Un modèle similaire a été obtenu dans des expériences avec des pommes de terre. Lorsque les plantes sont irradiées pendant la période de tubérisation, le rendement en tubercules ne diminue pratiquement pas lorsqu'elles sont irradiées avec des doses de 7 à 10 kR. Si les plantes sont irradiées dans une phase antérieure de développement, le rendement en tubercules diminue en moyenne de 30 à 50 %. De plus, les tubercules ne sont pas viables en raison de la stérilité des yeux.

L'irradiation des plantes végétatives entraîne non seulement une diminution de leur productivité, mais réduit également les qualités de semis des graines émergentes. Ainsi, l'irradiation des plantes végétatives entraîne non seulement une diminution de leur productivité, mais réduit également les qualités de semis des graines émergentes. Ainsi, lorsque les cultures céréalières sont irradiées dans les phases de développement les plus sensibles (tallage, levée dans le tube), le rendement est fortement réduit, mais la germination des graines obtenues est significativement réduite, ce qui permet de ne pas les utiliser pour le semis. . Si les plantes sont irradiées au début de la maturité laiteuse (lorsque le lien est formé), même à des doses relativement élevées, le rendement en grain est préservé presque complètement, mais ces graines ne peuvent pas être utilisées pour le semis en raison de la germination extrêmement faible.

Ainsi, les isotopes radioactifs ne causent pas de dommages notables aux organismes végétaux, mais ils s'accumulent en quantités importantes dans les rendements des cultures.

Une part importante des radionucléides se retrouve dans le sol, à la fois en surface et dans les couches inférieures, tandis que leur migration dépend largement du type de sol, de sa composition granulométrique, de ses propriétés physico-hydriques et agrochimiques.

Les principaux radionucléides qui déterminent la nature de la pollution dans notre région sont le césium - 137 et le strontium - 90, qui sont triés par sol de différentes manières. Le principal mécanisme de fixation du strontium dans le sol est l'échange d'ions, le césium - 137 par la forme d'échange ou par le type de sorption échangeuse d'ions sur la surface interne des particules de sol.

L'absorption du sol du strontium - 90 est inférieure à celle du césium - 137, et par conséquent, c'est un radionucléide plus mobile.

Lors du rejet de césium - 137 dans l'environnement, le radionucléide est initialement dans un état très soluble (phase vapeur-gaz, particules fines, etc.)

Dans ces cas, le césium-137 pénétrant dans le sol est facilement disponible pour être absorbé par les plantes. À l'avenir, le radionucléide peut être inclus dans diverses réactions dans le sol, et sa mobilité diminue, la force de fixation augmente, le radionucléide «vieillissement» et ce «vieillissement» est un complexe de réactions cristallochimiques du sol avec l'entrée possible du radionucléide dans la structure cristalline des minéraux argileux secondaires.

Le mécanisme de fixation des isotopes radioactifs dans le sol, leur sorption est d'une grande importance, car la sorption détermine les qualités de migration des radio-isotopes, l'intensité de leur absorption par les sols et, par conséquent, leur capacité à pénétrer dans les racines des plantes. La sorption des radioisotopes dépend de nombreux facteurs, dont l'un des principaux est la composition mécanique et minéralogique du sol.Par les sols lourds en composition granulométrique, les radionucléides absorbés, notamment le césium - 137, sont fixés plus fortement que par les sols légers et avec une diminution de la taille des fractions mécaniques du sol, la force de leur fixation du strontium - 90 et du césium - 137 augmente. Les radionucléides sont le plus solidement fixés par la fraction limoneuse du sol.

La plus grande rétention des radio-isotopes dans le sol est facilitée par la présence dans celui-ci d'éléments chimiques dont les propriétés chimiques sont similaires à celles de ces isotopes. Ainsi, le calcium est un élément chimique similaire dans ses propriétés au strontium - 90 et l'introduction de chaux, en particulier sur les sols à forte acidité, entraîne une augmentation de la capacité d'absorption du strontium - 90 et une diminution de sa migration. Le potassium est similaire dans ses propriétés chimiques au césium - 137. Le potassium, en tant qu'analogue non isotopique du césium, se trouve dans le sol en macroquantités, tandis que le césium se trouve en ultra microconcentrations. En conséquence, des microquantités de césium 137 sont fortement diluées dans la solution du sol par les ions potassium, et lorsqu'elles sont absorbées par les systèmes racinaires des plantes, on note une compétition pour le lieu de sorption à la surface des racines. Par conséquent, lorsque ces éléments pénètrent par le sol, un antagonisme des ions césium et potassium est observé chez les plantes.

De plus, l'effet de la migration des radionucléides dépend des conditions météorologiques (précipitations).

Il a été établi que le strontium-90, tombé à la surface du sol, est emporté par la pluie dans les couches les plus basses. Il convient de noter que la migration des radionucléides dans les sols est lente et que leur majeure partie se situe dans la couche 0–5 cm.

L'accumulation (élimination) des radionucléides par les plantes agricoles dépend largement des propriétés du sol et des caractéristiques biologiques des plantes. Sur les sols acides, les radionucléides pénètrent dans les plantes en quantités beaucoup plus importantes que sur les sols légèrement acides. En règle générale, une diminution de l'acidité du sol contribue à réduire l'ampleur du transfert de radionucléides aux plantes. Ainsi, selon les propriétés du sol, la teneur en strontium - 90 et en césium - 137 dans les plantes peut varier en moyenne de 10 à 15 fois.

Et des différences interspécifiques des cultures agricoles dans l'accumulation de ces radionucléides sont observées dans les cultures légumineuses. Par exemple, le strontium - 90 et le césium - 137 sont absorbés de 2 à 6 fois plus intensément par les légumineuses que par les céréales.

