Аналогичная закономерность получена в опытах с картофелем. При облучении растений в период клубнеобразования урожай клубней при облучении дозами 7 – 10 кР практически не снижается. Если растения облучаются в более раннюю фазу развития, урожай клубней уменьшается в среднем на 30 – 50 %. Кроме того, клубни получаются не жизнеспособными из-за стерильности глазков.

Облучение вегетирующих растений не только приводит к уменьшению их продуктивности, но и снижает посевные качества формирующихся семян. Так при облучении вегетирующих растений не только приводит к уменьшению их продуктивности, но и снижает посевные качества формирующихся семян. Так при облучении зерновых культур в наиболее чувствительные фазы развития (кущение, выход в трубку) сильно снижается урожай, однако всхожесть получаемых семян существенно снижается, что даёт возможность не использовать их для посева. Если же растения облучают в начале молочной спелости (когда происходит формирование звена) даже в относительно высоких дозах, урожай зерна сохраняется практически полностью, однако такие семена не могут быть использованы для посева ввиду предельно низкой всхожести.

Таким образом радиоактивные изотопы не вызывают заметных повреждений растительных организмов, однако в урожае сельскохозяйственных культур они накапливаются в значительных количествах.

Значительная часть радионуклидов находится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, её гранулометрического состава, водно-физических и агрохимических свойств.

Основными радионуклидами, определяющими характер загрязнения, в нашей области является цезий – 137 и стронция – 90, которые по разному сортируются почвой. Основной механизм закрепления стронция в почве – ионный обмен, цезия – 137 обменной формой либо по типу ионообменной сорбции на внутренней поверхности частиц почвы .

Поглощение почвой стронция – 90 меньше цезия – 137, а следовательно, он является более подвижным радионуклидом.

В момент выброса цезия – 137 в окружающие среду, радионуклид изначально находится в хорошо растворимом состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсные частицы и т.д.)

В этих случаях поступления в почву цезий – 137 легкодоступен для усвоения растениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакции в почве, и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепления, радионуклид «стареет», а такое «старение» представляет комплекс почвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионуклида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов.

Механизм закрепления радиоактивных изотопов в почве, их сорбция имеет большое значение, так как сорбция определяет миграционные качества радиоизотопов, интенсивность поглощения их почвами, а, следовательно, и способность проникать их в корни растений. Сорбция радиоизотопов зависит от многих факторов и одним из основных является механический и минералогический состав почвы тяжёлыми по гранулометрическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий – 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность закрепления ими стронция – 90 и цезия – 137 повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией почвы.

Большему удержанию радиоизотопов в почве способствует наличие в ней химических элементов, близких по химическим свойствам к этим изотопам. Так, кальций – химический элемент, близкий по своим свойствам стронцию – 90 и внесение извести, особенно на почвы с высокой кислотностью, ведёт к увеличению поглотительной способности стронция – 90 и к уменьшению его миграции. Калий схож по своим химическим свойствам с цезием – 137. Калий, как неизотопный аналог цезия находится в почве в макроколичествах, в то время как цезий – в ультра микроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств цезия–137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элементов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия .

Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количество осадков).

Установлено, что стронций–90, попавший на поверхность почвы, вымывается дождём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает медленно и их основная часть находится в слое 0 – 5 см.

Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической особенности растений. На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых. Снижение кислотности почвы, как правило, способствует уменьшению размеров перехода радионуклидов в растения. Так, в зависимости от свойства почвы содержание стронция – 90 и цезия – 137 в растениях может изменяться в среднем в 10 – 15 раз.

А межвидовые различия сельскохозяйственных культур в накопление этих радионуклидов наблюдается зернобобовыми культурами. Например, стронций – 90 и цезий – 137, в 2 – 6 раз поглощается интенсивнее зернобобовыми культурами, чем злаковыми .

Поступление стронция–90 и цезия–137 в травостой на лугах и пастбищах определяется характером распределения в почвенном профиле.

В загрязнённой зоне, луга Рязанской области загрязнены на площади 73491 га, в том числе с плотностью загрязнения 1,5 Ки/км 2 - 67886 (36 % от общей площади), с плотностью загрязнения 5,15 Ки/км 2 - 5605 га (3%).

На целинных участка, естественных лугах, цезий находится в слое 0-5 см, за прошедшие годы после аварии не отмечена значительная вертикальная миграция его по профилю почвы. На перепаханных землях цезий – 137 находится в пахотном слое.

Пойменная растительность в большей степени накапливает цезий – 137, чем суходольная. Так при загрязнении поймы 2,4 Ки/км 2 в траве было обнаружено

Ки/кг сухой массы, а на суходольной при загрязнении 3,8 Ки/км 2 в траве содержалось Ки /кг .

Накопление радионуклидов травянистыми растениями зависит от особенностей строения дернины. На злаковом лугу с мощной плотной дерниной содержание цезия – 137 в фитомассе в 3 – 4 раза выше, чем на разнотравном с рыхлой маломощной дерниной.

Культуры с низким содержанием калия меньше накапливают цезия. Злаковые травы накапливают меньше цезия по сравнению с бобовыми. Растения сравнительно устойчивы к радиоактивному воздействию, но они могут накапливать такое количество радионуклидов, что становятся не пригодными к употреблению в пищу человека и на корм скоту.

Поступление цезия – 137 в растения зависит от типа почвы. По степени уменьшения накопления цезия в урожае растения почвы можно расположить в такой последовательности: дерново-подзолистые супесчаные, дерново-подзолистые суглинистые, серая лесная, чернозёмы и т.д. Накопление радионуклидов в урожае зависит не только от типа почвы, но и от биологической особенности растений.

Отмечается, что кальциелюбивые растения обычно поглощают больше стронция – 90,чем растения бедные кальцием. Больше всего накапливают стронций – 90 бобовые культуры, меньше корнеплоды и клубнеплоды, и ещё меньше злаковые .

Накопление радионуклидов в растении зависит от содержания в почве элементов питания. Так установлено, что минеральное удобрение, внесённое в дозах N 90, Р 90, увеличивает концентрацию цезия – 137 в овощных культурах в 3 – 4 раза, а аналогичные внесения калия в 2 – 3 раза снижает его содержание. Положительный эффект на уменьшение поступления стронция – 90 в урожай зернобобовых культур оказывает содержание кальций содержащих веществ. Так, например, внесение в выщелочный чернозём извести в дозах, эквивалентных гидролитической кислотности, уменьшает поступление стронция–90 в зерновые культуры в 1,5 – 3,5 раза.

Наибольший эффект на снижение поступления стронция – 90 в урожай растений достигает внесением полного минерального удобрения на фоне доломита. На эффективность накопления радионуклидов в урожае растений оказывают влияние органические удобрения и метеорологические условия, а также и время их пребывание в почве. Установлено, что накопление стронция – 90, цезия – 137 через пять лет после их попадания в почву снижается в 3 – 4 раза .

Таким образом, миграция радионуклидов во многом зависит от типа почвы, её механического состава, водно-физических и агрохимических свойств. Так на сорбцию радиоизотопов влияют многие факторы, и одним из основных являются механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по механическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий–137, закрепляются сильнее, чем лёгкими. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количества осадков).

Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической способности растений.

Радиоактивные вещества, попадающие в атмосферу, в конечном счете, концентрируются в почве. Через несколько лет после радиоактивных выпадений на земную поверхность поступления радионуклидов в растения из почвы становится основным путём попадания их в пищу человека и корм животным. При аварийных ситуациях, как показала авария на Чернобыльской АЭС, уже на второй год после выпадений основной путь попадания радиоактивных веществ в пищевые цепи - поступление радионуклидов из почвы в растения.

Как добиться сбалансированного обеспечения растений элементами питания и снизить издержки?

Испытания ядерного оружия, рутинные и аварийные выбросы предприятий ядерно-энергетического цикла привели к повышению содержания радионуклидов в почвах сельскохозяйственных угодий. В отдельных местах, уровни поверхностного загрязнения земель стронцием-90 и цезием-137 достигают таких значений, что на них невозможно производство нормативно чистой сельскохозяйственной продукции без применения специальных мер.

Значительная часть радионуклидов антропогенного происхождения сосредоточена в верхнем слое почвы. Скорость миграции цезия-137 и стронция-90 вглубь редко превышает 0,5 см/год. В обрабатываемых почвах до 90% валового запаса цезия-137 и 75% стронция-90 сосредоточено в пахотном горизонте. Уменьшение содержания радионуклидов в почве происходит за счет процессов их естественного распада, выноса с урожаем и процессов миграции. Значительное влияние на горизонтальную миграцию радионуклидов оказывают ветер, стоки поверхностных вод, паводковые и дождевые потоки, пожары. Горизонтальная миграция с водными стоками приводит к заметному перераспределению радионуклидов на местности с неравномерным рельефом. В средней и нижней частях склонов плотность загрязнения почвы может быть на 20-25%, а под пропашными культурами - на 75%, выше, по сравнению с верхними элементами рельефа. Вторичное перераспределение радионуклидов можно ослабить с помощью почвозащитных севооборотов и систематического глубокого безотвального рыхления плужной подошвы.

На накопление радионуклидов в растениях оказывают влияние их валовое содержание в почве, а также физико-химические формы, в которых они находятся. Специалисты выделяют четыре основные формы: водорастворимая, обменная (растворима в растворе ацетата аммония), подвижная (растворима в слабом растворе соляной кислоты) и неподвижная (связанная или фиксированная). В растения могут поступать только те радионуклиды, которые находятся в первых трех из вышеперечисленных форм. После выпадения цезия-137 он легкодоступен для поглощения растениями. Но постепенно связывается, внедряясь в кристаллическую решетку глинистых минералов. В течение 10 лет в биологически доступных формах, как правило, остается 5-15% валового содержания данного радионуклида. Стронций-90, выпадает, преимущественно, в форме топливных частиц, которые разрушаются со временем. Поэтому биологическая доступность данного радионуклида со временем, наоборот, возрастает.

Коэффициенты перехода радионуклидов в растения также зависят от гранулометрического состава почвы. На суглинистых почвах они накапливаются в два раза слабее, чем на песчаных. Естественно, биологические особенности растений также сказываются на накоплении радионуклидов. Если в зависимости от вида коэффициенты перехода могут различаться на один - два порядка, то между различными сортами различия не столь велики.

Для получения нормативно чистого по радиологическим параметрам урожая, применяются специально разработанные защитные меры, которые применяются дополнительно к обычным агротехническим приемам возделывания той или иной культуры.

Наименее затратным приемом является подбор культур и сортов культурных растений, накапливающих радионуклиды в наименьшей степени. В порядке убывания коэффициентов перехода цезия-137, зерновые культуры можно расположить в следующий ряд: люпин, горох, вика, рапс, овес, просо, ячмень, пшеница, озимая рожь. Как правило, картофель и свекла накапливают цезий в меньших количествах. Построить четкий убывающий ряд величины накопления цезия в овощных культурах практически невозможно, ввиду сильной зависимости коэффициентов перехода от сортовых особенностей.

