікрофлорою відбувається деструкція паливних частинок і вилуговування радіонуклідів у ґрунтовий розчин. При цьому розміри засвоєння рослинами головного радіоактивного забруднювача навколишнього середовищадовгоживучого ізотопу цезію 137Сs можуть стабілізуватись на певному рівні і навіть зменшуватись внаслідок його фіксації ґрунтом («старіння радіонукліду»). Все це означає, що на «чистих», порівняно з Поліссям, територіях Лісостепу можна очікувати певних «сюрпризів» у вигляді поступового збільшення відносної частки міграції по харчових ланцюжках, а відповідно і накопичення в рослинах, тваринах, продукції рослинництва і тваринництва, нарешті, в організмі людини 90Sr у порівнянні з 137Сs. Загальновідомо ж, що радіохімічна токсичність 90Sr при попаданні всередину організму в багато разів перевищує цей показник у 137Сs.

У наслідок Чорнобильської катастрофи значні території України (більше 5 млн. га) були забруднені радіонуклідами. Вирішення проблем життєдіяльності на цих землях та їх господарського використання є дуже важливим для України і особливо для її агросфери. Лише сільгоспугідь зі щільністю забруднення радіоцезієм від 1 до 15 Кі/км виявлено близько 1,3 млн. га. З них близько 130 тис. га забруднені в інтервалі активності від 5 до 15 Кі/км2. При вирішенні проблем забруднених земель, спрямованих на пошук шляхів поліпшення радіаційної обстановки і спроб їх реабілітації, виникло три основних підходи. Перший — це моніторинговий, тобто, покладаючись на природні механізми реабілітації і період напіврозпаду. Другий — це спроба розробити прийнятні способи вилучення радіонуклідів із ґрунтів. Для масштабних цілей можуть використовуватися підходи, що збільшують рухливість радіонуклідів у ґрунті, їх винос рослинами з подальшою утилізацією.І третій — це спроба знизити рухливість радіонуклідів у ґрунті, обмеживши їх поширення на найбільш небезпечних каналах міграції. Дослідники, які займаються вирішенням цих аспектів проблем наслідків аварії на ЧАЕС, з часом дійшли від протипоставлення підходів, що розробляються, до розуміння того, що кожен з підходів може мати переваги в тій чи іншій конкретній ситуації. І маючи більш потужний інструментарій, можна приймати обґрунтовані й ефективні рішення.

Основні зусилля ІБОНХ НАНУ у вирішенні проблем забруднених земель були пов’язані зі зменшенням поширення радіонуклідів у довкіллі, пошуком шляхів нормалізації радіаційної ситуації безпосередньо на цих землях і спробами їх реабілітації. У процесі цих робіт інститут обґрунтував і розробив концепцію нерозповсюдження радіонуклідів із забруднених земель.

Головними її цілями є:

Ш обмеження поширення радіонуклідів із забруднених земель;

Ш мінімізація збитку і дозових навантажень під час господарювання на Ш землях зони впливу ЧАЕС;

Ш реабілітація забруднених радіонуклідами земель;

Ш розробка комплексу оперативних заходів на випадок аварійного Ш забруднення земель радіонуклідами. 10].

Розділ I. ЛІТЕРАТУРНИЙ ОГЛЯД

1.1 Міграція радіонуклідів в екосистемах Міграція радіонуклідів у ґрунті відбувається завдяки сукупності різних процесів, які призводять до переміщення радіонуклідів в ґрунті або до перерозподілу різних форм та станів радіонуклідів, що також викликає перерозподіл нуклідів по глибині ґрунтового профілю.

Основними «рушійними силами», які призводять до міграції радіонуклідів у ґрунті є: конвективне перенесення (фільтрація атмосферних опадів вглиб ґрунту, капілярний потік вологи до поверхні ґрунту, який викликаний випаровуванням, термоперенесення вологи під дією градієнта температури), дифузія вільних та адсорбованих іонів, перенесення радіонуклідів кореневими системами рослин, перенесення радіонуклідів колоїдними частками (лессиваж), риюча діяльність тварин та господарська діяльність людини.

Перераховані фактори не є рівнозначними оскільки інтенсивність та тривалість їх дії різні та залежать від конкретних умов.

Найбільш вагомими факторами, що впливають на інтенсивність міграції радіонуклідів в грунтах (які не обробляються людиною) є конвективне перенесення та дифузія. Кореневе перенесення радіонуклідів залежить значною мірою від глибини кореневмісного шару та густоти коріння. Крім того коренева міграція значною мірою залежить від фізико-хімічних форм радіонуклідів.

Дощові черв’яки та інша ґрунтова фауна також сприяють міграції радіонуклідів у грунті, як завдяки механічним, так і біологічними шляхам, перемішуючи ґрунт та/або включаючи радіонукліди в тканини свого організму.

Потрібно зазначити, що на даний час (24 років після аварії на ЧАЕС) основний запас радіонуклідів знаходиться в 10 см шарі ґрунту. На малюнку, що подано нижче, представлено дані щодо розподілу 137Cs по ґрунтовому профілю (рис 1).

Міграція радіонуклідів у ґрунтах вкритих лісом має свою специфіку, яка полягає в тому, що в лісі існує лісові підстилка. Цей компонент є потужним буфером на шляху розповсюдження радіонуклідів.

Рис 1. Діаграма розподілу 137Cs по ґрунтовому профілю Будова вертикального дерново-підзолистих грунтів Чорнобильської зони типових грунтів відчуження (найбільш поширений тип грунтів) профілю зони відчуження Дослідження, які проводяться вже більше 20-ти років, засвідчують велику здатність лісової підстилки до акумуляції та утримання радіонуклідів. Тривале утримання радіонуклідів лісовою підстилкою пояснюється наявністю декількох шарів підстилки, які досить повільно розкладаються. Термін розкладу лісової підстилки може становити багато років, що сприяє тривалій (5−10 років) ізоляції радіонуклідів від мінеральної частини ґрунту.

В залежності від режимів зволоження ґрунту, в яких формується та виростає ліс, формується різна товщина лісової підстилки. Як засвідчують дослідження, товщина шару підстилки, а також природа органічної речовини є основним фактором, який впливає на вертикальну міграцію радіонуклідів.

