Курсовая работа: Вплив радіоактивного забруднення на флору

Механічний склад ґрунтів. Сорбційна здатність ґрунтів істотно зростає зі збільшенням ступеня дисперсності ґрунтових часток дрібнодисперсних фракції мають більш високу поглинальну здатність у порівнянні з великими фракціями. У межах одного типу ґрунтів у залежності від гранулометричного складу нагромадження радіонуклідів рослинами може змінюватися в 10 разів. Більш висока сорбція радіонуклідів дрібними фракціями ґрунту обумовлена як великою питомою поверхнею глинистих і мулистих часточок, так і відмінністю їх властивостей. Зі зменшенням розміру гранулометричних фракцій підвищується вміст у них гумусу й обмінних катіонів, а також збільшується ємність катіонного обміну. Крім того, розходження у властивостях гранулометричних елементів різного ступеня дисперсності пояснюється особливостями мінералогічного складу. Переважними мінералами фракцій дрібного піску і крупного пилу є кварц і польові шпати, у середньому і дрібному пилі збільшується вміст слюд і гідрослюд. У мулистій фракції переважають слюди, гідрослюди і мінерали.

Мінеральна частина ґрунту. Мінеральна частина ґрунту складає від 55 до 97 % маси ґрунту. У ґрунті присутні первинні мінерали, представлені головним чином крупнопісчаними частками, і вторинні мінерали, що переважають у глинистих і колоїдних фракціях ґрунту. До групи первинних мінералів відносяться кварц, апатит, польові шпати, слюди (мусковіт, біотит) і ін., до вторинних - мінерали групи каолініту, монтморілоніту, вермикуліту, вторинних гідрослюд та ін. Вторинні мінерали відрізняються високою поглинальною здатністю [11]. Мінерали монтморілонітової групи переважають у чорноземах, каштанових ґрунтах і солонцях, що обумовлює високу сорбцію радіонуклідів і значне зниження їх переходу в рослини.

Органічна речовина ґрунту. Важливий вплив на міграцію радіонуклідів у ґрунті і поглинання їх рослинами створює органічна речовина. Для більшості радіонуклідів збільшення вмісту гумусу в ґрунті є чинником, що знижує їх надходження в рослини [24]. Поводження радіонуклідів пов'язане з органічною речовиною ґрунтів специфічної природи - гуміновими і фульвокислотами. Здатність гумінових кислот адсорбувати іони, а також утворювати міцні складні комплекси з радіонуклідами впливає на сорбцію їх у ґрунті і надходження в рослини.

Для ряду радіонуклідів, наприклад трансуранових, помітний вплив на їх доступність рослинам створює сполука хелатного типу, що характеризуються високою мобільністю. Виняткова роль органічної речовини в надходженні в рослини радіоізотопів внаслідок утворення йод-гумусових сполук.

Кислотність ґрунту. Кислотність ґрунтів неоднозначно впливає на біологічну рухливість у них радіонуклідів. Для 90Sr, 137Cs при збільшенні кислотності зростає інтенсивність надходження радіонуклідів у рослини. При підвищенні рН 59Fe, 60Co, 65Zn і 115mCd переходять з іонної форми в різні гідролізні і комплексні сполуки, що знижує їх доступність для рослин. Для багатьох радіонуклідів залежність їх поведінки від кислотності ґрунтів складна - для деяких з них характерні два і більш піки максимумів рухливості. Кислотність спричиняє і непрямий вплив на сорбцію ґрунтами радіонуклідів, змінюючи ємність катіонного обміну.

Карбонатність ґрунту. Вплив карбонатності ґрунтів на доступність радіонуклідів рослинам пов'язана зі зміною кислотності, співвідношення різних фракцій органічних речовин і складу обмінних катіонів, зокрема вмісту обмінного Са. Збільшення карбонатності ґрунтів знижує нагромадження 90Sr у сільськогосподарські культури у 1,1-3 рази, а для 137Cs у цих же умовах надходження в рослини збільшується в 1,3-4 рази (табл. 3.1). У карбонатних ґрунтах відбувається необмінна фіксація 90Sr. У карбонатному чорноземі в порівнянні з вилуженим у 1,5-3 рази нижче вміст водорозчинного 90Sr і на 4-6 % вище кількості необмінного 90Sr. Збільшення вмісту карбонатів у ґрунті змінюється співвідношення між гумусовими кислотами - зменшується вміст фульвокислот. Більш висока рухливість 137Cs у карбонатних ґрунтах може бути пов'язана зі збільшенням кількості водорозчинних органічних сполук, що обумовлюють десорбцію цього радіонукліда [12].

Вологість ґрунту. Відомості про ролі ґрунтової вологи в міграції радіонуклідів у системі ґрунт - рослини досить суперечливі. Відзначено як збільшення переходу радіонуклідів у рослини зі зростанням вмісту вологи в ґрунті, так і відсутність впливу вологості. При різних режимах зволоження може зростати загальний винос радіонуклідів за рахунок збільшення біомаси рослин [11]. Неоднозначність наявних даних про роль вологості пов'язана з тим, що різні радіонукліди поглинаються рослинами з ґрунту в залежності від режиму її зволоження по-різному. Крім того, вплив вологості ґрунтів на рухливість радіонуклідів залежить від властивостей ґрунтів і біологічних особливостей рослин.