Характер распределения культур по степени накопления стронция-90 сильно отличается от такового для цезия-137. В наибольшей степени данный радионуклид накапливает яровой рапс, за ним следуют люпин, горох, вика, ячмень, яровая пшеница, овес, озимая пшеница и озимая рожь. Как цезий, так и стронций сильнее накапливаются в соломе злаков, и гораздо меньше переходят в зерно. Клубни картофеля накапливают стронций-90 в меньших количествах, по сравнению с корнеплодами свеклы.

Исходя из коэффициентов перехода, следует осуществлять строгие мероприятия по контролю за содержанием радионуклидов в продукции растениеводства при ведении хозяйства на землях с плотностью поверхностного загрязнения цезием-137 выше 15 Ки/км 2 . В диапазоне 15-40 Ки/км 2 , как правило удается получить нормативно чистые урожаи зерновых и картофеля.

Эффективным методом ограничения поступления стронция-90 в растения является известкование почв. Дозы внесения извести или доломитовой муки зависят от кислотности почвы, гранулометрического состава, типа почвы и плотности загрязнения радионуклидами. Наименьшие коэффициенты перехода наблюдаются при доведении показателя pH до уровня, обеспечивающего получение максимального урожая, или легкого отклонения в щелочную сторону. Если расчеты показывают, что необходимо внесение более 8 т/га извести, то ее добавляют в два приема. Первые 50% вносятся под вспашку, а оставшаяся часть - под культивацию.

За счет известкования удается добиться снижения накопления стронция-90 в урожае в 1,5-3 раз. Известкование позволяет исключить увеличение коэффициентов перехода после внесения азотных удобрений. Это особенно важно для выращивания культур, урожай которых сильно зависит от подвижных форм азота в почве.

На почвах с достаточно глубоким гумусовым горизонтом рекомендуется выполнение глубокой мелиоративной вспашки. Если данный прием проведен, то последующие обработки почвы нельзя проводить на ту же глубину.

Применение органических удобрений повышает содержание гумуса в почве, улучшает ее структуру и снижает коэффициенты перехода радионуклидов в растения. Связано это с рядом явлений. Во-первых, многие радионуклиды эффективно связываются органо-минеральными комплексами. Во-вторых, существенное значение имеет увеличение обменной емкости почвы и доступности элементов-аналогов радионуклидов. В третьих, оптимальное содержание органического вещества в почве способствует получению более высоких урожаев, при этом происходит эффект «биологического разбавления» радионукида. В качестве органических удобрений годятся любые источники - навоз, торф, компосты, зеленые удобрения, нейтрализованный лигнин и продукты его переработки. Главное требование к удобрениям - минимальное содержание в их составе радионуклидов. При этом установлено, что внесение подстилочного навоза, из хозяйств, работающих на радиоактивно загрязненных землях, не вызывает заметного повышения содержания радионуклидов в почве. Эффективны в качестве органических удобрений и средств снижения накопления радиоизотопов в растениях сапропели. Дозы внесения органических удобрений должны быть такими же, как и на незагрязненных радионуклидами землях.

Азотные удобрения играют двоякую роль. С одной стороны, их недостаток приводит к снижению урожая. С другой - повышенные дозы увеличивают переход многих радионуклидов в растения. Дозы внесения азотных удобрений должны строго рассчитываться, исходя из планируемого урожая. Необходимо учитывать эффект последействия удобрений и проводить тщательный агрохимический анализ почвы. Идеальным вариантом является использование медленнодействующих азотных удобрений.

Внесение фосфорных удобрений позволяет снизить поступление радионуклидов в растения. Кроме того, подвижные формы стронция-90 выпадают в осадок, при взаимодействии с фосфатами.

Наиболее сильное влияние на снижение накопления цезия-137 в растениеводческой продукции оказывают калийные удобрения. Это связано как с антагонистическим влиянием калия на корневое поступление цезия, так и с повышением урожайности и «эффектом разбавления». При условии сбалансированного азотно-фосфорного питания, внесение калия также способствует снижению поступления стронция-90 в урожай. Наиболее эффективно применение калийных удобрений при содержании подвижных форм калия в почве до 100 мг/кг. На почвах слабо- и среднеобеспеченных калием внесение 160-240 кг K 2 O на гектар, приводит к 1,5-1,7-кратной прибавкой урожая, 1,5-2,7-кратному снижению накопления цезия-137 и 1,3-кратному снижению накопления стронция-90. На почвах с более высоким содержанием подвижных форм калия, вносить удобрения рекомендуется только в количествах восполняющих вынос элементов с урожаем.

Добиться сбалансированного обеспечения растений элементами питания и снизить издержки, позволяет использование комплексных удобрений, обогащенных микроэлементами и биологически активных веществами. При необходимости, рекомендуется внекорневая подкормка растений микроэлементами. Технологически она может сочетаться с внесением средств защиты растений, регуляторов роста, азотными подкормками. Дозы внесения микроэлементов не отличаются от рекомендуемых на незагрязненных землях.

Таким образом, дополнение традиционной агротехники возделывания сельскохозяйственных культур специальными защитными мероприятиями позволяет значительно снизить содержание техногенных радионуклидов в урожае.

Александр Никитин,
канд. с-х. наук

Радиоактивный стронций может поступать в растения двумя путями: аэральным, через надземные органы растений, и корневым.

Доля радионуклидов, осевших на поверхности растений при аэ-ральном поступлении на единице площади, от общего их количества, выпавшего на эту площадь, называется первичным удерживанием. Не только разные виды растений, но и разные органы и части растений обладают различной способностью удерживать выпавшие из атмосферы радионуклиды. Поданным Б.Н. Анненкова и Е.В. Юдинцевой (1991), первичное удерживание водного раствора 90 8г яровой пшеницей составило: для листьев - 41%, для стеблей - 18, для мякины - 11 и для зерна - 0,5%. Такая высокая удерживающая способность связана с тем, что радионуклиды в атмосферных осадках находятся в очень малых концентрациях (ультрамикроконцентрациях) и в таких условиях быстро и полно сорбируются на большинстве поверхностей, включая и листовую поверхность. Однако это возможно только в случае выпадения водорастворимых форм радионуклидов и не распространяется на загрязнения твердыми пылевидными частицами, например топливными. Время удаления с дождем и ветром половины задержанных радионуклидов с травянистых растений для зон умеренного климата составляет примерно 1-5 недель.

• 908г не только сорбируется на поверхности растений, но может и частично проникать в ткани надземных органов. Однако, несмотря на то что стронций аналог кальция, необходимого для метаболизма растений, процессы эти происходят медленно, и интенсивность их значительно ниже, чем при аэральном поступлении 137 С5.
• 908г характеризуется высокой подвижностью в системе «почва-растение». При одинаковой плотности загрязнения поступление 90 8г из почв в растения в среднем в 3-5 раз выше, чем 137 Сз, хотя при поступлении этих радионуклидов в растения из водных растворов более подвижным оказывается 137 Сз. Главной причиной этих различий является характер взаимодействия радионуклидов с почвой - 137 Сз в большей степени сорбируется в почве необменно, тогда как 90 8г находится в почве в основном в обменной формах.

Корневое поступление 90 8г зависит от свойств почв и биологических особенностей растений и колеблется в очень широких пределах: коэффициенты накопления (Кн) могут различаться в 30-400 раз. На разных типах почв Кн 90 8г варьируют для одной и той же культуры от 5 до 15 раз. В целом, чем больше емкость поглощения почв, выше содержание органического вещества, тяжелее механический состав почвы и в минеральной части хорошо представлены глинистые минералы, обладающие высокой поглотительной способностью, тем ниже коэффициенты перехода 90 8г из почвы в растения. Максимальные коэффициенты накопления наблюдаются на торфяных почвах и минеральных почвах легкого механического состава - песчаных и супесчаных, а минимальные - на плодородных тяжелосуглинистых и глинистых почвах (серых лесных и черноземах). Повышенному переходу радионуклида в урожай культур способствует переувлажнение почв.

Среди многих почвенных свойств кислотность и содержание обменного кальция оказывают основное влияние на поступление 90 8г в растения. С увеличением кислотности интенсивность поступления радионуклидов в растения возрастает в 1,5-3,5 раза. С увеличением содержания обменного кальция накопление 90 8г в растениях, напротив, уменьшается.

На карбонатных почвах происходит необменная фиксация 90 8г, и это приводит к снижению накопления его в растениях в 1,1-3 раза. Например, в карбонатном черноземе по сравнению с выщелоченным в 1,5-3 раза ниже содержание водорастворимого 90 8г и на 4-6% выше количество необменного 90 8г.

Скорость переноса 90 8г в звене «почва-растение» и далее по трофическим цепочкам зависит от содержания сопровождающих его носителей: изотопного (стабильного стронция) и неизотопного (стабильного кальция). При этом роль кальция для транспорта радионуклида важнее, чем стронция, так как количество первого существенно больше, чем второго. Например, концентрация стабильного стронция в почве равна в среднем 2-3 10 _3 %, а кальция - около 1,4%.

Для оценки перемещения радиоактивного стронция в биологических объектах используют отношение содержания 90 8г к Са, которое принято выражать в стронциевых единицах (с.е.).

1 с.е. = 37 мБк 90 8г/г Са.

Отношение стронциевых единиц в растениях к стронциевым единицам в почве называют коэффициентом дискриминации (КД):

КД = с.е. в растении / с.е. в почве.

Дискриминации стронция и кальция по отношению друг к другу не происходит, когда количество атомов 90 8г и кальция из почвы в растения переходит в одинаковом соотношении. Однако довольно часто при переходе 90 8г от одного звена к другому наблюдается снижение его содержания по отношению к кальцию. В этом случае говорят о дискриминации стронция по отношению к кальцию. В наи-

более типичных почвах средней полосы европейской части Российской Федерации коэффициент дискриминации колеблется от 0,4 до 0,9 для вегетативных органов растений и от 0,3 до 0,5 - для зерна (табл. 5.15; Корнеев, 1972; Рассел, 1971).

Таблица 5.15

Средняя величина коэффициента дискриминации (КД)

Отношение 90 8г к кальцию в зерне всегда меньше, чем в соломе, а в листьях свеклы и моркови меньше, чем в корнеплодах. На почвах, богатых обменным кальцием, коэффициент дискриминации обычно выше, чем на почвах с низким содержанием кальция, что связано с конкуренцией этих элементов при поступлении в растения. Это важно учитывать при выращивании кормовых культур, так как в кормах должно быть не только низкое содержание радиоактивного стронция, но и высокое содержание кальция, который препятствует поступлению 90 Бг в организм животных.