L'apport de strontium-90 et de césium-137 dans l'herbage des prairies et pâturages est déterminé par la nature de la distribution dans le profil pédologique.

Dans la zone polluée, les prairies de la région de Riazan sont polluées sur une superficie de 73491 ha, dont celles avec une densité de pollution de 1,5 Ci/km2 - 67886 (36% de la superficie totale), avec une densité de pollution de 5,15 Ci/km2 - 5605 ha ( 3%).

Dans les zones vierges, les prairies naturelles, le césium se trouve dans une couche de 0 à 5 cm ; au cours des dernières années après l'accident, sa migration verticale importante le long du profil du sol n'a pas été constatée. Sur les terres labourées, le césium - 137 se retrouve dans la couche arable.

La végétation des plaines inondables accumule davantage de césium 137 que la végétation des hautes terres. Ainsi, lorsque la plaine inondable a été polluée à 2,4 Ci/km 2 , elle s'est retrouvée dans l'herbe

Ki/kg de masse sèche, et sur terre sèche avec une pollution de 3,8 Ci/km 2 l'herbe contenait Ci/kg.

L'accumulation de radionucléides par les plantes herbacées dépend des particularités de la structure du gazon. Sur une prairie céréalière avec un gazon épais et dense, la teneur en césium - 137 dans la phytomasse est 3 à 4 fois plus élevée que sur une prairie herbacée avec un gazon lâche et mince.

Les cultures à faible teneur en potassium accumulent moins de césium. Les graminées accumulent moins de césium que les légumineuses. Les végétaux sont relativement résistants aux impacts radioactifs, mais ils peuvent accumuler de telles quantités de radionucléides qu'ils deviennent impropres à la consommation humaine et à l'alimentation du bétail.

L'apport de césium - 137 dans les végétaux dépend du type de sol. Selon le degré de diminution de l'accumulation de césium dans la culture, les plantes du sol peuvent être disposées dans l'ordre suivant: limon sableux sod-podzolique, limon sableux soddy-podzolique, forêt grise, chernozems, etc. L'accumulation de radionucléides dans la culture dépend non seulement du type de sol, mais aussi des caractéristiques biologiques des plantes.

Il est à noter que les plantes qui aiment le calcium absorbent généralement plus de strontium - 90 que les plantes pauvres en calcium. Surtout, accumulez du strontium - 90 légumineuses, moins de racines et de tubercules et encore moins de céréales.

L'accumulation de radionucléides dans une plante dépend de la teneur en éléments nutritifs du sol. Ainsi, il a été constaté que l'engrais minéral, introduit à des doses de N 90, P 90, augmente la concentration de césium - 137 dans cultures maraîchères 3 - 4 fois, et l'introduction similaire de potassium à 2 - 3 fois réduit son contenu. La teneur en substances contenant du calcium a un effet positif sur la réduction de l'apport de strontium - 90 dans les cultures de légumineuses. Ainsi, par exemple, l'introduction de chaux dans le chernozem lessivé à des doses équivalentes à l'acidité hydrolytique réduit l'apport de strontium-90 aux cultures céréalières de 1,5 à 3,5 fois.

Le plus grand effet sur la réduction de l'apport de strontium - 90 dans le rendement des cultures est obtenu par l'introduction d'un engrais minéral complet sur fond de dolomite. L'efficacité de l'accumulation des radionucléides dans les rendements des cultures est affectée par les engrais organiques et les conditions météorologiques, ainsi que par la durée de leur séjour dans le sol. Il a été établi que l'accumulation de strontium - 90, de césium - 137 cinq ans après leur entrée dans le sol diminue de 3 à 4 fois.

Ainsi, la migration des radionucléides dépend largement du type de sol, de sa composition mécanique, de ses propriétés physico-hydriques et agrochimiques. Ainsi, la sorption des radio-isotopes est influencée par de nombreux facteurs, dont l'un des principaux est la composition mécanique et minéralogique du sol. Les radionucléides absorbés, notamment le césium 137, sont fixés plus fortement par les sols à composition mécanique lourde que par les sols légers. De plus, l'effet de la migration des radionucléides dépend des conditions météorologiques (précipitations).

L'accumulation (élimination) des radionucléides par les plantes agricoles dépend largement des propriétés du sol et de la capacité biologique des plantes.

Les substances radioactives libérées dans l'atmosphère finissent par se retrouver dans le sol. Quelques années après les retombées radioactives à la surface de la Terre, l'entrée des radionucléides dans les végétaux à partir du sol devient la voie principale de leur entrée dans l'alimentation humaine et animale. Dans les situations d'urgence, comme l'a montré l'accident de la centrale nucléaire de Tchernobyl, dès la deuxième année après les retombées, le principal moyen pour les substances radioactives d'entrer dans la chaîne alimentaire est l'entrée de radionucléides du sol dans les plantes.

Comment parvenir à un approvisionnement équilibré en nutriments des plantes et réduire les coûts ?

Les essais d'armes nucléaires, les rejets de routine et accidentels des entreprises du cycle de l'énergie nucléaire ont entraîné une augmentation de la teneur en radionucléides des sols agricoles. À certains endroits, les niveaux de contamination de la surface des terres par le strontium-90 et le césium-137 atteignent des valeurs telles qu'il est impossible d'y produire des produits agricoles normalement propres sans recourir à des mesures spéciales.