Міграція радіонуклідів з ґрунту в рослини залежить також від комплексу факторів. Основними факторами, які визначають рівні накопичення радіонуклідів в рослинах є: фізико-хімічні форми радіонуклідів, агрохімічні властивості ґрунту, біологічні особливості рослин, агротехніка вирощування культур.

Для визначення надходження радіонуклідів із ґрунту в рослини використовують такі показники як: коефіцієнт біологічного поглинання, коефіцієнт переходу та коефіцієнт пропорційності. Перелічені показники застосовують здебільшого в радіоекології - ними зручно порівнювати рівні накопичення радіонуклідів для різних видів рослин, тварин та ін.

Так, наприклад, порівнюючи показники надходження радіонуклідів з ґрунту в рослини було встановлено, що в залежності від рівня зволоження величини переходу 137Cs в рослинність змінюється в 600 разів. Такі значні відмінності були відмічені на різних типах ґрунтів — дерново-підзолистих та торф’янистих. 8]

1.1.1Принципи організації ведення сільського господарства на забруднених радіоактивними речовинами територіях Головним джерелом опромінення людини іонізуючою радіацією є споживання сільськогосподарської продукції, одержаної на забруднених радіоактивними речовинами територіях. Нині пересічний житель Лісостепу України понад половини загальної дози опромінення одержує як наслідок внутрішнього опромінення, тобто за рахунок радіоактивних речовин, що надходять в організм з продуктами харчування. Оскільки впливати на рівень зовнішнього опромінення людини практично неможливо, обмежити додаткове опромінення можна лише за рахунок зменшення надходження радіонуклідів з продуктами харчування (причому з водою одержується не більше 1−2% дози). Отже, фактичновідповідальність за радіаційну безпеку населення нині покладається на виробників продуктів харчування—працівників сільського господарства.

Тому сільськогосподарське виробництво в сучасних умовах повинно вестись за технологіями, які б сприяли максимальному зменшенню міграції радіонуклідів по харчовому ланцюжку ґрунт-рослина-тварина-продукція сільського господарства-продукти харчування, виключали можливість збільшення площ забруднених радіонуклідами територій, по можливості гарантували повну радіаційну безпеку населення, що мешкає і працює у цих регіонах. 2]

Ведення сільськогосподарського виробництва на забруднених радіоактивними речовинами територіях повинно здійснюватися згідно з положеннями відповідних нормативних документів про проживання і трудову діяльність населення в умовах підвищених рівнів радіонуклідного забруднення, з додержанням принципів радіаційної безпеки та основних санітарних правил роботи з радіоактивними речовинами і забезпечувати виробництво продуктів харчування, що не містять їх кількості вище допустимих рівнів (ДР-97).

Різний ступінь забруднення території внаслідок випадання радіоактивних речовин спричинив виділення у сільськогосподарській галузі декількох зон з різною щільністю забруднення. Однак зональний принцип ведення сільськогосподарського виробництва на таких територіях відповідно до щільності забруднення угідь не повинен бути підставою для вирішення питань про проведення тих чи інших робіт тільки за цим критерієм. У більшості випадків найточнішим науково обґрунтованим показником повинна бути величина поглинутої населенням ефективної еквівалентної дози як головного чинника, що визначає ступінь прояву радіобіологічних ефектів.

Еквівалентна доза опромінення населення визначається не тільки щільністю радіонуклідного забруднення території, але й комплексом екологічних факторів, що впливають на міграцію радіонуклідів харчовими ланцюжками (рис 2). В залежності від цих факторів, наприклад від типу ґрунту, окремі види сільськогосподарської продукції можуть мати однакову концентрацію радіонуклідів при виробництві на площах з різними рівнями забруднення. Більш того, на деяких територіях може бути одержана продукція рослинництва і тваринництва, що містить більш високу кількість радіонуклідів, ніж та ж продукція, одержана на площах з більш високими рівнями забруднення. Так, у бідних на поживні речовини ґрунтах легкого механічного складу з кислою реакцією ґрунтового розчину рухомість радіонуклідів досить висока, а вбираюча здатність низька, отже, імовірність одержання в таких умовах забрудненої продукції збільшується. Саме тому рішення про можливість ведення сільськогосподарського виробництва у таких умовах приймається не тільки на основі відомостей про щільність забруднення ґрунту, але й у комплексі, з урахуванням інших умов.

Особливу увагу необхідно приділяти виробництву так званих критичних сільськогосподарських продуктів, тобто тих, споживання яких формує основну частину дози внутрішнього опромінення (у першу чергу це стосується молока і м’яса). (додаток 4)[7].

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

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

Основними результатами проведених досліджень є визначення величин накопичення радіонуклідів в рослини. Тобто встановлено — яка кількість радіонукліду і в якому органі рослини накопичується. Виявилось, що кожен вид рослин або навіть сорт, має власну здатність до накопичення того чи іншого нукліду.

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

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

1.1.3 Контрзаходи В залежності від властивостей ґрунту, ступеня його забруднення, видів рослин, що вирощуються, шляхів використання врожаю застосовують різні заходи, які в багато разів можуть зменшити нагромадження радіонуклідів у продукції рослинництва. Одні з них є загальноприйнятими, або загальновживаними, у сільськогосподарському виробництві, тобто такими, застосування яких забезпечує ведення звичайного рівня рільництва, або навіть сприяє збільшенню родючості ґрунту, зростанню кількості та якості врожаю і водночас призводить до зменшення надходження радіонуклідів в рослини. Інші—це спеціальні заходи, головною метою яких є виключно зменшення надходження радіонуклідів у рослини.

Звичайно виділяють п’ять основних комплексних систем зниження надходження радіонуклідів у рослини: прийоми обробітку ґрунту, застосування хімічних меліорантів та добрив, зміна складу рослин у сівозміні, зміни у режимі зрошення і застосування спеціальних речовин та засобів.

Що стосується обробітку ґрунту, то такі загальноприйняті й спеціальні прийоми, як звичайна і глибока оранка, зняття верхнього шару ґрунту та деякі інші, ефективні лише у перші періоди після випадання на території радіоактивних речовин. В зв’язку з тим, що рівень забруднення зони Лісостепу внаслідок аварії був порівняно невеликим, ці прийоми застосовувалися тут у дуже обмежених масштабах. Основним заходом на забруднених радіонуклідами сільськогосподарських угіддях цієї зони треба вважати застосування хімічних меліорантів і добрив.

