Text 6 2009

ЗМІСТ Енергетична ефективність сучасних агроекосистем Ємець О. А. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2 Экологические последствия мусоросжигания Лапицкий В. М., Борисовская Е. А. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6 Екологічні проблеми економічного обґрунтування очищення стічних вод суб’єктами господарювання Чередніченко Ю. Г. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11 Вплив викидів Зміївської ДРЕС на агроекологічний стан земель Харківщини Мірошниченко М. М., Фатєєв А. І., Бородіна Я. В., Семенов Д. О., Лучникова Є. В., Роман Б. В., Богдич І. В.. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 Подходы к ресурсосберегающему зонированию техногенно нагруженных территорий Украины в контексте перехода к сбалансированному развитию Кравец С. А., Кириченко В. А., Бондаренко Л. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . 18 Дослідження деградуючих пакувальних матеріалів на основі відновлюваних джерел сировини Маріц О. О., Гай А. Є., Польовий О. Ю. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22

УДК 631.5:574.4 ЕНЕРГЕТИЧНА ЕФЕКТИВНІСТЬ СУЧАСНИХ АГРОЕКОСИСТЕМ Ємець О. А., кандидат сільськогосподарських наук, Білоцерківський національний аграрний університет За останніми даними, майже 60 % сільськогосподарських угідь України перебувають у зоні ризикованого землеробства. Показники екологічного бонітування ґрунтів свідчать про значні негаразди в екосфері України, а механізм збереження екологічного стану і родючості при створенні ринку земель в Україні потребує вдосконалення і розроблення [1]. Максимальна кількість антропоенергії, яку можуть трансформувати агроекосистеми без порушення своїх властивостей, становить 15 ГДж/га, для України цей показник стосовно певних культур становить 20–25 і навіть 50 ГДж/га [2]. Останніми роками науковий пошук у галузі систем землеробства спрямований на екологізацію агрономії та формування концепцій екологічно безпечних і ресурсоощадних технологій [3]. Мета дослідження – аналіз світових моделей сільського господарства та стратегій управління природними ресурсами, які передбачають системний підхід, екологічне нормування антропогенних навантажень на навколишнє природне середовище та збереження біорізноманіття. Для того, щоб підвищити енергетичну ефективність сучасних агроекосистем, є чимало можливостей, однак радикальне підвищення енергетичної ефективності сучасних агроекосистем можливе лише на базі докорінної зміни стратегії сільськогосподарського виробництва. Розглянемо основні світові моделі сільського господарства та управління природними ресурсами (табл.). Як видно з таблиці, світова сільськогосподарська практика включає групи агроекосистем за розмірами внесеної антропопогенної енергії: екстенсивні, інтенсивні та адаптивні. У свою чергу розрізняють відновлювані, або альтернативні системи землеробства: органічні, біологічні, біодинамічні. Запровадження практики екоагрокультури (McNeely&Scherr, 2001) побудоване на концепції екосистемного використання землі. Основні принципи агроекологічної інтенсифікації включають використання різноманітних практик, як то: полікультура, сівозміни, аквакультура і лісомеліорація; наукове обґрунтування планування, розміщення та управління сільськогосподарськими ландшафтами (природні коридори, бар’єри та мозаїка диких незайманих територій); ефективніші підходи до консервації ґрунту і водних ресурсів; раціональніше використання біологічних ресурсів для підвищення і підтримання урожаїв та 2

продуктивності тварин; повне використання поживних речовин та швидший їх кругообіг; збереження й насичення сільськогосподарського ландшафту різними видами організмів як in situ, так і ex situ; інтегрована система захисту від хвороб та шкідників. Таблиця 1 − Світові моделі сільського господарства та управління природними ресурсами

1. Індустріальне використання сільське господарство поліпшених гібридів / порід, агрохімікатів та засобів механізації 2. Зелена революція використання поліпшених гібридів/порід, агрохімікатів та іригації 3. Консервативне зменшення ерозії фермерство та агрохімічного забруднення, консервація земельних та водних ресурсів 4. Підтримуюча ефективне сільськогоспо-дарська використання інтенсифікація природних (Conway, 1997) ресурсів 5. Агроекологія мінімум штучних (Altieri, 1995; агрохімікатів Gliessman, 2001; Uphoff, 2002) 6. Низькоприбуткове мінімальне сільське господарство використання (ILEIA 1989; купованих Reijtntjes et al. 1999) засобів виробництва 7. Органічне сільське використання господарство лише природних (Stolton et al, 2000) речовин у виробництві

біорізноманіття

Функціональність екосистем

виробництва

Концепція

стабільність

Підхід

ріст урожайності

Вплив Амплітуда впливу

XX

великі комерційні ферми, ліси

XX

малі комерційні ферми у тропіках

X

XX

ферми, ландшафти

малі ферми

XX

XX

XX

XX

X

невеликі напівкомерційні ферми, комуни

XX

XX

X

напівкомерційні ферми, комуни

XX

XX

3

малі ферми, великі ферми

8. Відновлюване сільське господарство (Rodale Institute, 1999) 9. Перманентне сільське господарство (Jackson, Berry, 1985; Smith 1958) 10. Агромеліоративне лісівництво (Steppler, Nair 1987) 11. Перма-культура (Mollison, 1990) 12.Сільськогосподарські натуральні системи (Soule, Piper,1992; Lefroy et al.1999) 13. Холістичне управління ресурсами (Savory, 1989) 14. Інтегроване управління природними ресурсами (CIFOR, 2000) 15. Мультифункціональне сільське господарство (Maltby et al. 1999) 16. Біодинамічне сільське господарство (Shainer 1926; О. Л.Чижевський 1976) 17. Інтегрування консервації та розвитку (Wells et al., 1992) 18. Інтегроване фермерське та дренажне планування (Lefroy et al, 1992) 19. Підтримуюче управління лісами (Sharma, 1992)

відновлення якості ґрунту

XX

XX

використання багаторічних культур у сівозмінах включення деревних культур до агроекосистем планування різноманіття у ландшафтах і полях використання місцевих груп та видів у агроекосистемах

XX

XX

X

XX

XX

X

ферми, ландшафти

X

XX

X

неіндивідуальне виробництво, комуни

X

XX

X

ферми, ландшафти

пріоритети місцевого розвитку, цілісне управління ресурсами багатофакторний підхід до управління

X

XX

X

комуни, ландшафти

XX

XX

X

X

Різноманітні ферми та ландшафти

X

XX

X

XX

XX

комуни; різноманітні ферми та ландшафти індивідуальні поля; комуни

низькоприбуткові агроекосистеми з різними напрямами застосування біопрепаратів, біокомпостів та впливу біоритмів створення буферних зон та захищених ареалів створення напівприродних агро- та екосистем використання лісів як систем у виробництві

індивідуальні поля ; комуни ферми, ландшафти

X

X

X

XX

захищені ареали та буферні зони

X

XX

XX

XX

різні види ферм, ландшафти

X

XX

XX

XX

комерційні та некомерційні ліси

4

20. Екоагрокультура (McNeely, Scherr, 2001)

відновлення XX XX XX XX функціонування екосистем та збереження їх біорізноманітності Примітка: ХХ –значущий вплив фактора; Х –незначний вплив фактора.

