План
/>Вступ
Розділ І. Антропогенна радіонуклідна аномалія — визначеннята причини
І.1. Радіонукліди штучногопоходження
І.2 Природні радіонукліди
Розділ ІІ. Радіобіологічні ефектиу рослин
ІІ.1. Нагромадження радіонуклідів у компонентах фітоценозу
Розділ ІІІ. Тератогенез в зоні антропогенної радіонуклідноїаномалії
ІІІ.1. Частотний аналіз морфогенетичних змін у рослин, щовиростають у зоні підвищених рівнів хронічного опромінення
ІІІ.2. Відбудовні процеси у багаторічних рослин, яківиростають у зоні радіонуклідної аномалії
ІІІ.3. Мутагенна дія
ІІІ. 4. Дія на рослини інкорпорованих радіонуклідів
/>Вступ
Розвиток атомної промисловості, випробування ядерної зброї, аваріїна атомних реакторах різного походження призводять до локальних підвищень рівнядіючих радіаційних доз і до глобального збільшення фону іонізуючихвипромінювань. Істотне підвищення радіаційного фону на значних територіяхвикликала аварія на Чорнобильській атомній електростанції –найбільша в історії ядерної енергетики. Вона стала причиною забрудненнярадіонуклідами більше 100 тис. км2на території СНД, де мешкає близько 4 млн. чоловік.
Після аварії на ЧАЕС особливої актуальності набула проблема протривалі й віддалені ефекти опромінення в низьких дозах. Існуючіекспериментальні дані не дозволяють дати достатньо науково обґрунтованийпрогноз генетичної небезпеки підвищеного фону радіації в забрудненихрадіонуклідами районах. Ризик впливу на здоров’ялюдини малої кількості радіоактивних речовин, які містяться в повітрі, воді,грунті, їжі, недооцінюється приблизно в 100-1000 разів.
Актуальністьтеми. Середчисленних антропогенних та природних чинників, які шкідливо впливають набіоценози та на людину, важливим залишається радіоактивне забруднення.Результати багатьох радіологічних досліджень свідчать, що значну небезпеку длялюдини створюють малі дози іонізуючого випромінювання.
Одним з головних наслідків Чорнобильської аварії є значні рівні тавеличезні масштаби забруднення довгоживучими радіонуклідами агроценозів зрізноманітними екологічними характеристиками. Для сучасної, відновлювальноїстадії поставарійного періоду основним механізмом забрудненнясільськогосподарської продукції є надходження радіонуклідів в рослинну ланку з ґрунту.
Внаслідокнадходження радіонуклідів у навколишнє середовище в процесі виробництва ядерноїенергії дослідження міграції радіонуклідів у рослинах і ґрунтах залишаютьсянадзвичайно актуальними. На особливу увагу заслуговують дослідження з вивченняповедінки рослин в умовах антропогенної радіонуклідної аномалії.
Розкриття системи взаємодій "ґрунт-рослина", щообумовлюють радіонуклідне забруднення продуктів харчування, є одним з основнихв сучасній системі заходів, направлених на зменшення дозових навантаженьлюдини.
Виявлена значна несталість нагромадження радіонуклідів рослиною тазалежність від комплексу фізико-хімічних, кліматичних, геохімічних, табіологічних. Разом з тим залишаються маловідомими біологічні механізми, щовизначають видоспецифічність нагромадження та його високу пластичність взалежності від факторів довкілля. Недостатньо визначеними є й радіаційнінаслідки ґрунтового надходження радіонуклідів у трофічні ланцюжки за умоврозмаїття природних характеристик та рівнів забруднення агроценозів. Кількіснийаналіз внеску ґрунтового шляху у формування потоку радіонуклідів “ґрунт-людина”проведено у ряді сучасних екологічних дозових моделей. Вони застосовувалися длявідповідних оцінок у гострому періоді радіоактивних випадінь та меншпристосовані до умов тривалої відновлювальної стадії, коли значну роль вформуванні та розвитку радіаційної ситуації починає відігравати різноякісністьприродних характеристик забрудненого середовища — клімат, тип ґрунту, рівеньзволоження. Такі оцінки стають можливими при врахуванні комплексу факторів, щовизначають інтенсивність включення радіонуклідів в рослину, як початкову ланкупереважної більшості трофічних ланцюжків.
Унікальність радіоекологічної ситуації в Україні та значимістьланки «рослина» у визначенні радіаційних наслідків забрудненняагроценозів обумовило напрямки досліджень при виконанні курсової роботи.
Відомо, щорадіонукліди, після надходження у ґрунт, поглинаються його компонентами, врезультаті чого їхні концентрації у ґрунті значно знижуються, в той же часвміст радіонуклідів у рослинності, може зрости у тисячі і десятки тисяч разів.Через це, знаючи основні параметри динаміки формування радіаційної ситуації ірозподілу радіонуклідів в компонентах цих екосистем, можна з достатньоюймовірністю визначити розмір і скласти прогноз радіоактивного забруднення рослинностіі, у разі необхідності, задіяти комплекс контрзаходів зі зниження існуючогорівня забруднення рослинних об¢єктів, що, відповідно, сприятимезменшенню дозового навантаження на людину через шлях ґрунт-рослина-продуктихарчування.
Мета ізавдання дослідження. Мета роботи – визначення характерних рис антропогенноїрадіонуклідної аномалії, радіоекологічного стану та параметрів розподілу інакопичення радіонуклідів рослинами України
Для досягненняпоставленої мети передбачалося вирішити такі завдання:
визначитихарактерні риси формування радіаційного стану та антропогенної радіонуклідноїаномалії в рослинності України;
визначитипараметри поглинання і перерозподілу 90Sr, 137Сs,3Н рослинами та їх наслідки;
визначитиособливості міграції радіонуклідів в агроценозах України;
Об’єктдослідження. Шляхита фактори формування радіаційного стану та аномальної радіонуклідної аномаліїв рослинних екосистемах України; міграція штучних радіонуклідів в рослинах.
Предметдослідження. РослинністьУкраїни та вплив на неї антропогенної радіонуклідної аномалії.
Методидослідження.Загальнотеоретичні методи наукового пізнання, дослідження в галузірадіоекології та АПК, економіки природокористування та охорони навколишньогосередовища. Для вирішення поставлених завдань використовувалися такі основніметоди: монографічний (вивчення існуючих підходів до оцінки земель),абстрактно-логічний (теоретичні узагальнення та формування висновків) та методузагальнення.
Практичне значення.Результати роботи допомагають зрозуміти спадкові зміни в рослинах прирадіонуклідному забрудненні оточуючого середовища, поглиблюють знання пронаслідки впливу низьких доз опромінення факторів у віддалені строки. Результати курсовогодослідження можуть бути використані при розробці екологічних програмрослинності, а також, при подальшому дослідженні даної проблематики.
Структура курсового дослідження.Курсова робота складається зі вступу, трьох розділів, які в свою чергу містятьпідрозділи, висновків і списку використаних джерел та літератури.
/>/>/>Розділ 1. Антропогенна радіонукліднааномалія — визначення та причини
Інтенсифікаціяпромислового виробництва в другій половині XX ст. привела до появи на планетівеликої групи антропогенних радіонуклідів. Їхня сумарна активність у середньомупорівнянна з активністю природного радіоактивного фону, але на деяких ділянкахтехногенного радіоактивного фону може істотно перевищувати його. Антропогеннірадіонукліди утворюють дві основні групи: штучні радіонукліди, одержувані врезультаті ядерних реакцій, і природні, або природні радіонукліди (уран, торійі продукти їхнього розпаду), концентрація яких на земній поверхні різко зрослаза рахунок екологічних процесів, пов'язаних з переміщенням їх з більш глибокихзон земної кори (наприклад видобуток урану). Цей розподіл умовний, оскількилегкі радіонукліди, які утворюються в природних умовах, можуть бути отримані йштучними шляхом наприклад, тритій утворюється в навколишньому середовищі (урезультаті ядерних реакцій хімічних елементів з космічним випромінюванням) і вреакціях, штучно викликаних розподілом або синтезом ядер. Стронцій-90 такожвиникає в навколишньому середовищі при спонтанному розподілі урану-238 і можебути отриманий штучно. [3, 14-15]
/>/>/>
1.1.Радіонукліди штучного походження
Штучнірадіонукліди не властиві біосфері, вони з'явилися лише із середини XX ст. урезультаті розвитку ядерних технологій військового й цивільного застосування.
Радіоактивніречовини, які утворюються в результаті ядерного вибуху, представлені восновному продуктами розподілу урану-238 і плутонію-239, що не вигоріли ядернимпаливом і матеріалами з наведеною активністю.
Залежно від часу,що пройшов з моменту вибуху до осідання часток на земну поверхню, радіоактивнівипадання діляться на три види.
1. Ближні, аболокальні випадання представлені відносно великими (більше 100 мкм.) частками,що осідають на землю переважно під дією сили ваги. Локальні випаданняпочинаються відразу після вибуху й тривають протягом наступних 12 діб,охоплюючи в міру переносу радіоактивної хмари вітром усе більш великутериторію. У результаті локальних випадань на земній поверхні утворюєтьсярадіоактивний слід шириною в кілька десятків і довжиною в кілька сотенькілометрів. Великі частки, що осідають під дією сили ваги, попадаютьбезпосередньо на земну поверхню, у т.ч. на рослинність і тварин, обумовлюючиїхнє поверхневе забруднення. Вважається, що при наземних ядерних вибухахмегатонної потужності на ближні випадання доводиться до 80 %, а при атмосфернихблизько 10 %.
2. Проміжні, аботропосферні випадання представлені дрібними частками (кілька мікрометрів іменш). Ці частки формуються в тропосфері, нижче тропопаузи, на висоті 1116 км. Період напіввиведення цих часток із тропосфери становить 2030 доби. На тропосферні випаданняпри наземних вибухах мегатонної потужності доводиться 5%.
3. Глобальні, абостратосферні випадання складаються із часток від декількох сотих до десятихчасток мікрометра, що закидаються в стратосферу на висоту 1030 км. Звідти вони переносяться в тропосферу струминними плинами й циклональними вихрами або зповітряними масами через розриви в тропопаузі. У помірних широтах глобальнівипадання з атмосферними опадами (вологі випадання) становлять 6070 % загальноїсуми радіоактивних випадань, інша їхня частина (3040 %) представлена сухимивипаданнями. Глобальні випадання розподіляються по всій поверхні земної кулі.