Застосування хімічних меліорантів і добрив. Роль хімічних меліорантів як речовин, що покращують фізико-хімічний стан ґрунтів; мінеральних та органічних добрив як постачальників головних елементів живлення сільськогосподарських рослин в умовах забруднення угідь радіоактивними речовинами не змінюється. Проте вони можуть набувати нових функцій, які пов’язані саме з їх фізико-хімічними та хімічними властивостями. Більш того, меліоранти і добрива можуть стимулювати поглинання радіонуклідів рослинами. Але в умовах кваліфікованого застосування в певних формах, кількостях та співвідношеннях за їх допомогою можна у багато разів зменшувати надходження радіонуклідів.

Вапнування та роль кальцію і магнію. Радіоактивні речовини надійшли у навколишнє середовище у вигляді нерозчинних і важкорозчинних необмінних форм. Проте з часом при контакті з водою та киснем вони переходять у розчинний обмінний стан. Цьому особливо сприяє кисла реакція середовища. У зв’язку з цим загальновідомий спосіб вапнування кислих ґрунтів, як виявляється, сприяє не тільки поліпшенню умов росту рослин, але й зниженню надходження у них радіонуклідів.

Головним компонентом вапна є кальцій—хімічний аналог стронцію у вигляді окису, гідроокису, вуглекислої солі. Тому внаслідок конкуренції, антагонізму між ними надходження в рослини 90Sr зменшується, як правило, у більшій мірі, ніж 137Сs.

Вапнування застосовують звичайно на підзолистих, дерново-підзолистих та деяких болотних і торфових, значно менше—на сірих лісових ґрунтах. На дерново-підзолистих ґрунтах північного Лісостепу при вмісті гумусу до 3% потребу у вапні можна визначити за рН сольової витяжки з ґрунту із врахуванням його механічного складу.

Калійні добрива. Надходження 137Сs в рослини та нагромадження його в урожаї у значній мірі визначається вмістом у ґрунті калію—його хімічного аналогу. З підвищенням кількості калію в ґрунті зменшується надходження в рослини 137Сs. Тому внесення калійних добрив у підвищених кількостях, особливо під рослини калієфіли, є одним з головних засобів зменшення вмісту цього радіонукліду в продукції рослинництва. Він однозначно свідчить про те, що їх внесення на бідних на калій ґрунтах завжди приводить до зменшення вмісту цього радіонукліду в урожаї всіх сільськогосподарських культур в багато разів.

У цілому накопичення 137Сs рослинами обернено пропорційне вмісту в ґрунті обмінного калію. Але зниження рівнів його вмісту в рослинах залежно від дози калію носить гіперболічний характер, тобто ефективність калійного живлення по мірі підвищення доз знижується. Проте збільшення кількості калію в два і три рази порівняно з загальноприйнятими нормами дозволяє надійно зменшувати надходження радіонукліду в 3−6 разів. Реально дози калію при цьому збільшуються до 180−240 кг/га. [3]

1.2 Ведення тваринництва на забруднених радіонуклідами територіях Ефективним способом зниження забруднення радіоцезієм продукції тваринництва є використання в раціонах кормових добавок, що вибірково зв’язують його в шлунково-кишковому тракті тварин, зокрема фероцинових препаратів. Використання їх в складі болюсів, солі-лизунця і комбікормів для лактуючих корів і великої рогатої худоби на заключній стадії відгодівлі дає змогу знизити концентрацію 137Cs у молоці від 3 до 10 разів, в м’ясі—від 2 до 5 разів залежно від рівня радіоактивного забруднення раціонів та умов утримання.

При розробці стратегії ведення скотарства найбільш забруднені кормові угіддя слід використовувати для пасовищного утримання м’ясної худоби.

Сучасні технології утримання м’ясної худоби з урахуванням закономірностей метаболізму радіоцезію в організмі тварин дають змогу використовувати забруднені землі Лісостепу практично без обмежень. Вже у перші роки після аварії була запропонована триетапна технологія відгодівлі великої рогатої худоби на м`ясо, що дозволяє на першому етапі відгодівлі (від 6 місяців до 12−16 міс.) використовувати корми з будь-яким рівнем радіонуклідного забруднення. На другому етапі, який триває 1−2 міс. залежно від строків реалізації тварин, застосовують корми з рівнем забруднення до 40 кБк/кг. Третій етап відгодівлі, залежно від рівня забруднення тварин, може тривати 30−60 діб з використанням кормів, на порядок «чистіших», ніж на першому етапі, і дає змогу за цей строк практично у 5−8 разів знизити рівень 137Cs в організмі тварин за рахунок його виведення. У жуйних тварин залежно від віку і продуктивності період напіввиведення 137Cs складає 20−40 діб. При цьому прижиттєвий вміст 137Cs у м’язовій тканині легко визначають за загально відомою методикою прижиттєвого визначення концентрації радіоцезію в організмі тварин.

Такий маневр з кормовою базою неможливо реалізувати при веденні молочного скотарства. Водночас за рахунок м’ясного скотарства можна економити «чисті» площі сінокосів і пасовищ для одержання молока. Нерівномірність радіоактивного забруднення території дає змогу практично в кожному господарстві зони Лісостепу знайти можливість організувати кормову базу для м`ясної худоби з одержанням кінцевої продукції згідно з вимогами ДР-97.

Якщо радіоактивне забруднення кормів перевищує допустимі рівні і не дає змоги нормувати вміст 137Cs у добовому раціоні на рівні до 5 кБк, то вирощують і відгодовують тварин у два етапи. На першому етапі утримують тварин за прийнятою в господарстві технологією без обмежень, що дає змогу повністю використати весь ресурс кормів у господарстві, включаючи найзабрудненіші. Але на останні два місяці відгодівлі складають раціони, у котрих вміст 137Cs не перевищує 5 кБк/добу. Від тварин на заключному етапі відгодівлі бажано одержувати максимально можливі прирости живої маси. При відгодівлі рекомендується використовувати кукурудзяний силос, сінаж з однорічних трав, коренеплоди, концентрати. За нестачі в господарствах кормів із низьким вмістом 137Cs на заключній відгодівлі рекомендується застосовувати додавання до раціону сорбентів.