великі та малі ферми; екосистеми чи ландшаф-ти

Ще наприкінці 80-х років 20 ст. в Україні було розроблено модель ґрунтозахисної контурно-меліоративної системи землеробства, базовою основою якої є контурно-ландшафтна організація території та диференційоване використання земель. У межах рівнинної частини землекористування застосовували інтенсивні системи землеробства, на ерозійно небезпечних силових землях – ґрунтозахисну агротехніку, яка базується на біологічних принципах, а частку еродованих та деградованих земель виводили із сільськогосподарського використання під консервацію (залуження, заліснення). Такий підхід забезпечує розв’язання багатьох екологічних проблем, які існують в агроландшафтах, відтворення родючості ґрунтів та створення умов для збереження біорізноманітнтя. Екологічна конверсія сільського господарства в Україні передбачає: розроблення системи заходів для доведення до оптимального співвідношення між природною рослинністю та агроландшафтами в різних природних зонах України з метою надання агроекосистемам здатності до саморегуляції; відтворення та введення в дію системи традиційного ведення сільськогосподарського виробництва на територіях ПЗФ та на екологічно нестійких землях; розроблення системи контролю за зміною спонтанного та синантропного елемента агробіорізноманіття в агроландшафтах України; здійснення заходів зі створення територій ПЗФ у місцях утримання стад аборигенних порід сільгосптварин та місцезростань предків культурних рослин. Таким чином, ґрунт та біорізноманіття є важливими природними екологічними чинниками, які можуть бути використані у напрямі їх стабілізації та довготривалого функціонування агроекосистем. Сучасна науково обґрунтована організація агросфери спрямована на застосування системного підходу; передбачає створення раціональної природної і природно-господарської інфраструктури, організація якої має бути наближена до контурів природних комплексів; зниження антропогенних навантажень на навколишнє природне середовище. Література: 1. Тараріко О. Г., Фролова О. М. Проблеми спустелення та деградації земель // Агроекологічний журнал.− 2007. – № 2. − С. 28–33.

2. Агроекологія: Навч. посібник / О. Ф. Смаглій, А. Т. Кардашов, П. В. Литвак та ін. − К.: Вища освіта, 2006. – 671 с.

5

3. Бойко П. І., Коваленко Н. П. Методика сучасних і перспективних досліджень у землеробстві // Вісник аграрної науки. – 2008. − № 2. − С. 11–17.

УДК 628.474.3: 504.054 ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ МУСОРОСЖИГАНИЯ Лапицкий В. М., Борисовская Е. А., Национальный горный университет Первая мусоросжигательная печь (МСП), предназначенная для уничтожения бытовых отходов, была построена в Великобритании в 1874 г.

[1]. В настоящее время установки различного назначения, в том числе с попутным получением энергии, действуют на территории Западной Европы, Северной Америки и Японии. Сжигание позволяет примерно в 3 раза уменьшить вес отходов, устранить некоторые их свойства (запах, выделение токсичных жидкостей, размножение бактерий), а также получить дополнительную энергию, которую можно использовать для получения электричества или отопления. При этом работа любого мусоросжигательного завода (МСЗ) сопровождается комплексным загрязнением окружающей природной среды (атмосферы, гидросферы и педосферы). При сжигании 1 т твердых бытовых отходов (ТБО) на мусоросжигательных заводах образуется 4–8 тыс. м3 дымовых газов, содержащих оксиды азота и серы, хлороводород и полиароматические углеводороды, хлорбензолы и тяжелые металлы (ртуть, висмут, свинец, кадмий, медь и др.), кроме того, образуется 25–40 % шлака и золы, содержащих те же токсичные вещества 2, 3. Дымовые газы мусоросжигательных котлоагрегатов, выбрасываемые в атмосферу, представляют собой сложную многокомпонентную смесь, в состав которой входят оксиды серы, азота, углерода, альдегиды, кетоны, предельные углеводороды парафинового ряда, циклопарафины, циклические ароматические углеводороды, в том числе канцерогенные, а также тяжелые металлы. Всего в дымовых газах МСП идентифицировано и количественно определено 27 ингредиентов [4, 5]. Выбросы завода оказывают неблагоприятное воздействие на состояние воздушного бассейна в зоне радиусом 500–1000 м. По ряду ингредиентов концентрации, обнаруженные под факелом выброса завода, превышают соответствующие нормативы для атмосферного воздуха: по взвешенным веществам – в 2,2–3,2 раза, по хлористому водороду – в 2,7–3,0 раза, по фтористому водороду – в 1,9–4,8 раза, по формальдегиду – в 1,7 раза, по 6

бенз-а-пирену – в 7 раз, по двуокиси азота – в 1,5 раза [4]. По литературным данным [1], при сжигании ТБО в газообразное состояние переходят 72–95 % ртути, 85 % хлора, 75 % мышьяка, 38 % фтора, 5–33 % свинца, 4–27 % цинка, 1–7 % меди, 7 % никеля, 6 % хрома и 0,02 % железа, содержащихся в сжигаемых отходах. Самыми опасными веществами, образующимися в процессе сжигания бытовых отходов, являются соединения группы диоксинов. Диоксины могут быть обнаружены в пробах золы-унос, шлаков, дымовых газов, воздуха вокруг установок сжигания, заводской пыли, крови людей из производственного персонала 6, 7. Установлено, что в почве вблизи мест сбора, хранения и сжигания бытовых отходов наблюдаются высокие, в сотни раз превышающие фоновые концентрации диоксинов, а в районах свалок, подверженных периодическим пожарам, эти концентрации возрастают в десятки раз [8]. По мнению многих исследователей, диоксины являются глобальными загрязнителями окружающей среды. Их называют «абсолютными ядами», «супертоксикантами» и даже «химическим СПИДом». В экологии под диоксинами имеют ввиду полихлорированные трициклические ароматические соединения, содержащие кислород. Наиболее токсичными и изученными являются полихлордибензо-пара-диоксины (I), менее изучены полихлордибензофураны (II). Оба эти класса обладают сходными физическими и химическими свойствами [9]. В каждой из структур количество атомов хлора может варьироваться от 1 до 8, и имеются изомеры, различающиеся положением атомов хлора в кольцах. В результате образуется 75 соединений со структурой I и 135 со структурой II. Из 75 полихлорированных дибензо-п-диоксинов токсических соединений всего 7, а из 135 полихлорированных дибензофуранов – 10. Однако и среди этих отобранных соединений наиболее токсичным является 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксин или 2,3,7,8-ТХДД [9]. Его токсическое действие на несколько порядков превосходит действие известных на сегодня сильнейших ядов (кураре, цианидов, стрихнина, зарина и т. д.). Токсичность этого соединения была принята за эталон, а международный эквивалентный фактор его токсичности равен единице (в условном обозначении (I-TEF)=1). Все остальные соединения имеют свой индивидуальный токсический эквивалент – (I-TEF), рассчитанный по отношению к (I-TEF) 2,3,7,8-ТХДД. При оценке содержания диоксинов в каком-либо объекте оперируют величиной, получаемой умножением массовой доли данного диоксина на его токсический эквивалент и суммированием этих значений [10]. Установлено, что основной путь распространения диоксинов проходит через атмосферу с последующим влажным или сухим выпадением и накоплением в поглотителях по месту выпадения. Диоксины обладают высокой адгезией к развитым поверхностям, прежде всего к почве, золе, донным отложениям и т. п. Основным носителем диоксинов в природе является пыль [9, 10]. Диоксины устойчивы во внешней среде и в различных биологических 7