Une part importante des radionucléides d'origine anthropique est concentrée dans couche supérieure sol. La vitesse de migration en profondeur du césium 137 et du strontium 90 dépasse rarement 0,5 cm/an. Dans les sols cultivés, jusqu'à 90 % de la réserve brute de césium-137 et 75 % de strontium-90 sont concentrés dans l'horizon arable. La diminution de la teneur en radionucléides dans le sol est due aux processus de leur désintégration naturelle, de leur élimination lors de la récolte et des processus de migration. La migration horizontale des radionucléides est fortement affectée par le vent, le ruissellement des eaux de surface, les crues et les pluies et les incendies. La migration horizontale avec les flux d'eau entraîne une redistribution notable des radionucléides dans les zones à topographie accidentée. Dans les parties médiane et inférieure des pentes, la densité de la pollution du sol peut être de 20 à 25% et les cultures sous-labourées - 75% plus élevées que les éléments de relief supérieurs. La redistribution secondaire des radionucléides peut être atténuée à l'aide de rotations de cultures protectrices du sol et d'un assouplissement systématique du sous-sol profond de la semelle de labour.

L'accumulation des radionucléides dans les végétaux est influencée par leur contenu total dans le sol, ainsi que par les formes physico-chimiques sous lesquelles ils se trouvent. Les spécialistes distinguent quatre formes principales : hydrosoluble, échangeable (soluble dans une solution d'acétate d'ammonium), mobile (soluble dans une solution faible d'acide chlorhydrique) et immobile (liée ou fixée). Seuls les radionucléides qui se trouvent dans les trois premières des formes ci-dessus peuvent pénétrer dans les plantes. Après la précipitation du césium-137, il est facilement disponible pour être absorbé par les plantes. Mais il se lie progressivement, pénétrant dans le réseau cristallin des minéraux argileux. Dans les 10 ans, en règle générale, 5 à 15% du contenu total de ce radionucléide reste sous des formes biologiquement disponibles. Le strontium-90 précipite principalement sous forme de particules de combustible, qui se décomposent avec le temps. Par conséquent, la disponibilité biologique de ce radionucléide augmente au contraire avec le temps.

Les coefficients de transfert des radionucléides vers les végétaux dépendent également de la composition granulométrique du sol. Sur les sols limoneux, ils s'accumulent deux fois moins que sur les sols sableux. Naturellement, les caractéristiques biologiques des végétaux influent également sur l'accumulation des radionucléides. Si, selon les espèces, les coefficients de transition peuvent différer d'un ou deux ordres de grandeur, alors les différences entre les différentes variétés ne sont pas si grandes.

Afin d'obtenir une récolte normativement propre en termes de paramètres radiologiques, des mesures de protection spécialement développées sont appliquées, qui sont appliquées en plus des méthodes agrotechniques habituelles de culture d'une culture particulière.

La technique la moins coûteuse est la sélection des cultures et des variétés de plantes cultivées qui accumulent le moins de radionucléides. Par ordre décroissant des coefficients de transfert du césium 137, les cultures peuvent être rangées dans l'ordre suivant : lupin, pois, vesce, colza, avoine, millet, orge, blé, seigle d'hiver. En règle générale, les pommes de terre et les betteraves accumulent du césium en plus petites quantités. Il est pratiquement impossible de construire une série décroissante claire de l'accumulation de césium dans les cultures maraîchères, en raison de la forte dépendance des coefficients de transition aux caractéristiques variétales.

La nature de la répartition des cultures selon le degré d'accumulation du strontium-90 est très différente de celle du césium-137. Le colza de printemps accumule le plus ce radionucléide, suivi du lupin, du pois, de la vesce, de l'orge, du blé de printemps, de l'avoine, du blé d'hiver et du seigle d'hiver. Le césium et le strontium s'accumulent plus fortement dans la paille des céréales et passent beaucoup moins dans le grain. Les tubercules de pomme de terre accumulent du strontium-90 en plus petites quantités que les racines de betterave.

Sur la base des facteurs de conversion, des mesures strictes doivent être prises pour contrôler la teneur en radionucléides des produits végétaux lorsqu'ils sont cultivés sur des terres dont la densité de contamination de surface en césium 137 est supérieure à 15 Ci/km 2 . Dans la plage de 15 à 40 Ci/km 2 , en règle générale, il est possible d'obtenir des cultures de céréales et de pommes de terre normalement propres.

Le chaulage du sol est une méthode efficace pour limiter l'entrée du strontium-90 dans les plantes. Les doses d'application de chaux ou de poudre de dolomite dépendent de l'acidité du sol, de la composition granulométrique, du type de sol et de la densité de contamination par les radionucléides. Les facteurs de conversion les plus bas sont observés lorsque le pH est ajusté à un niveau qui fournit un rendement maximum, ou une légère déviation vers le côté alcalin. Si les calculs montrent qu'il est nécessaire d'appliquer plus de 8 t/ha de chaux, alors il est ajouté en deux étapes. Les premiers 50% sont appliqués pour le labour et le reste pour la culture.

Grâce au chaulage, il est possible de réduire de 1,5 à 3 fois l'accumulation de strontium-90 dans la culture. Le chaulage élimine l'augmentation des facteurs de conversion après l'introduction d'engrais azotés. Ceci est particulièrement important pour les cultures en croissance, dont le rendement dépend fortement des formes mobiles d'azote dans le sol.

Sur les sols avec un horizon d'humus suffisamment profond, un labour profond de remise en état est recommandé. Si cette technique est appliquée, le travail du sol ultérieur ne peut pas être effectué à la même profondeur.