Від корів, що протягом 18 місяців споживали фероцин у дозі 6 г/добу на голову, за два отелення не відмічено будь-яких відхилень клініко-фізіологічних показників у корів-матерів та їх нащадків. Препарат дається тваринам один раз на добу за ретельним перемішуванням його з концентрованими кормами. При згодовуванні фероцину лактуючим коровам суттєве зниження надходження 137Сs в молоко відмічається вже на третю добу, а максимальний ефект досягається через 15 діб. 6]

1.2.1 Заходи спрямовані на зменшення вмісту радіонуклідів у продукції тваринництва Докорінне поліпшення кормових угідь включає їх оранку або глибоку культивацію дисковими боронами з руйнуванням і перегортанням старої дернини. Воно обов’язково передбачає проведення вапнування кислих ґрунтів, внесення повного мінерального добрива з підвищеними відповідно у 1,5 і 2 рази дозами фосфорних і калійних добрив. Важливе значення при докорінному поліпшенні кормових угідь надається формуванню травостою. Ранні злакові суміші характеризуються відносно меншими рівнями накопичення радіонуклідів, ніж пізні. Але за високої інтенсивності випасання худоби використання пізніх злакових трав виявляється ефективнішим, особливо в сумішці з бобовими. Для підвищення вмісту кормового білку бажано здійснювати підсіви конюшини червоної у сумішці з ранніми злаковими травами і конюшини білої—з пізніми. Щодо вирощування кормових рослин у сівозмінах, то для одержання продукції високої якості треба дотримуватися вищезазначених заходів.

Проведення меліоративних робіт та здійснення протиерозійних заходів на територіях, забруднених радіоактивними речовинами. Надзвичайно велику роль у міграції радіоактивних речовин у навколишньому середовищі і, відповідно, надходженні їх в сільськогосподарські рослини, відіграє рельєф місцевості та окремі ландшафтно-географічні особливості території. Вони можуть посилювати рух радіонуклідів як в горизонтальному, так і у вертикальному напрямах і, відповідно, впливати на їх перехід в рослини. У цьому відношенні умови більшості території Лісостепу є досить несприятливими. Висока еродованість ґрунтів вказує на необхідність проведення на територіях з підвищеними рівнями забруднення радіоактивними речовинами системи протиерозійних заходів. Вона повинна включати низку взаємопов'язаних та взаємодоповнюючих гідромеліоративних, агромеліоративних та лісомеліоративних прийомів. Основні з них такі:

1. Проведення осушувально-обводнювальної меліорації, яка забезпечує зниження рівня ґрунтових вод і зменшує вертикальну та горизонтальну міграцію радіонуклідів з водою. Проте проведення таких робіт не повинно призводити до переосушення ґрунтів, так як це значно посилює вітрову ерозію. З цією ж метою необхідне проведення снігозатримання та регулювання сніготанення.

2. Проведення заорювання поверхневого шару ґрунту на максимально можливу глибину з наступним обробітком безвідвальними знаряддями на схильних до ерозії дуже забруднених радіонуклідами ділянках.

3. Задерновування і залісення виведених із землекористування внаслідок високого вмісту радіоактивних речовин відкритих територій з метою послаблення вітрового перенесення частинок ґрунту та їх міграції з водними стоками.

4. Застосування для боротьби з виникненням ярів та балок водозатримуючих споруд для скиду води, закріплення дна ярів, терасування схилів, використання на схилах від 4 до 12о ґрунтозахисних сівозмін, головними компонентами яких повинні бути багаторічні трави на зелений корм з підсівом багаторічних трав, озима пшениця, кукурудза. В цілому ж зведення до мінімуму механічного обробітку ґрунту, який руйнує його структуру і посилює ерозійні процеси, особливо на водозборах.

5. Внесення на сільськогосподарських угіддях підвищених норм мінеральних та органічних добрив, проведення інших заходів, що сприяють збереженню і збагаченню гумусового шару ґрунту, котрі в свою чергу відіграють важливу роль у фіксації та утриманні радіоактивних речовин.

6. Посилення протипожежних заходів, оскільки зола і попіл, що містять кількості радіонуклідів, на декілька порядків вищі, ніж ґрунти, на яких вони утворюються, можуть переноситись вітром на значно більші відстані, ніж ґрунтові частинки.

Широке здійснення такої системи протиерозійних заходів дозволяє значно зменшити «розповзання» по території Лісостепу радіонуклідних плям, знизити швидкість міграції радіонуклідів у об'єктах навколишнього середовища, а всієї системи радіозахисних заходів, або контрзаходів,—мінімізувати їх рух в об'єктах сільськогосподарського виробництва, загальмувати їх пересування по харчових ланцюжках, накопичення в продукції рослинництва та тваринництва, перехід в продукти харчування і, відповідно, зменшити дозу опромінення людини. [6,9]

РОЗДІЛ II. РІШЕННЯ СИТУАЦІЙНИХ ЗАДАЧ З ПРОГНОЗУВАННЯМ МОЖЛИВОГО РАДІОНУКЛІДНОГО ЗАБРУДНЕННЯ ПРОДУКЦІЇ РОСЛИННИЦТВА ТА ТВАРИННИЦТВА, РОЗРАХУНКІВ РІЧНОЇ ЕКВІВАЛЕНТНОЇ ДОЗИ ВНУТРІШНЬОГО ОПРОМІНЕННЯ ВНАСЛІДОК ВЖИВАННЯ ЇЇ В ЇЖУ ТА ОЦІНКИ ЕФЕКТИВНОСТІ РЕКОМЕНДОВАНИХ ЗАХОДІВ.

2.1 Прогнозування радіоактивного забруднення продукції рослинництва

Дано: Тип грунту — дерново-підзолистий, товщина орного шару 25 см.

Визначити:

1. Вміст 137 Cs продукції рослинництва та її придатність до використання згідно з ДР-2006.

2. Можливі контрзаходи щодо зниження надходження радіонуклідів у рослини.

3. Дозове навантаження на організм людини в результаті споживання цієї продукції до та після проведення контрзаходів.