Таблиця 3.1

Коефіцієнти накопления 90Sr и 137Cs в рослинах в залежності від ступеня карбонатності чорноземів (Алексахин Р.М.)

Розподіл радіонуклідів у профілі ґрунту. Розподіл радіонуклідів у межах кореневого шару ґрунту впливає на їх надходження в рослини. У перший період після потрапляння радіонуклідів на грунтово-рослинний покрив з повітря вони локалізуються у верхній частині ґрунту. Багато радіонуклідів характеризуються слабкою рухливістю і протягом тривалого періоду часу затримуються в шарі ґрунту 0-5 см. Найбільше інтенсивно переходять у рослини радіонукліди при зосередженні їх у луговій дернині. Так, у перший рік після внесення 90Sr на дернину вміст його в рослинах буде в 2- 8 разів вищий, ніж на 3-й рік.

Рівномірне розміщення радіонуклідів в орному шарі при переорюванні знижує перехід їх у рослини [17].

Найбільш високі рівні забруднення стронцієм спостерігаються на дерново-підзолистих ґрунтах, менші - на сірих лісних ґрунтах і сіроземах і найнижчі - на чорноземах. Аналогічна залежність установлена і для цезію.

Велика різноманітність ґрунтів у нашій країні визначає значну різницю в поведінці РН у ґрунтах і накопиченні їх у рослинах. Тому концентрація РН у рослинах на різних ґрунтах в різних ґрунтово-кліматичних зонах країни при одному й тому ж рівні забруднення може різнитися в 10 разів.

Існує прямо пропорційна залежність між щільністю забруднення місцевості і накопиченням РН у рослинній продукції.

3.3 Надходження РН у рослини залежно від їхніх біологічних особливостей

Розмір накопичення РН у рослинах залежить від їхніх видових і сортових особливостей. Рослини, які утримують більше кальцію, накопичують 90Sr більше, а рослини, що відрізняються високим вмістом калію, накопичують більше 137Cs.

У товарній частині рослинницької продукції найбільше 90Sr і 137Cs містять коренеплоди (столовий буряк, морква) і бобові культури (горох, соя, вика), далі картопля, менше РН -у зернових злаках.

За накопиченням 90Sr з грунту на одиницю сухої речовини овочеві культури можна розташувати в такому порядку: буряк, огірки, морква, капуста, томати, картопля.

Дослідженнями установлено, що діапазон накопичення 137Cs в зерні різних сільськогосподарських культур різний. Так, у зерні квасолі цезію на одиницю маси міститься в 3-5 разів менше, ніж у зерні гороху і вівса. Видова відмінність у накопичуванні цезію окремими сортами пшениці, вівса, квасолі і гороху на одиницю маси зерна може досягати 10, а сортова - складає 1,5-2 рази.

Значно відрізняються вмістом РН озимі і ярові зернові культури. Озимі (пшениця, жито), як правило, накопичують у 2-2,5 рази менше 90Sr і 137Cs, ніж ярові зернові культури (пшениця, овес, ячмінь). Це пояснюється більш високим урожаєм озимих порівняно з яровими.

Овочі здебільшого надходять у їжу без переробки, тому їх споживання становить певну небезпеку. 90Sr найбільше накопичується в коренеплодах степового буряку, моркви, огірках і найменше - у плодах томатів і бульбах картоплі, що певною мірою пов'язано з концентрацією кальцію в цих частинах урожаю.

Менший вміст 90Sr в бульбах картоплі, ніж у коренеплодах буряку і моркви, пояснюється, очевидно, тим, що коренеплід - це видозмінений корінь, через який РН надходять з ґрунту в рослину; бульба ж картоплі - видозмінене стебло, і РН можуть надходити з ґрунту в надземну частину рослини, обминаючи бульби. У зовнішній частині бульби картоплі (коркова тканина) міститься в 3 рази більше 90Sr на 1 г сухої маси, ніж у решті бульби.

У природних умовах у багатьох продуктах харчування містяться PP. Наприклад, в 1 кг свіжої картоплі міститься близько 2,9 х 10-9 Кі радіоактивного калію.

Забруднення харчових продуктів рослинництва, що сталося при засвоєнні РН кореневою системою і проникненні з атмосфери через поверхню, можна визначити кількісно. Концентрацію (З) РН у рослинних продуктах визначають за формулою

З = СҐхКҐ-СПхКП, Дж

де Сґ — вміст РН у ґрунті, мКі х м-2; Сп - інтенсивність осідання РН з атмосфери, мКі х м-2; Кг і Кп - ґрунтовий і повітряний коефіцієнти, що встановлюються шляхом дослідів.

Ґрунтовий коефіцієнт Кґ виражає концентрацію відповідних РН у рослинній продукції на одиницю щільності забруднення ґрунту. Наприклад, Кґ 90Sr для основних харчових продуктів рослинного походження має такі значення: для пшениці - 7, картоплі - 16, цукрового буряку - 6. Середньоквадратичне відхилення від наведених цифр не перевищує 25%. Величина Кґ значною мірою залежить від природи РН.

Для відносної оцінки вмісту РН у раціоні людини і в кормах тварин необхідно знати розміри порівняльного їх накопичення в господарсько-цінній частині врожаю.