Із глобальнихвипадань у водяний розчин переходить близько 50 % загальної кількостірадіонуклідів, у водонерозчинній формі надходить до 95 % стронцію-90 і до 70 %цезію-137, у розчинній формі 30 % церію-144 і 40 % цирконію-95. З локальних ітропосферних випадань від атмосферних вибухів, представлених частками величиноюдо 20 мкм., у воді розчиняється до 30 % (в основному це радіонукліди йоду,цезію, стронцію, барію). [3, 22]
Кількістьрадіоактивних ізотопів, утворених при ядерних вибухах, що включаються в харчовіланцюжки, визначається не тільки тим, скільки їх випало з повітря, але такожструктурою екосистеми й особливостями біогеохімічних циклів. У цілому вмалопродуктивних місцеперебуваннях значна частка опадів включається в харчовіланцюжки. В екосистемах з високою продуктивністю інтенсивність обміну речовин ібільшою сорбуючою ємністю ґрунту або донних відкладень забезпечують такерозведення опадів, що в рослини вони попадають у відносно невеликій кількості. Радіоактивніопади (особливо стронцій-90 і цезій-137) доходять по харчовому ланцюжку долюдини, але їхній зміст у тканинах організму людини ніколи не буває такимвисоким, як у тканинах тварин.
У результатіроботи реактора накопичуються продукти розподілу ядерного палива, продуктинейтронної активації й залишки вигорілого палива. Продукти розподілуутворюються переважно всередині тепловиділяючих елементів і там залишаються,вихід за межі оболонки цих об¢єктів мізерно малий для всіхрадіонуклідів, крім тритію (через оболонки з нержавіючої сталі проникає близько80 % тритію). До складу продуктів розподілу входять також інертні гази, летучій нелетучі речовини. Всі вони є бета- і гамма-випромінювачами й мають періодинапіврозпаду від часток секунди так десятків років. Серед продуктів нейтронноїактивації також присутні радіонукліди різної сполуки й тривалості життя.Відпрацьовані тепловиділяючі об¢єкти витримують на території АЕС успеціальних басейнах витримки для розпаду короткоживучих радіонуклідів, а потімвідправляють на радіохімічні заводи для переробки. [24, 157]
При нормальнійроботі АЕС надходження радіонуклідів у зовнішнє середовище не значне.Забруднення навколишнього середовища в результаті роботи радіохімічних заводівнабагато серйозніше. Значний внесок у глобальне забруднення біосферипідприємствами ядерного паливного циклу (ЯТЦ) вносять вуглець-14,криптон-тритій і йод-129. Інші довгоживучі негазоподібні радіонукліди(стронцій-цезій-137, ізотопи трансуранових елементів), що надходять унавколишнє середовище з викидами підприємств ЯТЦ, розсіюються на обмеженійтериторії, тобто створюють локальне забруднення.
Крім «планових»викидів, джерелом радіоактивного забруднення навколишнього середовища є аваріїна ядерних реакторах. Основну небезпеку при цьому представляють продукти розподілуй нейтронної активації, що нагромадилися в активній зоні реактора. Умовоюїхнього збереження усередині тепловиділяючих об¢єктів (твелів) єгерметичність і достатнє охолодження твелів і кожуха. Перегрів палива й оплавленняактивної зони реактора можуть відбутися лише в тому випадку, якщо кількістьтеплової енергії, виділюваної в процесі ядерної реакції, перевищить величину,яка знімається теплоносієм. Тоді теплоносій переходить у пару, що разом ізхмарою газоподібних продуктів розподілу може привести до надлишкового тиску йвибуху. При руйнуванні захисного ковпака продукти розподілу й нейтронноїактивації разом з невигорілим паливом надійдуть у зовнішнє середовище йвикличуть радіоактивне антропогенне забруднення природними радіонуклідами(торій-232, уран-238, 1-235, продукти їхнього розпаду, а також ка-40) можевиникнути при витягу й переробці багатьох корисних копалин. У результаті цихпроцесів у біосфері зберігаються локальні ділянки з концентрацієюрадіонуклідів, які істотно перевищують природний радіоактивний фон. Такіділянки відносять до розряду малоактивних забруднень. Однак участь у нихдовгоживучих природних радіонуклідів з дуже великим періодом напіврозпадуробить забруднення подібного роду небезпечними, оскільки вони можуть існуватипрактично нескінченно.
Подібна аномаліяє постійним джерелом високоенергетичних короткоживучих радіонуклідів, середяких особливу небезпеку представляють газоподібні ізотопи радію. Всіпідприємства ядерного паливного циклу служать джерелами надходженнярадіонуклідів у навколишнє середовище, як у процесі виробництва, так і приїхньому зберіганні й похованні. Але основна кількість радіонуклідів надходить ватмосферу в процесі видобутку й переробки уранової руди, поділу ізотопів урануй виробництва ядерного палива. Локальне (у деяких випадках і глобальне)забруднення біосфери важкими природними радіонуклідами відбувається головнимчином на першому етапі в процесі видобутку й переробки уранової руди. І хочатут частка радіоактивного забруднення навколишнього середовища не перевищує0,04 % забруднення, що дає повний ЯТЦ, саме видобуток і переробка радіоактивноїсировини роблять загальний забруднюючий вплив на навколишнє середовище, зогляду на високу територіальну концентрацію виробництва.
1.2 Природні радіонукліди
Основним джереломприродних радіонуклідів у біосфері є видобуток, переробка й використанняфосфатних добрив. Осадові фосфатні руди характеризуються високою концентрацієюурану-238 і радіонуклідів його сімейства із середньою концентрацією 1500 Бк/кгі значно більше низькою концентрацією радіонуклідів сімейства торія-232.Залежно від типу вихідної сировини й технологічних особливостей його переробкив добриво можуть переходити практично весь уран-238 і певна частина радію-226,торія-228, торія-230, свинцю-210 і полонію-210. Концентрація цих радіонуклідіву всіх видах фосфорних добрив незалежно від розроблювальних родовищ трохи вище,ніж в орних ґрунтах. При виготовленні добрив концентрація радію-226 знижуєтьсямайже у всіх видах продукції, одержуваної з фосфатної сировини, і, навпроти,концентрація урану-238, торія-232 і торія-228 збільшуються в подвійномусуперфосфаті, амофосі й діамофосі, але не більш ніж у два рази.
Концентраціякалію-40 у калійних добривах приблизно в десять разів перевищує йогоконцентрацію в ґрунті. Зміст радіонуклідів уранового ряду у фосфоромістячихдобривах різних країн світу варіюється в межах 702400 Бк/кг, а концентраціярадіонуклідів торієвого ряду не перевищує 70 Бк/кг. У деяких країнах (США,Франція, Тайвань, Росія) відзначається збільшення змісту природнихрадіонуклідів в орних ґрунтах за рахунок тривалого використання фосфорнихдобрив.
Існує кількашляхів впливу на людину природних радіонуклідів, що втримуються в добривах, алеосновним з них є внутрішнє опромінення, обумовлене споживаннямсільськогосподарської продукції. І хоча за даними Наукового комітету ООН по діїатомної радіації, відносний внесок у додаткову дозу опромінення живихорганізмів від застосування добрив дуже малий і не перевищує 0,01 % сумарногоприродного радіоактивного фону, це не повинно виявитися причиною недооцінкизазначеного фактора у зв'язку з швидкоростучими темпами хімізації сільськогогосподарства. [24, 159]
Систематичнезастосування добрив приводить до збільшення концентрації природнихрадіонуклідів і у водоймах (воді, донних відкладеннях, водних організмах). Цеобумовлено виносом природних радіонуклідів з водозбірних територій, щовдобрюються, як у розчиненому виді (з поверхневим і дренажним стоком), так і внерозчиненому виді в результаті ерозії ґрунту.
Однією із причинпідвищення радіоактивного фону в деяких районах є використання більшрадіоактивних у порівнянні із ґрунтом геологічних порід як будівельногоматеріалу (наприклад при підвищеному змісті урану-238, торія-232 і калію-40 утаких традиційних будівельних матеріалах, як будівельний камінь, пісок, гравійі ін. або матеріалах, зроблених з використанням промислових відходів).
Техногеннеджерело збільшення природного радіоактивного фону дає більший внесок у дозуопромінення населення, ніж використання добрив або викиди природнихрадіонуклідів з летучою золою ТЕС.
В останню чвертьXX ст. у десятки разів зросло споживання енергетичної сировини (вугілля, нафта,газ, торф), що супроводжується переміщенням на земну поверхню великої кількостідеяких хімічних елементів, у тому числі радіологічно-значимих природнихрадіонуклідів. Близько 70 % вугілля, що добувається у світі, спалюється на ТЕСі приблизно 20 % у коксових печах. Концентрація природних радіонуклідів уприродному куті, як правило, невисока й звичайно нижча, ніж у ґрунті. Приспалюванні вугілля на ТЕС при температурі близько 1700 °С вуглець органічнихсполук окисляється до чадного й вуглекислого газу, а мінеральні компонентиперетворюються в склоподібні частки золи. Частина важкої золи з неповністюзгорілими органічними речовинами осідає на дно, створюючи так звану подову золуй шлаки. Більше дрібні частки становлять летучу золу й з потоками газівпопадають в атмосферу. Кількість зольних викидів у середньому становить: на ТЕССША 8 % загальної кількості золи, Франції — близько 1 %, Італії — 5 %, Польщі —20 %, Індії — 10 %, Росії — 10%. Найбільш дрібна фракція викидів частки золисубмікронного рівня. Саме такі частки максимально збагачені мікроелементами, утому числі природними радіонуклідами. Ізотопи торія й калію плавляться,перемішуються з алюмосилікатними масами й входять у матриці твердих частокнезалежно від їхнього розміру. Ізотопи урану утягуються в обидва ці процесів.Та частина урану, що входить у глинисті й інші мінерали, плавиться йзалишається в складі осклованих часток золи, уран, пов'язаний з органічноюречовиною, улетучивається, а потім конденсується на частках летучої золи увигляді оксиду. Радій-226 як продукт розпаду урану-238 поводиться аналогічно.Радій-228 як продукт розпаду торія-232 в основному входить у матрицю летучоїзоли. [24, 165-168]
Викиди летучоїзоли можуть забрудни ґрунт у радіусі декількох десятків кілометрів від ТЕС.Так, у пробах льоду на відстані 150 км від промислового центра за 11 роківспостерігалося 50-кратне збільшення концентрації радію-226. У верхньому шаріґрунту (05 см.) воно було істотно вище, ніж у нижньому (510 см.). Навколо сучасної ТЕС із хорошою системою газоочищення радіоактивне забруднення ґрунтумізерно мале.
Крім того,природні радіонукліди, надходять у навколишнє середовище при спалюванні вугілляв результаті опалювання приватних будинків, а також застосування вугільної золиу виробництві цементу й бетону як наповнювача для дорожніх покриттів і добривав сільському господарстві. По даним НКДАР ООН, при опаленні приватних будинківспалюється лише 10 % виробленого у світі вугілля, однак за рахунок малої висотидимарів і відсутності систем золовловлення внесок цього джерела в сумарнийвикид природних радіонуклідів у навколишнє середовище еквівалентний внескувикидів ТЕС.