Рішення:

1-е поле. Огірки сорту Далекосхідні

1. Визначаємо масу забрудненого шару грунту на 1 м², для чого перемножуємо показники площі грунту, товщини орного шару та об'ємної маси грунту:

100 cм • 100 см• 25 см• 1,28 г/см3 =320 000 г =320 кг

2. Знаходимо вміст137 Cs на 1 м², для чого забруднення 1 кг множимо на визначену масу грунту:

930 Бк/кг • 320 кг = 297 600 Бк = 297,6 кБк

3. Визначаємо забруднення території в Кі/км2, для чого ділимо отримане забруднення на забруднення при 1 Кі (1 Кі/км2 = 37 кБк/м2):

297,6 кБк/м2: 37 кБк/м2 = 8,04 Кі/км2

4. Знаходимо коефіцієнт переходу 137 Cs в огірки сорту Далекосхідні на дерново-підзолистих грунтах при вмісті калію 3 мг/100 г. Він становить 8,8 Бк/кг при щільності забруднення 1 Кі/км2.

5. Визначаємо забруднення огірків, для чого отримане забруднення території 8,04 Кі/км2 множимо на знайдений коефіцієнт для 1 Кі:

8,04 • 8,8 Бк/кг = 70,7 Бк/кг

6. Визначаємо придатність отриманої продукції, допустимий рівень забруднення за 137 Cs згідно з ДР-2006. Для овочів він становить 40 Бк/кг.

Перший висновок: продукція непридатна для використання, оскільки її забруднення за 137 Cs перевищує допустимий рівень у 1,77 раза (70,7: 40 = 1,77).

Далі проводимо розрахунок і оцінку річної еквівалентної дози внутрішнього опромінення організму людини внаслідок вживання цієї продукції.

7. Знаходимо річну норму споживання огірків. Вона становить 25 кг.

8. Визначаємо кількість 137 Cs, що надійде в організм людини протягом року внаслідок споживання огірків. Для цього річну норму їх споживання (25 кг) множимо на забруднення (70,7 Бк/кг):

25 кг · 70,7 Бк/кг = 1767,5 Бк

9. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

10. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання огірків. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання огірків (1767,5 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

1767,5 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 35,35 мкЗв Другий висновок: споживання огірків в кількості 25 кг за рік при їх забрудненні 81 Бк/кг зумовить надходження 1767,5 Бк 137 Cs і дозу внутрішнього опромінення 35,35 мкЗв за рік.

Далі розпочинаємо дії щодо можливого використання угіддя для вирощування огірків, які відповідали б вимогам ДР-2006.

11. Визначаємо необхідний коефіцієнт переходу для отримання придатних для вживання огірків, для чого коефіцієнт, визначений у дії 4 (8,8 Бк/кг), ділимо на 1,77:

8,8 Бк/кг: 1,77 = 4,9 Бк/кг

12. Знаходимо, при якому вмісті калію на дерново-підзолистих грунтах коефіцієнт переходу 137 Cs в огірки буде становити 4,9 Бк/кг або менше. При вмісті калію 7 мг на 100 г коефіцієнт буде становити 4,7 Бк/кг.

13. Визначаємо дефіцит калію в грунті, для чого від необхідних 7 мг віднімаємо 3 мг наявних у грунті:

7 -3 = 4 мг Для підвищення вмісту калію на 1 мг на 100 г в орному шарі грунту необхідно внести 30 кг калійних добрив за діючою речовиною.

14. Визначаємо необхідну кількість внесення калію, для чого 30 кг множимо на дефіцит калію 4 мг:

30 · 4 = 120 кг калійних добрив за діючою речовиною.

15. Визначаємо прогнозоване забруднення огірків після внесення калійних добрив, для чого очікуваний коефіцієнт переходу (4,7 Бк/кг для 1 Кі/км2) множимо на забруднення території (8,04 Кі/км2):

4,7 Бк/кг · 8,04 = 37,8 Бк/кг Третій висновок: на цій території можна отримати придатні за вмістом 137 Cs огірки після внесення 120 кг калійних добрив за діючою речовиною, при цьому їх забруднення буде в 1,06 раза нижче за допустимий рівень (40: 37,8 = 1,06).

Встановлюємо дозову ефективність проведених контрзаходів.

16. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання огірків, що були вирощені на полі після внесення 120 кг калійних добрив за діючою речовиною. Для цього річну норму споживання огірків (25 кг) множимо на їх забруднення (37,8 Бк/кг).

25 кг · 37,8 Бк/кг = 947,5 Бк

17. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

18. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання огірків. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання огірків (947,5 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

947,5 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 18,95 мкЗв Кінцевий висновок: на цій території можна отримати придатні для вживання огірки після внесення 120 кг калійних добрив за діючою речовиною. Внаслідок проведення цього контрзаходу дозове навантаження на організм людини, сформоване внаслідок споживання огірків, зменшиться у 1,86 раза і становитиме 18,95 мкЗв.

2-е поле Картопля сорту Світанок

1. Визначаємо масу забрудненого шару грунту на 1 м², для чого перемножуємо показники площі грунту, товщини орного шару та об'ємної маси грунту:

100 cм • 100 см• 25 см• 1,25 г/см3 =312 500 г =312,5 кг

2. Знаходимо вміст137 Cs на 1 м², для чого забруднення 1 кг множимо на визначену масу грунту:

850 Бк/кг • 312,5 кг = 265 625 Бк = 265,6 кБк

3. Визначаємо забруднення території в Кі/км2, для чого ділимо отримане забруднення на забруднення при 1 Кі (1 Кі/км2 = 37 кБк/м2):

265,6 кБк/м2: 37 кБк/м2 = 7,18 Кі/км2

4. Знаходимо коефіцієнт переходу 137 Cs в картоплю сорту Світанок на дерново-підзолистих грунтах при вмісті калію 1 мг/100 г. Він становить 44 Бк/кг при щільності забруднення 1 Кі/км2.

5. Визначаємо забруднення картоплі, для чого отримане забруднення території 7,18 Кі/км2 множимо на знайдений коефіцієнт для 1 Кі:

7,18 • 44 Бк/кг = 315,92 Бк/кг

6. Визначаємо придатність отриманої продукції, допустимий рівень забруднення за 137 Cs згідно з ДР-2006. Для овочів він становить 60 Бк/кг.

Перший висновок: продукція непридатна для використання, оскільки її забруднення за 137 Cs перевищує допустимий рівень у 5,2 раза (315,92: 60 = 5,2).