На накопление 90 Бг в растениях оказывают влияние их биологические особенности. В зависимости от вида растения накопление 90 8г в биомассе может отличаться от 2 до 30 раз, а в зависимости от сорта - от 1,5 до 7 раз.

Минимальное накопление 90 8г происходит в зерне и клубнях картофеля, максимальное - в бобовых и зернобобовых культурах. Если сравнить коэффициенты накопления 90 Бг в злаковых и бобовых культурах, то у бобовых они будут значительно выше (табл. 5.16).

Таблица 5.16

Коэффициенты перехода 90 Бг в разные сельскохозяйственные культуры на дерново-подзолистых супесчаных почвах (Бк/кг)/(кБк/м 2)

90 8г накапливается в основном в вегетативных органах растений. В зерне, семенах и плодах его всегда значительно меньше, чем в других органах. Причем стронций преимущественно накапливается не в корнях, а в надземных частях растений.

В порядке убывания концентрации 90 Бг полевые культуры распределяются следующим образом:

• зерновые, бобовые и зернобобовые: яровой рапс > люпин > горох > вика > ячмень > яровая пшеница > овес > озимая пшеница > озимая рожь;
• зеленая масса: бобовые многолетние травы > злаково-зернобобовые травосмеси > клевер > люпин > многолетние бобово-злаковые смеси > горох > многолетние злаковые травы > вика >

> рапс яровой > горохо-овсяная смесь > вико-овсяная смесь >

> кукуруза;

Естественные ценозы: разнотравье > осоки > злаково-разнотравные > разнотравно-злаковые > злаковые > мятлик луговой > ежа сборная.

Концентрация радиоактивного стронция в культурах зависит от содержания кальция в растениях. Из табл. 5.17 (Маракушкин, 1977, цит. по: Пристер, 1991) видно, что чем выше в культуре содержание кальция, тем больше в них накапливается 90 8г.

Таблица 5.17

(полевой опыт с постоянным уровнем загрязнения почвы)

Распределение корневой системы растений также оказывает влияние на накопление 90 8г. Например, такие плотнокустовые злаки, как овсяница овечья и мятлик полевой, накапливают 90 8г в 1,5- 3,0 раза больше, чем корневищные злаки - пырей ползучий и костер безостый. Это связано с тем, что у плотно кустовых злаков узел кущения находится на поверхности почвы и образующиеся молодые корни оказываются в самом верхнем загрязненном слое почвы. У корневищных злаков узел кущения и соответственно новые корни образуются на глубине 5-20 см, где содержание 90 8г в природных экосистемах значительно ниже. Культуры с неглубоким распределением корневой системы всегда больше загрязнены радионуклидом.

Травы с естественных лугов имеют выше концентрации 90 8г в биомассе, чем сеяные травы, что объясняется большей подвижностью радионуклида в верхнем дерновом горизонте почвы, где он находится в более доступной для растений форме, чем в минеральных горизонтах почвы.

в лесных экосистемах. При аэральном загрязнении лесных экосистем 90 8г надолго остается прочно закрепленным в наружных покровах древесных растений. Он характеризуется малой подвижностью и при листовом загрязнении практически не перемещается по тканям и проводящим путям растений.

Однако накопление 90 8г через корни, в отличие от ассимиляции через листья, намного более выражено и в древесной, и в травянистой растительности. Со временем это приводит к заметному накоплению радиостронция во всех частях растений, включая древесину. У хвойных пород деревьев накопление радионуклидов за счет корневого поступления проявляется заметно слабее, чем у лиственных. Наиболее значительно 90 8г поглощается осиной, рябиной обыкновенной, крушиной ломкой, ивами, лещиной обыкновенной. Более высокое накопление 90 8г по сравнению с |37 Сз характерно также для ели, дуба, клена, березы, липы.

Соотношение 90 8г: 137 С5 в древесине со временем существенно изменяется, от 0,2-0,7 во время аэрального загрязнения до 6-7 при преобладании корневого поступления. Это связано с тем, что |37 Сз в отличие 90 8г легче перемещается по органам растений после попадания на поверхность листьев, чем через корни, так как он прочно сорбируется почвой. 90 8г находится в почве в более доступной форме. Так, отмечают, что через 5-7 лет после загрязнения лесов Чернобыльской зоны содержание 90 Бг в древесине увеличилось в 5- 15 раз по сравнению с первым годом (Клековкин, 2004). Корневое поглощение 90 8г усиливается на гидроморфных почвах.

Поступив из разрушенного реактора в окружающую среду, стронций находится в доступном для человека состоянии. Он вовлекается в биологические цепи миграции. Это означает, что стронций накапливается в растениях, которые человек употребляет в пищу. накапливается в организме домашних животных (например коров), которых люди содержат на загрязненных территориях и как следствие, молоко, мясо накапливает повышенное количество этого радионуклида. Употребляя продукты питания полученные на радиационно-неблагополучных территориях , человек способствует накоплению стронция в организме.

Кроме того, стронций может поступать в организм человека и при вдыхании пыли. Что же происходит с организмом человека, когда стронция накапливается очень много?

Где накапливается стронций в человеке?

Стронций остеотроп – то есть элемент, который накапливается избирательно в определенных тканях живых существ, в том числе и человека. Этим органом (тканью) является скелет (кости). Объясняется такая закономерность очень просто – по химическим свойствам стронций подобный кальцию, который является основных строительным элементом скелета всех организмов. При дефиците кальция, а зона Полесья бедна на этот элемент, и при наличии радиоактивного стронция – организм без разбору накапливает в костях этот радионуклид.

Накопления стронция в костях вызывает и другую важную проблему – радионуклид очень медленно выводится из человеческого организма (скелета). Через двести дней выводится только половина накопленного стронция.

Важно, что накапливаясь в костях – стронций облучает важные, говоря языком радиобиологии, критические органы человека – костный мозг . Место, где образовывается кровь человека. Высокое содержания стронция в костях человека способно оказать существенное воздействие на этот орган и вызвать соответствующие заболевания.

Чтобы понять насколько избирательно накапливается стронций в костной ткани, укажем, что например в мышечной ткани (мясе) стронция накапливается только один процент – остальное в костях.

Влияние радиоактивного стронция

Высокое накопление стронция, особенно в организме детей, может привести к крайне опасным последствиям. Радиоактивный стронций облучает растущую костную ткань, что приводить к заболеванию и деформации суставов ребенка, наблюдается задержка в росте. Это заболевание имеет даже свое название – стронциевый рахит.

Наиболее ярко негативное влияние стронция на организм человека запечатлено на фото ребенка, который пережил ядерную бомбардировку в Хиросиме.

Фото поражение человека инкорпорированным стронцием.

1 – фото ребенка через 2 года после бомбандировки (1947 год);

2 – прогрессирующее поражение сустава ноги (снимок сделан через 1 год после первого снимка);

3 – ребенок в 1951 году (развитие болезни).

Как уже отмечали, при высоком накоплении стронция в костях происходит облучение и поражение костного мозга. Хроническое облучение приводит к развитию лучевой болезни , появлению опухолей в системах кровообразования, а также возникают злокачественные опухоли в костях. Вызывает лейкемию, приводит к поражению печени и мозга человека.

Важным профилактическим методом, который позволяет предотвратить поступления стронция в организм человека является правильное приготовление пищи, которая получена на территориях подвергшихся загрязнению стронцием-90. Кулинарная обработка позволяет снизить концентрацию радионуклида в несколько раз. Ненужно пренебрегать такими простыми процедурами.

Между плотностью загрязнения почв радионуклидами природно-растительных комплексов и удельной радиоактивностью растений существует прямая зависимость. Например, растения в 1990 г. имели следующую удель­ную радиоактивность: хвоя сосны-1,8-10-7 Ки/кг, черника - 1,2- К)-7. Плотность загрязнения почвы радионуклидами гамма-спектра на этих пробах была равна 7,0 и 19,9 Ки/км2.

На луговых пробных площадях, как и в лесных фитоценозах, аналогичная закономерность соблюдалась только в идентичных типах луга, характеризующихся сходными свойствами почв. Так, пойма р. Сож щучка дер­нистая имела удельную радиоактивность 4,3-10-8 Ки/кг, осока пузырчатая-1,4-10-7, клевер луговой - 5,5-Ю-8 Ки/кг. Пока­затели удельной радиоактивности аналогичных растений на ПП 20 (Ветковский район, пойма р. Беседь) были значительно. Плотность загрязне­ния почв радионуклидами на этих пробных площадях была равна соответственно 4,2 и 17,1 Ки/км2.

Растения живого напочвенного покрова аккумулировали эти радионуклиды по-разному: по аккумуляции стронция-90 выде­ляется овсяница овечья (в 10 раз интенсивнее цезия-137), а так­же лишайник олений мох (в 6 раз). В растениях в больших количествах обнаружены изотопы церия, празеодима и рутения, хотя они и не относятся к биогенным элементам. Их накопление соизмеримо с аккумуляцией стронция-90 и цезия-137. По акку­муляции изотопов плутония в растениях лесных фитоценозов, особенно сосняков, выделяется живой напочвенный покров, ко­торый концентрирует эти радионуклиды на 1-2 порядка боль­ше, чем сосна. Н^ луговых пробах подавляющее количество видов концентрирует цезий-137, в меньшей степени - изотопы стронция-90.

По изотопному составу радионуклидов, содержащихся в при­родно-растительных комплексах, можно проследить динамику общего содержания гамма-излучаюших радионуклидов в расте­ниях. С момента аварии удельная радиоактивность раститель­ности непрерывно падала.

Значительные колебания удельной радиоактивности отмечаются в самой близ­кой к аварийному реактору точке д. Масаны. Это связано с распадом короткоживущих изотопов - церия, празеодима и рутения, а также цезия-134.

В настоящее время радиоактивность почв и растений опре­деляется в основном радиоизотопами цезия, стронция и плу­тония.

С течением времени в почвах уменьшается подвижность цезия-137, а стронция-90 возрастает. Это от­ражается на поступлении данных радионуклидов в растения. Очевидно, что поступление цезия-137 в растения за 5 лет сокра­тилось в 5-10 раз, а стронция-90 возросло в такой же степени. Это обстоятельство следует учитывать при использовании рас­тительных ресурсов в зонах радиоактивного загрязнения.

Для практики лесного хозяйства очень важны сведения о за­кономерностях распределения радионуклидов по органам расте­ний. Установлено, что радионуклиды больше всего скапливаются в хвоё (листьях), затем в коре, ветвях, меньше всего их в Дре­весине.

При использовании «чи­стой» древесины мы получаем большую массу отходов с высо­кой радиоактивностью, которые неизвестно куда девать - то ли сжигать, то ли подвергать захоронению. Однако отходы - цен­ное сырье, его нельзя терять, это неэкономично. Мы рекомен­дуем воздерживаться от эксплуатации таких насаждений в ближайшие 30-60 лет до понижения радиоактивности органов древесных пород до приемлемого уровня за счет естественного распада радионуклидов.