объектах, период их разложения в почве составляет 10–20 лет, в воде и донных отложениях – около 2 лет, а в организме человека – 6–7 лет. Они ассимилируются растениями, и через трофические цепи поступают в организм животных и человека [11]. Несмотря на многочисленные клинические и ретроспективные наблюдения профессиональных и случайных контактов человека с диоксинами, не описаны четкие и системные эффекты от воздействия диоксинов, за исключением болезни хлоракне – тяжелого кожного заболевания, проявляющегося в форме долго незаживающих угрей особой формы. Считается [9–11], что поражение диоксином ведет к нарушению обмена порфиринов (предшественников гемоглобина), что приводит к возникновению порфирии. При хроническом отравлении диоксинами развиваются заболевания, связанные с поражениями печени, эндокринной, иммунной и нервной систем. Отмечается связь между поражением диоксинами и хромосомными аберрациями, гормональными, психическими расстройствами, заболеваемостью раком печени, количеством врожденных уродств и аномалий беременности. В работе [12] отмечается, что при длительном воздействии фуранов у человека развивается заболевание, названное болезнью Юшо. Симптомами болезни Юшо являются поражения век и глаз, воспаление сальных желез, нарушение пигментации кожи, расстройство пищеварения, деформация конечностей, утрата кожной чувствительности, а также другие неврологические расстройства. Диоксины образуются в качестве примесей технологических продуктов и отходов в химических, целлюлозно-бумажных, металлургических, нефтеперерабатывающих, энергетических, мусороперерабатывающих и других производствах. Они попадают в окружающую среду и в организм человека из промышленной продукции (пестициды, гербициды, бумага, пластмасса и др.), выхлопных газов автомобилей, хлорированной воды, дыма костров при сжигании бытового мусора, листвы и древесины, обработанных ранее гербицидами [9]. Исследования свойств данных веществ ведутся давно, однако применительно к процессам переработки промышленно-бытовых отходов они начались только в 1978 г., когда было доказано наличие диоксинов в выбросах МСЗ, и продолжаются по сей день, так как ни одна из известных технологий термической переработки ТБО не исключает образования диоксинов [9]. В связи с увеличением числа таких предприятий доля выбросов диоксинов от мусоросжигания выходит на первое место. Во многих работах подчеркивается, что загрязнение окружающей среды диоксинами происходит, прежде всего, за счет газовых выбросов промышленных предприятий и установок сжигания городского мусора. Диоксины обладают высокой термостойкостью. Эффективное разложение этих веществ происходит только при температурах выше 1250 оС и выдержке более 2 с [13]. Их терморазложение при меньших температурах является обратимым процессом. При 200–450 оС они синтезируются вновь. Это происходит при традиционной технологии мусоросжигания, где 8

образование диоксинов наблюдается также на выходе охлажденного газа из котла-утилизатора за счет реакций хлора и органического углерода в присутствии катализаторов (например, меди). При нагреве бром- и хлорсодержащих органических веществ (например, поливинилхлорида) диоксины образуются в интервале температур 500–1200 оС, причем максимум их образования приходится на 600–800 оС. Процесс протекает в две стадии: образующиеся хлорбензолы сначала преобразуются в фенолы и дифениловые эфиры, а затем в присутствии кислорода – в смесь диоксинов и фуранов [14]. Объем образования диоксинов зависит от исходного сырья, прежде всего от наличия в нем хлор- и бромсодержащих компонентов. Из общего количества хлора, который имеется в ТБО, поступает с пластмассой около 50 %, с целлюлозно-бумажной продукцией – до 25 %, а остальное – с другими материалами. В незначительных количествах в ТБО присутствуют бромсодержащие и галогенированные гомологи. Существенным источником брома в ТБО является негорючая часть пластмассы, например, электронные микроприборы. По некоторым данным, 80 % диоксинов, поступающих в окружающую среду вследствие сжигания бытовых отходов, связаны с наличием в них поливинилхлорида. Сжигание гетерогенных бытовых отходов в неконтролируемых условиях отечественных мусоросжигательных заводов приводит не только к активному их термическому разложению с образованием диоксинов, но и к интенсификации выбросов в атмосферу потоком дымовых газов неразложившихся диоксинов, а также паров тяжелых металлов и их соединений. Вместе с тем, следует подчеркнуть, что комплексная переработка бытовых отходов с утилизацией всех их полезных составляющих – это единственный метод вывода как диоксинов, так и тяжелых металлов, содержащихся в отходах, из окружающей среды, в отличие от других методов утилизации и захоронения отходов. Литература: 1. Юфит С. С. Мусоросжигательные заводы – помойка на небе. Промышленные полигоны – конец мусорному кризису. Диоксины в грудном молоке: Лекции. – Н. Новгород: Изд-во НГМА, 1999. – 85 с.

2. J. Lag. Environmental pollution from MSW incineration // Ambio.–1985.

Vol.XIV. – № 6. – Р. 356.

3. Беньямовский Д. Н. Сжигание и пиролиз твердых бытовых отходов // Жилищно-коммунальное хозяйство, 1993. – № 6. – С. 28–29.

4. Гигиеническая оценка загрязнения атмосферы выбросами мусоросжигательного производства и предложения по ее оздоровлению // Информационное письмо Республиканского центра научной медицинской информации. – К.: Укрмединформ. – Вып. 4 .– 1992. – 2 с.

5. Мирный А. Н. Санитарная очистка и уборка населенных мест: Справочник. – М.: Стройиздат, 1990. – 342 с.

9

6. Щербо А. П. Гигиенические вопросы обезвреживания бытовых отходов // Доклад на XXIII научной конференции «Хлопинские чтения», 16 января 1991 года. – Л.: Ин-т усовершенствования врачей им. С. М. Кирова. – 1990. – 25 с.

7. F. W. Karasek, L. C. Dickson. Dioxin emissions from MSW incineration // Science. – 1987. – № 237. – P. 754–756.

8. Morselli L. Evaluation and comparison of organic and inorganic compounds between emission and imission samples from municipal solid waste incineration // Chemosphere. – 1989. – 18, № 11–12. – Р. 2263–2273.

9. Федоров Л. А. Диоксины как экологическая опасность: ретроспектива и перспективы. – М.: Наука. – 1993. – 226 с.

10. Путилина В. С. Временные тренды диоксинов и фуранов в окружающей среде // Геоэкология. Инженерная экология. Гидрогеология. Геокриология. – 2002. – № 4. – С. 340–346.

11. Волков В. С., Боев В. М. Гигиеническое значение накопления диоксина в окружающей среде (обзор) // Гигиена и санитария. – 1998. – № 3.

– С. 52–57.

12. PCDF in the environment // National Research Council Canada. – 1984.

– Publication № 22846.

13. Hasenkopf O. Herve. Wriksamkeit von Primar- und Sekunddarmabnahmen zur Dioxinminderung in Mullverbrennungsanlagen // VGB Kraftwerkstechn. – 1987. – 67, № 11. – Р. 1069–1073.

14. Horch K. Schadstoffarme Mullverbrennung // Energiewirt. Tagesfragen.

– 1990. – 40, № 5. – Р. 298–300.

УДК 574 : 627.12 ЕКОЛОГІЧНІ ПРОБЛЕМИ ЕКОНОМІЧНОГО ОБҐРУНТУВАННЯ ОЧИЩЕННЯ СТІЧНИХ ВОД СУБ’ЄКТАМИ ГОСПОДАРЮВАННЯ Чередніченко Ю. Г., молодший науковий співробітник Ради по вивченню продуктивних сил України НАНУ Виважена екологічна політика щодо оптимізації водоресурсного забезпечення (введення плати за понаднормативний скид стічних вод, лімітів, штрафних санкцій, тощо), загальний спад економічної активності суб’єктів господарювання, повсюдне запровадження систем оборотного водопостачання та маловідходних технологій є визначальними чинниками поліпшення стану охорони та раціонального використання водних ресурсів в Україні на сьогоднішній день. Проте ситуація швидко змінюється через 10