У табл. 3.2 наведено дані, що вказують, у скільки разів зміниться кількість РН в урожаї різних рослин порівняно з вмістом їх у зерні ярової пшениці (за одиницю прийнято вміст 90Sr i 137Cs в 1 кг зерна ярої пшениці).

Таблиця 3.2

Кількість РН в урожаї різних рослин (Константінов М.П.)

Визначивши вміст РН у ярій пшениці того чи іншого ґрунту, можна орієнтовно розрахувати можливу кількість 90Sr і 137Cs в урожаї інших сільськогосподарських культур, що виросли на тому ж ґрунті.

4.1 Радіорезистентність вищих рослин

Усі вищі рослини, диплоїдні і поліплоїдні еукаріоти, належать до IV каріотаксону, що відрізняється максимальною надійністю геному, яка становить близько 105 еВ. Така надійність геному зумовлена головним чином інтенсивними процесами диилоїдоспецифічної репарації ДНК, тому завдяки різко підвищеному порівняно з мікроорганізмами вмісту ДНК у ядрі їхня радіочутливість є не настільки високою. Залежно від вмісту ДНК у ядрі (який варіює в них від 10 до 1000 пг) Do для вищих рослин коливається від одиниць до сотень грей. Проте це показник радіорезистентності лише клітин вищих рослин. Щоб спричинити загибель паростків, а тим більше дорослих рослин, потрібні поглинені дози випромінювання у десятки і сотні разів більші, особливо у випадку хронічного впливу [26].

Деякі уявлення про радіорезистентність вищих рослин при хронічному опромінюванні дають експерименти на гамма-полях, у тому числі з розміщенням гамма-джерел у лісах. Такі роботи проводились у Великій Британії (А. Сперроу), США (Г. Вудвелл), Пуерто-Рико (Г. Одум і Р. Піджін), Росії (М. В. Тимофєєв-Ресовський). Ці дослідження довели, що найменш радіорезистентними з вищих рослин є хвойні, насамперед сосна: голки її починають жовтіти, а потім обпадають уже за потужності поглиненої дози випромінювання близько 0,1 Гр/добу (10 рад/добу) чи 35 Гр (3500 рад) на рік. Майже таку саму чутливість до опромінення виявляють сосни у разі випадання радіонуклідів. Так, для аварії на Південному Уралі в 1957 p., а також на Чорнобильській АЕС характерний «рудий» ліс — великі масиви соснового лісу з поруділою хвоєю. Той факт, що хвойні, принаймні зовні, є найбільш радіочутливими рослинами, змушує розглянути це явище докладніше. Порудіння і потім обпадання хвої — наслідок впливу не стільки інкорпорованого, скільки зовнішнього опромінення (наприклад, від радіоактивної хмари, що виникла під час аварії і містила багато короткоіснуючих радіонуклідів). Коренева система дерев у ґрунті, що сорбував основну масу радіонуклідів, постраждала відносно мало, як і клітини камбію, що здатні пробуджуватися і давати нові паростки з нормальною хвоєю.

4.2 Чутливість рослин до хронічного опромінювання

Для того щоб дерево чи чагарник загинули внаслідок радіонуклідного забруднення, потрібно не тільки інактивувати значну частину клітин їхніх точок росту, тобто кінчиків коренів і паростків, а й знищити значну частину клітин камбію, здатних пробуджуватися і давати початок новим точкам росту. Завдяки такому захисному бар'єру криві виживаності дерев і чагарників мають зазвичай великі плечі й нахили, зумовлені рівнем Dо для їхніх клітин, унаслідок чого вони стають подібними до кривих виживаності найпростіших. Тому відомості про рівень Do у випадку опромінення дерев (та й інших рослин) дають значно занижені оцінки їхньої радіорезистентності [26].

Численні експерименти з гострого і хронічного опромінювання насіння і наростків різних рослин засвідчили, що граничною дозою, нижче за яку в жодних рослин не вдається спостерігати інших наслідків опромінювання, крім променевого стимулювання, є доза 10 Гр, що приблизно відповідає поверхневій активності радіонуклідів 3,7 х 1014 Бк/км2 (104 Кі/км2) у перерахунку на хронічне опромінювання протягом року. Ця оцінка враховує результати вивчення рослин і в лабораторних експериментах, і в природних умовах. Найчутливішими до впливу радіонуклідів є насіння, паростки і дерева сосни, інші деревні значно стійкіші, ще більш радіорезистентні чагарники і, нарешті, трави. Тому трави (принаймні деякі види їх) можуть витримувати хронічне опромінювання дозою до 10 Гр/добу, що відповідає поверхневій активності радіонуклідів на забрудненій території до 3,7 х 1014 Бк/км2 (104 Кі/км2) і більше. Цей інтервал - від 3,7 х 1013 до 3,7 х 1015 Бк/км2 (103-105 Кі/км2) - можна вважати ушкоджувальним для лісових рослин.