Негативний впливпідприємств вугільного циклу на населення по своїх масштабах і різноманіттю можеперевершувати вплив ЯТЦ. Крім постійних викидів в атмосферу продуктів згоряннявугілля, ще одним важливим фактором є великий об'єм відходів, утилізація йзберігання яких також може приводити до забруднення навколишнього середовища. З1920-х рр. відомо, що пластові води нафтових і газових покладів, особливо взоні водовуглецевого контакту, відрізняються підвищеним змістом природнихрадіонуклідів. Радіоактивність таких вод обумовлена насамперед високоюконцентрацією радію-226, зміст якого в 1001000 разів перевищує природнийрадіоактивний фон (вони навіть використовувалися для промислового витягурадію). Розлив радіоактивних вод навколо шпар приводить до забруднення ґрунту врайоні промислу.
/>/>/>Розділ 2. Радіобіологічні ефекти урослин
/>/>/>
2.1Нагромадження радіонуклідів у компонентах фітоценозу
Особливістюрадіонуклідного забруднення, пов'язаного із антропогенною радіонуклідноюаномалією, є розмаїтість хімічних форм агрегатних станів, викинутих унавколишнє середовище радіоактивних елементів. Частина елементів була викинутау водорозчинному, крапельно-рідкому стані, частина ж у вигляді«гарячих» часток, причому співвідношення цих форм не є постійним, азмінюється під впливом біотичних і абіотичних факторів середовища. У цих умовахнагромадження радіонуклідів рослинами, що відбувається в основному за рахунокводорозчинної й обмінної форм компонентів забруднення, відбиває досить складніперехідні процеси в ґрунті, швидкість і спрямованість яких визначаєтьсябіологічною активністю всіх компонентів кореневого шару.
Значна частинарадіонуклідів перебуває в ґрунті, як на поверхні, так і в нижніх шарах, прицьому їхня міграція багато в чому залежить від типу ґрунту, йогогранулометричної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей.
Говорячи прокореневе надходження радіоактивних забруднень, слід зазначити, що цезієвийперіод кореневе надходження забруднень визначає стронцій-90 і цезій-137. Будучихімічними аналогами, відповідно кальцію й калію, вони відрізняються високоюрухливістю. Причому, при позакореневому шляху надходження найбільш рухливийцезій-137. Позакореневе надходження ж стронцію-90 відбувається в десятки разівповільніше. І, навпаки, при кореневому шляху надходження більше рухливийстронцій-90, що із ґрунту через корінь легше надходить у рослини.
Поглинанняґрунтом стронцію-90 менше, ніж цезію- 137, а отже, він є більш рухливимрадіонуклідом. У момент викиду цезію-137 у навколишнє середовище, радіонуклідспоконвічно перебуває в добре розчинному стані (парогазова фаза,дрібнодисперсні частки й т.д.) У цих випадках надходження в ґрунт цезія-137 є легкодоступним для засвоєння рослинами. Надалі радіонуклід може включатися в різніреакції в ґрунті й рухливість його знижується, збільшується міцністьзакріплення, радіонуклід “старіє”, а таке “старіння” представляє комплексґрунтових кристалохімічних реакцій з можливим входженням радіонукліда вкристалічну структуру вторинних глинистих мінералів. Механізм закріпленнярадіоактивних ізотопів у ґрунті, їхня сорбція має велике значення, тому щосорбція визначає міграційні якості радіоізотопів, інтенсивність поглинанняїхніми ґрунтами, а, отже, і здатність проникати їх у корінь рослин. Сорбціярадіоізотопів залежить від багатьох факторів і одним з основних є механічна ймінералогічна сполука ґрунту. Важкими по гранулометричній сполуці ґрунтамипоглинені радіонукліди, особливо цезій 137, закріплюються сильніше, ніж легкі йзі зменшенням розміру механічних фракцій ґрунти, міцність закріплення нимистронцію 90 і цезію 137 підвищується. Найбільш міцно закріплюються радіонуклідимулистою фракцією ґрунту. Більшому втриманню радіоізотопів у ґрунті сприяєнаявність у ній хімічних елементів, близьких по хімічних властивостях до цихізотопів. Калій схожий по своїх хімічних властивостях із цезієм 137. Калій, якнеізотопний аналог цезію перебуває в ґрунті в макрокількостях, у той час якцезій в ультромікроконцентраціях. Внаслідок цього в ґрунтовому розчинівідбувається сильне розведення мікрокількостей цезію 137 іонами калію, і припоглинанні їх кореневими системами рослин відзначається конкуренція за місцесорбції на поверхні кореня. Тому при надходженні цих елементів із ґрунту врослинах спостерігається антагонізм іонів цезію й калію. [6, 15-18]
Крім того ефектміграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількість опадів).Встановлено, що стронцій 90, який потрапив на поверхню ґрунту, вимиваєтьсядощем у самі нижні шари. Варто помітити, що міграція радіонуклідів у ґрунтахпротікає повільно і їхня основна частина перебуває в шарі 0 5 см.
Нагромадження(винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежитьвід властивості ґрунту й біологічної особливості рослин. На кислих ґрунтахрадіонукліди надходять у рослини в значно більших кількостях, ніж із ґрунтівслабокислих. Зниження кислотності ґрунту, як правило, сприяє зменшенню розмірівпереходу радіонуклідів у рослини. Так, залежно від властивості ґрунту вмістстронцію 90 і цезію 137 у рослинах може змінюватися в середньому в 10-15 разів.А міжвидові розходження сільськогосподарських культур у нагромадження цихрадіонуклідів спостерігається зернобобовими культурами. Наприклад, стронцій 90і цезій 137, в 2 6 разів поглинається інтенсивніше зернобобовими культурами,ніж злаковими. Надходження стронцію 90 і цезію 137 у травостій на лугах іпасовищах визначається характером розподілу в ґрунтовому профілі. [6, 22]
Нагромадженнярадіонуклідів трав'янистими рослинами залежить від особливостей будови дернини.На злаковому лузі з потужною щільною дерниною вміст цезію 137 у фітомасі в 3-4рази вище, ніж на різнотравному з пухкою малопотужною дерниною. Культури знизьким змістом калію менше накопичують цезій. Злакові трави накопичують меншецезію в порівнянні з бобовими. Рослини порівняно стійкі до радіоактивноговпливу, але вони можуть накопичувати таку кількість радіонуклідів, що стають непридатними до вживання в їжу людини й на корм худобі.
Надходженняцезію-137 у рослини залежить від типу ґрунту. За ступенем зменшеннянагромадження цезію у врожаї рослини ґрунту можна розташувати в такійпослідовності: дерено-підзолисті супіщані, дерново-підзолисті суглинні, сіралісова, чорноземи й т.д. Нагромадження радіонуклідів у врожаї залежить нетільки від типу ґрунту, але й від біологічної особливості рослин.Відзначається, що кальцієлюбні рослини зазвичай поглинають більше стронцію-90,ніж рослини бідні кальцієм. Найбільше накопичують стронцій-90 бобові культури,менше коренеплоди й бульбоплоди, і ще менше злакові. Нагромадженнярадіонуклідів у рослині залежить від вмісту в ґрунті елементів харчування. Таквстановлено, що мінеральне добриво, внесене в дозах N 90, Р 90, збільшуєконцентрацію цезію-137 в овочевих культурах в 3-4 рази, а аналогічні внесеннякалію в 2-3 рази знижує його зміст. Позитивний ефект на зменшення надходженнястронцію-90 у врожай зернобобових культур робить внесення речовин, які містятькальцій. Так наприклад внесення у вищолужний чорнозем вапна в дозах,еквівалентних гідролітичної кислотності, зменшує надходження стронцію-90 узернові культури в 1,5-3,5 рази. Найбільший ефект на зниження надходженнястронцію-90 у врожай рослин досягається внесенням повного мінерального добривана фоні доломіту. На ефективність нагромадження радіонуклідів у врожаї рослинвпливають органічні добрива й метеорологічні умови, а також і час їхньогоперебування в ґрунті. Встановлено, що нагромадження стронцію-90, цезію-137через п'ять років після їхнього проникнення в ґрунт знижується в 3-4 рази. У такийспосіб міграція радіонуклідів багато в чому залежить від типу ґрунту, їїмеханічної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей. Так на сорбціюрадіоізотопів впливають багато факторів, і одним з основних є механічний імінералогічний склад ґрунту. Важкими по механічній сполуці ґрунтами поглиненірадіонукліди, особливо цезій-137, закріплюються сильніше, ніж легкими. Крімтого ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількостіопадів). Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинамибагато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної здатності рослин.
Масовий відбірґрунту, рослинності, зроблений улітку 1986 р. по всій території України, інаступний їхній гамма-спектрометричний аналіз дозволив виділити ряд кількіснихі якісних особливостей у характері забруднення різних районів, відповідно дояких територія України може бути умовно розділена на три зони: ближня зонарадіусом 10 — 20 км від ЧАЕС; проміжна зона — від 20 до 150 км; далека зона — понад 100 — 150 км від ЧАЕС [11, 57]. Конфігурація цих зон характеризуєтьсярізним ступенем витягнутості по напрямках. За рівнем сумарної активностіосновних продуктів розподілу (цезію, церію, цирконію, барію) у ґрунті вонирізняться в такий спосіб: n-10-7 –n-10-8Ки/кг— дальня зона; n-10-9 — n-10-10Ки/кг — проміжна зона;n-10-7— n-10-5 та більше Ки/кг —ближня зона. Наряду скількісними відмінностями за рівнем сумарної активності радіоактивнезабруднення ґрунту й фітомаси в цих зонах має ряд особливостей як за складом,так і за характером поглинання радіонуклідів структурними компонентамифітоценозу, які мають принципове значення з погляду формування дозовихнавантажень на рослинні співтовариства, за рахунок включення їх у продуктихарчування, у тому числі кормові й зернові культури, що приводять до зараженнямолока, м'яса й хлібопродуктів.
Результатидослідження нагромадження радіонуклідів у рослинах, що характеризуютьсяморфологічними особливостями видової приналежності й виростають на репернихділянках з різними рівнями радіоактивного забруднення, показали [14, 46-48], щоіснують міжвидові й навіть внутрішньовидові розходження в нагромадженнірадіонуклідів у різних частинах рослин. Амплітуда коливань значень рівнівактивності суміші гамма-випромінювачів для різних культур перебувала в межах 2- 5-кратних розходжень, а для люпину (Lupinus luteus L.) досягала навіть20-кратної величини. Динаміка нагромадження радіонуклідів багаторічнимикормовими травами (люцерна (Medicago sativa L.), люпин) характеризуваласярізким спадом питомої активності в 1987 р. у порівнянні з 1986 р. і меншзначним у наступний період. Більше високим ступенем нагромадження радіонуклідівхарактеризується коренева система в порівнянні з надземною частиною рослини вцілому як у лугових, так і в злакових культур (розходження від 1,3 до7-кратних). Серед органів надземної частини рослин найбільшою концентрацієюрадіонуклідів відрізнялися листки й найменші репродуктивні органи (суцвіття).Таким чином, нагромадження радіонуклідів рослинами визначається не тількиїхньою кількістю в ґрунті конкретного регіону, але й анатомо-морфологічними йфізіологічними особливостями рослинного організму, типом кореневої системи,ступенем її розвитку й глибиною проникнення в ґрунт.