В лесных фитоценозах картина несколько иная. Из напочвен­ного покрова в почву возвращается примерно 50% радионук­лидов, а из древесного яруса за счет опада хвои, веток, шишек, коры в почву поступает около 5% радиоизотопов, или 0,1 Ки/км2. Общий возврат радионуклидов в почву составляет (с учетом живого напочвенного покрова) 0,46 Ки/км2.

Таким образом, живой напочвенный покров, особенно травянистые растения, принимает более активное участие в круго­вороте радионуклидов в природно-растительных комплексах. В результате изучения круговорота радионуклидов в природно-растительных комплексах можно составить схему распреде­ления радионуклидов между компонентами биогеоценоза. Наибольшей удельной радиоактивностью обладает нижний ярус фитоценоза (мхи, лишайники, грибы), затем идут травянистые виды, кустарнички, подлесок и подрост. Наименьшая удельная радиоактивность характерна для древесного- верхнего - яру­са фитоценоза. Это связано с особенностями биологии и строе­ния растений. В большем количестве радионуклиды накапли­ваются в тех органах и тканях растений, в которых происходит интенсивный обмен веществ и относительно высокий процент белка. В одревесневевших органах и тканях, играющих проводя­щую роль, радионуклиды накапливаются в меньших количе­ствах. В связи с этим сильнейшими биоконцентратами радио­нуклидов являются шляпочные грибы.

1.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях

Значительная часть радионуклидов находится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, водно-физических и агрохимических свойств.

Основными радионуклидами, определяющими характер загрязнения, в нашей области является цезий – 137 и стронция – 90, которые по разному сортируются почвой. Основной механизм закрепления стронция в почве – ионный обмен, цезия – 137 обменной формой либо по типу ионообменной сорбции на внутренней поверхности частиц почвы.

Поглощение почвой стронция – 90 меньше цезия – 137, а следовательно, он является более подвижным радионуклидом.

В момент выброса цезия – 137 в окружающие среду, радионуклид изначально находится в хорошо растворимом состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсные частицы и т. д.)

В этих случаях поступления в почву цезий – 137 легко доступен для усвоения растениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакции в почве и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепления, радионуклид “стареет”, а такое “старение” представляет комплекс почвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионуклида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов.

Механизм закрепления радиоактивных изотопов в почве, их сорбция имеет большое значение, так как сорбция определяет миграционные качества радиоизотопов, интенсивность поглощения их почвами, а, следовательно, и способность проникать их в корни растений. Сорбция радиоизотопов зависит от многих факторов и одним из основных является механический и минералогический состав почвы тяжёлыми по гранулометрическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий – 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность закрепления ими стронция – 90 и цезия – 137 повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией почвы.

Большему удержанию радиоизотопов в почве способствует наличие в ней химических элементов, близких по химическим свойствам к этим изотопам. Так, кальций – химический элемент, близкий по своим свойствам стронцию – 90 и внесение извести, особенно на почвы с высокой кислотностью, ведёт к увеличению поглотительной способности стронция – 90 и к уменьшению его миграции. Калий схож по своим химическим свойствам с цезием – 137. Калий, как неизотопный аналог цезия находится в почве в макроколичествах, в то время как цезий – в ультромикроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств цезия – 137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элементов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия.

Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количество осадков).

Установлено, что стронций – 90 попавший на поверхность почвы, вымывается дождём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает медленно и их основная часть находится в слое 0 – 5 см.

Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической особенности растений. На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых. Снижение кислотности почвы, как правило, способствует уменьшению размеров перехода радионуклидов в растения. Так, в зависимости от свойства почвы содержание стронция – 90 и цезия – 137 в растениях может изменяться в среднем в 10 – 15 раз.

А межвидовые различия сельскохозяйственных культур в накопление этих радионуклидов наблюдается зернобобовыми культурами. Например, стронций – 90 и цезий – 137, в 2 – 6 раз поглощается интенсивное зернобобовыми культурами, чем злаковыми.

Поступление стронция – 90 и цезия – 137 в травистой на лугах и пастбищах определяется характером распределения в почвенном профиле.

На целинных участка, естественных лугах, цезий находится в слое 0-5 см, за прошедшие годы после аварии не отмечена значительная вертикальная миграция его по профилю почвы. На перепаханных землях цезий – 137 находится в пахотном слое.

Пойменная растительность в большей степени накапливает цезий – 137, чем суходольная. Так при загрязнении поймы 2,4 Ки/км2 в траве было обнаружено Ки/кг сухой массы, а на суходольной при загрязнении 3,8 Ки/км2 в траве содержалось Ки /кг.

Накопление радионуклидов травянистыми растениями зависит от особенностей строения дернины. На злаковом лугу с мощной плотной дерниной содержание цезия – 137 в фитомассе в 3 – 4 раза выше, чем на разнотравном с рыхлой маломощной дерниной.

Культуры с низким содержанием калия меньше накапливают цезия. Злаковые травы накапливают меньше цезия по сравнению с бобовыми. Растения сравнительно устойчивы к радиоактивному воздействию, но они могут накапливать такое количество радионуклидов, что становятся не пригодными к употреблению в пищу человека и на корм скоту.

Поступление цезия – 137 в растения зависит от типа почвы. По степени уменьшения накопления цезия в урожае растения почвы можно расположить в такой последовательности: дерново-подзолистые супесчаные, дерново-подзолистые суглинистые, серая лесная, чернозёмы и т. д. Накопление радионуклидов в урожае зависит не только от типа почвы, но и от биологической особенности растений.

Отмечается, что кальциелюбивые растения обычно поглощают больше стронция – 90,чем растения бедные кальцием. Больше всего накапливают стронций – 90 бобовые культуры, меньше корнеплоды и клубнеплоды, и ещё меньше злаковые.

Накопление радионуклидов в растении зависит от содержания в почве элементов питания.

Так на сорбцию радиоизотопов влияют многие факторы, и одним из основных являются механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по механическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий – 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количества осадков).

1.4 Пути миграции радионуклидов в окружающей среде

Радиоактивные вещества попадающие в атмосферу, в конечном счёте концентрируются в почве. Через несколько лет после радиоактивных выпадений на земную поверхность поступления радионуклидов в растения из почвы становится основным путём попадания их в пищу человека и корм животным. При аварийных ситуациях, как показала авария на Чернобыльской АЭС , уже на второй год после выпадений основной путь попадания радиоактивных веществ в пищевые цепи - поступление радионуклидов из почвы в растения.

Радиоактивные вещества, попадающие в почву, могут из неё частично вымываться и попадать в грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживает попадающие в неё радиоактивные вещества. Поглощение радионуклидов обуславливает очень длительное (в течение десятилетий) их нахождение в почвенном покрове и непрекращающееся поступления в сельскохозяйственную продукцию. Почва как основной компонент агроценоза оказывает определяющее влияние на интенсивность включения радиоактивных веществ в кормовые и пищевые цепи.

Поглощение почвами радионуклидов препятствует их передвижению по профилю почв, проникновению в грунтовые воды и в конечном счёте определят их аккумуляцию в верхних почвенных горизонтах.

Механизм усвоения радионуклидов корнями растений сходен с поглощением основных питательных веществ – макро и микроэлементов. Определённое сходство наблюдается в поглощении растениями и передвижения по ним стронция – 90 и цезия – 137 и их химических аналогов – кальция и калия поэтому содержание данных радионуклидов в биологических объектах иногда выражают по отношению к их химическим аналогам, в так называемых стронциевых и цезиевых единицах.

Радионуклиды Ru – 106, Ce – 144, Co – 60 концентрируются преимущественно в корневой системе и в незначительных количествах передвигаются в назёмные органы растений. В отличие от них стронций – 90 и цезий – 137 в относительно больших количествах накапливаются в наземной части растений.

Радионуклиды, поступившие в подземную часть растений, в основном концентрируются в соломе (листья и стебли), меньше – в мягкие (колосья, метёлки без зерна. Некоторые исключения из этой из этой закономерности составляет цезий, относительное содержание которого в семенах может достигать 10 % и выше общего количества его в надземной части. Цезий интенсивно передвигается по растению и относительно в больших количествах накапливается в молодых органах, чем очевидно вызвана повышенная концентрация его в зерне.

В общем накопление радионуклидов и их содержание на единицу массы сухого вещества в процессе роста растений наблюдается такая же закономерность, как и для биологически важных элементов: с возрастом растений в их надземных органах увеличивается абсолютное количество радионуклидов и снижается содержание на единицу массы сухого вещества. По мере увеличения урожая, как правило, уменьшается содержание радионуклидов на единицу массы.

Из кислых почв радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых, нейтральных и слабо щелочных. В кислых почвах повышается подвижность стронция – 90 и цезия – 137 снижается прочность их растениями. Внесение карбонатов кальция и калия или натрия в кислую дерново-подзолистую почву в количествах, эквивалентных гидролической кислотности, снижает размеры накопления долгоживущих радионуклидов стронция и цезия в урожае.

Существует тесная обратная зависимость накопления стронция – 90 в растениях от содержания в почве обменного кальция (поступление стронция уменьшается с увеличением содержания обменного кальция в почве).

Следовательно, зависимость поступления стронция – 90 и цезия –137 из почвы в растения довольно сложная, и не всегда её можно установить по какому-либо одному из свойств, в разных почвах необходимо учитывать комплекс показателей.

Пути миграции радионуклидов в организм человека различны. Значительная их доля поступает в организм человека по пищевой цепи: почва – растения – сельскохозяйственные животные – продукция животноводства
– человек. В принципе радионуклиды могут поступать в организм животных через органы дыхания, желудочно-кишечный тракт и поверхность кожи. Если в период

радиоактивных выпадений крупных рогатый скот находится на пастбище, то поступление радионуклидов может составить (в относительных единицах): через пищеварительный канал 1000, органы дыхания 1, кожу 0,0001. Следовательно, в условиях радиоактивных выпадений основное внимание должно быть обращено на максимально возможное снижение поступления радионуклидов в организм сельскохозяйственных животных через желудочно-кишечный тракт.

Так как радионуклиды поступая в организм животных и человека могут накапливаться и оказывая неблагоприятное воздействие на здоровье и генофонд человека необходимо проводить мероприятия, снижающие поступление радионуклидов в сельскохозяйственные растения, снижение накопления радиоактивных веществ в организмах сельскохозяйственных животных.

Глава 2 Особенности аккумуляции радионуклидов различными фитоценозами

2.1 Аккумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозов

Особенности поведения радиоактивных элементов в почве и растениях приводят к так называемой биогенной сепарации, которая проявляется в различном изотопном составе загрязнен­ной почвы и произрастающих на ней растений. Распределение радионуклидов по их органам строго спе­цифично и зависит от подвижности данного элемента в расте­нии, его доступности, биологических особенностей растения и т. д.