Хронічний вплив градієнта гамма-випромінювання на дубово-сосновий ліс показано на мал. 4.1. Потужність дози 0,02 — 0,05 Гр/добу, або 2 — 5 рад/добу (що становить близько 10 — 20 Гр/рік, або 1000 — 2000 рад/рік), не впливає на рослини такого лісу. У разі потужності дози близько 0,1—0,2 Гр/добу (10 — 20 рад/добу) почне реагувати сосна, у якої згодом буріє та обпадає хвоя. Потужність поглиненої дози випромінювання 0,05—1 Гр/добу, або5—100 рад/добу (тобто 10 — 3,5 • 102 Гр/рік), призводить до зменшення видової різноманітності лісу і збільшення кількості комах-паразитів, що віддають перевагу пригніченим рослинам. Потужність поглиненої дози випромінювання, яка перевищує 1 Гр/добу (100 рад/добу), чи 3,5 • 102 Гр/рік, призводить до загибелі вищих рослий, які практично вимирають при 5 Гр/добу (500 рад/добу), чи 3,5 • 104 Гр/рік.

Мал. 4.1. Вплив градієнта хронічного гамма-випромінювання на дубово-сосновий ліс (за І.О. Одумом, 1975)

Найбільш радіорезистентними з лісових рослин є дрібні чагарники і трави, такі як верес, осока та інші, в яких значна частина рослини розміщена під землею і після припинення опромінювання дає кореневі паростки, що швидко відростають. Рекордсменом щодо цього є трав'яниста рослина Panicum sanguinale, яка утворює в разі хронічного опромінювання за потужності поглиненої дози 10 Гр/добу (1000 рад/добу) замість звичайної суміші багатьох видів різнотрав'я і злаків чистий травостій [26].

4.3 Вплив радіонуклідів на популяції рослин

Таким чином, можна обґрунтовано вважати, що поверхнева активність радіонуклідів території приблизно до рівня 3,7 • 103 Бк/км2 (103 Кі/км2) ніяк не впливатиме на проживання на ній мікроорганізмів і рослинність. Це нижня межа радіорезистентності цих організмів. Насправді їхня радіорезистентність є ще вищою. По-перше, ефект хронічного опромінювання набагато менший, ніж гострого (а наведений вище матеріал стосується в основному гострого опромінення). По-друге, при використаній даних про радіонуклідне забруднення ми враховували лише зовнішнє опромінення від радіонуклідів, внесених у ґрунт чи воду, а не додаткове внутрішнє опромінення за рахунок інкорпорованих радіонуклідів. Як відомо, коефіцієнти переходу і накопичення можуть бути дуже значними, і дози, отримані рослинами внаслідок дії радіонуклідів, мають бути істотно більшими, ніж було враховано нами під час розгляду впливу радіонуклідів на рослини (як і на тварин, що живуть на забруднених ними територіях).

Фактично людину цікавить не стільки характер змін у стані здоров'я окремих представників біоти, що живуть на забруднених територіях, скільки те, яку шкоду може заподіяти таке забруднення популяціям цих організмів, тобто як уплине їх опромінення на здатність давати повноцінне потомство. Таких даних уже накопичено досить, щоб вважати, що популяції мікроорганізмів і вищих рослин значно стійкіші до опромінення (особливо хронічного), ніж їх окремі особини. З огляду на такий популяційний аспект радіоекологічних досліджень можна цілком обґрунтованим вважати рівень потужності поглиненої дози випромінювання 10 Гр/рік чи поверхневої активності радіонуклідів 3,7 • 1013 Бк/км2 (103 Кі/км2) як нижню межу біологічно нешкідливого опромінення не тільки мікроорганізмів, а й рослин. Інакше кажучи, при дозах, що не перевищують наведених значень, ніяких несприятливих наслідків для рослин очікувати не слід. Незалежно від такого опромінення рослини і мікроорганізми будуть нормально виконувати свої трофічні функції, мати таку саму продуктивність і кондиціювальну здатність, як і без опромінення, і, отже, відігравати ту саму роль концентраторів і транспортерів радіонуклідів у міцно зв'язані з детритом форми захоронювання.

Нагадаємо, що таке кондиціювання навколишнього середовища від радіонуклідів, які потрапили до нього, більш ніж на 99 % виконують саме вищі рослини і мікроорганізми, і тільки близько 1 % припадає на тварин.

4.4 Генетичні наслідки опромінення рослин

Генетичні наслідки опромінення мікроорганізмів не було описано у відповідному підрозділі, тому що вони у загальному розумінні мають універсальний характер для всієї біоти і їх зручніше розглянути в розділі, присвяченому вищим рослинам, для яких ці наслідки різноманітніші.

Щодо генетичних наслідків опромінення, то маються на увазі головним чином мутації генів, адже досить значні мутації хромосом, як правило, летальні для клітин, і закономірності їх виникнення внаслідок опромінення такі самі, як і закономірності його летальної дії [26].

Проте не можна вважати мутації генів однотипними. Крім уже зазначеної вище різноманітності їхньої структурної основи — від точкових мутацій, зумовлених ураженням малої кількості основ, до структурних, які захоплюють багато тисяч основ, потрібно враховувати, що подібні фенотипічні наслідки можуть мати зміни генів унаслідок внутрішніх рекомбінацій; частота ж рекомбінацій може у 10 — 30 разів перевищувати частоту справжніх мутацій генів. Таким чином, під генетичними наслідками опромінення розуміють інтегральний підсумок, що виявляється в зміні потомства опромінених особин незалежно від того, зумовлене це мутацією генів (точковою чи структурною) чи хромосом.