Лісоварослинність має велику поглинальну ємність стосовно радіонуклідів, що пов'язанез наявністю значно й сильно розчленованих поверхонь (листя, хвоя, дрібнігілки). Так, надземна частина сосново-березового лісу (типові ділянки Полісся)затримала більше 40 % різних випадань (90Sr,137Cs,144Рє),сосновий приріст – 90 %, густі соснові насадження — майже 100 %. Більшапоглинальна здатність хвойних порід зв'язана й з тим, що поверхня багаторічноїнеопадаючої хвої цілий рік концентрує радіонукліди.
Лісові насадження30-кілометрової зони навколо ЧАЕС представлені головним чином молодняками йсередньодорослими рослинами (57,3 і 33,3%). Середній вік насаджень 35 років.Найпоширеніші лісостворюючі породи — сосна звичайна (Pinus sylvestris), дуб(Quercus robur), береза (Betula pendula), осика (Populus tremula), вільха(Ainobetula rubra).
Аналіз отриманихв 1986 р. даних по вертикальному розподілі радіонуклідів на хвойних древостояхдозволив виявити наступні закономірності: деревами 20 — 25-літнього віку, щовиростають на території, що прилягає до ЧАЕС, крупнодисперсні аерозолі (часткибільше 50 мкм.) практично не затримувалися й осідали безпосередньо під пологомлісу, з них 30 % — у лісовій підстилці. У надземній фітомасі деревного ярусузатримувалося близько 20 % радіонуклідів. Значно забруднена поверхня кори,особливо тієї частини, що звернена до джерела викиду. Ефективність захопленняаерозолів надземними органами рослин залежала як від фізико-хімічних параметріваерозолів, що випадають, так і від устрою листової поверхні й морфологічноїбудови цих рослин. [4, 58-61]
У рослинчутливість до іонізуючих випромінювань змінюється за час життя. Як і у всіхтварин, у них є «критичні» органи й тканини, що найбільше гострореагують на опромінення. Найбільш чутливий до радіоактивних забрудненьдеревостій, особливо хвойні ліси (сосна, ялина, кедр, модрина). Хвойні дерева в5-10 разів дошкульніше листяних порід. Трав'янисті рослини й більшістьчагарників стійкіше деревних рослин. Нижчі рослини (мохи, водорості, лишайники)ще стійкіше до опромінення. Однак мохи відрізняються найбільшою концентруючоюздатністю. Коефіцієнт нагромадження в них стронцію й цезію в 5-10 разів вищий,ніж у трав'яних рослин. У деревному ярусі найбільшим забрудненням відрізняютьсякора дерев і асимілюючі органи (листя, хвоя), потім ідуть гілки, спочаткудрібні, потім великі. Найбільше забруднюється деревина берези, менше — дуба,вільхи.
Радіоактивніаерозолі розміром менш 50 мкм. селективно адсорбувались (захоплювалися)волосками, що містять смолисті речовини, розташованими на поверхні листкарослин. Понад 30 % загальної кількості продуктів розподілу, утримуваногорослинністю, пов'язане з аерозолями розміром менш 4 мкм. Дані про рівнізабруднення фітомаси багаторічних рослин і динаміку її зниження свідчать пропереважаючий внесок некореневого механізму забруднення до 1988 р. і пропостійне збільшення внеску кореневого надходження з 1988 р. по теперішній час.
У перший рікпісля аварії в надземній фітомасі хвойних лісів утримувалося 18,5 % 137Csі 6,7 % 90Sr. Причому, у підстилці перебувало 64,5 і 83,2 %відповідно, а в ґрунті 17,0 і 10,1 % загальної кількості.
Отримані данісвідчать, що до 1990 — 1992 р. у верхній шар ґрунту з підстилки мігрувалоблизько 25 % радіонуклідів. У трав'янистому покриві під пологим хвойного лісиза 5 років вміст 90Sr зменшився більш ніж в 2 рази, a 137Cs— в 7,5 рази. У загальній формі співвідношення активності, виражене у відсоткахвід сухої маси, виглядає так:
хвоя (листя) >дрібні гілки > більші гілки > стовбури.
В 1992 р.збільшилося кореневе надходження 137Cs у різні органи й тканини.Причому інтенсивність надходження залежить від ступеня забруднення ґрунтуполігонів. Найбільш інтенсивне надходження відзначене в рослин, що виростаютьна полігонах с.Новошепеличи (150 Ки/км2) і с.Буряковка (70 Ки/км2).
На мал. 1, 2представлені результати радіоавтографії галузей хвойних і листяних порідрізного віку, відібраних на фіксованих полігонах. Якщо в 1986 — 1987 р.реєструвалося тільки поверхневе забруднення фітомаси, то автографи 1992 р.свідчать про значне включення радіонуклідів безпосередньо в тканину хвої йлистя.
Отримані в 1992 р.дані про рівні забруднення фітомаси, про топографію розподілу радіонуклідів поорганах рослин свідчать про значне підвищення внеску кореневого надходження уфітомасу. Ця закономірність особливо проявляється в рослин, що виростають натериторії з рівнем забруднення більше 100 Ки/км2. Ці дані свідчатьпро необхідність строгої диференціації території зони при розробці заходів щододогляду за лісовими насадженнями.
/>
Мал.1.Радіоавтограф гілки осики 3-річного віку, що виростає на полігоні з рівнемзабруднення понад 200 Ки/км2.
Результатиспостережень в 1986 — 1992 р. над характером вертикальної міграціїрадіонуклідів по ґрунтових обріях різних ґрунтів на фіксованих полігонах в30-кілометровій зоні ЧАЕС, показали, що незалежно від типу ґрунтів і характеруприґрунтового покриву, основні їхні кількості фіксовані у верхньому1-5-сантиметровому шарі ґрунту. Однак в останні роки відзначається тенденція дозбільшення швидкості вертикальної міграції, проявляється залежність розподілурадіонуклідів від генетичних особливостей ґрунтів, характеру ґрунтовогопокриву, ступеня зволоженості.
Так, у результатівертикальної міграції до кінця вегетаційного періоду 1992 р. радіонукліди вдоступних для вимірів концентраціях мігрували в прошарок 15-20 см. мінеральної частини ґрунтів. Найбільша швидкість міграції радіонуклідів по в сторону зменшенняв торф'яних, луго-болотних, лугових ґрунтах. Низькою рухливістю 137Csхарактеризується в дернових слабокопідзолистих глинясто-піщаних ґрунтах.
На зайнятихлісами територіях близько 85 % радіонуклідів продовжує залишатися в підстилці.Таким чином, основна кількість радіонуклідів зосереджена в прошарку ґрунту 0 — 5 см. Тут за весь період спостережень запас 37Cs знизився на 12 %, у тому числі заостанні 2 роки на 8 %, а в нижніх прошарках —збільшився: у прошарку 5 — 10 см. на 1,5 %, у прошарку 10 — 15 см.— на 0,5 %. Міграція 137Cs пo профілю ґрунтувідбувається приблизно на 1 см. у рік.
Розрахованізначення коефіцієнтів квазидиффузії 137Cs лежать у межах 1,6-10-9см2/с для дернових слабопідзолистих глинисто-піщаних ґрунтів і3,5·10-9 см2/с для торф'яних малопотужних. [7, 16]
Відсутність абонаявність лісової підстилки на ґрунті в сосновому або березовому лісі істотновідбивається на міграції 137Cs і з листового березового або хвойногососнового опаду в поверхневий прошарок ґрунту. Період напіввитрат 137Csзі свіжого опаду, поміщеного на ґрунт із підстилкою — 5 діб а на ґрунті безпідстилки — 45 діб.
Швидкістьрозкладання свіжого листового опаду була в 10 разів більше, ніж у варіанті безпідстилки. Міграція радіонуклідів з підстилки ґрунту в рослини за 5 роківсклала близько 0,01 %.
Особливостібіологічної дії іонізуючих випромінювань на багаторічні рослини в30-кілометровій зоні ЧАЕС пов'язані з нерівномірним розподілом дозовихнавантажень на окремі частини й органи рослин протягом після аварійногоперіоду, обумовлених процесами міграції, нагромадження й перерозподілурадіонуклідів як у ґрунті, так і в самій рослині.
Відмінною рисоюдеревних рослин є високий ступінь локалізації радіочуттєвих тканин. Практичновсі біологічні ефекти на рівні багаторічного організму викликані дієювипромінювання на верхівкову меристему рослин. Навіть такі ефекти, як посиленнякущіння, інтенсивне зростання бічних пагонів або пробудження сплячих бруньок,пов'язані з поглиненою дозою у верхівковій меристемі, оскільки поразка конусанаростання проводить до зняття апікального домінування. Тому для прогнозуваннястану багаторічних рослин в 30-кілометровій зоні ЧАЕС необхідно досліджувати нетільки формування загальної дозової навантаження на біоценоз, але й динамікуформування дозових навантажень на критичні тканини рослин (меристеми), тобтодосліджувати геометрію розподілу доз по ярусах багаторічних рослин.
Для одержанняданих про експозиційну дозу в різних ярусах деревостою використовувалитермолюмінесцентні, біологічний і рентгенографічний методи дозиметрії.
Таблиця 1.
Вертикальнаміграція радіонуклідів у ґрунті (Бк/кг). Полігон — с.Новошепеличи, 1991 р.Глибина, см.
106Ru, %
134Cs, %
137Cs, %
144Ce, %
154Eu, % Загальна активність Бк/кг 0-5 6,7 8,50 84,80 - - 44172,30 5-10 - 7,70 92,30 - - 285,5 0-15 - - 82,80 17,40 - 187,7 5-20 - - 63,90 36,10 - 76,3 20-25 - - 100 - - 92,1
За допомогоюдатчиків, розташованих у ярусах крон представників голосім’яних рослин — ялина(Picea excelsa), сосна (Pinus sylvestris) — на різній висоті від поверхніґрунту, отримані дані про зміну дозових навантажень на вегетативні апексипротягом вегетаційного періоду на фіксованих полігонах (села Новошепеличи,Черевач, Залісся, лінії електропередач (ЛЕП)), які свідчать про те, щовідзначаються істотні розходження в дозових навантаженнях на апекси як повертикалі в межах кожної рослини, так і в межах кожного з полігонів.
Якщо в перші рокипісля аварії дозова навантаження визначалося зовнішнім забрудненням кори й хвої(близько 70 % радіонуклідів у вигляді дрібних аерозолів утримувалосяобростаючою деревиною, корою, хвоєю й тільки 30 % перебувало в листовому опадій ґрунті), то в цей час активність розподілилася по досліджуваних компонентах утакий спосіб, %: хвоя, листя — 1 — 3; кора – 4 — 20; ґрунт – 0,2 — 0,4; трава –4 — 6; підстилка — 78 — 95. Наслідком перерозподілу дозових навантаженьз'явилося різке посилення відбудовних процесів в апексах верхніх ярусів дерев,що виявилося в значному зменшенні кількості аномалій у формостворюючихпроцесах.