Вопрос о поступлении и распределении в растениях (осо­бенно древесных) различных радиоизотопов изучен недоста­точно, что объясняется отчасти трудностями определения радио­нуклидов в растениях вследствие незначительного их содержания. А между тем изучение поведения различных радиоактивных веществ, особенно долгоживущих, имеет немаловажное значе­ние для лесного хозяйства, так как дает возможность оценить радиобиологические эффекты, связанные с их транспортом в системе почва-растение, и получить прогнозные данные для разработки лесохозяйственных мероприятий на загрязненных радионуклидами территориях (создание лесных культур, заго­товка хвойно-витаминной муки, селекция древесных растений и т. д.).

Из выпавших в результате аварии на ЧАЭС радионуклидов наибольший интерес для лесного хозяйства представляют 90Sr и 47Cs, которые при соответствующих условиях могут активно включаться в древесную растительность корневым путем, в зна­чительной мере влиять на ее жизнедеятельность и определять степень использования. Большинство других радиоактивных изо­топов (103Ru, 106Ru, 144Ce и. др.) усваивается корневыми систе­мами в небольших количествах и с точки зрения загрязнения растительной продукции несущественно. Поэтому необходимо было оценить роль основных лесообразующих дре­весных растений в вертикальной миграции радионуклидов по содержанию радиоактивных веществ в различных органах рас­тений и почве в зависимости от уровня ее загрязнения, устано­вить вклад основных продуктов распада в корневое питание опытных растений. Принималось во внимание, что динамика накопления изучаемых элементов отражает потребность расте­ний в них.

Результаты исследования показали, что из важнейших дол­гоживущих продуктов деления через корневые системы в надзем­ную часть древесных растении в наибольших количествах по­ступали l37Cs и 134Cs. Они вносили основной вклад в удельную радиоактивность растений (в зависимости от их вида и плот­ности загрязнения почвы) - от 25 до 80% общей концентрации изучаемых элементов. Поглощение цезия-134 и - 137 надземными органами растений шло примерно одинаково (1: 1). Некоторое несоблюдение этой закономерности при поступлении 134Cs и 137Cs в хвою второго и третьего года жизни объясняется, по нашему мнению, частичным поверхностным ее загрязнением. Наблюдается и определенная видовая специфичность в по­глощении цезия-134 и цезия-137 из почвы. Максимальная акку­муляция этого элемента отмечена в листьях березы, несколько меньшая - у дуба. Близкие концентрации цезия обнаружены в фотосинтезирующих органах осины, ольхи, хвое сосны первого года жизни. Относительно высокое содержание цезия-137 и це­зия-134 (по сравнению с почвой) наблюдается в хвое сосны обыкновенной второго года жизни.

Поглощение радионуклидов растениями определяется еще и сорбционными процессами в почве. Так, при поступлении из водного раствора в наибольших количествах поглощается137Cs, в меньшей степени - 90Sr, тогда как при поступлении из почвы коэффициент накопления 137Cs намного меньше, чем 90Sr.

При исследовании поступления 90Sr и 137Cs в древесные рас­тения из почв в Гомельской и Могилевской областях , загрязнен­ных радионуклидами, такой закономерности не выявлено. Нао­борот, в значительно больших количествах в надземную часть древесных растений поступает из почвы 137Cs. Повышенная миграция 137Cs отмечалась и другими исследователями. Так, известно, что 137Cs из дерново-подзо­листых торфяных, супесчаных и песчаных почв Белорусского Полесья поступает в травянистые растения интенсивнее, чем90Sr. На исследованных почвах наблюдается большее (в среднем в 10 раз) по сравнению с90Sr поступление I37Cs в растения, о чем свидетельствует увеличение отношения 137Cs:90Sr (до 16 раз). Считается, что основной причиной значительного по­ступления 137Cs в растительность данного региона является ма­лая фиксирующая способность почв по отношению к этому радионуклиду, что обусловлено особенностями их минералоги­ческого состава (невысоким содержанием илистых фракций, почти полным отсутствием глинистых минералов и высокой их гидроморфностью). Показано, что растениям доступен не только137Cs, находящийся в обменной форме, но и радионуклид в необ­менной форме.

Сравнительное перемещение радионуклидов в системе поч­ва-растение удобно оценивать с помощью коэффициентов накопления (отношение концентрации элемента в растении к содержанию этого элемента в почве). При расчете коэффициен­тов нами использовались данные о концентрации радионукли­дов в верхнем (0-5 см) слое почвы и листьях, где находится значительное количество исследуемых радионуклидов.

Обнаружены существенные различия в содержании радио­активных веществ, обусловленные неодинаковой избирательной поглотительной способностью древесных растений (табл. 1). Наиболее высокие коэффициенты накопления (КН) характер­ны для поступления цезия в березу (2,8-3,8). Коэффициенты накопления для дуба и осины достаточно близки (1,39-1,56 и 1,42-1,44 соответственно). Мало различаются по этому пока­зателю и ольха с сосной. Наиболее высокий уровень потребле­ния стронция у дуба: коэффициент накопления равен 0,79. Близки к нему осина и ольха. Минимальная аккумуляция этого элемента отмечена у сосны (КН = 0,45). Береза по этому пока­зателю занимает промежуточное положение (КН = 0,50). Потребление других радиоактивных элементов (церия, плутония, рутения, празеодима) также неодинаково.

Таблица 1 Коэффициенты накопления радионуклидов из почвы различными из древесными породами

исследования
	0,50 0,60 0,79 0,60 0,45	0,30 0,09 0,18 0,22 0,19	1,44 1,66 1,37 1,12 0,73			2,85 1,42 1,39 0,53 0,48	3,82 1,44 1,56 0,71 0,74

Таблица 2. Содержание элементов питания в различных древесных растениях, %

исследования

Проведено сравнение поступления в исследуемые дре­весные растения изотопов стронция и цезия и их аналогов - калия и кальция, так как известно, что поведение стронция-90 в системе почва-растение сходно с миграцией кальция - его основного неизотопного но­сителя, а цезия-134 и -137 - с калием. Установленные кафедрой почвоведения МГУ закономерности в содержании калия и каль­ция в листьях исследуемых нами древесных пород в основном справедливы и для радиоактивных изотопов стронция-90 и це­зия-134 и -137 (табл. 2). Больше всего калия, кальция и ра­дионуклидов стронция и цезия поглощают и накапливают лист­венные древесные растения. Различия в поступлении и содер­жании радиоактивных изотопов цезия и стронция, обусловлен­ные биологическими особенностями древесных пород, сходны с усвоением растениями их химических аналогов - кальция и калия. Сопоставление данных табл. 3.3 и 3.4 показывает, что береза, осина и дуб накапливают в своих фотосинтезирующих органах радиоактивный изотоп цезия (как неизотопный калий) в количествах, превышающих их содержание в почве. Накоп­ление радиоактивного стронция из почв идет слабее, чем накоп­ление кальция, но видовая специфичность в основном сохра­няется.

2.2 Особенности накопления радионуклидов растениями живого

напочвенного покрова в дубравах

Дубравы по степени загрязнения они сильно отличаются друг от друга. Так, экспозиционная доза излучения па уровне почвы в 1986 г. была 13 - 710 мкР/ч, за­грязненность почвы - 185,2 и 112,4. Экспозиционная доза излучения в 1987 г. снизилась в 5-7 раз, активность почвы - в 8-14 раз. В последующие годы отмечено дальнейшее сниже­ние обоих показателей. В 1993 г. экспозиционная доза излучения снизилась до 46-ПО мкР/"ч, активность почвы-до 1.7- 7,2 Ки/км2.

В напочвенном покрове дубрав широко распространены ор­ляк обыкновенный, плауны, мхи и представители следующих семейств: лютиковых, розоцветных, гречишных, гераниевых, зон­тичных, брусничных , первоцветных, норичнико­вых, сложноцветных, мареновых, ситниковых, лилейных, злако­вых. Для исследования были взяты орляк обыкновенный, плаун булавовидный, герань кроваво-красная, буквица лекарственная, ожика волосистая, ландыш майский, купена лекарственная, вейник наземный, овсяница овечья.

Растения живого напочвенного покрова, произрастающие в дубравах, обладали в 1987 г. несколько меньшей общей γ - активностью, чем в 1986 г., но разница у растений-эдификаторов и ястребинки зонтичной составила 50%, у остальных различия достигали 10-100 раз. По данным 1987 г., КНР снизились почти у всех видов. Максимальные значения зафиксированы в мае у марьянника дубравного, минимальные - у ландыша майского, буквицы лекарственной, купены лекарственной. К 1990 г. общая активность травянистой и полукустарничковой растительности была равна (Ки/кг): у орляка 3-10-7, мха Шребера - 8,5 -10-7, черники - 1,4-10-7, марьянника лугового - 9,8-10 8, майника двулистного-1,8-10 6, овсяницы овечьей - 5,5-10. В 1988 г. у растений живого напочвенного покрова колебались в следующих пределах: у орляка обыкновен­ного от 0,74 до 1,24, у марьянника дубравного от 0,24 до 2,71, у герани кроваво-красной от 0,02 до 0,82, у буквицы лекарствен­ной от 1,30 до 6,21, у ожики волосистой от 0,02 до 2,12, у ланды­ша майского от 0,02 до 0,52, у купены лекарственной от 0,02 до 1,12, у овсяницы овечьей от 0,02 до 0,71, у горичника горного от 0,02 до 0,59, у вейника наземного от 0,02 до 0,71.

Анализ полученных данных показывает, что наблюдается снижение удельной гамма-активности у всех видов растений жи­вого напочвенного покрова. Необходимо отметить, что при за­грязнении почв дубрав до 50 Ки/км2 растения семейства лилей­ных обладают большей активностью по сравнению с осталь­ными. Увеличение плотности загрязнения в 2-10 раз приводит к адекватному увеличению активности вейника наземного. Об­щая -γ - активность растительности живого напочвенного покрова к 1990 г. если и снизилась, то очень незначительно.

Данные γ - спектрометрического анализа показывают, что в 1987 г. в слое почвы 0-5 см присутствовали следующие эле­менты: 144Се - 3,0-10-8 Ки/кг; I06Ru - 3,0-10-8; 134Cs - 1,4- 10-8;

137Cs 4,3. 10-8; 90Sr - 6,6-10-8 (средние данные).

При проведении сравнительного анализа по накоплению изо­топов цезия и стронция-90 в разные (1988 и 1992) годы иссле­дований можно отметить снижение содержания изотопов цезия в растениях в 1,5-10 раз в зависимости от вида. Содержание стронция-90 увеличилось у орляка обыкновенного от 250 до 6850 Бк/кг (ПП 38), ландыша майского - от 322 до 2540 (ПП 9), черники -от 740 до 7700 Бк/кг (ПП 13).