підвищення активності економічної сфери господарювання за рахунок промислового сектора. Для більшості господарюючих суб’єктів, що здійснюють свою діяльність у промисловому секторі, характерна наявність стічних вод двох груп: група А – стічні води, що підходять для загальної системи зворотного водоспоживання, тобто води, які не містять розчинних нелетких солей, кислот та лугів і забруднені лише такими органічними речовинами, які легко окислюються киснем повітря або за допомогою мікроорганізмів; група Б – стічні води, які не можуть бути направлені до загальної системи зворотного водозабезпечення, бо забруднені нелеткими солями, кислотами та лугами, важкими металами, радіонуклідами, органічними речовинами, що мають підвищену розчинність у воді і стійкі до окислення киснем повітря або за допомогою мікроорганізмів. Сплачуючи за водовідведення стічних вод групи А, підприємства скидають їх у міську каналізацію, а от води групи Б можна очистити, однак більшість водокористувачів на практиці розбавляють їх свіжою водою до лімітованої концентрації забруднень і скидають у міську каналізацію. Це пояснюється тим, що витрати на очищення стічних вод збільшують собівартість продукції, а отже знижують величину прибутку, як головної характеристики оцінки діяльності господарюючого суб’єкта. Внаслідок цього очищення стічних вод проводять тільки у зв’язку з необхідністю додержання закону з охорони водних ресурсів, певних правил, що запобігають забрудненню водойм стічними водами. До сьогодні господарюючі суб’єкти ще не мають досить ефективних економічних стимулів для підвищення якості очищення стічних вод, будівництва нових і реконструкції старих очисних споруд. Однак витрати на це необхідні з погляду інтересів усього суспільства, оскільки недоброякісне очищення стічних вод одним споживачем автоматично зумовлює підвищення витрат на підготовку води для споживання в інших водокористувачів або завдають відчутної шкоди навколишньому середовищу. Є ряд критеріїв, за якими оцінюють прийнятність того чи іншого методу очищення води: забезпечення видалення патогенних та зниження концентрації індикаторних мікроорганізмів до значень, встановлених відповідними санітарними нормативами; мінімальний вплив коливань фізико-хімічної якості води на ефективність знезараження; застосований метод не повинен призводити до виникнення небезпечних побічних продуктів у концентраціях, вищих за ГДК; метод має органічно вписуватись у загальну технологічну схему очищення та бути прийнятним з економічної точки зору. Разом з тим, застосування нових способів знешкодження стічних вод, найчастіше капіталомістких, погіршує техніко-економічні показники основного виробництва, тому що витрати на ці заходи окремо не фіксують і не калькулюють. Вони лягають додатковими витратами на випуск кінцевого продукту виробництва. Поступово ми підходимо до суті проблеми, яка полягає у тому, що суб’єкт господарювання, очищуючи воду, також забруднює навколишнє 11

середовище, оскільки саме по собі очищення потребує великих енерго- та ресурсовитрат. Це явище економісти-екологи назвали «парадоксом очистки», вперше воно було згадано А. Мазо, потім відмічено Г. М. Мкртчяном. Обидва автори зійшлися на тій думці, що очисні споруди мають бути тісно пов’язані з основним виробництвом, а не розроблятися ізольовано від виробництв, тобто бути частиною одного виробничого комплексу [1, 2]. Однак з плином часу попит на чисту воду зростатиме, і тоді вступає в дію «парадокс вартості» А. Смита, описаний у його праці «Багатство народів». Вартість формується не тільки корисністю, а й граничною або додатковою корисністю останньої одиниці блага, яку одержало суспільство [3]. Отже, при збільшенні попиту на чисту воду значні енерго- і ресурсозатрати втрачають свій сенс, і має значення лише визначення рівноважної ціни на воду, оскільки споживачі готові сплачувати більше ніж раніше за споживання цього ресурсу. Проблема ускладнюється і тим, що для води й досі не знайшли замінника, бо ця речовина унікальна. Це питання не раз піднімали як вітчизняні, так і зарубіжні вчені економісти-екологи при економічній оцінці води. Такі дослідження [4] свідчать про те, що основою визначення плати за воду як природний ресурс має бути питома диференційна рента і стягуватися у відповідному розрахунковому розмірі з усіх водоспоживачів. З цим важко не погодитись, проте ігнорування інвестиційної складової у питаннях вилучення водної ренти може призвести до хибних результатів. Звичайно за постійного урядового контролю можливості вилучення диференційної ренти зводяться до нуля, оскільки держава продовжує надавати субсидії більшості водокористувачів, це призводить до браку коштів для забезпечення ефективного використання природоресурсного потенціалу та викривляє процеси структурної перебудови економіки. В умовах відсутності даних про реальну ціну водних ресурсів учасники інвестиційної діяльності схильні вибирати збитковіші для природи й вигідніші для виробництва енерго- та матеріалоємні варіанти виробництва. Особливо виділяємо серед них підприємства водопостачання, які займають монопольне становище на ринку води, що в свою чергу сприяє встановленню завищених тарифів. Разом з тим, про заходи економічного регулювання охорони водних ресурсів і досі немає єдиної думки. Це пояснюється тим, що значна частина наукових і практичних працівників протиставляють положення юридичного й економічного характеру в галузі охорони водних ресурсів, а також тим, що економіку охорони водних ресурсів досліджено недостатньо глибоко. Проблему не можна розв’язати лише юридичними заходами або економічними методами. Охорона водних ресурсів потребує інтеграції нормативно-правових і економічних заходів впливу суспільства на виробничі об’єкти. Саме під цим кутом зору слід розглядати встановлення плати за скидання стічних вод. При передбачуваній побудові механізму господарювання встановлення плати за скидання стічних вод є не дозволом на забруднення водних джерел з відповідною його оплатою, а заходом, що спонукує виробничі об’єкти скорочувати скидання стоків.

12

Складність розв’язання цього питання полягає у встановленні оптимальної плати за скидання стічних вод для господарюючих суб’єктів. Розмір її має бути встановлений досить високим, щоб впливати на господарські показники підприємств-забруднювачів, і в той же час бути посильним для низькорентабельних підприємств. Література: 1. Мазо А. А. Парадокс очистки. – Химия и жизнь. – 1981. – № 5. – С. 33–35.

2. Мкртчян Г. М. Методы оценки эффективности освоения природных ресурсов. – Новосибирск: Наука, 1984. – 208 с.

3. Экономикс: Англо-русский словарь-справочник / Э. Дж. Долан, Б. И. Домненко. – М.: Лазурь, 1994. – 544 с.

4. Природно-ресурсна сфера України: проблеми сталого розвитку та трансформацій / За заг. ред. чл.-кор. НАН України Б. М. Данилишина. – К.: ЗАТ Нічлава, 2006. – 704 с.

УДК 631.95(477.54) ВПЛИВ ВИКИДІВ ЗМІЇВСЬКОЇ ДРЕС НА АГРОЕКОЛОГІЧНИЙ СТАН ЗЕМЕЛЬ ХАРКІВЩИНИ Мірошниченко М. М., Фатєєв А. І., Бородіна Я. В., Семенов Д. О., Лучникова Є. В., Національний науковий центр «Інститут ґрунтознавства та агрохімії ім. О. Н. Соколовського», Роман Б. В., Богдич І. В., Харківський обласний державний проектно-технологічний центр «Облдержродючість» Зміївський район вважається найнапруженішим у Харківської області за антропогенним навантаженням. Зокрема, на Зміївській ТЕС щороку спалюється близько 5 млн. т низькоякісного високозольного вугілля. Частка валових викидів у атмосферне повітря від цього підприємства становить понад 60 % загального обсягу викидів по області в цілому. Основна частина забруднення припадає на високотоксичні для довкілля окиси сірки та азоту, тверді речовини (попіл), а також важкі метали та канцерогени, які викидають в атмосферу з димових труб заввишки 250 м та пилення золошлаковідвалів.