L'utilisation d'engrais organiques augmente la teneur en humus du sol, améliore sa structure et réduit les coefficients de transfert des radionucléides aux végétaux. Elle est liée à un certain nombre de phénomènes. Premièrement, de nombreux radionucléides sont effectivement liés par des complexes organo-minéraux. Deuxièmement, une augmentation de la capacité d'échange du sol et de la disponibilité des éléments-analogues des radionucléides est essentielle. Troisièmement, un contenu optimal matière organique dans le sol contribue à des rendements plus élevés, tandis que l'effet de "dilution biologique" du radionucléide se produit. Toutes les sources conviennent comme engrais organiques - fumier, tourbe, composts, engrais verts, lignine neutralisée et produits de son traitement. La principale exigence pour les engrais est la teneur minimale en radionucléides dans leur composition. Dans le même temps, il a été constaté que l'introduction de fumier de litière provenant d'exploitations opérant sur des terres contaminées par la radioactivité n'entraîne pas d'augmentation notable de la teneur en radionucléides du sol. Efficace comme engrais organique et moyen de réduire l'accumulation de radio-isotopes dans les usines de sapropel. Les doses d'application d'engrais organiques doivent être les mêmes que sur les terres non contaminées par des radionucléides.

Les engrais azotés jouent un double rôle. D'une part, leur manque entraîne une diminution du rendement. D'autre part, des doses plus élevées augmentent le transfert de nombreux radionucléides dans les plantes. Les doses d'engrais azotés doivent être strictement calculées en fonction du rendement prévu. Il est nécessaire de prendre en compte l'effet de la séquelle des engrais et de procéder à une analyse agrochimique approfondie du sol. L'option idéale est l'utilisation d'engrais azotés à action lente.

L'introduction d'engrais phosphorés peut réduire le flux de radionucléides dans les plantes. De plus, des formes mobiles de strontium-90 précipitent lors de l'interaction avec les phosphates.

Les engrais potassiques ont le plus fort effet sur la réduction de l'accumulation de césium-137 dans les produits végétaux. Ceci est dû à la fois à l'effet antagoniste du potassium sur l'apport racinaire de césium, et à l'augmentation du rendement et à « l'effet de dilution ». Sous condition d'une alimentation équilibrée en azote-phosphore, l'introduction de potassium contribue également à réduire l'apport de strontium-90 dans la culture. L'utilisation la plus efficace des engrais potassiques est lorsque la teneur en formes mobiles de potassium dans le sol atteint 100 mg/kg. Sur les sols à apport faible et moyen en potassium, l'application de 160 à 240 kg de K 2 O par hectare entraîne une augmentation de 1,5 à 1,7 fois du rendement, une diminution de 1,5 à 2,7 fois de l'accumulation de césium-137 et 1,3 -diminution de l'accumulation de strontium-90. Sur les sols à forte teneur en formes mobiles de potassium, il est recommandé d'appliquer des engrais uniquement en quantités qui reconstituent l'élimination des éléments avec la culture.

Pour obtenir un approvisionnement équilibré en nutriments des plantes et réduire les coûts, permet l'utilisation d'engrais complexes enrichis en microéléments et en substances biologiquement actives. Si nécessaire, une alimentation foliaire des plantes avec des microéléments est recommandée. Technologiquement, elle peut être associée à l'introduction de produits phytosanitaires, de régulateurs de croissance et de compléments azotés. Les doses de microéléments ne diffèrent pas de celles recommandées pour les terrains non contaminés.

Ainsi, l'ajout de pratiques agricoles traditionnelles pour la culture de cultures agricoles avec des mesures de protection spéciales peut réduire considérablement la teneur en radionucléides technogéniques dans la culture.

Alexandre Nikitine,
cand. s-x. les sciences

Le strontium radioactif peut pénétrer dans les plantes de deux manières : par voie aérienne, par les organes aériens des plantes, et par les racines.

La proportion de radionucléides déposés à la surface des végétaux lors de l'entrée aérienne par unité de surface, à partir de leur quantité totale tombée sur cette surface, est appelée rétention primaire. Pas seulement différents types les plantes, mais aussi différents organes et parties de plantes ont une capacité différente à retenir les radionucléides tombés de l'atmosphère. Déposé par B.N. Annenkova et E.V. Yudintseva (1991), la rétention primaire d'une solution aqueuse de 90 8 g par le blé de printemps était de: pour les feuilles - 41%, pour les tiges - 18, pour la balle - 11 et pour le grain - 0,5%. Une capacité de rétention aussi élevée est due au fait que les radionucléides dans les précipitations atmosphériques sont en très faibles concentrations (ultramicroconcentrations) et dans de telles conditions sont rapidement et complètement sorbés sur la plupart des surfaces, y compris la surface des feuilles. Cependant, cela n'est possible qu'en cas de précipitation de formes hydrosolubles de radionucléides et ne s'applique pas à la contamination par des particules telles que le carburant. Moment de l'enlèvement avec la pluie et le vent de la moitié des radionucléides retenus de plantes herbacées pour les zones tempérées est d'environ 1 à 5 semaines.

• Le 908g est non seulement sorbé à la surface des plantes, mais peut également pénétrer partiellement dans les tissus des organes aériens. Cependant, malgré le fait que le strontium soit un analogue du calcium, nécessaire au métabolisme des plantes, ces processus se déroulent lentement et leur intensité est beaucoup plus faible qu'avec l'apport aérien de 137C5.
• 908g se caractérise par une grande mobilité dans le système "sol-plante". A densité de contamination égale, l'apport de 90 Sg des sols dans les plantes est, en moyenne, 3 à 5 fois supérieur au 137 Cs, bien que lorsque ces radionucléides pénètrent dans les plantes à partir de solutions aqueuses, le 137 Cs s'avère plus mobile. La raison principale de ces différences est la nature de l'interaction des radionucléides avec le sol - le 137 Cs est plus sorbé dans le sol sans échange, tandis que le 90 Sr se retrouve dans le sol principalement sous des formes échangeables.