Аналіз отриманихрезультатів показав, що максимальну дозову навантаження в 1991 р. мали точкиросту нижнього ярусу деревостоя, розташовані в безпосередній близькості відповерхні ґрунти. Так, у районі с.Новошепеличи доза опромінення меристем апексівверхівкових бруньок сосни і ялини склала 82,3 мГр/рік, бічних пагонів,розташованих на висоті 50 см. — 103,4 мГр/рік.
Інша закономірністьдозових навантажень виявлена на полігонах з більш низькою щільністюзабруднення. Так, у районі с. Залісся доза опромінення бруньок нижнього ярусусклала 28,9 мГр/рік, а верхівкових бруньок — 27,2 мГр/рік. Слід зазначити, щона висоті першого ярусу рослин сосни і ялини п'ятирічного віку на полігоні с.Новошепеличи потужність експозиційної дози більш ніж на порядок вище, ніж урайоні полігона с.Залісся (табл. 2.).
Таблиця 2.
Потужністьекспозиційної дози на різній висоті від поверхні ґрунту на полігонах30-кілометрової зони ЧАЕС в 1991 р. (24.04 — 16.10)Висота, см. с. Залісся с.Новош епеличи Цілина Рілля верх середина низ
мкГр/год
мГр/ рік
мкГр/год
мГр/ рік
мкГр/год
мГр/ рік
мкГр/год
мГр/ рік
мкГр/год
мГр/ рік 250 3,1 27,2 9,4 82,3 200 3,2 28,0 10,4 91,1 150 3,4 29,7 11,8 103,4 100 3,2 28,0 4,0 5,0 3,9 4,2 3,8 3,3 11,1 97,2 50 3,1 27,2 4,9 2,9 3,9 4,2 3,5 0,7 11,8 103,4
Характерною рисоювегетативного періоду 1992 р., як опромінення в сумарну дозу на полігонах показалирезультати аналізу кернів зі стовбурів рослин, з'явилося значне кореневенадходження радіонуклідів у вегетативні органи рослин, що істотно позначилосяна формуванні дозових навантажень за рахунок інкорпорованих радіонуклідів.
Дані, отримані заперше півріччя 1992 р., свідчать про більш низькі в порівнянні з попереднімироками дозах, поглинених кореневою системою багаторічних рослин. Так,експозиційна доза на поверхні ґрунту полігона с.Залісся склала 5-8 сГр, а наглибині 50 см. — 0,3 — 0,4 сГр. Чітко простежується значне зниження дозовихнавантажень на кореневу систему багаторічних рослин у порівнянні з попереднімироками. В 1991 р., використовуючи методи термолюмінесценції й електронногопарамагнітного резонансу (ЕПР) керамічних зразків, відібраних на полігонах30-кілометрової зони, удалося реконструювати первинну дозу, отриманубагаторічними насадженнями в перший рік після аварії. Результати цих дослідженьсвідчать про те, що основна, ударна доза була отримана в 1986 р. Ця дозастановить 11,0 Гр для полігона с. Новошепеличи й 4,5 Гр для полігона с.Залісся.Від сумарної дози, отриманої за 6 років після аварії, ударна доза становить 96- 97 %. Ці дані істотно змінюють уявлення про внесок гострого й хронічногоопромінення у формування радіобіологічних реакцій багаторічних рослин.
/>
Мал. 2. Радіоавтографсіянців сосни й брусниці, що виростають на полігоні з рівнем забруднення понад200 Ки/км.
Такийперерозподіл дозових навантажень, природно, позначається на характері проявурізних аномалій у рості й розвитку латеральних і термінальних бруньок рослин.[10, 16-17]
/>/>/>Розділ ІІІ. Тератогенез в зоніантропогенної радіонуклідної аномалії
Крім ростовихреакцій на радіонуклідний пресинг, у рослин в 30-кілометровій зоні ЧАЕС виниклирізного роду аномалії в морфогенетичному процесі, що зв'язано не тільки іззовнішнім опроміненням, але й з нерівномірністю розподілу радіоактивнихелементів у тканинах рослин, що формуються.
Отриманобагаторічні дані [10, 17] по виходу морфологічних аномалій в озимої пшениці. В1986 — 1987 р. кількість аномалій перевищувало 40 %, а в наступні роки ця цифразначно зменшилася. Спектр виявлених аномалій досить широкий, однак частотаїхньої зустрічальності різна. Так, у перший рік після аварії в рослин озимоїпшениці, що перебувають у фазі кущіння, найбільш частим проявом ушкоджень (49%) було утворення в колосі стерильних зерен або так звана череззерниця. В 1987р. кількість аномалій цього типу досягло 30 %, а в наступному поколінні зменшилося(1,9 %). Часто зустрічалися колосся з додатковими колосками («грижі»)і вкорочені колосся. Утворення додаткових колосків у наступних поколінняхзростало майже в 2 рази. До розповсюджених змін структури колосся можнавіднести аномалії типу скверхед.
Викидрадіонуклідів зі зруйнованого реактора в період, коли багаторічні деревнірослини перебували в стані найбільшої радіочуттєвасті привів їх докороткочасного гострого тотального опромінення, що перейшло потім у хронічне. Урезультаті такого впливу на ділянках, де розрахункові значення доз склали заперший рік 7,4 Гр, за другий — 2,54, за третій — 1,55 Гр, реєстрували появурізного роду аномалій у формостворювальному процесі багаторічних рослин. (Мал.4) Форма прояву аномалій залежала від дозових навантажень, які визначалисяхарактером розподілення радіонуклідів по асиміляційній поверхні вегетативнихорганів рослин.
Під впливомгострого опромінення у весняний період 1986 р. (полігон в 10-кілометровій зоні)у цьому ж році відбулися зміни листових пластин у хвойних і листяних дерев.Листові пластини ялини іноді збільшувалися в 3 рази. Різко змінився колірголочок. У сосни вони були ясно-жовті, а в ялини — малинові. Листові пластинкидорослих дерев дуба помітно втратили властиву їм конфігурацію, аж до придбання формиовалу. У зв'язку з більшим нагромадженням антоціанів листя змінило фарбування —стало малиновим. В однолітніх саджанців дуба (Quercus robur L.) спостерігалосясильне кущіння прикореневих пагонів, укорочення черешків, утворенняпальмовидних пагонів на одній гілці. Однолітні саджанці каштана (Castaneasativa L.) являли собою рослини з різко вкороченими пагонами, невеликимилистовими пластинками, що мали зелено-жовтий колір. Відзначено розсіченнялистових пластин, збільшення кількості радіальних прожилок і зменшення між нимимезофільних прошарків клітин. [11, 57]
/>
Мал. 3Порушення в процесі морфогенезу у вегетативних пагонах ялини, що виростає наполігоні з рівнем радіонуклідного забруднення понад 150 Ки/км
Мікроскопічнідослідження пагонів, на яких виявлені порушення формостворюючих процесів,показали [17, 16-17], що розвиток латеральних бруньок у цьому випадкузагальмовано, а організація термінального апекса порушена. Спостерігаласяелімінація зони центральних материнських кліток і перехідної зони; кліткипериферичної зони формували значну частину бруньки; закладка лускимодифікувалася. Верхівки пагонів із укороченими стеблами й хвоєю не малитермінальної бруньки — її заміщали кілька латеральних.
При скануваннізачатків пагонів, що перебувають у стані зимового спокою, 1987 — 1988 р. наїхній розширеній основі реєстрували істотну зміну апікальної частини, стовщеннякупола зачатка, на її місці в зачатку утворювалося поглиблення, розміри якоговаріювали.
Таким чином, пригострому й хронічному опроміненні в багаторічних рослин, що виростають унасадженнях навколо ЧАЕС, зона Центральних материнських кліток з низьким рівнеммі тотичної активності виявлялася більше радіочуттєвішою, ніжініціальний шар і периферична зона, де рівень мітотичної активності вищий, щоведе до тератогенезу. Вид і розміри, що формуються залежать, очевидно, відпоглиненої дози.
/>/>/>3.1 Частотний аналіз морфогенетичних змін у рослин, щовиростають у зоні підвищених рівнів хронічного опромінення
Оскільки вконтрольній групі рослин багато аномалій практично повністю були відсутні, а наполігонах, які вивчаються частота відхилень від норми в перші 2 роки післяаварії коливалася від 20 до 26 %, то з повною підставою виявлені терати можутьбути віднесені до індукованих радіацією, тому що при опроміненні рослин нагамма-полі спостерігали утворення аналогічних радіоморфозів. Дозовий еквівалентдля таких випадків приблизно може відповідати дозам більше 15 Гр.
Більшістьморфологічних змін (морфозів) пов'язане зі змінами в меристематичних тканинах,що представляють собою групу рослинних кліток у стадії активного розподілу йросту. У спрощеній формі ця тканина складається із двох типів кліток: з високимступенем репродукції; з різним ступенем диференціації. Результати вивченнярепродуктивної здатності сосни при різних рівнях опромінення показали, що взібраному насінні врожаю 1986 — 1988 р. такі ознаки, як пустозерність,життєздатність, маса насіння, енергія проростання, коливаються в широкомуінтервалі залежно від дози опромінення [22, 25-28]. Зібрані насіння соснивисівали в тепличних умовах для вивчення морфологічних ознак і їх наслідуванняв потомстві. Аналіз однолітніх сіянців і дворічних саджанців показав високумінливість по широкому спектрі морфологічних ознак, більшість із яких спостерігалина дорослих деревах.
Отримані данісвідчать про те, що в міру збільшення тривалості перебування багаторічнихрослин у зоні з радіонуклідною аномалією, варто очікувати селективногозбільшення поліморфізму й фізіологічної нестабільності. У цьому випадкупролонгований радіаційний вплив на меристеми точок росту може сприятиперетворенню генетичного й фізіологічного гомеостазу, що, очевидно, можепривести до мікроеволюційних зрушень.
/>/>/>3.2 Відбудовні процеси у багаторічнихрослин, які виростають у зоні радіонуклідної аномалії
Хронічний режимопромінення, що зложився на території 30-кілометрової зони ЧАЕС після гострогоперіоду опромінення навесні 1986 р., затрудняє розуміння природи променевоїпоразки багаторічних рослинних організмів, тому що радіочуттєвість всіх їхніхкомпонентів зазнає істотні зміни протягом річного циклу розвитку. Інтерпретаціярезультатів ускладнюється й тією обставиною, що в ході опромінення поряд зрозвитком ефектів поразки протікають відбудовні процеси. Після гострого періодуопромінення відбудовні реакції в багаторічних деревних і чагарникових породахспостерігали через 1-1,5 року. Як критерії відновлення використовували інтенсивністьтаких процесів, як корене-, пагоно- і порослестворення, фізіологічні реакціїкомпенсаторного характеру.