13

Напружена екологічна ситуація зумовлює необхідність здійснення систематичного контролю за вмістом важких металів у ґрунтах і рослинній продукції. Такі роботи проводив Інститут ґрунтознавства та агрохімії ім. О. Н. Соколовського у 1990–1991 роках. Ще тоді було встановлено, що на відстані до 30 км від ТЕС має місце значне накопичення важких металів у ґрунтах, природних водах, лісовій рослинності та сільськогосподарській продукції. Сумарний показник забруднення ґрунтів рухомими формами важких металів у деяких випадках досягав небезпечного рівня, а перевищення гранично допустимих концентрацій (ГДК) у зерні, що було вирощене на цих ґрунтах, становило: для свинцю – від 5,0 до 22 раз, кадмію – від 5,5 до 15, нікелю – від 2,8 до 8,5, а для хрому – від 5,0 до 110 раз. Найбільшим забруднювачем виявився хром, для якого спостерігалася пряма залежність між забрудненням ґрунтів та надходженням до рослин. Значна частка у забрудненні рослин належала нікелю, дещо менша – свинцю та кадмію. Протягом двох останніх турів еколого-агрохімічної паспортизації, які провів Харківський центр «Облдержродючість», було двічі обстежено землі Зміївського району. За результатами цих досліджень, перевищення вмісту важких металів у ґрунтах понад ГДК виявлено не було. Проте, на деяких полях істотно збільшився вміст цих елементів у ґрунтах, причиною цього є як природна варіабельність, так і наслідки техногенного забруднення. За вмістом рухомих форм важких металів у ґрунті більшість полів господарств перебувала в інтервалі, що не перевищував стандартного відхилення, і лише на деяких спостерігалися екстремальні значення. У 2006 р. ННЦ «ІҐА» провів повторне вибіркове обстеження деяких пробних майданчиків, розташованих на різній відстані (у межах 2,5–23 км) від Зміївської ДРЕС. Усього було досліджено 28 таких майданчиків, на яких визначали основні ґрунтові параметри (кислотність, гранулометричний склад, вміст гумусу, поглинутих основ, півтораокисів тощо), вміст рухомих і кислоторозчинних форм важких металів у орному шарі ґрунту, а також у сільськогосподарській продукції (зерно пшениці, жита, ячменю, насіння соняшнику). Встановлено, що вміст рухомих форм важких металів у жодному разі не перевищував гранично допустимих концентрацій (табл. 1) і дуже мало залежав від відстані до ДРЕС (коефіцієнти парної кореляції не перевищували 0,24). Це свідчить про те, що на цей час обсяги техногенного надходження важких металів до ґрунтів Зміївського району є порівнянними з природною варіабельністю цих параметрів, спричиненою літологічною неоднорідністю порід, відмінностями ґрунтів за буферною здатністю до забруднення, різним розташуванням у геохімічному ландшафті.

14

Таблиця 1 – Вміст рухомих форм важких металів у ґрунтах Зміївського району Вміст рухомих форм у ґрунті, мг/кг Елементи стандартне середній мінімальний максимальний ГДК відхилення Cd 0,06 0,03 0,15 0,03 – Zn 0,64 0,20 1,60 0,33 23,0 Ni 0,38 0,07 1,11 0,23 4,0 Co 0,20 0,05 0,43 0,12 3,0 Mn 44,6 20,5 61,2 11,2 80,0 Pb 0,69 0,15 2,04 0,47 6,0 Cu 0,17 0,06 0,34 0,07 5,0 Cr 0,19 0,07 0,35 0,08 6,0 Досвід проведення ґрунтово-екологічних обстежень міст Донецька, Маріуполя, Костянтинівки, Бердянська, а також земель у зонах впливу деяких промислових підприємств (Луганська і Зміївська ДРЕС, Авдіївський коксохімічний, Алчевський металургійний і Балаклійський цементношиферний комбінати, завод «Укрцинк» тощо) свідчить про те, що висновок щодо техногенного забруднення певної земельної ділянки є складним науковим завданням, і методичні похибки легко можуть призводити до хибних висновків. Важливим завданням агроекологічного обстеження є також виявлення забруднення сільськогосподарської продукції та шляхів надходження забруднюючих речовин. Здебільшого вищий вміст кадмію та свинцю у зерні зернових культур і соняшнику спостерігається на ґрунтах з підвищеним вмістом цих елементів, хоч певний внесок аеральної складової у забруднення цих видів продукції також є беззаперечним, особливо у північно-західному та західному напрямах від Зміївської ДРЕС. Найменш забрудненими територіями виявилися лісові масиви у північно-східному та південному напрямах. Вміст елементів у ґрунтах цих лісових господарств було використано як фонові значення. У цілому дослідження 2006 р. показують, що забруднення рослинної продукції свинцем та кадмієм має найбільший рівень і на деяких полях залишаться на межі ГДК або перевищує його (табл. 2). Таблиця 2 – Вміст мікроелементів у рослинах на пробних майданчиках Вміст мікроелементів у рослинах, мг/кг Сільськогосподарські культури Zn Cd Pb Cu пшениця 30–82 0,07–0,18 0,30–0,82 2,7–14,1 ячмінь 26–85 0,07–0,22 0,19–0,80 4,9–16,3 соняшник 22–56 0,06–0,31 0,21–1,35 4,2–27,2 жито 33–69 0,10–0,20 0,16–0,97 5,7–11,1 ГДК 50,0 0,1 0,5 10,0 15

З наведених даних добре видно, що вміст важких металів у рослинній продукції практично не залежить від відстані до джерела забруднення. Це пояснюється багатьма причинами. По-перше, забруднення продуктивної частини досліджених культур відбувається переважно аеральним шляхом, а не через кореневу систему. По-друге, на накопичення важких металів у продуктивній частині дуже впливають сортові особливості рослин. По-третє, через строкатість ґрунтового покриву на надходження важких металів кореневим шляхом має великий вплив буферність ґрунтів до забруднення, тобто їхня здатність утримувати важкі метали у складі твердої фази. І, нарешті, через велику висоту труб відбувається розсіювання забруднюючих речовин на значні відстані. Найкрупніші частинки, що складаються з карбонатів і сульфатів лужноземельних елементів, осідають поблизу, а насичені важкими металами аерозолі поширюються по всьому району та поза його межами. Про наявність такої емісії свідчать результати оцінки просторового розподілу окремих важких металів (зокрема, кадмію) у ґрунтах Харківської області (картосхема). Оцінку проводили за даними еколого-агрохімічної паспортизації 500 полів у різних районах області, здійсненої центом «Облдержродючість». На сьогодні це єдина в Україні організація, що здатна проводити такі широкомасштабні обстеження ґрунтів. З наведеного видно, що ареал найвищого забруднення чітко збігається з місцем розташування ДРЕС, а ґрунти з найнижчим вмістом цього небезпечного елемента розташовані на периферії території області. Таким чином, на прикладі конкретного об’єкта техногенного навантаження – Зміївської ДРЕС чітко постає загальнодержавне завдання – організація ефективного управління в галузі охорони ґрунтів і земель. Передумовою продуктивного використання земель сільськогосподарського цільового призначення є організація взаємозв’язків державних органів у сфері охорони ґрунтів, управління їхньою родючістю, екологобезпечним господарським використанням. На цей час органами контролю є Державний технологічний центр охорони родючості ґрунтів Міністерства аграрної політики України, Державна екологічна інспекція Міністерства охорони навколишнього природного середовища, санітарноепідеміологічна служба Міністерства охорони здоров’я, гідрогеологомеліоративна служба Державного комітету України по водному господарству, Державна гідрометеорологічна служба, а також підрозділи Міністерства надзвичайних ситуацій, Державного агентства по земельних ресурсах, Державного комітету лісового господарства тощо. Ефективність охорони ґрунтів і земель у країні нерозривно пов’язана з координацією діяльності цих служб, посиленням оперативності інформування органів виконавчої влади про якісний стан ґрунтового покриву і напрямок розвитку ґрунтових процесів, злагодженою взаємодією управлінського, наукового і виробничого персоналу.