L'apport racinaire de 90 Sg dépend des propriétés du sol et des caractéristiques biologiques des plantes et varie dans une très large mesure : les coefficients d'accumulation (Kn) peuvent différer de 30 à 400 fois. Sur le différents types sols Kn 90 8g varient pour une même culture de 5 à 15 fois. En général, plus la capacité d'absorption des sols est élevée, plus la teneur en matière organique est élevée, plus la composition mécanique du sol est lourde, et la partie minérale est bien représentée par les minéraux argileux à forte capacité d'absorption, plus les coefficients de transfert de 90 8 g du sol aux plantes. Les coefficients d'accumulation maximaux sont observés sur les sols tourbeux et les sols minéraux de composition mécanique légère - loam sableux et sableux, et le minimum - sur les sols limoneux lourds et argileux fertiles (forêt grise et chernozems). L'engorgement des sols contribue à un transfert accru du radionucléide dans les rendements des cultures.

Parmi de nombreuses propriétés du sol, l'acidité et la teneur en calcium échangeable ont une influence majeure sur l'absorption de 90 Sg par les plantes. Avec une augmentation de l'acidité, l'intensité de l'apport de radionucléides dans les plantes augmente de 1,5 à 3,5 fois. Avec une augmentation de la teneur en calcium échangeable, l'accumulation de 908g dans les plantes, au contraire, diminue.

Sur les sols carbonatés, une fixation sans échange de 90 8 g se produit, ce qui entraîne une diminution de son accumulation dans les plantes de 1,1 à 3 fois. Par exemple, dans le chernozem carbonaté, par rapport au chernozem lessivé, la teneur en 90 8 g soluble dans l'eau est 1,5 à 3 fois inférieure et la quantité de 90 8 g non échangeable est supérieure de 4 à 6 %.

La vitesse de transfert du 90 Sr dans le lien « sol-plante » et plus loin le long des chaînes trophiques dépend de la teneur des porteurs qui l'accompagnent : isotopes (strontium stable) et non isotopes (calcium stable). Dans ce cas, le rôle du calcium pour le transport du radionucléide est plus important que celui du strontium, puisque la quantité du premier est significativement supérieure à celle du second. Par exemple, la concentration de strontium stable dans le sol est en moyenne de 2-3 10 -3% et de calcium - d'environ 1,4%.

Pour évaluer le mouvement du strontium radioactif dans les objets biologiques, on utilise le rapport de la teneur en 90 8g sur Ca, qui est généralement exprimé en termes de unités de strontium(s.e.).

1 u.c. = 37 mBq 90 8 g/g Ca.

Le rapport des unités de strontium dans les plantes aux unités de strontium dans le sol est appelé facteur de discrimination(KD):

KD = u.s. en usine / s.u. dans le sol.

La discrimination entre le strontium et le calcium l'un par rapport à l'autre ne se produit pas lorsque le nombre d'atomes 90 8 g et le calcium passent du sol aux plantes dans le même rapport. Assez souvent cependant, lorsque le 90 Sr passe d'une liaison à une autre, on observe une diminution de sa teneur par rapport au calcium. Dans ce cas, on parle de discrimination du strontium par rapport au calcium. Dans la plupart

sols plus typiques voie du milieu Partie européenne Fédération Russe le coefficient de discrimination varie de 0,4 à 0,9 pour les organes végétatifs des plantes et de 0,3 à 0,5 pour les céréales (tableau 5.15 ; Korneev, 1972 ; Russell, 1971).

Tableau 5.15

La valeur moyenne du coefficient de discrimination (CD)

Le rapport de 908 g au calcium dans le grain est toujours inférieur à celui de la paille, et dans les feuilles de betterave et de carotte, il est inférieur à celui des plantes-racines. Sur les sols riches en calcium échangeable, le coefficient de discrimination est généralement plus élevé que sur les sols à faible teneur en calcium, ce qui est lié à la compétition de ces éléments à l'entrée des végétaux. Ceci est important à prendre en compte lors de la culture de cultures fourragères, car l'aliment doit contenir non seulement une faible teneur en strontium radioactif, mais aussi haut contenu calcium, qui empêche l'entrée de 90 Bg dans le corps des animaux.

L'accumulation de 90 Bg dans les plantes est influencée par leurs caractéristiques biologiques. Selon le type de plante, l'accumulation de 90 8 g de biomasse peut différer de 2 à 30 fois, et selon la variété, de 1,5 à 7 fois.

L'accumulation minimale de 90 8 g se produit dans les tubercules de céréales et de pommes de terre, le maximum - dans les légumineuses et les légumineuses. Si nous comparons les coefficients d'accumulation de 90 Bg dans les céréales et les légumineuses, alors dans les légumineuses, ils seront beaucoup plus élevés (tableau 5.16).

Tableau 5.16

Coefficients de transfert de 90 Bg aux différentes cultures sur sols limono-sableux sodo-podzoliques (Bq/kg)/(kBq/m 2)

90 8g s'accumule principalement dans les organes végétatifs des plantes. Dans les céréales, les graines et les fruits, c'est toujours beaucoup moins que dans les autres organes. De plus, le strontium s'accumule principalement non pas dans les racines, mais dans les parties aériennes des plantes.

Par ordre décroissant de concentration de 90 Bg, les grandes cultures se répartissent comme suit :

• céréales, légumineuses et légumineuses : colza de printemps > lupin > pois > vesce > orge > blé de printemps > avoine > blé d'hiver > seigle d'hiver ;
• masse verte : légumineuses graminées vivaces > mélanges céréales-légumineuses à grains > trèfle > lupin > mélanges légumineuses vivaces-graminées > pois > graminées vivaces céréales > vesce >

> colza de printemps > mélange pois-avoine > mélange vesce-avoine >

> maïs ;

Cénoses naturelles : herbes > carex > graminées herbacées > herbes-céréales > céréales > pâturin des prés > dactyle.