Багаторічнідерева сосни не здатні до утворення порості. У них потужним відбудовнимпотенціалом вегетативного характеру володіє крона, що має велику кількістьсплячих бруньок, захищених фотосинтезуючою хвоєю [23, 5-6]. Спостереження впострадіаційний період (1986 — 1992) показали, що в сосни при дозі опроміненняпонад 14 Гр (сублетальна доза для сосни при гострому весняному опроміненні)відновлення відбувалося за рахунок додаткового пагоностворення з раніше сплячихбруньок. Цей процес починався через рік після опромінення, тобто в 1987 р., івиражався в появі у верхній частині крони одиничних пагонів, що представляютьсобою пучки дуже довгої хвої, яка сидить на короткому товстому ауксибласті.Роль цих пагонів полягає в забезпеченні мінімального рівня фотоасиміляції,необхідного для підтримки життєдіяльності не уражених опроміненням атрагуючихорганів і тканин дерева (коріння, деревина стовбура й гілки). Підтвердженнямцього є надзвичайно висока інтенсивність фотосинтезу хвої таких пагонів (в 3 — 4 рази вище контрольних), що свідчить про компенсаторний характер цьогопроцесу. З кожним наступним роком кількість таких пагонів у кроні збільшується,що вказує про можливість поступового часткового відновлення вихідних функційбагаторічної рослини.
Починаючи звегетаційного сезону 1988 р., у зоні сильної й середньої поразки при тих самихпоглинених дозах інтенсивніше проходило відновлення дерев більше старшого віку,а приріст пагонів минулого року був вищим у верхніх колотівках, ніж у нижніх.Виживаність сильно уражених дерев залежить від приросту пагонів останньогороку, і і якщо приріст становить близько 20% нормальної охвоєності приспостережуваних темпах росту, то для відновлення таких дерев буде потрібно 2-3роки. [18, 63-67]
Тому можливевиживання окремих дерев, у яких кількість пагонів із зеленою хвоєю в цей часстановить близько 5-10%. Зміна вершини дерева — пострадіаційна реакція назагибель осьового верхівкового пагона; його роль бере на себе один з бічнихпагонів колотівки, найбільш потужний. Це явище відзначали приблизно в 30% сосен(Pinus sylvestris) і ялин (Picea excelsa L.), опромінених у межах 11-15 Гр. Проможливість відновлення багаторічних рослин, які ростуть в 30-кілометровій зоніЧАЕС, свідчать і дані про динаміку компенсаторної й репродуктивної генераціїпри різних дозових навантаженнях. Як критерії компенсаторної регенераціївикористовували також такі показники, як загоєння ран на гілках багаторічнихрослин, зпили гілок певного діаметру, величина вторинного приросту набагаторічних рослинах після видалення верхньої бруньки.
В якості критеріюпротікання репродуктивної регенерації в рослин, що виростають на ґрунтах зрізним рівнем забруднення радіонуклідами, використовували такий показник, якінтенсивність ризогенеза в черешків смородини чорної (Ribes nigrum), вербигостролистної (Salix acutifolia).
Отриманірезультати свідчать про те, що при тих рівнях дозового пресингу, якіспостерігаються на території 30-кілометрової зони ЧАЕС, реєструється достовірнезбільшення інтенсивності всіх типів регенераційних процесів у багаторічнихрослин.
/>/>/>
3.3Мутагенна дія
Під впливомзовнішнього й внутрішнього опромінення радіонуклідами, викинутими при аварії, урослинах реєстрували мутації як у соматичних, так і в статевих клітинах.
Виникненнямутацій зв'язується, як правило, із прямим фізичним руйнуванням абофункціональною інактивацією під впливом продуктів радіолізу ділянок хромосом іїхніх унікальних структур. Про ушкодження унікальних структур може свідчитизбільшення розривів у молекулах ДНК. Використовуючи прийом додатковогогамма-опромінення рослин, що вже одержали певну дозу радіації, за допомогоюметоду електрофорезу однониткової ДНК і лужного розплітання, виявили приобстежені в 1987р. популяціях трав'янистих рослин, які ростуть на околицяхЧАЕС, зокрема, у радіочуттєвої бобової рослини горщика мишачого (Vicia craccaL.) підвищений вихід однониткових ДНК [20, 41-46].
Формуваннягенетичних змін і їхня фіксація в наступних поколіннях багато в чому залежатьвід функціонування систем репарації ДНК. При цьому в рослин дані системи граютьособливо важливу роль у пилку, що обумовлено її особливою функцією йгаплоїдністю ядер. Ефективність функціонування систем репарації ДНК повинназабезпечити стабільність генома, що може легко ушкоджуватися внаслідок слабкоїзахищеності дозрілого пилкового зерна. Тому ослаблення функціонування систем репараціїє свідченням посилення генетичної дії випромінювання. При випромінюванніспонтанного відновлення ДНК і індукованого гострим гамма-опроміненнямпозапланового синтезу ДНК, що відбиває її репарацію, було встановлено, що формуванняпилка берези бородавчастої (Betula pendula L.) при високих концентраціяхрадіонуклідів у ґрунті приpзводить до придушення системи темнової репарації ДНКу зрілому пилку, що зберігається, [20, 73]. При збереженні в такого пилказдатності до запліднення можна чекати в рослин нагромадження генетичнихушкоджень.
Багатьмадослідниками відзначено збільшення аберацій хромосом в утворювальних тканинахрослин, які ростуть в зоні аварії ЧАЕС. Так, виявлено [16, 28-35] збільшення вкілька разів числа клітин з абераціями хромосом у кореневих мерисистемахпроростків ослинника дворічного (Oenothera biennis L.), вирощених улабораторних умовах з насіння рослин, що виростають при рівнях гамма-фоону в1986р. від 0,05 до 60мР/ч. При цьому показана характерна прямо пропорційназалежність виходу мутацій від потужності дози й виявлені множинні абераціїхромосом, які можуть бути наслідком дії щільно-іонізуючогоальфа-випромінювання.
При проведеннідосліджень [16, 38-41] на різних за рівнем забруднення радіоактивними випаданнямиділянках (від 120 до 800 МБк/м2),спостерігали лінійнуабо близьку до неї залежність між поглиненою протягом 26.04 — 5.06 (збірнасіння) 1986р. сумарної бета- і гамма-дозою рослинами озимого посівного жита(Secale cereale L.) і виходом клітин з абераціями хромосом у кореневихмеристемах проростків М 2-поколіннями (мал. 4.).
Цей же тест буввикористаний [13, 592] для оцінки впливу радіоактивного забруднення на насіння7 видів рослин, зібраних у зоні, що прилягає до ЧАЕС. Потужність дози склала 2- 3 мр/ч. При цьому в деяких видах, які відрізняються за радіочуттєвістю буловиявлено від 1 до 8% аберацій хромосом, причому спостерігалося підвищеннячастоти аберацій зі збільшенням потужності дози. Але лінійної залежності невстановлено, що, очевидно, обумовлено нерівномірним розподілом радіонуклідів поповерхні ґрунту або впливом різних забруднювачів хімічної природи. Цікаво, щона другий рік після аварії частота аберацій хромосом у деяких видів зросла в1,5 — 3 рази незважаючи на 2 — 3-кратне зниження радіаційного фону. Цей фактмає винятково важливе значення з погляду генетичної небезпеки не тількизовнішнього, але й внутрішнього опромінення за рахунок радіонуклідів, якіпопадають у рослини із ґрунту.
При вирощуваннівисоко-радіочуттєвих кінських бобів (Vicia faba L.) сорту Російські чорні [12,149-152] в 30-кілометровій зоні при рівнях радіоактивного забруднення орногообрію ґрунту по 90Srблизько2·1012 Бк/км2і по 137Cs близько 4·1012 Бк/км2 (поглиненадоза для кореневої системи за 3 місяці вирощування рослин складала 0,15 — 0,4Гр) реєстрували збільшення в 2 — 3 рази кількість клітин з абераціями хромосом.
Крім того, буловстановлено [14, 46-48] збільшення кількості клітин з абераціями хромосом іхроматид у кореневій меристемі проростків скерди покрівельної (Crepis tectorumL.), вирощених з насіння рослин, зібраних на території зони ЧАЕС при умовахгамма-фону 5-10 мР/год у перший і 0,02 — 20 мР/год у другий роки після аварії.У проростках першого року максимальна частота клітин з абераціями досягала 10,2- 15,3%, причому нерідко спостерігалися клітини із множинними абераціями. Удругий рік на ділянках з максимальним рівнем фона було виявлено 1,4 — 2,2%клітин з абераціями хромосом. При мінімальних потужностях опромінення частотаклітин з абераціями склала всього 0,3 — 0,5%; ці значення відповідаютьспонтанному рівню. Крім того, відзначали також появу рослин зі зміненимкаріотипом, що свідчить про активні мікроеволюційні процеси в популяціях, якіопромінюються хронічно.
Є дані [8, 3-9],що свідчать про підвищення кількості стерильного пилка в рослинах, що ростутьна територіях, забруднених радіонуклідами. Так, досліджуючи дві популяціїфіалки ранкової (Viola matutina klok), що виростає на двох ділянках30-кілометрової зони ЧАЕС, які різняться на 3 порядки по величинах поглиненихдоз, виявили в 1987 і 1988 р. збільшення в 1,5 — 2 рази кількості стерильнихпилкових зерен. При рівні потужності дози на висоті 2 м 4 — 5 Гр/рік спостерігали часткову жіночу стерильність сосни (Pinus sylvestris L.), що виражаласяв зниженні гамето-фитної виживаності сім’ябруньок, обпилених в 1986 р. ізменшенні ембріональної виживаності сім’ябруньок, обпилених в 1985 р.
Безумовно,стерильність — нездатність організму утворювати гамети або достатня їхня кількість,не приводить до генетичного ушкодження, а лише знижує число нащадків. Але придії іонізуючої радіації стерильність, як правило, є наслідком генних абохромосомних мутацій, що обумовлюють порушення мейозу — основної ланки гаметогенезу.
Прямим свідченнямгенетичної дії іонізуючих випромінювань на пилок є безпосередня реєстрація вних мутацій. У рослин, вирощуваних на ґрунтах 30-кілометрової зони ЧАЕС іззагальною бета-активністю 2,6·103 — 6,3·104Бк/кг, в пилкуячменя (Hordeum vulgare L.) відзначали збільшення частоти waxy-змін в 2 — 3рази [6, 147-156].
Таблиця 3
Кількістьхлорофільних мутацій типу альбіна в житі (Secale cereale L.) і ячмені (Hardeumvulgare L.), %Культура Контроль 1986 р. 1987 р. 1988 р. 1989 р. Жито Київське 80 0,01 0,14 0,40 0,91 0,71 Жито Харківське 03 0,02 0,80 0,99 1,20 1,14 Ячмінь 0,40 0,90 0,74 0,80 0,91
Примітка.Насіння отримані в 30-кілометровій зоні ЧАЕС.