Далі проводимо розрахунок і оцінку річної еквівалентної дози внутрішнього опромінення організму людини внаслідок вживання цієї продукції.

7. Знаходимо річну норму споживання картоплі. Вона становить 95 кг.

8. Визначаємо кількість 137 Cs, що надійде в організм людини протягом року внаслідок споживання картоплі. Для цього річну норму їх споживання (95 кг) множимо на забруднення (315,92 Бк/кг):

95 кг · 315,92 Бк/кг = 30 012,4 Бк

9. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

10. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання картоплі. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання картоплі (30 012,4 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

30 012,4 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 600,248 мкЗв Другий висновок: споживання картоплі в кількості 95 кг за рік при їх забрудненні 315,92 Бк/кг зумовить надходження 30 012,4 Бк 137 Cs і дозу внутрішнього опромінення 600,248 мкЗв за рік.

Далі розпочинаємо дії щодо можливого використання угіддя для вирощування огірків, які відповідали б вимогам ДР-2006.

11. Визначаємо необхідний коефіцієнт переходу для отримання придатних для вживання картоплі, для чого коефіцієнт, визначений у дії 4 (44 Бк/кг), ділимо на 5,23:

44 Бк/кг: 5,3 = 8,41 Бк/кг

12. Знаходимо, при якому вмісті калію на дерново-підзолистих грунтах коефіцієнт переходу 137 Cs в огірки буде становити 8,41 Бк/кг або менше. При вмісті калію 7 мг на 100 г коефіцієнт буде становити 6,2 Бк/кг.

13. Визначаємо дефіцит калію в грунті, для чого від необхідних 7 мг віднімаємо 1 мг наявних у грунті:

7 -1 = 6 мг Для підвищення вмісту калію на 1 мг на 100 г в орному шарі грунту необхідно внести 30 кг калійних добрив за діючою речовиною.

14. Визначаємо необхідну кількість внесення калію, для чого 30 кг множимо на дефіцит калію 6 мг:

30 · 6 = 180 кг калійних добрив за діючою речовиною.

15. Визначаємо прогнозоване забруднення огірків після внесення калійних добрив, для чого очікуваний коефіцієнт переходу (6,2 Бк/кг для 1 Кі/км2) множимо на забруднення території (7,18 Кі/км2):

6,2 Бк/кг · 7,18 = 44,5 Бк/кг Третій висновок: на цій території можна отримати придатні за вмістом 137 Cs огірки після внесення 180 кг калійних добрив за діючою речовиною, при цьому їх забруднення буде в 1,34 раза нижче за допустимий рівень (60: 44,5 = 1,34).

Встановлюємо дозову ефективність проведених контрзаходів.

16. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання картоплі, що були вирощені на полі після внесення 180 кг калійних добрив за діючою речовиною. Для цього річну норму споживання огірків (95 кг) множимо на їх забруднення (44,5 Бк/кг).

95 кг · 44,5 Бк/кг = 4227,5 Бк

17. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

18. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання картоплі. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання картоплі (4227,5 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

4227,5 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 84,55 мкЗв Кінцевий висновок: на цій території можна отримати придатні для вживання картоплю після внесення 180 кг калійних добрив за діючою речовиною. Внаслідок проведення цього контрзаходу дозове навантаження на організм людини, сформоване внаслідок споживання картоплі, зменшиться у 7,1 раза і становитиме 84,55 мкЗв.

3-е поле Капуста рання

1. Визначаємо масу забрудненого шару грунту на 1 м², для чого перемножуємо показники площі грунту, товщини орного шару та об'ємної маси грунту:

100 cм • 100 см• 25 см• 1,36 г/см3 =340 000 г =340 кг

2. Знаходимо вміст137 Cs на 1 м², для чого забруднення 1 кг множимо на визначену масу грунту:

970 Бк/кг • 340 кг = 329 800 Бк = 329,8 кБк

3. Визначаємо забруднення території в Кі/км2, для чого ділимо отримане забруднення на забруднення при 1 Кі (1 Кі/км2 = 37 кБк/м2):

329,8 кБк/м2: 37 кБк/м2 = 8,91 Кі/км2

4. Знаходимо коефіцієнт переходу 137 Cs в капусту ранню на дерново-підзолистих грунтах при вмісті калію 2 мг/100 г. Він становить 27 Бк/кг при щільності забруднення 1 Кі/км2.

5. Визначаємо забруднення капусти, для чого отримане забруднення території 8,91 Кі/км2 множимо на знайдений коефіцієнт для 1 Кі:

8,91 • 27 Бк/кг = 221,67 Бк/кг

6. Визначаємо придатність отриманої продукції, допустимий рівень забруднення за 137 Cs згідно з ДР-2006. Для овочів він становить 40 Бк/кг.

Перший висновок: продукція непридатна для використання, оскільки її забруднення за 137 Cs перевищує допустимий рівень у 5,54 раза (221,67: 40 = 5,54).

Далі проводимо розрахунок і оцінку річної еквівалентної дози внутрішнього опромінення організму людини внаслідок вживання цієї продукції.

7. Знаходимо річну норму споживання капусти. Вона становить 28 кг.

8. Визначаємо кількість 137 Cs, що надійде в організм людини протягом року внаслідок споживання капусти. Для цього річну норму їх споживання (28 кг) множимо на забруднення (221,67 Бк/кг):

28 кг · 221,67 Бк/кг = 6206,76 Бк

9. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

10. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання капусти. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання капусти (6206,76 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

6206,76 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 124,135 мкЗв Другий висновок: споживання капусти в кількості 28 кг за рік при їх забрудненні 221,67 Бк/кг зумовить надходження 6206,76 Бк 137 Cs і дозу внутрішнього опромінення 124,135 мкЗв за рік.

Далі розпочинаємо дії щодо можливого використання угіддя для вирощування капусти, які відповідали б вимогам ДР-2006.

11. Визначаємо необхідний коефіцієнт переходу для отримання придатних для вживання капусти, для чого коефіцієнт, визначений у дії 4 (27 Бк/кг), ділимо на 5,54:

27 Бк/кг: 5,54 = 4,87 Бк/кг

12. Знаходимо, при якому вмісті калію на дерново-підзолистих грунтах коефіцієнт переходу 137 Cs в капусті буде становити 4,87 Бк/кг або менше. При вмісті калію 13 мг на 100 г коефіцієнт буде становити 4,2 Бк/кг.