La concentration de strontium radioactif dans les cultures dépend de la teneur en calcium des plantes. Du tableau. 5.17 (Marakushkin, 1977, cité dans : Priester, 1991) on constate que plus la teneur en calcium de la culture est élevée, plus 908g s'y accumulent.

Tableau 5.17

(expérience de terrain avec niveau constant de contamination du sol)

La distribution du système racinaire des plantes influence également l'accumulation de 90 Sr. Par exemple, des graminées densément touffues comme la fétuque ovine et le pâturin accumulent 90 8 g 1,5 à 3,0 fois plus que les graminées à rhizome - agropyre rampant et feu de joie sans arêtes. Cela est dû au fait que dans les céréales densément touffues, le nœud de tallage est situé à la surface du sol et que les jeunes racines qui en résultent se trouvent dans la couche de sol contaminée la plus élevée. Dans les graminées rhizomateuses, le nœud de tallage et, par conséquent, de nouvelles racines se forment à une profondeur de 5 à 20 cm, où la teneur de 90 8 g dans les écosystèmes naturels est beaucoup plus faible. Les cultures dont le système racinaire est peu profond sont toujours plus contaminées par le radionucléide.

Les graminées issues de prairies naturelles ont une concentration en biomasse de 90,8 g plus élevée que les graminées semées, ce qui s'explique par la plus grande mobilité du radionucléide dans l'horizon supérieur du sol gazonné, où il se trouve sous une forme plus accessible aux plantes que dans le sol minéral horizons.

dans les écosystèmes forestiers. Avec la pollution aérienne des écosystèmes forestiers, le 90 Sr reste solidement fixé dans les enveloppes extérieures des plantes ligneuses pendant longtemps. Il se caractérise par une faible mobilité et, avec la pollution des feuilles, ne se déplace pratiquement pas dans les tissus et les voies des plantes.

Cependant, l'accumulation de 90 Sr par les racines, contrairement à l'assimilation par les feuilles, est beaucoup plus prononcée dans la végétation ligneuse et herbacée. Au fil du temps, cela conduit à une accumulation notable de radiostrontium dans toutes les parties des plantes, y compris le bois. Chez les espèces de conifères, l'accumulation de radionucléides due à l'absorption par les racines est sensiblement plus faible que chez les feuillus. Plus important encore, 90 8 g sont absorbés par le tremble, le sorbier, le nerprun cassant, les saules et le noisetier commun. Une accumulation plus élevée de 90 8g par rapport à |37 C3 est également caractéristique de l'épinette, du chêne, de l'érable, du bouleau et du tilleul.

Le rapport 90 8g : 137 C5 dans le bois évolue significativement au cours du temps, passant de 0,2-0,7 lors d'une pollution aérienne à 6-7 avec une prédominance de l'apport racinaire. Cela est dû au fait que le |37C3, contrairement au 90Sr, se déplace plus facilement à travers les organes de la plante après avoir atteint la surface des feuilles qu'à travers les racines, car il est fortement sorbé par le sol. 90 8g se trouve dans le sol sous une forme plus accessible. Ainsi, on constate que 5 à 7 ans après la contamination des forêts de la zone de Tchernobyl, la teneur en 90 Bg dans le bois a augmenté de 5 à 15 fois par rapport à la première année (Klekovkin, 2004). L'absorption racinaire de 90 8g est améliorée sur les sols hydromorphes.

Arrivant du réacteur détruit en environnement, le strontium est dans un état accessible à l'homme. Il est impliqué dans les chaînes biologiques de migration. Cela signifie que le strontium s'accumule dans les plantes qu'une personne mange. s'accumule dans le corps des animaux domestiques (par exemple, les vaches) que les gens gardent dans les zones contaminées et, par conséquent, le lait et la viande accumulent une quantité accrue de ce radionucléide. En consommant des produits alimentaires obtenus dans des territoires défavorables aux rayonnements, une personne contribue à l'accumulation de strontium dans le corps.

Outre, strontium peut pénétrer dans le corps humain et par inhalation de poussière. Qu'arrive-t-il au corps humain lorsque beaucoup de strontium s'accumule ?

Où le strontium s'accumule-t-il chez l'homme ?

Strontium ostéotrope - c'est-à-dire un élément qui s'accumule sélectivement dans certains tissus d'êtres vivants, y compris les humains. Cet organe (tissu) est le squelette (os). Ce schéma s'explique très simplement - en termes de propriétés chimiques, le strontium est similaire au calcium, qui est le principal élément constitutif du squelette de tous les organismes. En cas de carence en calcium, et la zone de Polesye est pauvre en cet élément, et en présence de strontium radioactif, l'organisme accumule indifféremment ce radionucléide dans les os.

L'accumulation de strontium dans les os pose un autre problème important - le radionucléide est très lentement excrété par le corps humain (squelette). Après deux cents jours, seule la moitié du strontium accumulé est excrétée.

Il est important que, s'accumulant dans les os - le strontium irradie d'importants, dans le langage de la radiobiologie, des organes humains critiques - Moelle osseuse. Lieu où se forme le sang humain. La forte teneur en strontium des os humains peut avoir un effet significatif sur cet organe et provoquer des maladies correspondantes.

Pour comprendre comment le strontium s'accumule sélectivement dans le tissu osseux, nous soulignons que, par exemple, seulement un pour cent du strontium s'accumule dans le tissu musculaire (viande) - le reste se trouve dans les os.