У перші місяціпісля аварії при вирощуванні рослин жита (Secale cereale L.) і ячменя (Hardeumsativum jessen) в умовах закритого ґрунту на ґрунтах, привезених з30-кілометрової зони, було виявлене збільшення частоти зустрічальності різнихтипів хлорофільних мутацій. Переважали нежиттєздатні мутації типу альбіна. Унаступні роки насіння, зібране в зоні, висівали знову. У жита і ячменя,вирощуваних в 30-кілометровій зоні на ґрунті із сумарною гамма-активністю 1·105Бк/кг,реєстрували багаторазове перевищення спонтанного рівня виходу хлорофільнихмутацій (табл. 3). При цьому було відзначено, що в кожному наступному поколіннімутації не елімінувалися, оскільки висіяні насіння піддавалися наступномупресингу радіонуклідів. Вихід морфологічних аномалій в 4 сортів озимої пшениці(Triticum vulgare L.) при їхньому вирощуванні протягом 3 років на ґрунті ізсумарною активністю гамма-випромінювання 5,2·104 — 1,8·105Бк/кгв 1986 — 1987 рр. перевищив 40 %, але в 1988 р. зменшився.
Спектр виявлениханомалій досить широкий: у перший рік після аварії найбільш частим (до 49 %)було утворення в колоссях стерильних зон — череззерниця; в 1987 р. кількістьаномалій цього типу досягалася 30 %, а в наступному поколінні знижувалося до1,9 %. Часто зустрічалися колосся з додатковими колосками («грижі») івкорочені колосся. До розповсюджених змін структури колосся варто такожвіднести аномалії типу скверхед.
Зустрічалисятакож рослини з підвищеною остистістю, нерівномірною остистістю, колосся«ялинка», зміни фарбування стебла й інші. У різних сортів вихідморфологічних аномалій проявляється по-різному, що може бути зв'язано, з одногобоку, з різною їх радіо чуттєвістю, а з іншого боку — з неоднаковою здатністюдо нагромадження радіонуклідів.
Безумовно,відмічувані морфологічні аномалії, відхилення від норми, як правило, маютьмісце лише в поколіннях організмів, що опромінюються, і зазвичай не закріплюютьсяв потомстві. Проте їхній стійкий прояв в усі наступні роки, аж до 1994 р.,дозволяє припускати, що більшість з цих змін носять генетичний характер ісвідчать про те, що під впливом іонізуючих випромінювань радіонуклідів,викинутих при аварії на ЧАЕС, у популяціях рослин іде мутаційний процес.
/>/>/>3.4 Дія на рослини інкорпорованихрадіонуклідів
Радіочуттєвістьрослин до опромінення, яке створюється в результаті нагромадження в тканинахрадіонуклідів, вивчена менше, ніж радіочуттєвість до опромінення від зовнішніхджерел. Головним чином це обумовлено тим, що більшість видів рослин має більшвисоку в порівнянні зі ссавцями радіостійкістю, і навіть при нагромадженнірадіонуклідів у значних кількостях дія випромінювань у них проявляєтьсянабагато в меншій мері.
Рослинам зазвичайприділяється роль переносників радіонуклідів по харчовому ланцюжку "ґрунт— рослина — тварина — людина" або "ґрунт — рослина — людина".
Проте припопаданні й нагромадженні радіонуклідів у відносно радіочуттєвих видах рослинзалежно від фізико-хімічних характеристик радіоактивних речовин, їхньоїкількості, місць локалізації можуть спостерігатися ті ж радіобіологічні ефекти,що й при еквівалентних поглинених дозах зовнішнього опромінення: радіаційнастимуляція, морфологічні зміни, променева хвороба, прискорення старіння йскорочення тривалості життя, загибель, генетична дія. Однак радіоактивніречовини, що попали усередину рослин, можуть володіти підвищеною в порівняннііз зовнішнім опроміненням небезпекою, викликаною рядом причин. Перша й основназ них — здатність деяких радіоактивних речовин вибірково накопичуватися вокремих тканинах і органах, що приводить до відносно високих локальних рівнівопромінення. Друга причина — збільшення небезпеки дії альфа-ібета-випромінювачів, які мало впливають на рослини в умовах зовнішньогоопромінення, але можуть стати надзвичайно сильним джерелом іонізуючої радіаціїпри попаданні всередину клітин і клітинних структур. Третьою причиною є, якправило, тривалі строки опромінення.
Через специфікуметаболізму рослин радіонукліди, акумулюючись у тканинах, практично невиводяться з них на відміну від тварин. При величезних періодах напіврозпаду 90Sr,137Cs, 239Pu навіть у багаторічних рослин ці радіонуклідибудуть обумовлювати опромінення протягом усього онтогенезу.
І якщо в першийрік аварії опромінення рослин було обумовлено в значній мірі за рахунокзовнішнього опромінення, то в наступні роки з міграцією, радіонуклідів потрофічному ланцюжку, яка розпочалася, воно майже винятково обумовлюєтьсявнутрішнім опроміненням. Але якщо в одно-, дворічних рослин за порівнянокороткий період вегетації не завжди встигають сформуватися досить високі дозиопромінення, то в багаторічних рослин протягом десятків років можуть зложитисяпорівняно високі рівні опромінення. Більше того, більшість видів багаторічнихрослин, як правило, більш чуттєві до дії радіації, ніж одно-, дворічнітрав'янисті види.
У зоніЧорнобильської катастрофи в кроні деревних рослин спочатку було затримано від60 до 90 % радіонуклідів, що випали на ліс. Після випадання радіоактивнихопадів на лісову рослинність починається їхня вертикальна міграція під впливомсил гравітації, атмосферних опадів, руху повітря, з листовим опадом урезультаті чого радіонукліди переміщаються в нижні шари крон, під полог лісу.Швидкість вертикальної міграції залежить від фізико-хімічних характеристикрадіоактивних випадань, типу й віку деревостою, метрологічних умов, пори року.Через деякий період, який у хвойних лісах може вимірятися декількома роками,основна маса радіоактивних речовин переходить у лісову підстилку й у верхнійшар ґрунту.
Саме з ньогочерез 4 — 5 років у листяному лісі й через 8 — 10 років у хвойному (що обумовленоособливостями у швидкості вертикальної міграції радіонуклідів і більш швидкоюмінералізацією листя у порівнянні із хвоєю) починається активне попаданнярадіонуклідів у деревні рослини через корінь.
Якщо механізминадходження й засвоєння радіонуклідів одно-, дворічними трав'янистими йбагаторічними деревними рослинами в основному не різняться, то характер знагромадження має принципові розходження. Багаторічні деревні рослини здатні доістотного нагромадження радіонуклідів у всіх органах — листях, гілках, корі,деревині. Багаторічний замкнутий цикл радіонуклідів по ланцюжку «листя —лісова підстилка — ґрунт — корінь — стовбур — листя» і так далі можеприводити до істотного радіоактивного забруднення всіх органів. В одного ізсамих радіочуттєвих видів — сосни — це може приводити до всіляких типівпорушень.
Ушкоджуватисяможуть і інші види. Ялина, наприклад, має більш високу радіостійкість, але вонає кальцієфілом і здатна накопичувати -Sr у більших кількостях, ніж сосна й іншівиди.
Різнірадіонукліди не тільки по-різному накопичуються окремими видами рослин, але йпо-різному концентруються в різних органах, приводячи до різного ступеняопромінення. На радіоавтографах цілих рослин, отриманих при введенні різнихрадіонуклідів, як правило, буває добре визначена нерівномірність їхньогорозподілу по окремих органах. Чітко простежуються місця концентрації,зосереджені, як правило, у тканинах, які володіють високою метаболічноюактивністю (меристема й генеративні органи) і найбільш високою радіочуттєвістю.Саме тому як при зовнішньому, так і при внутрішньому опроміненнірадіобіологічні ефекти, у першу чергу, проявляються на цих групах клітин.Зокрема, у меристемах спостерігаються вповільнення або прискорення розподілуклітин, формування різного роду морфологічних змін, уповільнення росту органіві рослини в цілому, загибель меристем і ін.
У рік аварії вп'яти областях України (Київській, Чернігівській, Житомирській, Черкаській іВінницькій), у тому числі в різних місцях 30-кілометрової зони, були зібранізразки насіння 9 сортів озимої пшениці (Tviticum vulgare L.), рослини якоїпротягом 3 місяців з фази кущіння (час аварії) до дозрівання піддавалисяопроміненню радіоактивними викидами. [10, 16-17]
Максимальнийрівень сумарної бета- і гамма-активності насіння досягав 3,7·104Бк/кг.По загальноприйнятим методикам експериментального мутагенезу в наступних 6поколіннях вивчалися частоти й спектр мутаційної мінливості рослин. В 18,4 %зразків виявили достовірне збільшення (більш ніж в 2,7 рази) частотихромосомних аберацій у клітинах меристеми первинного проростаючого корінцянасіння. В одному випадку в проростків з насіння рослин, що виросли в 16 км від станції, спостерігали збільшення в 32 рази кількості аберацій. Реєстрували збільшення в 2,7- 8,7 рази частоти видимих мутацій. Їхній спектр охоплював 27 типів мутацій заознаками структури стебла, листа й колосся, фізіологічним ознакам. Специфікоюспектра були порівняно часті мутації по генах карликовості, а також, що рідкозустрічаються у звичайних умовах мутації типу «общипане колосся» і«розгалужене колосся». Мутації полімерних генів по елементахструктури врожаю в наступних поколіннях призвели до зміни продуктивностімутантів і в підсумку до втрати типовості сортів. [15, 291-295]
При вирощуванніпроростків гороху (Pisum sativum L.) і кукурудзи (Zea mays L.) на воднихвитяжках ґрунтів з 10-кілометрової зони ЧАЕС, що мають сумарну бета-активність5·10-9 — 5·10-8Ки/л, спостерігали значне зниженнявідносної швидкості росту рослин. [14, 46-48]
Радіаційнустимуляцію, яка виражалася в прискоренні проростання насіння, росту рослин,проходженні фаз розвитку, підвищенні фотохімічної активності хлоропластів,збільшенні змісту хлорофілу, спостерігали в жовтого люпину (Lupinus luteus L.),вирощеного з насіння, яке буле зібране в 30-кілометровій зоні ЧАЕС при рівнізабруднення по 137Cs Ки/км2. Такі насіння містили 137Cs2,31·103 та90Sr 1,65·102Бк/кг [14, 48].
Найбільшучутливість до радіоактивного забруднення виявили соснові ліси через високурадіочуттєвість цього виду рослин, значну затримуючу здатність хвої й, якнаслідок, високого внеску бета-випромінювання в дозове навантаження [1, 16].Загальна поглинена доза у хвої й бруньках приблизно в 10 разів більше дозизовнішнього гамма-опромінення. Саме тому на ділянках з високим рівнемзабруднення в активно зростаючих меристемах виявляли найбільш сильніушкодження, які призводять до їхньої масової загибелі, проліфірації бічнихбруньок з неупорядкованою орієнтацією, утворенню вкорочених пагонів із дрібноюабо гігантською хвоєю, скривленню голок хвої, порушенню орієнтації молодихвегетативних пагонів. До кінця літа 1986 р. виявилися летальні ефектиопромінення сосни. Протягом наступного осінньо-зимового періоду було виявлено,що загальна площа загиблого лісового масиву, що примикає із заходу допроммайданчика АЕС, досягає 500 га.