Розглянемо два аспекти мутагенної дії випромінювання: залежність її від потужності дози і ЛПЕ випромінювання, а також від рівнів інтегральної поглиненої дози випромінювання. На підставі різних даних, отриманих як на мікроорганізмах, так і на вищих рослинах, встановлено, що мутагенний ефект опромінення, віднесений до одиниці поглиненої дози випромінювання (наприклад, частота мутацій на 1 Гр), зі збільшенням потужності поглиненої дози спочатку дещо зменшується, а потім починає зростати. Механізм такої закономірності й локалізація «точки перегину» на осі потужності дози остаточно не з'ясовані. З цього приводу існує лише одна гіпотеза, що пов'язує характер змін мутагенного ефекту опромінення з індукцією в об'єктах системи відновлення (SOS-системи), які зазнали опромінення, і зумовленим із цим відновленням клітин від передмутаційних змін ДНК.

У такий самий спосіб, тобто на підставі загальних понять, зазвичай пояснюють емпірично встановлений факт збільшення генетичного ефекту опромінення зі збільшенням ЛПЕ випромінювання. Проте, як уже зазначалось, механізм цього феномену ще не з'ясовано.

Щодо кількісної залежності частоти індукції мутацій від поглиненої дози випромінювання є дані в основному для одноразового гострого опромінення в досить великих дозах — 1 Гр (100 рад) і більше. У разі хронічного впливу також звичайно експериментують із поглиненими дозами 1 Гр (100 рад) і більше на покоління, тому що зменшення дози нижче цього рівня зумовлює необхідність настільки збільшувати обсяг вибірки (для отримання вірогідних даних), що це робить неможливим дослідження [26].

Можна вважати, за потужності поглиненої дози 0,1 — 1 Гр/рік у разі хронічного опромінювання рівень реєстрованих генетичних змін статистично не відрізнятиметься від контролю. Це твердження стосується і мікроорганізмів, і вищих рослин, і, очевидно, переважної більшості тварин. Тому таку потужність поглиненої дози у разі хронічного опромінювання 0,1 — 1 Гр/рік можна, мабуть, вважати щодо генетичних наслідків безпечною для будь-яких представників біоти. Непрямим підтвердженням цього є те, що у випадку виникнення при такому опроміненні і з низькою частотою мутантних особин (додатково до спонтанного фону) вони, як правило, будуть швидко елімінуватися з популяції внаслідок добору, адже давно відомо, що переважна більшість спонтанних та індукованих мутантів відрізняються від особин дикого типу (що виділені з природних умов без добору) дещо зниженою життєздатністю. Мутанти із підвищеною життєздатністю, що піддаються добору, будуть залучатися до участі в житті популяції, не завдаючи їй ніякої шкоди.

4.5 Радіоекологія горілого лісу

Великі пожежі в 30-кілометровій зоні ЧАЕС у 1990—1992 pp. охопили значну площу (2000 — 3000 га) забрудненого радіонуклідами лісу. Тому вважаємо за доцільне розглянути деякі радіоекологічні аспекти горілого лісу.

Процес верхівкової (по кронах дерев) і низової пожежі призвів до вигоряння сухої, забрудненої радіонуклідами лісової підстилки, яка містить до 90 % радіонуклідів, що випали на лісові масиви зони. Горіння лісової підстилки зумовило утворення величезної кількості аерозолів, що спричинило інтенсивне вторинне вітрове підіймання у повітря великих кількостей радіонуклідів (коефіцієнт вітрового підіймання в палаючому лісі досягає 10-2 м-1). Радіонукліди з аерозолями і попелом переносяться на досить великі відстані від місць пожеж. Так, на полігоні «Буряківка» після масового загоряння лісів радіаційний фон на відстані 3 —5 км підвищився в 1,5 рази; зросли також і рівні поверхневого забруднення ґрунту [26].

Вигорілий ліс — це «прозоре» скупчення голих стовбурів, що стоять серед чорної вигорілої лісової підстилки. Зрозуміло, що горіла лісова підстилка серед стовбурів, практично позбавлених крони, призводить до різкого збільшення (у 3-5 разів) поверхневого твердого і рідкого стоку. Основні пожежі в зоні були восени, і закріплення горілої підстилки свіжим трав'яним покривом не відбулося. Тому до появи значного снігового покриву в зоні ЧАЕС у наступні роки навесні можна було очікувати підвищеного стоку радіонуклідів з усієї території згарищ [26].

Відновлення трав'яного покриву на місцях згарищ триває звичайно 3—5 років, а деревної рослинності — понад 15 — 30 років. У цей період здатність горілого лісу утримувати радіонукліди різко зменшується. При значних площах горілого лісу і високому рівні забруднення їх радіонуклідами можливе підвищення стоку радіонуклідів із ландшафту згарищ у водотоки, у р. Прип'ять і далі в каскад Дніпровських водосховищ. За оцінками авторів, унаслідок пожеж питома радіоємність лісових масивів зменшується у 35 разів. Тому для лісів, значно забруднених радіонуклідами, особливо в 30-кілометровій зоні ЧАЕС, а також в Україні і Білорусі, слід передбачити ефективну систему протипожежних заходів. Горіння таких лісів може помітно підвищити забруднення повітря і таким чином потенційно збільшити інгаляційну складову дози випромінювання для населення селищ і сіл за шляхом вітрового перенесення аерозолів і попелу.