Коэффициенты накопления цезия-137 растениями живого напочвенного покрова дубрав орляковых были следующими: овсяница овечья - свыше 20, рамишия однобокая, вероника ле­карственная, вейник наземный - 6, купена лекарственная, брус­ника - 5, черника, ландыш майский, орляк - 2, герань крова­во-красная- 1; стронция-90: овсяница овечья - 7, вейник на­земный- 5, вероника лекарственная - 3, черника, купена ле­карственная- 1, орляк - 7, купена лекарственная, герань кроваво-красная - 5, ландыш майский - 3.

Таблица 3. Содержание изотопов в растениях живого напочвенного покрова в орляковых дубравах, Ки/кг

Растение	Радионуклид
Вейник наземный
Майник двулистный
Ландыш майский
Плаун годичный
Буквица лекарственная
Овсяница овечья
Вейник наземный

По общей гамма-активности коэффициенты накопления в растительности распределены следующим образом: мхи>гре­чишные, лилейные, сложноцветные> гераниевые> норичниковые> лютиковые> розоцветные > злаковые > ситниковые > папоротники > плауны> брусничные, мареновые > грушанковые > первоцветные, зонтичные.

2.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы

В связи с выведением из сельскохозяйственного производ­ства значительных площадей естественных лугов и пастбищ, подвергшихся загрязнению радиоактивными выбросами в ре­зультате аварии на ЧАЭС, все большую актуальность приобре­тает проблема получения экологически чистой продукции в зо­нах с относительно невысоким (1-5 Ки/км2) уровнем радио­нуклидов в почве.

Создание сенокосов на загрязненных территориях сопряже­но с разработкой системы агротехнических мероприятий, кото­рые позволили бы, с одной стороны, поддерживать оптимальный уровень продуктивности травостоев и качества кормов, с дру­гой - способствовали эффективному снижению аккумуляции радионуклидов в надземной массе кормовых культур. Поэтому начиная уже с 1986 г. нами в условиях дерново-подзолистых супесчаных почв Мозырского района Гомельской области иссле­довалось влияние структуры агроценоза, минеральных удобре­ний и обработки почвы на миграцию основных дозообразующих радионуклидов в системе почва-растение. Радиологические исследования выполнялись на оказавшихся в зоне радиоактив­ного загрязнения опытах, которые были заложены в 1985 г. с целью изучения агротехнических и агрофитоценотических приемов повышения устойчивости и продуктивности агроценозов многолетних кормовых трав.

После распада короткоживущих радионуклидов в 1987 г. экс­позиционная доза излучения в месте расположения опытного участка составляла на высоте 1 м над поверхностью почвы 70-80 мкР/ч, на поверхности почвы - 80-100 мкР/ч, плот­ность радиоактивного загрязнения в слое почвы 0-5 см состав­ляла 4-4,5 Ки/км2. Таким образом, представлялась возможность исследовать динамику миграции радионуклидов в сеянце луговые травы на ненарушенной почве.

Опыты закладывались по следующим схемам.

Опыт 1. Одновидовые посевы и парные травосмеси на двух фонах минерального питания: 1) люцер­на синегибридная, 2) ежа сборная, 3) кострец безостый, 4) ти­мофеевка луговая, 5) люцерна+ежа, 6) люцерна+кострец, 7) люцерна+тимофеевка.

Опыт 2. Одновидовые посевы бобовых трав на фоне Р90К120: клевер луговой, клевер розовый, клевер ползучий, кле­вер горный, люцерна синегибридная, люцерна серповидная, ляд-венец рогатый, астрагал солодколистный, эспарцет песчаный.

Повторность опыта трехкратная. Площадь опытных делянок 15 и2. Почвенные и растительные образцы отбирались перед укосами. Радиоэкологический мониторинг осуществляли в тече­ние вегетационных сезонов 1986-1988 гг.

Учитывая поверхностный характер загрязнения радионукли­дами и слабую вертикальную миграцию их на автоморфных дерново-подзолистых почвах, в 1989 г. исследовали влияние перепашки почвы под многолетними травами на характер накопления ра­дионуклидов в органах вновь высеянных растений. Для этого в конце вегетационного периода 1988 г. дернина опытного участ­ка была распахана, а весной 1989 г. после дискования и куль­тивации высеяны клеверо-ежовая и люцерно-ежовая травосмеси. Фон минерального питания - предпосевное внесение полной дозы N12oP9oKi2o, а затем поукосно - фосфорно-калийных удоб­рений (PSoKi2c). Контролем служили нераспаханные участки со старовозрастным травостоем.

Установлено, что суммарная радиоактивность почвы опыт­ных участков в слое 0-5 см последовательно снижалась с мая до сентября 1986 г. в диапазоне 10~7-10~~8 Ки/кг, достигнув относительно стабильного уровня в мае 1987 г. Удельная гамма-активность почвы (еще не нарушенной) начи­ная с этого времени соответствовала плотности загрязнения 2,6-3,0 Ки/км2 (опыт 1) и 2,1-2,3 Ки/км2 (опыт 2). Сравнение кривых динамики радиоактивности почвы и сеяных трав пока­зывает, что более резкое снижение уровня радиоактивного за­грязнения растений по сравнению с почвой за вегетационный период 1986 г. обусловлено не только распадом короткоживу­щих радионуклидов, но и в значительной степени ослаблением поверхностного загрязнения листьев трав радиоактивными вы­падениями. По уровню этого загрязнения в мае 1986 г., довольно четко выделяется группа клеверов (клевер луговой, ползучий и розовый), а также лядвенец рога­тый, что связано с опушенностью листовой поверх­ности этих трав.

Поверхностное загрязнение люцерны посевной, люцерны сер­повидной, астрагала и эспарцета было существенно ниже, чем клеверов и лядвенца. Различия сохранились в основном и у рас­тений 2-го укоса (июль 1986 г.) у клевера лугового и розо­вого удельная радиоактивность надземной фитомассы почти на порядок превышала показатели других видов, а в 3-м укосе (сентябрь 1986 г.) максимальная величина радиоактивности отмечена у сильно опушенного клевера горного. В от­личие от бобовых трав у многолетних злаков (ежи сборной, костреца безостого, тимофеевки луговой) растения 3-го укоса в 1986 г. отличались уже на порядок меньшими показателями.

Известно, что видовые и сортовые различия в накоплении основных дозообразующих радионуклидов (l37Cs и 90Sr) кор­мовыми растениями являются теоретической основой для раз­работки целенаправленного подбора сельскохозяйственных рас­тений как способа фитомелиорации почв, загрязненных радиоизотопами, и средства для уменьшения содержания радионук­лидов в продукции. Но дезактивирующий эффект выноса радио­изотопов с надземной массой растений, обладающих высокой накопительной способностью, значительно уступает по степени очищения почвы эффекту за счет естественного радиоактивного распада. Поэтому подбор культур для севооборотов и агротех­нических приемов их рационального возделывания в загрязнен­ных зонах остается в настоящее время одним из реальных спо­собов получения относительно «чистой» кормовой продукции. По данным С. К - Фирсаковой (1974), накопление 90Sr сеяными многолетними злаками после механической обработки и перезалужения дерново-подзолистой почвы снизилось в 5-16 раз, а торфяной почвы - в 14-31 раз по сравнению с естественными лугами.

Основной агротехнический прием, ограничивающий поступ­ление цезия-134 и цезия-137 из почвы в растение,- применение калийных удобрений - связан с антагонистическим характером отношения цезия и калия в почвенном растворе и эффектом «разбавления» в надземной массе растений. Это на­шло подтверждение и в исследованиях белорусских ученых (Шугля, Агеец, 1990). Калийные удобрения в комплексе с дру­гими удобрениями снижают поступление цезия-137 в сельско­хозяйственные растения в 2-20 раз. Нейтрализация кислотности почвенного раствора известкованием уменьшает накопление цезия-137 в урожае в 2-4 раза, а на легких по гранулометриче­скому составу почвах увеличение дозы фосфорных и калийных удобрений на фоне известкования снижает накопление изотопа цезия в растениях до 4-5 раз.

К сожалению, роль азотных удобрений в миграции основ­ных дозообразователей из почвы в хозяйственно ценную часть кормовых травянистых растений освещена весьма противоречи­во. Многие исследования свидетельствуют об усилении под влиянием минерального азота процесса миграции радиоактивно­го цезия в надземные органы кормовых растений, особенно на высокоплодородных почвах. Так, при внесении азота в аммоний­ной форме на черноземе концентрация цезия-137 в горохе воз­растала на 18-52%, а на дерново-подзолистой почве - на 72- 83%. В то же время азот, внесенный в виде нитратов, практически не влиял на накопление радиоактивного цезия в урожае. Также противоречивы сведения о значении мине­рального азота в пострадиационном восстановлении структур растительной клетки. В настоящее время считается целесообразным на почвах, загрязненных цезием-137 и стронцием-90, применять азотные удобрения в составе полной минеральной подкормки со значи­тельным преобладанием калия и фосфора (Алексахин и др., 1991). Внесение азотных удобрений рекомендуется проводить в таких дозах, которые обеспечивают наиболее высокие прибав­ки урожая в данных почвенных условиях.

Учитывая нерешенность проблемы растительного белка в Беларуси (дефицит переваримого протеина составляет в сред­нем 20-25%, в связи с чем себестоимость кормовой продукции возрастает в 1,5 раза, а расход кормов - в 1,3-1,4 раза), весь­ма актуально изучение роли азотных удобрений в миграции радионуклидов в сеяные травы и регуляции этого процесса агрофитоценотическими приемами.

Исследования влияния структуры посева и азотных удобрений на аккумуляцию радиоизотопов цезия, стронция и плутония в надземной фитомассе люцерны и злаковых трав в монокультуре и смешанных посевах выявили ряд особенностей этого процесса, обусловленных как фитоценотическими факто­рами, так и воздействием минерального азота, вносимого в почву в виде калийной селитры.

Влияние совместного произрастания на аккумуляцию це­зия-137 в надземных органах люцерны и злаков определялось видовым составом травостоя: в люцерно-ежовой и люцерно-кострецовой травосмесях в обоих компонентах поступление цезия увеличивается (у люцерны на 30-78, у ежи на 15, у ко­стреца на 16%) относительно их монокультур. В люцерно-тимо-феечком травостое никаких изменений не отмечено. Внесение азотных удобрений стимулировало поступление l37Cs в растения люцерны, ежи и костреца в монокультурах, где содержание изо­топа возросло соответственно на 54, 36 и 16% по сравнению с без азотным фоном. В люцерно-кострецовой смеси показатели накопления цезия, наоборот, снизились: у люцерны на 71, у ко­стреца на 21%. Тот же эффект наблюдался у ежи в смеси с лю­церной - внесение минерального азота сократило миграцию 137Cs на 22% по сравнению с фосфорно-калийным фоном. Та­ким образом, наименее интенсивная миграция 137Cs и отсут­ствие стимулирующего влияния на нее азотных удобрений наблю­дались у компонентов люцерно-тимофеечной смеси и в моно­культуре тимофеевки.