Через 4 рокипісля аварії спостерігалося зниження в 5 — 10 разів продуктивності насіння ваборигенної популяції подорожника ланцетолистного (Plantago lanceolata L.),який росте в місцях з рівнем гамма-фону від 2,8 до 1334 па/кг [8, 4-9].Очевидно, даний тип радіаційної поразки рослин можна зв'язати із гнітючою дієюбагаторічного хронічного опромінення на популяцію цього радіочуттєвогопредставника трав'яного покриву, не виділяючи внесок зовнішнього й внутрішньогоопромінення.
Крім того, безсумніву, можна стверджувати, що на 4-й рік після аварії, коли зовнішнєопромінення в порівнянні з первісним поставарійним періодом зменшилося в багаторазів, фактор внутрішнього опромінення в радіаційному ушкодженні рослин граєвизначальне значення. Особливо це стосується трав'янистих рослин з мочковатоюкореневою системою, що формують основну масу корінь у верхньому, найбільшзабрудненому радіонуклідами прошарку ґрунту.
Проте вартовизнати, що головна небезпека нагромадження рослинами радіонуклідів складаєтьсяне в їхній традиційній погрозі для рослин, а в тому, що вони є головною ланкоюміграційного ланцюжка на шляху передачі радіонуклідів більш радіочуттєвим видамживих організмів — ссавцям і, у першу чергу, людині.
/>/>/>Висновки
Розвиток атомної промисловості, випробування ядерної зброї, аваріїна атомних реакторах різного походження призводять до локальних підвищень рівнядіючих радіаційних доз і до глобального збільшення фону іонізуючихвипромінювань. Істотне підвищення радіаційного фону на значних територіяхвикликала аварія на Чорнобильській атомній електростанції –найбільша в історії ядерної енергетики. Вона стала причиною забрудненнярадіонуклідами більше 100 тис. км2на території СНД, де мешкає близько 4 млн. чоловік.
Серед численнихантропогенних та природних чинників, які шкідливо впливають на біоценози та налюдину, важливим залишається радіоактивне забруднення. Результати багатьохрадіологічних досліджень свідчать, що значну небезпеку для людини створюютьмалі дози іонізуючого випромінювання.
Підводячипідсумок дослідження, можна стверджувати, що продовольча й технічна якістьпродукції зерна, бульб, олійного насіння, коренеплодів, одержуваних відопромінених рослин істотно не погіршується навіть при зниженні врожаю до 30-40%. Вміст білка й клейковини в зерні пшениці, розрахований на одиницю маси, незнижується, однак загальний вихід помітно зменшується в результаті більшихвтрат урожаю зерна. Опромінення рослин у період масового цвітіння й початокплодоносіння дозою до 10 кр. загальмовує розвиток насіння у плодів, щоформуються, які зазвичай стають безнасінними. Аналогічна закономірністьотримана в досвідах з картоплею. При опроміненні рослин у період створеннябульб врожай при опроміненні дозами 7 10 кр. практично не знижується. Якщорослини опромінюються в більше ранню фазу розвитку, врожай бульб зменшується всередньому на 30 50 %. Крім того, бульби виходять не життєздатними черезстерильність вічок.
Опроміненнявегетуючих рослин не тільки приводить до зменшення їхньої продуктивності, але йзнижує посівні якості насіння, що формуються. Так при опроміненні зерновихкультур у найбільш чутливі фази розвитку (кущіння, вихід у трубку) сильнознижується врожай, однак схожість одержуваного насіння істотно знижується, щодає можливість не використовувати їх для посіву. Якщо ж рослини опромінюють напочатку молочної спілості (коли відбувається формування ланки) навіть увідносно високих дозах, урожай зерна зберігається практично повністю, однактакі насіння не можуть бути використані для посіву через гранично низькусхожість. У такий спосіб радіоактивні ізотопи не викликають помітних ушкодженьрослинних організмів, однак у врожаї сільськогосподарських культур вонинакопичуються в значних кількостях.
Отже, одним з головних наслідків Чорнобильської аварії є значнірівні та величезні масштаби забруднення довгоживучими радіонуклідами агроценозівз різноманітними екологічними характеристиками, які створюють зониантропогенної радіонуклідної аномалії. Для сучасної, відновлювальної стадіїпоставарійного періоду основним механізмом забруднення сільськогосподарськоїпродукції є надходження радіонуклідів в рослинну ланку з ґрунту. Відомо, що радіонукліди,після надходження у ґрунт, поглинаються його компонентами, в результаті чогоїхні концентрації у ґрунті значно знижуються, в той же час вміст радіонуклідіву рослинності, може зрости у тисячі і десятки тисяч разів. Через це, знаючиосновні параметри динаміки формування радіаційної ситуації і розподілурадіонуклідів в компонентах цих екосистем, можна з достатньою ймовірністювизначити розмір і скласти прогноз радіоактивного забруднення рослинності і, уразі необхідності, задіяти комплекс контрзаходів зі зниження існуючого рівнязабруднення рослинних об¢єктів, що, відповідно, сприятимезменшенню дозового навантаження на людину через шлях ґрунт-рослина-продуктихарчування.
/>/>/>Список використаних джерел та літератури
1. Абатуров Ю.Д., Абатуров А.В., Быков А. В.Состояниесосновых лесов в ближней зоне ЧАЭС// Биологические и радиоэкологические аспектыпоследствий аварии на ЧАЭС. — М., 1990. — С. 16;
2. Абрамов В.И., Шевченко В.Л.Генетические последствияхронического действия ионизирующих излучений на популяции// Радиационныймутагенез и его роль в эволюции и селекции. — М., 1987. — С. 83 – 109;
3. Алексахин Р. М., Архипов Н.П., Бархударов Р. М. и др. Тяжелые естественные радионуклиды в биосфере. — М.:Наука, 1990;
4. Алексахш P.M., Нарышкин М.А.Миграция радионуклидов влесных биогеоценозах. — М.: Наука, 1977. — 144 с.;
5. Андриенко Т.Д. Растительный мир // ПриродаУкраинской ССР. — Киев, 1985;
6. Антропогенная радионуклидная аномалия ирастения / Д. М. Гродзинский, К. Д. Коломиец, Ю. А. Кутлахмедов и др. — Киев:Лыбидь, 1991. — 160 с.;
7. Архипов Н.П., Федотов И.С.,Мишенков Н.Н. Лесныенасаждения на дезактивированных землях// Биологические и радиоэкологическиеаспекты последствий аварии на ЧАЭС. — М., 1990. — С. 16;
8. Балашов Л. С. Антропогенные изменения луговУкраинского Полесья // Экология. — 1991. — С. 3 – 9;
9. Бубряк И.И., Гродзшскчй Д.М.Репарация ДНК в пыльцеберезы, произрастающей в условиях радиоактивного загрязнения // Радиобиология. —29, вып 5 — С 589 – 594;
10. Булах А.А.Особенности морфогенеза вегетативныхпобегов многолетних растений в условиях радионуклидной аномалии на территории30-километровой зоны ЧАЭС // Радиобиологические последствия аварии наЧернобыльской АЭС: Всесоюзн. конф Минск, 30 окт. — 1 нояб. 1991: Тез. докл. —Минск, 1991. — С. 16 – 17;
11. Гайченко В.А., Крыжановский В.И.,Стовбчатый В.Н. Экологическаяобстановка в 30-километровой зоне ЧАЭС и ее изменения за 3 послсаварийных года //Биологические и радиоэкологические аспекты аварии на ЧАЭС: Материалы Iмеждунар. конф. Зеленый мыс, 1990: Тез. докл. — М., 1990. — С. 57;
12. Гудков П., Иванова Е.А.Сравнительнаярадиочувствительность различных сортов конских бобов и возможность ихиспользования для биологической дозиметрии// Тез. докл. Второй радиобиол.съезд. — 1993.
13. Дощечкчна О.В.Оценка генетических изменений вприродных популяциях Ocnothcra biennis L., произрастающих в условияххронического облучения: Тез. докл. I Всесоюз. радиобиол. съсзда. Т. 3. —Пущине, 1989. — С. 592;
14. Зезина Н.В. Михеев А.Н., КутлахмедовЮ.А. и др. Особенностиростовой реакции растений при действии инкорпорированных радионуклидов. Оценкаотносительной биологической эффективности// Актуальные проблемы радиационнойбиологии и радиационной генетики/ АМН СССР. — Обнинск, 1990. — С. 46 – 48;
15. Зяблиикая Е.Я. Спирин Е.В., СанжароваН.И. и др. Генетическийи биологический эффекты действия хронического облучения посевов озимой ржирадиоактивными выпадениями от аварии на Чернобыльской АЭС // Радиобиология. —30, вып. 3. — 1990. — С. 291 – 295;
16. Израэль Ю.А., Соколовский В.Г.,Соколов В.Е. и др. Экологические последствия радиоактивного загрязнения природных сред врайоне аварии на Чернобыльской АЭС// Атомная энергия. — 64, вып. 1. — 1988. —С. 28 – 40;
17. Кабашникова Г.И. Накопление радионуклидов вкомпонентах лесного фитоценоза // Радиобиологические последствия аварии на ЧернобыльскойАЭС: Всесоюзн. конф., Минск, 30 окт. — 1 нояб. 1991: Тез. докл. — Минск, 1991. —С. 16 – 17;
18. Козубов Г.М., Таскаев А.И. Радиационное воздействие нахвойные леса в районе аварии на Чернобыльской АЭС. — Сыктывкар: КНЦ УрО АНСССР, 1990. — 136 с.
19. Одум Ю. Основы экологии. — М.: Мир, 1975;
20. Перелина И.И., Саенко А.С., СынзынысБ.И. и др. Радиобиологическиепроблемы Чернобыля // Биологические и радиоэкологические последствия аварии наЧАЭС: I междунар. конф. Зеленый мыс., 1990: Тез. докл. —М., 1990. — С. 174;
21. Пристер Б.С. Гахов В.Ф., Цапка Ю.Л. идр. Вертикальнаямиграция радиоцезия в дерновоподзолистых почвах легкого механического состава// I Всесоюз. радиобиол. съезд. — Т. 4. — Пущине, 1990. — С. 976 – 977;
22. Уварова С.А.Влияние комплексного воздействиярадионуклидов на морфологию некоторых древесных растений: Тез.докл.//Радиобиологическнепоследствия аварии на Чернобыльской АЭС: Всесоюз. конф., Минск, 30 окт. — 1нояб. 1991: Тез. докл. — Минск, 1991;
23. Федотов И.С., Мишенков Н.Н., АрхиповН.П. и др. Пострадиационныеэффекты облучения лесных экосистем в зоне аварии на Чернобыльской АЭС // IIIВсесоюз. конф. по с.х. радиологии, Обнинск, 1990: Тез. докл. — С. 5 – 6.
24. Чистик О. В. Экология: Учеб. пособие.— Минск.: «Новое знание», 2000;
25. Шилов П. А. Экология: Учеб. для биол.и мед. спец. вузов. — М.: Высш. шк., 1998.