Багато важливих проблем радіоекології горілого лісу ще потребують детального дослідження.

Спостереження за щільністю забруднення ґрунту і рівнями забруднення рослинницької продукції радіонуклідами проводяться Чернігівським обласним державним проектно-технологічним центром охорони родючості ґрунтів і якості продукції "Облдержродючість" в чотирьох районах області на 7 стаціонарних пунктах. Моніторинг радіологічних даних проводиться в ґрунті та рослинницькій продукції, які в 2006 році характеризувались такими показниками:

- рівень гама-фону 10-12 мкР/год;

- щільність забруднення радіоцезієм - 0,17-0,769 Кі/км";

- щільність забруднення радіостронцієм - 0,02-0,24 Кі/км";

- відношення щільності забруднення цезієм-137 і стронцієм-90 в орному шарі дорівнює 1,3 - 6,5.

Дані щільності забруднення наведені в табл. 5.1.

Дослідження останніх років вказують на стабільність щільності забруднення ґрунту радіонуклідами на контрольних ділянках та зниження рівня забрудненості у порівнянні з минулим роком. Незначні обсяги досліджень не дають змоги зробити належні об'єктивні висновки, але загальна направленість процесів простежується.

Таблиця 5.1

Щільність забруднення ґрунту цезієм-137 та стронцієм-90 на контрольних ділянках

Щільність забруднення сільгоспугідь радіонуклідами була визначена при їх суцільному обстеженні у 1991-1993 роках. Протягом наступних років і проводились уточнюючі обстеження незначних за площею земельних ділянках. Уточнююче обстеження на сільськогосподарських угіддях, площею 17 тис. га, проведене в 2006 p., вказує зниження забрудненості фунтів цезієм-137 на 41 %, стронцієм-90 на 56 %, в порівнянні з даними забрудненості цих же ділянок у 1993 році. Па фоні загальної тенденції до зниження вмісту радіонуклідів в ґрунті, спостерігаються і протилежні результати, що пояснюється як різними площами забруднених ділянок так і переходами стронцію-90 в рухомі форми. Але, враховуючи незначні площі обстежень, говорити про зменшення радіаційного забруднення передчасно. Дані щільності забруднення наведені в табл. 5.2.

Таблиця 5.2

Цільність забруднення ґрунтів сільгоспугідь радіонуклідами за 2006 рік

Забруднення рослинницької продукції

В залежності від рівнів забруднення фунту радіонуклідами, ландшафтно-геохімічних особливостей забруднених територій, здійснюється перехід радіонуклідів з фунту в рослини. Визначення кількості забрудненої продукції дозволяє скласти оцінку радіаційній ситуації регіону. Динаміка рівнів забруднення радіоцезієм рослинницької продукції вказує на те, що в останні роки не спостерігається їх суттєвого зниження. В основному вони стабілізувались. Кількість досліджених центром "Облдержродючість" зразків рослинницької продукції в минулому році склала 6036 шт., з них з перевищенням допустимих рівнів - 140 шт., основна маса яких припадає на Чернігівський район.

Через те, що нормативним документом ДР-97 не визначені допустимі рівні забруднення сіна, соломи, зеленої маси природних угідь і сіяних трав, зернофуражу - основи кормових раціонів, параметри досліджень продукції оцінювались у відповідності з документом ТДР-91, згідно з яким допустимі рівні по цих видах продукції, в основному, завищені. В той же час інших параметрів оцінки забруднення вищеназваної продукції немає.

В порівнянні з 1998 роком у 2006 році майже на одному рівні (находиться забруднення картоплі, відповідно 21 і 20 Бк/кг, сіна -139 і 132 Бк/кг, силосу - 29 і 26 Бк/кг, овочів -21 і 22 Бк/кг. В той же час чещо зросло забруднення соломи, відповідно 68 і 83 Бк/кг, та в 1,5 рази забруднення зеленої маси природних угідь, відповідно 85 і 128 Бк/кг. Динаміка середніх рівнів забруднення с/г продукції радіоцезієм наведена и табл. 5.3.

Таблиця 5.3

Динаміка середніх рівнів забруднення сільськогосподарської продукції радіоцезієм у господарствах області

Рис. 5.1. Динаміка зміни середніх рівнів забруднення сільськогосподарської продукції радіоцезієм у господарствах області за 1998 та 2006 роки

З метою зниження нагромадження радіонуклідів в сільськогосподарській продукції, необхідно проводити контрзаходи, які суттєво зменшать перехід радіонуклідів з ґрунту в рослини, підвищать врожайність сільгоспкультур і збільшать "ефект розбавлення". Серед них: вапнування; внесення достатньої кількості, в необхідних співвідношеннях, мінеральних добрив; застосування органічних добрив, які забезпечують бездефіцитний баланс гумусу в ґрунті; докорінне та поверхневе поліпшення природних кормових угідь; формування структури посівних площ з культур, які здатні менше накопичувати радіонукліди та інше.

На контрольованих територіях проводиться комплекс заходів, спрямованих на мінімізацію наслідків Чорнобильської катастрофи у відповідності до програми "Радіологічний захист населення та екологічне оздоровлення території, що зазнала радіоактивного забруднення".