Существенное снижение (до 2-7 раз) аккумуляции Sr при внесении минерального азота в почву отмечено в монокультурах люцерны и костреца, а также у компонентов люцерно-костре­цовой и люцерно-тимофеечной травосмесей.

В люцерно-ежовой смеси азотные удобрения в 2,0-2,5 раза усилили поступление 90Sr в надземную массу как бобового ком­понента, так и злака.

Как известно, уменьшение загрязнения продуктами радио­активного деления продукции растениеводства
с помощью вне­сения мелиорантов достигается через такие основные механиз­мы, как увеличение урожая и тем самым «разбавление» содер­жания радионуклидов на единицу веса урожая; повышение концентрации кальция и калия в почвенном растворе; закрепле­ние микроколичеств радиоизотопов в почве путем внесения соответствующих соединений. И если полученные нами результаты по изменению степени ак­кумуляции 137Cs и 90Sr в сеяных травах под воздействием их совместного произрастания и внесения азотных удобрений мож­но рассматривать как проявление этих механизмов через физиолого-биохимические взаимодействия растений в агроценозах и их влияние на почвенную среду, то исследование миграции плутония в системе почва-растение предполагает разработку подходов, затраги­вающих как почвенную химию, так и механизмы действия биотических и агрохимических факторов на его поступление в корни и аккумуляцию в надземных органах. Существует зави­симость перехода плутония в раствор при снижении его сорбции почвенными частицами от интервала значений рН, механиче­ского состава и водно-воздушного режима почвы.

Сравнительный анализ содержания гамма-излучающих ра­дионуклидов в почве и травах до вспашки (1988 г.) и после, вспашки дернины (1990 г.) позволяет судить об эффективности этого агротехнического приема в снижении миграции радиоизо­топов в растения. Вспашка, заглубление верхнего (0-5 см) слоя почвы и последующая культивация при сохра­нении прежней технологии выращивания трав способствовали «разбавлению» концентрации радионуклидов в корнеобитаемом слое почвы. Суммарное содержание гамма-из­лучателей в почве снизилось в среднем в 1,8 раза за счет двух­кратного уменьшения концентрации 137Cs и 134Cs, поскольку радиоизотопы цезия составляли более 65% суммарной концент­рации. Вторым по значимости радионуклидом был 4аК, участие которого в общей гамма-активности почвы до вспашки состав­ляло 23%, а после обработки - 32%, т. е. оно не только не из­менилось, но даже увеличилось в результате внесения калий­ных удобрений перед повторным высевом трав, а затем поукосно.

Таким образом, на дерново-подзолистых почвах сельхозуго­дий с плотностью загрязнения 2-5 Ки/км2 гамма-активность сеяных трав определяется в основном 40К, концентрация которо­го в почве сохраняется высокой за счет внесения фосфорных и калийных удобрений, содержание в фосфорных удобрениях составляет 70- 120 Б к/кг, а с внесением калийных удобрений в дозе 60 кг/га в почву поступает 1,35-10е Бк/кг калия-40.

Эффект от перепахивания почвы для равномерного перемешивания радионуклидов в пахотном горизонте может проявлять­ся в основном в злаках, поскольку поглощающая деятельность корневых систем бобовых трав осуществляется по всему про­филю обработанного слоя.

Анализ распределения радионуклидов цезия в корнях и надземных органах контрастных по свойствам видов (ежи сбор­ной, костреца безостого и лисохвоста лугового) показал, что при внесении азотных удобрений в почву у ежи и костреца уси­ливается миграция радионуклидов цезия из корней в надземные органы: если на безазотном фоне соотношение удельной актив­ности по цезию в корнях и надземной массе составляло у ежи 1:3, а у костреца 5:1, то на азотном фоне - соответственно 1: 20 и 1:1 (табл. 4.9). В то же время у лисохвоста лугового эти соотношения составляли на безазотном фоне 6: 1 и при внесении удобрений - 16: 1.

Для более детального исследования особенностей перерас­пределения цезия между подземными и надземными органами был проведен вегетационный опыт с внесением в почву под лу­говые злаки стабильных изотопов цезия. Опыты были заложе­ны в сосудах Митчерлиха на двух типах почвы: торфяно-болот-ной и дерново-глееватой суглинистой, т. е. нами были охвачены наиболее распространенные луговые почвы. Схема опыта: 7 видов луговых злаковых трав на безазотном фоне и на фоне внесения азота. Минеральные удобрения вносили в почву перед набивкой сосудов в виде солей: аммонийной селитры (на мине­ральной почве 1,71 г/сосуд, на торфяной-0,40 г/сосуд). Аккумуляция радиоцезия (Бк/кг) многолетними злаками

Таким образом, радиоэкологический мониторинг в луговых фитоценозах, проведенный в 1986-1990 гг. на пробных площа­дях естественных лугов, в разной степени удаленных от ЧАЭС, и в агроэкосистемах на опытах с сеяными травами, позволяет сделать следующие выводы.

1. Поступление радионуклидов и аккумуляция их в луговой растительности в период наблюдений определялись рядом фак­торов, в том числе количеством и элементным составом после-аварийных радиоактивных выпадений и характером взаимо­действия радионуклидов с почвой, что в значительной мере повлияло на их доступность растениям, поглощение и миграцию в надземные органы луговых трав.

2. В послеаварийный период удельная радиоактивность рас­тений в луговых фитоценозах зоны загрязнения, представлен­ных в основном злаковыми и разнотравно-злаковыми ассоциа­циями, после резкого снижения в 1986-1987 гг. за счет распада короткоживущих радионуклидов стабилизировалась на проб­ных площадях в Гомельской области на уровне 10~8-10~6 Ки/кг, в Могилевской- 10-9-10-8, в Минской - 10 -9-10-8 Ки/кг;

4. Для ряда доминантных луговых растений установлены как межвидовые, так и внутривидовые различия в аккумуля­ции радионуклидов. Внутривидовые различия наиболее конт­растно проявляются при сопоставлении уровней накопления гамма-излучателей на торфяных и минеральных почвах. При близких показателях плотности загрязнения удельная гамма-активность надземной фитомассы ценопопуляций одних и тех же видов в среднем на порядок ниже на торфяниках по срав­нению с дерново-подзолистыми почвами вследствие высокой сорбирующей способности торфяной почвы, что обеспечивается присутствием в ней значительного количества гумусовых и низ­комолекулярных кислот.

5. Самые низкие коэффициенты накопления гамма-излучающих радионуклидов, до 70-90% которых составляют радиоизо­топы цезия, отмечены у луговых доминантов на торфяно-глеевых почвах (0,4-1,5). Значительно интенсивнее накопление гамма-излучателей луговой растительностью происходит на минеральных почвах.

6. Коэффициенты накопления радионуклидов на одной и той же почвенной разности могут существенно (до 4-6 раз) разли­чаться не только у представителей разных систематических групп, но и у видов в пределах одного семейства, например мятликовых. Поэтому неправомерно использование в сравни­тельной характеристике накопления радионуклидов луговой растительностью такой таксономической единицы, как семей­ство. В основе анализа аккумулирующей способности луговых трав в отношении отдельных дозообразующих радиоизотопов должны лежать исследования морфофизиологических особен­ностей каждого доминанта лугового сообщества с учетом ценотических отношений компонентов и водно-физических и агро­химических параметров эдафотопа, определяющих концентра­цию обменных форм радионуклидов в почвенном растворе.

2.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радионуклидов

на жизнедеятельность растений

Рост, развитие и продуктивность растений. Наблюдения за ростом и развитием растений, проводившиеся в первые месяцы после аварии в непосредственной близости от реактора, где вы­пало много радиоактивных осадков, а тип облучения в некоторых местах был близок к острому, выявили отдельные аномалии в морфогенетнческом развитии растений, особенно у хвойных (сос­ны, ели):

Утрата способности апикальных (верхушечных) почек к росту, усиленное образование и рост новых почек, в том числе спящих;

Появление гигантской хвои у сосны и ели и гигантских листьев дуба, отличавшихся от обычных по длине в 2-3 раза и по массе в 5-7 раз;

Осыпание хвои предшествующих лет образования (2-го и 3-го годов) с функционированием хвои только первого года;

Потеря геотропической чувствительности.

Отмеченные морфозы (гигантизм органов) встречались в 10-километровой зоне довольно часто в 1987-1988 гг. В 1991- 1992 гг. была отмечена вторая волна гигантизма органов, кото­рая, как полагают, связана с последовавшим после аварии на­коплением радионуклидов в органах растений. Имеются данные о том, что посевы озимой ржи и пшеницы, расположенные в непосредственной близости от реактора и подвергшиеся загрязнению порядка 1000 Ки/км2, ха­рактеризовались замедленным ростом и развитием, имели пони­женный индекс листовой поверхности и площади флагового ли­ста на 40-50%.

Посевы пшеницы, подвергшиеся острому облучению в год аварии, в последующие годы дали новое поколение растений, среди которых встречались мутантные формы, характеризовав­шиеся отсутствием остей, выпадением отдельных колосков, разд­воением колоса и пр. Среди них можно найти и полезные для селекции формы. Отдельные проявления морфологических изменений растений наблюдали и в белорус­ском секторе 30-километровой зоны.

При выращивании сельскохозяйственных растений на почвах, загрязненных радионуклидами до 77 Ки/км2, не отмечали никаких особых изменений в их росте и развитии. Основные фа­зы развития наступали независимо от степени загрязненности почвы, морфологические показатели семян также соответствова­ли норме. Наблюдения, естественно, касались растений, полученных из «чистых» семян.

Действительно, имеются данные, что уровни загрязнения почвы в пределах 86 Ки/км2 не оказывают существенного влия­ния на показатели роста и развития растения. Однако пересев семян подорожника, хронически облучавшихся в течение трех лет, несмотря на стабильность показателей всхожести, массы 1000 семян и т. д., выявил скрытые изменения, заключавшиеся в неодинако­вой реакции растений на дополнительное облучение и неадек­ватной картине хромосомных аберраций в меристеме корешков. Таким образом, при тех плотностях за­грязнений почв, которые были в наших опытах, следовало ожи­дать проявления отдельных количественных изменений в мета­болизме выращиваемых растений.

Таблица 4. Продуктивность люпина желтого в условиях загрязненности почв радионуклидами.

варианта	Удельная γ активность почвы, Бк/кг, X 103	Урожай семян
растений	к контролю

Для посева ежегодно применялись семена с «чистых» посевов. Учет урожая семян с растений люпина (сорт БСХА 382), выращенных в пакетном опыте, показал в среднем за два года некоторое уве­личение продуктивности растений по мере возрастания степени загрязнения почвы радионуклидами (табл. 4), что свидетель­ствовало о существовании зависимости между этими показателя­ми. Анализируя показатели продуктивности, мы склонны счи­тать, что наблюдавшиеся изменения в некоторой степени вызва­ны и небольшими различиями в механическом составе и уровне плодородия почв, использованных в опытах.