Influence du strontium radioactif

Une forte accumulation de strontium, en particulier dans le corps des enfants, peut avoir des conséquences extrêmement dangereuses. Le strontium radioactif irradie le tissu osseux en croissance, ce qui entraîne une maladie et une déformation des articulations de l'enfant, un retard de croissance est observé. Cette maladie a même son propre nom - le rachitisme au strontium.

le plus brillamment Influence négative le strontium sur le corps humain est capturé dans une photo d'un enfant qui a survécu au bombardement nucléaire d'Hiroshima.

Photo d'un être humain affecté par le strontium incorporé.

1 - photo d'un enfant 2 ans après le bombardement (1947) ;

2 - dommages progressifs à l'articulation de la jambe (la photo a été prise 1 an après la première photo);

3 - un enfant en 1951 (développement de la maladie).

Comme indiqué précédemment, avec une forte accumulation de strontium dans les os, une irradiation et des dommages se produisent. moelle osseuse. L'exposition chronique entraîne le développement maladie des radiations, l'apparition de tumeurs dans les systèmes de formation du sang, ainsi que de tumeurs malignes dans les os. Provoque la leucémie, entraîne des dommages au foie et au cerveau d'une personne.

important méthode préventive, qui vous permet d'empêcher l'entrée de strontium dans le corps humain est la bonne préparation de la nourriture, qui est obtenue dans des zones contaminées par le strontium-90. Traitement culinaire permet de réduire plusieurs fois la concentration du radionucléide. Il n'est pas nécessaire de négliger ces procédures simples.

Il existe une relation directe entre la densité de contamination des sols par les radionucléides des complexes végétaux naturels et la radioactivité spécifique des végétaux. Par exemple, les plantes de 1990 avaient la radioactivité spécifique suivante : aiguilles de pin - 1,8-10-7 Ci/kg, myrtilles - 1,2-K) -7. La densité de contamination du sol par des radionucléides à spectre gamma dans ces échantillons était de 7,0 et 19,9 Ci/km2.

Dans les placettes d'échantillonnage des prairies, ainsi que dans les phytocénoses forestières, un schéma similaire n'a été observé que dans des types identiques de prairies caractérisées par des propriétés de sol similaires. Donc plaine inondable Le brochet Sozhchka avait une radioactivité spécifique de 4,3-10-8 Ci / kg, le carex vésiculeux - 1,4-10-7, le trèfle rouge - 5,5-10-8 Ci / kg. Les indicateurs de radioactivité spécifique d'usines similaires à SP 20 (district de Vetkovsky, plaine inondable de la rivière Besed) étaient significatifs. La densité de contamination du sol par des radionucléides dans ces parcelles d'essai était de 4,2 et 17,1 Ci/km2, respectivement.

Les plantes du couvre-sol vivant ont accumulé ces radionucléides de différentes manières : selon l'accumulation de strontium-90, on distingue la fétuque ovine (10 fois plus intense que le césium-137), ainsi que le lichen de la mousse du cerf (6 fois). Les isotopes du cérium, du praséodyme et du ruthénium ont été trouvés dans les plantes en grande quantité, bien qu'ils n'appartiennent pas aux éléments biogéniques. Leur accumulation est proportionnelle à l'accumulation de strontium-90 et de césium-137. Sur la base de l'accumulation d'isotopes du plutonium dans les plantes des phytocénoses forestières, en particulier les forêts de pins, on distingue une couverture végétale vivante, qui concentre ces radionucléides de 1 à 2 ordres de grandeur de plus que le pin. Dans les échantillons de prairie, la grande majorité des espèces concentrent les isotopes du césium-137 et, dans une moindre mesure, du strontium-90.

A partir de la composition isotopique des radionucléides contenus dans les complexes végétaux naturels, on peut retracer la dynamique de la teneur totale en radionucléides émetteurs gamma dans les végétaux. Depuis l'accident, la radioactivité spécifique de la végétation n'a cessé de baisser.

Des fluctuations importantes de la radioactivité spécifique sont constatées au point le plus proche du réacteur de secours du village de Masany. Cela est dû à la désintégration des isotopes à courte durée de vie - cérium, praséodyme et ruthénium, ainsi qu'au césium-134.

À l'heure actuelle, la radioactivité des sols et des plantes est principalement déterminée par les radio-isotopes du césium, du strontium et du plutonium.

Au fil du temps, la mobilité du césium-137 dans les sols diminue et celle du strontium-90 augmente. Cela se traduit par l'apport de ces radionucléides dans les végétaux. Il est évident que l'apport de césium-137 aux plantes a diminué de 5 à 10 fois en 5 ans, tandis que le strontium-90 a augmenté dans la même mesure. Cette circonstance doit être prise en compte lors de l'utilisation de ressources végétales dans des zones de contamination radioactive.

Pour la pratique de la foresterie, les informations sur les schémas de distribution des radionucléides dans les organes des plantes sont très importantes. Il a été établi que les radionucléides s'accumulent surtout dans les aiguilles (feuilles), puis dans les écorces, les branches, et encore moins dans le bois.

Lors de l'utilisation de bois "propre", nous obtenons une grande masse de déchets à forte radioactivité, dont on ne sait pas où les mettre - que ce soit pour les brûler ou pour les enfouir. Cependant, les déchets sont une matière première précieuse, ils ne peuvent pas être gaspillés, ils ne sont pas rentables. Nous recommandons de s'abstenir d'exploiter de telles plantations dans les 30 à 60 prochaines années jusqu'à ce que la radioactivité des organes des arbres soit réduite à un niveau acceptable en raison de la désintégration naturelle des radionucléides.

Dans les phytocénoses forestières, le tableau est quelque peu différent. Environ 50 % des radionucléides retournent au sol à partir de la couverture du sol, et environ 5 % des radio-isotopes, soit 0,1 Ci/km2, pénètrent dans le sol à partir de la couche d'arbres en raison de la chute des aiguilles, des branches, des cônes et de l'écorce. Le retour total des radionucléides au sol est (y compris la couverture vivante du sol) de 0,46 Ci/km2.