13. Визначаємо дефіцит калію в грунті, для чого від необхідних 13 мг віднімаємо 2 мг наявних у грунті:

13 -2 = 11 мг Для підвищення вмісту калію на 1 мг на 100 г в орному шарі грунту необхідно внести 30 кг калійних добрив за діючою речовиною.

14. Визначаємо необхідну кількість внесення калію, для чого 30 кг множимо на дефіцит калію 11 мг:

30 · 11 = 330 кг калійних добрив за діючою речовиною.

В перерахунку на фізичну масу мінеральних калійних добрив це становитиме близько 590 кг/га. Внесення такої кількості добрив недоцільне і економічно невиправдане.

Тому одним із варіантів подальшого вирішення задачі може бути підбір іншої культури, близької за господарським значенням, але з меншим коефіцієнтом переходу. Такою культурою може бути морква сорту Нантська. Рішення задачі починаємо з пункту 4.

4. Знаходимо коефіцієнт переходу 137 Cs в моркві на дерново-підзолистих грунтах при вмісті калію 2 мг/100 г. Він становить 12 Бк/кг при щільності забруднення 1 Кі/км2.

5. Визначаємо забруднення моркви, для чого отримане забруднення території 8,91 Кі/км2 множимо на знайдений коефіцієнт для 1 Кі:

8,91 • 12 Бк/кг = 106,92 Бк/кг

6. Визначаємо придатність отриманої продукції, допустимий рівень забруднення за 137 Cs згідно з ДР-2006. Для овочів він становить 40 Бк/кг.

Перший висновок: продукція непридатна для використання, оскільки її забруднення за 137 Cs перевищує допустимий рівень у 2,67 раза (106,92: 40 = 2,67).

Далі проводимо розрахунок і оцінку річної еквівалентної дози внутрішнього опромінення організму людини внаслідок вживання цієї продукції.

7. Знаходимо річну норму споживання моркви. Вона становить 18 кг.

8. Визначаємо кількість 137 Cs, що надійде в організм людини протягом року внаслідок споживання моркви. Для цього річну норму їх споживання (18 кг) множимо на забруднення (106,92 Бк/кг):

18 кг · 106,92 Бк/кг = 1924,56Бк

9. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

10. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання моркви. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання моркви (1924,56Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

1924,56 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 38,5 мкЗв Другий висновок: споживання озимої пшениці в кількості 18 кг за рік при їх забрудненні 106,92 Бк/кг зумовить надходження 1924,56 Бк 137 Cs і дозу внутрішнього опромінення 38,5 мкЗв за рік.

Далі розпочинаємо дії щодо можливого використання угіддя для вирощування моркви, які відповідали б вимогам ДР-2006.

11. Визначаємо необхідний коефіцієнт переходу для отримання придатних для вживання моркви, для чого коефіцієнт, визначений у дії 4 (12 Бк/кг), ділимо на 2,67:

12 Бк/кг: 2,67 = 4,5 Бк/кг

12. Знаходимо, при якому вмісті калію на дерново-підзолистих грунтах коефіцієнт переходу 137 Cs в моркву буде становити 4,5 Бк/кг або менше. При вмісті калію 7 мг на 100 г коефіцієнт буде становити 3,4 Бк/кг.

13. Визначаємо дефіцит калію в грунті, для чого від необхідних 7 мг віднімаємо 3 мг наявних у грунті:

7 — 2 = 5 мг Для підвищення вмісту калію на 1 мг на 100 г в орному шарі грунту необхідно внести 30 кг калійних добрив за діючою речовиною.

14. Визначаємо необхідну кількість внесення калію, для чого 30 кг множимо на дефіцит калію 1 мг:

30 · 5 = 150 кг калійних добрив за діючою речовиною.

15. Визначаємо прогнозоване забруднення моркви після внесення калійних добрив, для чого очікуваний коефіцієнт переходу (3,4 Бк/кг для 1 Кі/км2) множимо на забруднення території (8,91 Кі/км2):

8,91 Бк/кг · 3,4 = 30,3 Бк/кг Третій висновок: на цій території можна отримати придатні за вмістом 137 Cs моркви після внесення 150 кг калійних добрив за діючою речовиною, при цьому їх забруднення буде в 1,32 раза нижче за допустимий рівень (40: 30,3 = 1,32).

Встановлюємо дозову ефективність проведених контрзаходів.

16. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання моркви, що були вирощені на полі після внесення 150 кг калійних добрив за діючою речовиною. Для цього річну норму споживання моркви (18 кг) множимо на їх забруднення (38,1 Бк/кг).

18 кг · 30,3 Бк/кг = 545,4 Бк

17. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

18. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання моркви. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання моркви (545,5 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

545,5 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 10,9 мкЗв Кінцевий висновок: на цій території можна отримати придатні для вживання моркву після внесення 150 кг калійних добрив за діючою речовиною. Внаслідок проведення цього контрзаходу дозове навантаження на організм людини, сформоване внаслідок споживання морквиі, зменшиться у 3,5 раза і становитиме 10,9 мкЗв.

4-е поле Озима пшениця

1. Визначаємо масу забрудненого шару грунту на 1 м², для чого перемножуємо показники площі грунту, товщини орного шару та об'ємної маси грунту:

100 cм • 100 см• 25 см• 1,4 г/см3 =350 000 г =350 кг

2. Знаходимо вміст137 Cs на 1 м², для чого забруднення 1 кг множимо на визначену масу грунту:

350 Бк/кг • 1070 кг = 374 500 Бк = 374,5 кБк

3. Визначаємо забруднення території в Кі/км2, для чого ділимо отримане забруднення на забруднення при 1 Кі (1 Кі/км2 = 37 кБк/м2):

374,5 кБк/м2: 37 кБк/м2 = 10,12 Кі/км2

4. Знаходимо коефіцієнт переходу 137 Cs в озиму пшеницю на дерново-підзолистих грунтах при вмісті калію 4 мг/100 г. Він становить 5,5 Бк/кг при щільності забруднення 1 Кі/км2.

5. Визначаємо забруднення озимої пшениці, для чого отримане забруднення території 10,12 Кі/км2 множимо на знайдений коефіцієнт для 1 Кі:

10,12 • 5,5 Бк/кг = 55,56 Бк/кг

6. Визначаємо придатність отриманої продукції, допустимий рівень забруднення за 137 Cs згідно з ДР-2006. Для зернових він становить 50 Бк/кг.