Фотосинтез. В исследованиях обнаружена повышенная фотохимическая активность хлоропластов, выделенных из растений, которые произрастали в условиях высокого радиационного фона (экспозиционная доза γ - излучения 300-500 мкР/ч), отмечена тенденция к увеличению содер­жания хлорофилла на единицу сухой массы листа и снижению концентрации растворимых белков. Некоторые изменения наблюдались и в уровне активности РДФ-карбоксилазы. О росте ак­тивности фотосинтетического аппарата растений, произрастав­ших в условиях радиоактивного загрязнения, свидетельствовала и низкая гидролитическая активность фермента деградации хлорофилла - хлорофиллазы. Другой важный показатель действия радиации в этих условиях - повышение активности пероксидазы. В листьях люпина желтого, выращенного в пакетном опыте, существенных изменений в пигментном аппарате (количестве хлорофиллов и активности хлорофиллазы) по вариантам - опыта не наблюдалось, однако с увеличением степени загрязненности почвы наметилась тенденция к повышению скорости фотохимических реакций в хлоропластах и перекисного окисления липидов (фермента пероксидазы)

Усвоение азота. У люпина желтого снабжение вегетативных и репродуктивных органов восстановленным азотом происходит двумя путями: посредством симбиотической фиксации атмосфер­ного азота клубеньковыми бактериями (Rhizobium) и восстанов­лением минерального азота почвы в корнях и листьях и частично в стеблях. Оба пути взаимодействуют между собой. Восстанов­ление минерального азота с помощью фермента нитратредуктазы начинается вместе с прорастанием семян и формированием корневой системы и до периода стеблевания несет основную на­грузку в процессе снабжения растения восстановленным азотом. После фазы бутонизации активность этого процесса быстро сни­жается и на последующих фазах проявляется очень слабо. Азотфиксирующая активность развивается вме­сте с ростом клубеньков на корнях бобовых, начиная в фазы че­тырех листьев. Постепенно нарастая, она достигает максимума в фазе бутонизации-цветения. Таким образом, в фазе бутони­зации-цветения оба процесса протекают интенсивно и количе­ственная оценка их активности в это время может характеризо­вать состояние азотного обмена в растении.

Использованные в пакетном опыте почвы были взяты с раз­личных участков, что поставило вопрос о влиянии на уровень азотфиксации (кроме плотности загрязнения) различий в поч­венном плодородии. Чтобы ослабить это влияние, в 1991 г. был заложен пакетный опыт 2, в котором различные уровни загряз­ненности почвы по вариантам создавали путем смешивания условно чистой почвы (контроль) с сильно загрязненной в соот­ношении 2,5:1 и 1:1. В результате получено три варианта загрязненности цезием: 0,7; 9,6 и 13,7 кБк/кг почвы, первый из которых был принят за контроль. Полученные в 1991 - 1992 гг. результаты свидетельствовали о некотором повышении азотфиксирующей активности в условиях загрязнения почв, од­нако они имели скорее характер тенденции. Нитратредуктазная активность в условиях различной степени загрязнения почв ра­дионуклидами не показала четкой картины изменений. Следует учитывать большую зависимость ее от содержания нитратного азота в почве.

Вопрос о влиянии возможных различий в почвенном плодо­родии на азотфиксирующую активность был дополнительно изу­чен при выращивании люпина на почвах разного механического состава и плодородия без радиоактивного загрязнения. Опыты ставились в вегетационном павильоне ИЭБ. В 1991 г. растения люпина выращивали на смеси дерново-подзолистой песчаной и искусственно приготовленной перегнойной почв, взятой в тех же пропорциях, что и радиоактивная почва в опыте 2. Результаты показали некоторое повышение азотфиксирующей активности клубеньков при выращивании люпина на искусствен­ной перегнойной почве и при смешивании ее с песчаной почвой в соотношении 1:1. Повышение плодородия почвы сти­мулирует таким образом азотфиксацию в клубеньках и нитрат-редукцию в листьях люпина.

В 1992 г. был проведен вегетационный опыт с использова­нием для выращивания люпина почв, различающихся по меха­ническому составу. Как видн, самая низкая ак­тивность азотфиксации наблюдалась при выращивании люпина на песчаной (лесной) почве и среднем суглинке. Песчаная, су­песчаная и легкосуглинистая пахотные почвы практически не различались по уровню азотфиксирующей активности в клубень­ках люпина.

Важнейшим ферментом усвоения восстановленного азота, от­вечающим за включение его в аминокислоты, является глута-минсинтетаза (ГС), активность которой в листьях характеризует интенсивность образования глутамина. Последний путем переаминировання с а-кетоглутаровой кислотой образует глутаминовую кислоту. Активность ГС, таким образом, дает представление об интенсивности протекания процесса во­влечения восстановленного азота непосредственно в органиче­ские соединения. Полученные в 1990 г. результаты не выявили различий в активности ГС в листьях люпина в зависимости от степени загрязнения почвы радионуклидами. Аналогичные данные получены на ячмене, выращенном в тех же условиях.

Интегральным показателем интенсивности азотного обмена в растении является содержание в его органах азота. Определе­ние азота по методу Кьельдаля в органах люпина желтого сорта БСХА 382 и ячменя сорта Жодинский 5 выявило существенные различия в органах растения. У люпина самой вы­сокой концентрацией азота характеризовались верхние листья (4 8-5,7% на сухую массу) и оси соцветий с цветками (4,3- 4,9%), а самой низкой - стебли (1,6-1,9%). У ячменя самое высокое содержание азота также было во флаговых листьях (2,8-3,3%), а самое низкое - в стеблях (0,8-1,2%). Колебания концентрации азота по вариантам опытов не носили системати­ческого характера и были вызваны, очевидно, другими причина­ми. Поэтому, может быть сделан вывод об отсутствии влияния загрязненности почвы радионуклидами на содержание общего азота в растениях люпина и ячменя.

Таким образом, на почвах с плотностью загрязнения до 80 Ки/км2 поглощенные люпином радионуклиды оказывают не­которое воздействие на азотный обмен вегетативных органов. Однако этот вывод касается только растений, выращенных из «чистых» семян, т. е. тех, которые получены в условиях отсут­ствия радиоактивного загрязнения почвы.

Заключение

Детальное обследование лесов Беларуси показало, что в результате аварии на ЧАЭС более 1700 тыс. га (четвертая часть от всей площади лесов) подверглась радиоактивному загрязнению. Следует отметить, что загрязненной считается территория, если плотность выпадений превышает 1 Ки/км2 по цезию-137, 0,15 Ки/км2 по стронцию-90 и 0,01 Ки/км2 по плутонию-238,239,240. Более 90% загрязненного лесного фонда приходится на зону загрязнения по цезию-137 от 5 до 15 Ки/км2. В доаварийный период уровень радиоактивного загрязнения в лесах Беларуси достигал 0,2-0,3 Ки/км2 и определялся в основном природными радионуклидами и искусственными радионуклидами глобальных выпадений, образовавшихся в результате испытаний ядерного оружия.

Из 88 существующих в республике лесхозов 49 в той или иной степени подверглось радиоактивному загрязнению, что в значительной степени изменило характер их хозяйственной деятельности. Крупномасштабное загрязнение лесных комплексов Беларуси резко ограничило использование лесных ресурсов, оказало негативное влияние на экономическое и социально-психологическое состояние населения в целом.

В первые дни после аварии до 80% радиоактивных выпадений было задержано надземной частью древесного яруса. Затем происходило быстрое очищение крон и стволов под воздействием метеорологических факторов, и в конце 1986 года до 95% радиоактивных веществ, задержанных лесом, уже находилось в почве, причем основная их часть в лесной подстилке, являющейся аккумулятором радионуклидов. Дальнейшая скорость миграции радионуклидов в глубь почвы зависела от вида растительного покрова, водного режима, агрохимических показателей почв и физико-химических свойств радиоактивных выпадений. Проведенные исследования показали, что в настоящий период основная часть радиоактивных выпадений по-прежнему сосредоточена в верхнем горизонте почв, где они хорошо удерживаются органическими и минеральными компонентами.

Загрязнение лесной растительности зависит от уровня радиоактивных выпадений и свойств почвы. На гидроморфных (избыточно увлажненных) почвах отмечается более высокая степень перехода в системе “почва - растение”, чем на автоморфных (нормально увлажненных) почвах. Чем выше плодородие почвы, тем меньшая доля радионуклидов поступает как в древостой, так и в организмы напочвенного покрова (грибы, ягоды, мхи, лишайники, травяная растительность).

Наибольшим содержанием радионуклидов в различных частях древесного полога характеризуются хвоя (листья), молодые побеги, кора, луб; наименьшее загрязнение отмечено в древесине. Аккумуляторами радионуклидов в лесных сообществах являются грибы, мхи, лишайники, папоротники. Лесной растительностью поглощается в основном цезий-137, стронций-90. Трансурановые элементы (плутоний-238,239,240 и америций-241) слабо включаются в миграционные процессы.

Таким образом, лесные экосистемы являются постоянным источником поступления радионуклидов в лесную продукцию, в частности, в пищевую. Накопление радионуклидов в лесных ягодах и грибах в 20-50 раз больше, чем их содержание в продуктах сельскохозяйственного производства при одинаковом уровне радиоактивного загрязнения. Исследования показали, что доза облучения, обусловленная потреблением лесных продуктов питания, в 2-5 раз выше доз, формируемых за счет употребления сельскохозяйственных продуктов. Причем в отличие от сельскохозяйственных угодий, лесные комплексы являются малоуправляемыми с точки зрения снижения радиационной нагрузки путем проведения различных эффективных контрмер с применением современных технологий. Пребывание в лесу также связано с дополнительным внешним облучением, поскольку леса явились естественным барьером, а, следовательно, - резервуаром радиоактивных выпадений. Проблемы радиационной безопасности на загрязненных лесных территориях в основном решаются за счет ограничительных мероприятий.

В настоящий период сбор грибов и ягод на загрязненной территории весьма ограничен и практически полностью запрещен на территориях с плотностью выпадения более 2 Ки/км2 по цезию-137. Однако, уровень содержания радионуклидов в пищевой продукции леса со временем будет уменьшаться за счет естественного радиоактивного распада и миграции радионуклидов в глубь почвы. Предварительные прогнозные расчеты показывают, что в 2015 году концентрация цезия-137 уменьшится до уровня допустимых норм.

Следует также отметить, что к настоящему времени разработано множество рекомендаций по выходу из создавшегося кризисного положения в отношении использования даров леса. Перспективным способом является искусственное культивирование экологически чистых грибов и ягод, что позволит снизить поступление радионуклидов в организм человека, а, следовательно, и риск для здоровья населения.