16

Картосхема просторового розподілу рухомих форм кадмію у ґрунтах Харківської області (за даними паспортизації земель)

Для того, щоб перейти від контролю (а на практиці – до констатації факту) негативного техногенного впливу до запобігання йому, необхідні вдосконалення й законодавче забезпечення (передусім, стимулювання екологобезпечних способів господарської діяльності), нормативно-правове забезпечення (підзаконні акти, керівні нормативні документи, що стосуються виконання вимог земельного законодавства), налагодження інформаційноаналітичного забезпечення прийняття державними органами потрібних рішень (бази даних відомостей про ґрунти, засоби і способи управління їхньої родючістю та якістю взагалі, комп’ютеризовані розрахунки різних сценаріїв управлінських рішень), нарешті, відповідна організаційнометодична документація (стандартизація і впорядкування проведення польових, аналітичних і оціночних робіт, технології відновлення родючості ґрунтів, застосування засобів хімізації, обробітку, детоксикації тощо). Актуальність створення такої єдиної системи управління ґрунтовими ресурсами для України, де ґрунти є основним національним багатством, очевидна.

17

УДК 504.062.2 ПОДХОДЫ К РЕСУРСОСБЕРЕГАЮЩЕМУ ЗОНИРОВАНИЮ ТЕХНОГЕННО НАГРУЖЕННЫХ ТЕРРИТОРИЙ УКРАИНЫ В КОНТЕКСТЕ ПЕРЕХОДА К СБАЛАНСИРОВАННОМУ РАЗВИТИЮ Кравец С. А., Кириченко В. А., Бондаренко Л. В., инженер Института проблем природопользования и экологии НАНУ В настоящее время антропогенная нагрузка на природную среду Украины, вызванная нерациональным и неэффективным природопользованием, достигла значений, при которых их самозащитные функции уже не в состоянии способствовать поддержанию экологического баланса. Наблюдается истощение всех видов ресурсов. В связи с этим для Украины в настоящее время актуальной проблемой является разработка методологии выбора стратегии устойчивого развития техногенно нагруженных регионов с целью сбалансирования природопользования и возможностей окружающей человека среды обитания [1]. Сохранение территорий и объектов природно-заповедного фонда, развитие и усовершенствование сети заповедных объектов с целью сохранения уникальных и типичных природных комплексов, биоразнообразия, генофонда животных и растительных сообществ рассматриваются как одно из приоритетных направлений природоохранной деятельности в Украине [2]. Значительную долю в общую техногенную нагрузку привносит деятельность горнодобывающей промышленности Украины, базирующейся на минерально-сырьевой базе. При разработке месторождений полезных ископаемых происходит масштабное повреждение компонентов природной среды, нарушаются целые экосистемы. В Украине, площадь которой составляет менее 0,5 % общей мировой территории, добывается и перерабатывается почти 5 % общего объема минеральносырьевых ресурсов, участвующих в хозяйственном обороте [3]. К значительным экономическим потерям нашего государства приводит неэффективное, нерациональное природопользование и тотальное загрязнение окружающей среды. В связи с этим нами были разработаны подходы к формированию долгосрочного прогноза развития ПЗФ с учетом минерально-сырьевой базы Украины, как основы промышленного развития на государственном и региональном уровнях и важнейшей составляющей техногенной нагрузки [4]. Результаты такого прогноза позволят оценить территорию государства с позиций формирования национальной экологической сети, а также наметить основные приоритеты региональной хозяйственной и природоохранной деятельности. В этом плане развития хозяйства страны и ее регионов 18

возможны различные сценарии. Рассмотрим вариант, в котором сеть объектов ПЗФ будет развиваться в тесной пространственной связи с существующей минерально-сырьевой базой Украины. (В целях сохранения природных экосистем, особенно в нарушенных регионах, как каркаса формирующейся национальной экологической сети, связывающей между собой объекты ПЗФ). Для оценки современной обеспеченности территории Украины объектами ПЗФ был проведен площадной подсчет по регулярной широтно-меридиональной картографической сети, с размером окна 150150 км, с двойным перекрытием по 50 % в широтном и меридиональном направлении. (Шаг подсчета и перекрытия выбран эмпирическим путем.) При подсчете количества объектов ПЗФ использовались данные о территориях наиболее высокого уровня заповедности (природные заповедники и их филиалы, биосферные заповедники, национальные природные парки; лесные, ландшафтные, гидрогеологические, ботанические, зоологические, орнитологические, геологические заказники общегосударственного значения; ботанические сады, парки-памятники садово-паркового искусства, дендрологические парки общегосударственного значения). Результаты вынесены на мелкомасштабную карту М 1:4000000 (рис. 1). В результате выполненной оценки на территории Украины было выделено 5 зон, которые отличаются степенью обеспеченности объектами ПЗФ (рис. 1а). Наибольшей обеспеченностью характеризуются западные регионы Украины, южный берег Крыма, а также районы, примыкающие к среднему течению Днепра (с максимумом в районе Киева). Описанная технология была использована и при зонировании территории Украины по наличию минеральных ресурсов, под которыми понимаются все рудные, горючие, нерудные (исключая строительное сырье) месторождения, имеющие промышленное значение и учтенные Государственным балансом запасов Украины (рис. 1, б). Указанный рисунок иллюстрирует наличие одного обширного максимума наличия минеральных ресурсов, покрывающего почти всю территорию Промышленного Приднепровья. Таким образом, сопоставление результатов проведенных расчетов (рис. 1, а и б) показывает, что на сегодняшний день наблюдается практически полностью противоположная картина в обеспеченности территории Украины минеральными ресурсами и объектами ПЗФ. На следующем этапе исследований нами был рассчитан нормированный к единице показатель сбалансированности развития территории, характеризующий одновременное развитие ПЗФ и минерально-сырьевой базы Украины: Pi = 1 – ni  (1 – mi),

19

(1)

где ni – количество объектов ПЗФ; mi – количество месторождений полезных ископаемых (оба нормированные к единице путем деления на абсолютно максимальное значение). Зоны с низким и пониженным значением показателя Pi в первую очередь нуждаются в развитии ПЗФ. Эти территории в значительной степени нарушены и продолжают подвергаться техногенному воздействию, которое может усиливаться при вводе в эксплуатацию новых горнодобывающих мощностей. Исходя из рассчитанного показателя Pi, была составлена схематическая карта прогноза сбалансированности развития территории Украины с выделением 5 зон (рис. 1, в). Низкие значения показателя сбалансированности наблюдаются на большей части ДонецкоПриднепровского региона (центральные и южные части Луганской, Днепропетровской и Запорожской областей, вся Донецкая область), а также на северо-востоке Херсонской и Житомирской областей, на северной оконечности Житомирской области и на юге Одесской области. Пониженные значения показателя сбалансированности наблюдаются на северо-востоке Луганской области, на большей части Харьковской, Сумской и Черниговской областей, в центре Днепропетровской области, на большей части Херсонской, Николаевской, Кировоградской и Одесской областей, на севере и северо-востоке Львовской и Волынской областей и на северо-западе Крыма. Средние значения показателя сбалансированности наблюдаются в центральной части Украины (Полтавская, Черкасская, Кировоградская области), а также на северо-западе и юго-западе Житомирской области, на северо-востоке и юго-востоке Винницкой области. Повышенные и высокие значения показателя сбалансированности отмечаются в Закарпатской, Ивано-Франковской, Черновицкой, Хмельницкой, Ровенской областях, на юге Львовской, в западной части Винницкой области, на востоке Волынской области, в центральной части Киевской и на части прилегающей к ней Черниговской области, а также в Черкасской, Полтавской и на юге Крымской области). Изменение вычислительной процедуры может существенным образом изменить пространственное распределение значений показателя Р. В качестве примера последнего на рис. 1, г приведены результаты расчета показателя Рі, паритетно учитывающего пространственное распределение как объектов ПЗФ, так и минерально-сырьевых ресурсов Рi = (ni + mi)/2 (2)

20

а

б

в

г

Рис. 1. Зонирование территории Украины по степени ее обеспеченности объектами ПЗФ (а), минеральными ресурсами (б) и сбалансированности развития (в, г). Значение рассчитанного показателя: 1 – низкие, 2 – пониженные, 3 – средние, 4 – повышенные, 5 – высокие.