Перший висновок: продукція непридатна для використання, оскільки її забруднення за 137 Cs перевищує допустимий рівень у 1,11 раза (55,56: 50 = 1,11).

Далі проводимо розрахунок і оцінку річної еквівалентної дози внутрішнього опромінення організму людини внаслідок вживання цієї продукції.

7. Знаходимо річну норму споживання озимої пшениці. Вона становить 9 кг.

8. Визначаємо кількість 137 Cs, що надійде в організм людини протягом року внаслідок споживання озимої пшениці. Для цього річну норму їх споживання (9 кг) множимо на забруднення (55,56 Бк/кг):

9 кг · 55,56 Бк/кг = 500,04 Бк

9. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

10. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання озимої пшениці. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання озимої пшениці (500,04 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

500,04 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 10 мкЗв Другий висновок: споживання озимої пшениці в кількості 9 кг за рік при їх забрудненні 55,56 Бк/кг зумовить надходження 500,04 Бк 137 Cs і дозу внутрішнього опромінення 10 мкЗв за рік.

Далі розпочинаємо дії щодо можливого використання угіддя для вирощування озимої пшениці, які відповідали б вимогам ДР-2006.

11. Визначаємо необхідний коефіцієнт переходу для отримання придатних для вживання озимої пшениці, для чого коефіцієнт, визначений у дії 4 (5,5 Бк/кг), ділимо на 1,11:

5,5 Бк/кг: 1,11 = 5 Бк/кг

12. Знаходимо, при якому вмісті калію на дерново-підзолистих грунтах коефіцієнт переходу 137 Cs в озиму пшеницю буде становити 5 Бк/кг або менше. При вмісті калію 5 мг на 100 г коефіцієнт буде становити 4,4 Бк/кг.

13. Визначаємо дефіцит калію в грунті, для чого від необхідних 5 мг віднімаємо 4 мг наявних у грунті:

5 -4 = 1 мг Для підвищення вмісту калію на 1 мг на 100 г в орному шарі грунту необхідно внести 30 кг калійних добрив за діючою речовиною.

14. Визначаємо необхідну кількість внесення калію, для чого 30 кг множимо на дефіцит калію 1 мг:

30 · 1 = 30 кг калійних добрив за діючою речовиною.

15. Визначаємо прогнозоване забруднення озимої пшениці після внесення калійних добрив, для чого очікуваний коефіцієнт переходу (4,4 Бк/кг для 1 Кі/км2) множимо на забруднення території (8,91 Кі/км2):

10,12 Бк/кг · 4,4 = 44,5 Бк/кг Третій висновок: на цій території можна отримати придатні за вмістом 137 Cs озимої пшениці після внесення 30 кг калійних добрив за діючою речовиною, при цьому їх забруднення буде в 1,12 раза нижче за допустимий рівень (50: 44,5 = 1,12).

Встановлюємо дозову ефективність проведених контрзаходів.

16. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання озимої пшениці, що були вирощені на полі після внесення 30 кг калійних добрив за діючою речовиною. Для цього річну норму споживання огірків (9 кг) множимо на їх забруднення (44,5 Бк/кг).

9 кг · 44,5 Бк/кг = 400,752 Бк

17. Знаходимо значення дозової ціни для 137 Cs. Воно становить 2 · 10−2 мкЗв/Бк.

18. Обчислюємо річну еквівалентну дозу внутрішнього опромінення, сформовану внаслідок споживання озимої пшениці. Для цього кількість 137 Cs, що надійде в організм протягом року внаслідок споживання озимої пшениці (400,752 Бк), множимо на дозову ціну 1 Бк 137 Cs (2 · 10−2 мкЗв/Бк).

400,752 Бк · 2 · 10−2 мкЗв/Бк = 8,015 мкЗв Кінцевий висновок: на цій території можна отримати придатні для вживання озимої пшениці після внесення 30 кг калійних добрив за діючою речовиною. Внаслідок проведення цього контрзаходу дозове навантаження на організм людини, сформоване внаслідок споживання озимої пшениці, зменшиться у 1,2 раза і становитиме 8,015 мкЗв.

5-е поле Морква

1. Визначаємо масу забрудненого шару грунту на 1 м², для чого перемножуємо показники площі грунту, товщини орного шару та об'ємної маси грунту:

100 cм • 100 см• 25 см• 1,24 г/см3 =310 000 г =310 кг

2. Знаходимо вміст137 Cs на 1 м², для чого забруднення 1 кг множимо на визначену масу грунту:

310 Бк/кг • 1150 кг = 356 500 Бк = 356,5 кБк

3. Визначаємо забруднення території в Кі/км2, для чого ділимо отримане забруднення на забруднення при 1 Кі (1 Кі/км2 = 37 кБк/м2):

356,5 кБк/м2: 37 кБк/м2 = 9,6 Кі/км2

4. Знаходимо коефіцієнт переходу 137 Cs в моркві на дерново-підзолистих грунтах при вмісті калію 5 мг/100 г. Він становить 5,6 Бк/кг при щільності забруднення 1 Кі/км2.

5. Визначаємо забруднення моркви, для чого отримане забруднення території 9,6 Кі/км2 множимо на знайдений коефіцієнт для 1 Кі:

9,6 • 5,6 Бк/кг = 59,36 Бк/кг

6. Визначаємо придатність отриманої продукції, допустимий рівень забруднення за 137 Cs згідно з ДР-2006. Для овочів він становить 40 Бк/кг.

Перший висновок: продукція непридатна для використання, оскільки її забруднення за 137 Cs перевищує допустимий рівень у 1,48 раза (59,36: 40 = 1,48).

Далі проводимо розрахунок і оцінку річної еквівалентної дози внутрішнього опромінення організму людини внаслідок вживання цієї продукції.

7. Знаходимо річну норму споживання моркви. Вона становить 18 кг.

8. Визначаємо кількість 137 Cs, що надійде в організм людини протягом року внаслідок споживання моркви. Для цього річну норму їх споживання (18 кг) множимо на забруднення (59,36 Бк/кг):

18 кг · 59,36 Бк/кг = 1068,48 Бк