За 2006 р. виконані такі обсяги робіт:

-   залужено, перезалужено луків і пасовищ на території зон безумовного та гарантованого добровільного відселення - 580 га;

-   провапновано кислих радіоактивно забруднених ґрунтів на площі - 225 га;

-   для великої рогатої худоби Чернігівського району завезено 83,3 тонни комбікорму з радіопротекторними властивостями;

-   проведено радіологічне обстеження земель зон безумовного (обов'язкового) та гарантованого добровільного переселення Козелецького, Ріпкинського, Семенівського, Чернігівського районів на площі 28,0 га.

1.    Серед різноманітних видів випромінювання надзвичайно небезпечним для живих організмів є радіоактивне випромінювання. Радіоактивне випромінювання виникає при спонтанному розпаді ядер деяких елементів (урану, радію, плутонію й ін.). Основний ефект такого випромінювання полягає в здатності викликати іонізацію атомів інших речовин, тобто відщеплювати від них один чи кілька електронів, розколюючи таким чином електричне нейтральну молекулу на заряджені частки.

2.    Однією з основних характеристик джерела радіоактивного випромінювання є його активність, що виражається числом радіоактивних перетворень за одиницю часу. До природних джерел IB належать: космічні випромінювання; природні натуральні джерела; технологічні природні джерела (штучні джерела в навколишньому середовищі і в побуті).

3.    Радіонукліди досить добре акумулюються в ґрунтах, спричиняючи великомасштабне та тривале їх забруднення. Радіоактивні речовини можуть тривалий час зберігатися в різних типах ґрунтів та проникати з ґрунту в рослини.

4.    Рослини можуть забруднюватися двома шляхами: аерозольним (некореневий шлях) і кореневим (ґрунтовий шлях надходження). Радіоактивне ураження рослин виявляється в гальмуванні росту, зниженні врожайності, репродуктивної якості насіння, а при великих дозах викликає загибель рослин. Різні сільськогосподарські культури мають неоднакову здатність до утримання радіоактивних опадів з атмосфери, що зумовлено як специфікою морфологічної будови рослин, так і ступенем розвитку надземної маси. Найбільш чутливі до радіації в різних фазах розвитку квасоля, кукурудза, жито, пшениця; більш стійкі - льон, конюшина, люцерна, рис, томати. Забруднення продукції рослинництва (ступінь засвоєння) РР залежить від специфіки шару ґрунту, тобто від типу і властивостей ґрунтів, на яких зростають рослини. Серед фізико-хімічних характеристик ґрунту виділяють близько 10 параметрів, що вважають найбільш значимими при визначенні поводження радіонуклідів у ґрунті і переходу їхній у рослини. У загальному вигляді вплив ґрунту виявляється в зниженні біологічної рухливості радіонуклідів при збільшенні вмісту в ґрунті обмінних катіонів, органічної речовини, мулу, мінералів, ємності поглинання. Найбільш високі рівні забруднення стронцієм спостерігаються на дерново-підзолистих ґрунтах, менші - на сірих лісних ґрунтах і сіроземах і найнижчі - на чорноземах. Аналогічна залежність установлена і для цезію.

5.    За соматичними, і за мутагенними наслідками опромінення вищі рослини є досить різноманітними щодо чутливості і фенотипічних наслідків. Мутагенна допустима потужність поглиненої дози випромінювання в разі хронічного опромінювання, ймовірно, становить 0,1 — 1,0 Гр/рік. Радіорезистентність популяцій рослин зумовлена багатьма чинниками, проте, очевидно, зазначена межа має універсальний характер. Це стосується також і мутагенних наслідків хронічного опромінювання, що при зазначеному рівні не піддаються безпосередній оцінці. Лише в загальному розумінні можна стверджувати, що частота мутацій генів збільшується зі зростанням потужності поглиненої дози і ЛПЕ випромінювання, проте це виявлятиметься в разі хронічного опромінювання за потужності поглиненої дози випромінювання понад 0,1 Гр/добу (10 рад/добу).

6.    Проведений аналіз забруднення радіоактивними речовинами ґрунтів в Чернігівській області свідчить про деяке зниження рівня забрудненості в 2006 році в порівнянні з 1998 роком. В продукції рослинництва спостерігається незначне зниження вмісту радіоактивних речовин (зерно, картопля, овочі, силос), різке зниження радіонуклідів спостерігається у сіні та зеленій масі і лише в соломі незначне підвищення

1.       Абагян А.А., Асмолов В.Г., Гуськова А.К. и соавт. Информация об аварии на Чернобыльской АЭС и ее последствиях, подготовленная для МАГАТЭ // Атом, энергия. - 1986. - 61, Вып. 5. - С.301-320.

2.       Алексахин Р.М. Радиоактивное загрязнение природной среды при эксплуатации АЭС // Радиоактивное загрязнение районов АЭС. - М.: Из-во Ядерного общества СССР. - 1990. - С. 22-58.

3.       Андреев А.Д., Гудков Д.И., Кузьменко М.И. Оценка влияния Запорожской АЭС на распределение трития в воде Каховского водохранилища // Доповіді Національної академії наук України. - 1995, №6. - С. 143-145.

4.       Анненков Б.Н., Юдтнцева Е.В. Основы сельскохозяйственной радиологии. – М.: Агропромиздат, 1991. – 287 с.

5.       Баженов В.А., Булдаков Л.А., Василенко И.Я. и соавт. Вредные химические вещества. Радиоактивные вещества. - Л.: Химия, 1990. - 464с.