Подводя итог, необходимо отметить, что важным стратегическим аспектом обеспечения сбалансированного развития территории Украины является развитие природно-заповедного фонда, обеспечивающего эффективное сохранение видового разнообразия и экологическую стабильность в условиях перехода регионов к устойчивому экологоэкономическому развитию, а также учет перспективного природопользования территорий и, в первую очередь, использование ресурсосберегающих технологий на предприятиях горнодобывающего комплекса. Обеспечение развития ландшафтного и биологического разнообразия на нарушенных землях горнодобывающих предприятий за счѐт создания на них объектов ПЗФ позволит восстановить и обогатить природные ресурсы степных регионов Украины, более полноценно решать не только природоохранные задачи, но и будет способствовать выполнению хозяйственных , оздоровительных и образовательных функций.

21

Литература: 1. Методические подходы к выбору стратегии устойчивого развития территории / Под ред. А. Г. Шапаря. – Днепропетровск: Институт проблем природопользования и экологии НАНУ, 1996. – Т. 1. – 162 с.

2. Україна: природна спадщина / За ред. В. В. Стецюка, С. Ю. Поповича. – К.: Мінекології та природних ресурсів України, 2000. – 36 с.

3. Проскуренко А. И. Минеральные ресурсы Украины: охрана и рациональное использование. – Львов: Вища школа, 1989. – 180 с.

4. Тяпкин О. К., Сердюк Я. Я., Сердюк С. П., Бондаренко Л. В., Кириченко В. А., Кравец С. А. Некоторые геологические аспекты развития рекреационной инфраструктуры Украины // Екологія і природокористування: Зб. наук. праць Інституту проблем природокористування та екології НАНУ. – Дніпропетровськ, 2003, – Вип. 5. – С. 108–119.

УДК 678.7 (045) ДОСЛІДЖЕННЯ ДЕГРАДУЮЧИХ ПАКУВАЛЬНИХ МАТЕРІАЛІВ НА ОСНОВІ ВІДНОВЛЮВАНИХ ДЖЕРЕЛ СИРОВИНИ Маріц О. О., Гай А. Є., Польовий О. Ю., Національний авіаційний університет Велику кількість матеріалів, включаючи пластмасу, використовують для пакування. Більшість пластмас протягом багатьох десятків років не розкладається у навколишньому середовищі при нормальних умовах. У розвинутих країнах упаковка становить приблизно третину від загальної кількості твердих побутових відходів. Розв’язанням проблеми може стати виробництво біодеградуючих пакувальних матеріалів. Перевагами їх є: використання відновлюваних джерел сировини (сільськогосподарських відходів замість нафти) та зменшення кількості полігонів захоронення відходів. Такі продукти сільського господарства, як соєві білки і крохмаль, привернули увагу тому, що мають низьку собівартість, є легкодоступними та біодеградуючими [1, 2, 3]. Однак матеріали, що містять соєві білки, чутливі до вологи і мають низьку механічну стабільність. Ці властивості лімітують їх використання, соєві білки також важко одержати у вигляді плівки без додавання пластифікатора [3]. Крохмаль запропонували використовувати для виробництва біодеградуючих плівок та піни, для часткової або повної заміни пластикових полімерів та виключення полістиролу з процесу використання у вигляді упаковки. Але використання крохмальної плівки обмежене водорозчинністю та ламкістю.

22

Ми використали полівініловий спирт (ПВС) як основу плівки та гідрофобні жирні кислоти як пластифікатор для збільшення водонепроникності компонентів плівки й механічної стійкості. ПВС вважається одним з небагатьох полімерів, який розчиняється у воді та здатний до біодеградації у водному середовищі мікроорганізмами [4, 5, 6, 7, 8]. Біодеградація ПВС як синтетичного полімеру під впливом Fusarium lini, Pseudomonas vesicularis, Bacillus genus та лігнолітичних ферментів, які продукуються таким видом грибів, як Phanerochaete chrysosporium була багаторазово і ретельно досліджена [3, 4, 5, 6, 7, 8, 9]. У цій роботі досліджуються біодеградуючі матеріали, які виготовлені з ПВС та продуктів сільського господарства. Метою досліду було створити плівку з ПВС, соєвих білків, крохмалю, жирних кислот (як гідрофобних присадок), гідроксиапатиту (фосфат кальцію) як неорганічного наповнювача, а також оцінити їх фізичні властивості, зокрема водостійкість (поглинання води при кімнатній температурі і штучно створену деградацію при заданій температурі). Вільні кислоти були дані як гідрофобні пластифікатори для запобігання ламкості матеріалу, одержання стійкої плівки та зменшення чутливості до води. Були використані: соєвий білок – ізолят, виробництва MDM (США); жирні кислоти – стеаринова кислота (Fluca 85679); натрій лаурин сульфат (Fluca 71725); лауринова кислота (Fluca 61609); ПВС з рівнем полімеризації 1700 та рівнем омилювання понад 98 % (Merk, Німеччина); гідроксиапатит (кальцій фосфат), синтезований згідно з [10]. Виготовлення Було виготовлено 20 різних зразків у вигляді плівки, які містили різні інгредієнти, зокрема альтернативні формуючі матеріали біологічних продуктів сільського господарства. ПВС нагрівали у дистильованій воді до розчинення. Крохмаль, соєвий білок та жирні кислоти додавали до розчину ПВС. Одержану суміш знову нагрівали і ретельно перемішували. Суміш заливали у тефлоновий посуд (50 мл / 200 см2) і залишали охолоджуватись до кімнатної температури. Склад сумішей наведено в таблиці 1. Звичайний коричневий поштовий пакувальний папір використовували як контрольний зразок. Сухі плівки та пакувальний папір висікали у вигляді дисків діаметром 4 мм для поглинання води і біодеградації. Деякі зразки, що містили менше ніж 10 % ПВС, були надто крихкі для використання, тому їх вилучили з подальших експериментів (табл. 1). Потім зразки насичували водою і проводили експерименти з деградації у водному середовищі. Вимірювання розбухання Експерименти з насичення водою проводили для визначення поглинання води плівками, приготовленими різними методами залежно від часу поглинання. Сухі зразки (диски) зважували, а потім занурювали у дистильовану воду за умов кімнатної температури. Після цього диски витягали з води у попередньо визначений час, відбирали ззовні зайву вологу та зважували.