6.       Білявський Г.О. та інші. Основи екологічних знань: Пробний підручник для учнів 10 –11 класів. – К.: Либідь, 2000. – 336 с.

7.       Боболевич В.Н. К вопросу о безопасности окружающей среды при подземных ядерных взрывах // Атомная техника за рубежом. - 1973, № 9.-С. 26.

8.       Борзилов В.А. Физико-математическое моделирование поведения радионуклидов // Природа. - 1991, № 5.- С. 42-51.

9.       Бузынный М.Г., Зеленский А.В., Лось И.П. и соавт. Мониторинг трития в воде на Украине в 1989-1991 гг. // Авария на ЧАЭС: радиационный мониторинг, клинические проблемы, социально-психологические аспекты, демографическая ситуация, малые дозы ионизирующего излучения. Информ. бюл. - Киев: Б. и., 1992. - Ч. 1.-С. 254-270.

10.    Виленчик М.М. Радиобиологические эффекты и окружающая среда. - М.: Энергоатомиздат, 1991. - 160 с.

11.    Власенко М. Еще раз о чернобыльских проблемах // Зеркало недели. – 2000. - №16. – с. 13.

12.    Войцехович О.В., Лаптев Г.В. Радиоактивное загрязнение территорий и водных объектов в ближней зоне влияния аварийного выброса // Радиоэкология водных объектов зоны влияния аварии на Чернобыльской АЭС. - Киев: Чорнобильінтершформ, Т. 1. - 1997. - С. 40-59.

13.    Войцехович О.В., Лаптев Г.В., Канівець В.В., Бугай Д.А., Джепо С.П., Скальський А.С., Железняк М.Й. Радіаційне забруднення водних об'єктів зони відчуження ЧАЕС // Бюлетень екологічного стану зони відчуження. - 1996, № 1(6). - С. 37-44.

14.    Глазунов В.О., Кононович А.Л., Красножон З.І. Радіаційний стан системи поверхневих вод району ЧАЕС у травні-червні 1986 р.// Чорнобиль-88, Доповіді І Всесоюзної науково-технічної наради за підсумками ліквідації наслідків аварії на Чорнобильській АЕС. - Чорнобиль: ПО "Комбінат", 1989.

15.    Голубець М.А., Кучерявий В.П., Генсірук С.А. та ін. Конспект лекцій з курсу "Екологія і охорона природи". К., 1990.

16.    Горев Л.М., Пелешенко В.І., Хільчевський В.К. Гідрохімія України: Підручник. - К.: Вища школа, 1995. - 307 с.

17.    Гродзинский Д. Чорнобиль сотні років завдаватиме нам несподіваних жертв // Науковий світ. – 2001. - №4. – с. 4-5.

18.    Гродзинський Д.М. Радіобіологічні і радіоекологічні наслідки аварії на Чорнобильській АЕС // Доповіді Академії наук України. - 1993, № 1. - С. 134-140.

19.    Джигирей В.С. Безпека життєдіяльності: Навч. посібник. – Львів, 2000.

20.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2002 рік. – Чернігів, 2003. – 186 с.

21.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2003 рік. – Чернігів, 2004. – 196 с.

22.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2004 рік. – Чернігів, 2005. – 204 с.

23.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2005 рік. – Чернігів, 2006. – 210 с.

24.    Дорошенко Л.А., Деревець В.В. Радіаційний стан водних об'єктів зони відчуження в період 1986-95 рр. // Доповідь на V Міжнародній конференції з проблем ліквідації наслідків аварії на ЧАЕС. - Зелений Мис, 1996.

25.    Комаров В. В. Чорнобильська катастрофа: історичні аспекти, соціальні наслідки // Вісник Житомирського інженерно-технологічного інституту. – 2000. - №10. – с. 32-33.

26.    Куплахмедов Ю.О. та ін. Основи радіоекології. – К.: Вища школа, 2003. – 319 с.

27.    Лапін В.М. Безпека життєдіяльності: Навч. посібник. – К., 2000.

28.    Новиков Г.А. Основи общей зкологии. Л., 1979.

29.    Радіонукліди у водних екосистемах України. / За ред. М.Лябаха. – К.: Чорнобильінтерінформ, 2001. – 320 с.

30.    Сніжко С.І. Оцінка та прогнозування якості природних вод. – К.: Ніка-Центр, 2001. – 264 с.

31.    Сельскохозяйственная радиоекология / Под ред. Алексахина Р.М., Корнеева Н.А. – М.: Экология, 1992. – 400 с.

32.    Техногенні чинники забруднення довкілля. Вплив Чорнобильської катастрофи // Шевченко В. І., Півень А. З. Енергетика України: який шлях обрати, щоб вижити. – К., 1999. – с. 52-58.

33.    Третобчук В. Интегральная экономическая оценка ущерба и потерь, обусловленных ядерной катастрофой на ЧАЭС// Экономика Украины. – 1996. - №10. – с. 19-24.

34.    Усатенко П. Прабабушки альфа, бета и прадед уран // Зеркало недели. – 2001. - №17.

35.    Ющенко В. Чорнобиль – це біль, який буде відчувати не одне покоління Українців // Урядовий кур’єр. – 2001. - №65. – с. 3-4.