23

Оцінка деградації Сухі проби вміщували в малі колби (20 мл) з водою, закривали і негайно закладали в автоклави на 20 хв. при температурі 131 °С, після чого охолоджували та вимірювали їх деградацію згідно зі шкалою від 0 до 5 (рис. 2). Таблиця 1 – Склад досліджуваних проб Проба Склад Проба 0

Контроль (пакувальний папір)

13

1

ПВС 10 %

14

2

ПВС 20 %

15

3

ПВС 30 %

16

4

ПВС 40 %

17

9

ПВС 40 %, соя 10 %

18

10

ПВС 40 %, крохмаль 10 %

19

ПВС 40 %, соя 10 %, крохмаль 10% ПВС 30 %, соя 2,5 %, крохмаль 2,5 %

20

11 12

Склад ПВС 30 %, соя 5 %, крохмаль 2,5 % ПВС 30 %, соя 5 %, крохмаль 2,5 %, гідроксоапатит 2,5 % ПВС 30 %, соя 10 %, натрій сульфат 2,5 % ПВС 30 %, соя 10 %, стеаринова кислота 2,5 % ПВС 30 %, соя 10 %, лауринова кислота 2,5 % ПВС 30 %, соя 5 %, лауринова кислота 5 % ПВС 30 %, соя 10 %, лауринова кислота 5 % ПВС 30 %, соя 10 %, лауринова кислота 10 %

Статистична оцінка Для оцінки поглинання води пробами використовували односторонній факторний аналіз, для оцінки різниці між групами – тест Стьюдента. Результати При збільшенні часу від однієї до двох годин не виявлено подальшого збільшення поглинання води, за винятком проби № 13. Вміст вологи збільшувався в усіх пробах протягом перших двох годин, після чого залишався на постійному рівні. Проби, які містять жирні кислоти, значно відрізняються від тих, що не містять жирних кислот, та контролю. Дві об’єднані групи також відрізнялися від контролю. Дані, які показують здатність жирних кислот поглинати вологу різних проб, наведено на рисунку 1 (криві 15–20). В усіх пробах, які містять різні жирні кислоти, поглинання води збільшувалось протягом однієї години, після чого залишалось на постійному рівні. Протягом перших трьох годин дві групи зразків істотно відрізнялися один від одного і контрольного зразка. Однак на початку четвертої години не 24

було виявлено значної різниці, але вони все одно відрізнялися від контрольного зразка. На рисунку 2 можна побачити ефект теплової обробки у воді протягом 20 хвилин при температурі 131 °С для зразків за умови їх стабільності. Зразки, що містять 2,5–5 % лауринової кислоти, показують нижчу здатність до розпаду порівняно зі зразками, що містять ПВС і лише один додатковий компонент. Зразок, що містить кальцій фосфат, показав найбільшу стійкість до деградації під дією тепла і води. Контрольний зразок розбух, але залишився неушкодженим. Таким чином, виявлено, що різна деградаційна поведінка плівок на основі ПВС у водному середовищі може змінюватися залежно від наявності лауринової кислоти. Її наявність призвела до підвищення стійкості до поглинання води та деградації. Лауринова кислота, будучи молекулою з довгим гідрофобним вуглеводним ланцюгом, може зазнавати різних впливів з подальшими наслідками: гідрофобний ланцюг лауринової кислоти однією своєю наявністю може знизити вміст вологи у біологічній плівці; вона може реагувати з різними функціональними групами (такими як аміно- та іміногрупи соєвого білка) та відіграти роль внутрішнього пластифікатора; лауринова кислота, що не зреагувала, може рівномірно змішуватися з аморфною фазою соєвого білка і молекулами крохмалю, зумовлюючи зовнішню пластифікацію.

25

4 9 10

Вага проби (мг)

20

12 13

15

14 0

10

15 16

5

17 18 19

0 0

1

2

3

4

20

Час (год) Рис. 1 – Вплив часу на поглинання води композитними плівками

25

5

Бали

4 3 2 1 0 0

4

9 10 12 14 15 16 17 18 19 20

Номер проби Рис. 2 – Розпад різних проб в балах при t°=131 °С за 20 хв. Оцінка в балах відповідно до такої шкали: відсутність будь-яких ознак деградації відповідає 0 балів; істотно не змінений зразок з появою незначної кількості пластівців відповідає 1 балу; деструкція зразка з великою кількістю пластівців відповідає 2 балам; 3 бали – повна деструкція зразка та поява незначної кількості пластівців; 4 – повне руйнування зразка (розчинення зразка, прозорий розчин).

Висновки Композитні плівки були виготовлені з таких матеріалів: ПВС, соєвих білків, крохмалю і жирних кислот. При збільшенні відношення жирних кислот до крохмалю, соєвих білків та ПВС плівки проявили зниження абсорбції води і збільшення стійкості (зниження деградації при підвищених температурах у водному середовищі). При 5 % вмісті лауринової кислоти стійкість значно зростала. Однак подальше збільшення вмісту лауринової кислоти з 5 % до 10 % полегшує деградацію. Одержані результати чітко показали, що основну роль у процесі зниження абсорбції води та деградації у водному середовищі відіграє вміст жирних кислот. Суміш лауринової кислоти, соєвого білка та ПВС формує однорідну систему для виготовлення плівок з поліпшеною стійкістю до дії води. Необхідні подальші вдосконалення складу компонентів. Ці дослідження дають можливість зробити такі висновки: 1) Використані компоненти придатні для одержання механічних стійких плівок.

2) Лауринова кислота може бути використана для зниження абсорбції води.

3) Додавання 5 % лауринової кислоти чи 2,5 % гідроксиапатиту значно збільшило стійкість до деградації у водному середовищі при підвищеній температурі.

4) Використані компоненти можуть бути основою для подальшого розроблення біодеградуючих пакувальних матеріалів.

26

Література: 1. Baked starch foams: starch modifications and additives improve process parameters, structure and properties / R. L. Shogren, J. W. Lawton, K. F. Tiefenbacher // Industrial Crops and Products. – 2002. – vol. 16. – Р. 69–79.

2. Starch, fiber and CaCO3 effects on the physical properties of foams made by a baking process / G. M. Glenn, W. J. Orts, G. A. R. Nobes // Industrial Crops and Products. – 2001. – Vol. 14. – P. 201–212.

3. Thermal and mechanical properties of environment-friendly ‘green’ plastics from stearic acid modified-soy protein isolate / Preeti Lodha, Anil N. Netravali // Industrial Crops and Products. – 2005. – Vol. 21. – P. 49–64.

4. PVA/PAA thermo-crosslinking hydrogel fiber: preparation and pH-sensitive properties in electrolyte solution / Fei Jianqi, Gu Lixia // European Polymer Journal. – 2002. – Vol. 38. – P. 1653–1658.

5. The negative biodegradation of poly(vinyl alcohol) modified by aldehydes / Hui Zhen Zhang a,b, Bai Ling Liu, Rong Luo a, Yongzhong Wu, Desong Lei // Polymer Degradation and Stability. – 2006. – Vol. 91. – P. 1740-1746.

6. Biodegradable composites from waste wood and poly(vinyl alcohol) / S. K. Ozakia, M. B. B. Monteirob, H. Yanoc, Y. Imamurac, M. F. Souzaa // Polymer Degradation and Stability. – 2005. – Vol. 87. – P. 293–299.

7. Effect of melt processing on thermo-mechanical degradation of poly(vinyl alcohol)s / Pavol Alexya, Igor Lacıґ, Barbora Simkovaґ, Dusan Bakos, Nad’a Proґ nayovaґ, Tibor Liptaja, Silvia Hanzelovaґ, Maґria Vaґ rosovaґ // Polymer Degradation and Stability. – 2004. – Vol. 85. – P. 823–830.

8. Synthesis and properties of degradable poly(vinyl alcohol) hydrogel / Congming Xiao, Gaoyan Zhou // Polymer Degradation and Stability. – 2003. – Vol. 81. – P. 297–301.

9. Foamed articles based on potato starch, corn fibers and poly(vinyl alcohol) / P. Cinellia, E. Chiellini, J. W. Lawton, S. H. Imam // Polymer Degradation and Stability. – 2006. – Vol. 91. – P. 1147–1155.

10. Nanocrystalline apatites and composites, protheses incorporating them, and method for their production / Ying J., Ahn E., Nakahiza A. // United States Patent 6.013.591. – 2000. – January 11.

27