Ainsi, les tapis vivants, notamment les plantes herbacées, participent plus activement à la circulation des radionucléides dans les complexes naturels-végétaux. L'étude de la circulation des radionucléides dans les complexes naturels-végétaux permet d'établir un schéma de répartition des radionucléides entre les composantes de la biogéocénose. L'étage le plus bas de la phytocénose (mousses, lichens, champignons) a la radioactivité spécifique la plus élevée, suivi des espèces herbacées, des arbustes, des sous-bois et des sous-bois. La radioactivité spécifique la plus faible est caractéristique de la couche supérieure des arbres de la phytocénose. Cela est dû aux particularités de la biologie et de la structure des plantes. Les radionucléides s'accumulent en plus grande quantité dans les organes et tissus des plantes dans lesquels il existe un métabolisme intensif et un pourcentage relativement élevé de protéines. Dans les organes et tissus lignifiés qui jouent un rôle conducteur, les radionucléides s'accumulent en plus petites quantités. À cet égard, les champignons du chapeau sont les bioconcentrés les plus puissants de radionucléides.

1.3 Accumulation de radionucléides dans les sols et les végétaux

Une partie importante des radionucléides se trouve dans le sol, à la fois en surface et dans les couches inférieures, tandis que leur migration dépend largement du type de sol, des propriétés physico-hydriques et agrochimiques.

Les principaux radionucléides qui déterminent la nature de la pollution dans notre région sont le césium - 137 et le strontium - 90, qui sont triés par sol de différentes manières. Le principal mécanisme de fixation du strontium dans le sol est l'échange d'ions, le césium - 137 par la forme d'échange ou par le type de sorption échangeuse d'ions sur la surface interne des particules de sol.

L'absorption du sol du strontium - 90 est inférieure à celle du césium - 137, et par conséquent, c'est un radionucléide plus mobile.

Lors du rejet de césium - 137 dans l'environnement, le radionucléide est initialement dans un état très soluble (phase vapeur-gaz, particules fines, etc.)

Dans ces cas, le césium-137 pénétrant dans le sol est facilement disponible pour être absorbé par les plantes. À l'avenir, le radionucléide peut être inclus dans diverses réactions dans le sol et sa mobilité diminue, la force de fixation augmente, le radionucléide "vieillisse" et ce "vieillissement" est un complexe de réactions chimiques cristallines du sol avec l'entrée possible du radionucléide dans la structure cristalline des minéraux argileux secondaires.

Le mécanisme de fixation des isotopes radioactifs dans le sol, leur sorption est d'une grande importance, car la sorption détermine les qualités de migration des radio-isotopes, l'intensité de leur absorption par les sols et, par conséquent, leur capacité à pénétrer dans les racines des plantes. La sorption des radioisotopes dépend de nombreux facteurs, dont l'un des principaux est la composition mécanique et minéralogique du sol.Par les sols lourds en composition granulométrique, les radionucléides absorbés, notamment le césium - 137, sont fixés plus fortement que par les sols légers et avec une diminution de la taille des fractions mécaniques du sol, la force de leur fixation du strontium - 90 et du césium - 137 augmente. Les radionucléides sont le plus solidement fixés par la fraction limoneuse du sol.

La plus grande rétention des radio-isotopes dans le sol est facilitée par la présence dans celui-ci d'éléments chimiques dont les propriétés chimiques sont similaires à celles de ces isotopes. Ainsi, le calcium est un élément chimique similaire dans ses propriétés au strontium - 90 et l'introduction de chaux, en particulier sur les sols à forte acidité, entraîne une augmentation de la capacité d'absorption du strontium - 90 et une diminution de sa migration. Le potassium est similaire dans ses propriétés chimiques au césium - 137. Le potassium, en tant qu'analogue non isotopique du césium, se trouve dans le sol en macroquantités, tandis que le césium se trouve en ultramicroconcentrations. En conséquence, des microquantités de césium - 137 sont fortement diluées dans la solution du sol par les ions potassium, et lorsqu'elles sont absorbées par les systèmes racinaires des plantes, une compétition est notée pour le lieu de sorption à la surface des racines. Ainsi, lorsque ces éléments proviennent du sol, on observe chez les végétaux un antagonisme des ions césium et potassium.

De plus, l'effet de la migration des radionucléides dépend des conditions météorologiques (précipitations).

Il a été établi que le strontium - 90 tombé à la surface du sol est emporté par la pluie dans les couches les plus basses. Il convient de noter que la migration des radionucléides dans les sols est lente et que leur majeure partie se situe dans la couche 0–5 cm.

L'accumulation (élimination) des radionucléides par les plantes agricoles dépend largement des propriétés du sol et des caractéristiques biologiques des plantes. Sur les sols acides, les radionucléides pénètrent dans les plantes en quantités beaucoup plus importantes que sur les sols légèrement acides. En règle générale, une diminution de l'acidité du sol contribue à réduire l'ampleur du transfert de radionucléides aux plantes. Ainsi, selon les propriétés du sol, la teneur en strontium - 90 et en césium - 137 dans les plantes peut varier en moyenne de 10 à 15 fois.

Et des différences interspécifiques des cultures agricoles dans l'accumulation de ces radionucléides sont observées dans les cultures légumineuses. Par exemple, le strontium - 90 et le césium - 137 sont absorbés de 2 à 6 fois plus intensément par les légumineuses que par les céréales.

L'apport de strontium - 90 et de césium - 137 dans les prairies herbacées et les pâturages est déterminé par la nature de la répartition dans le profil pédologique.

Dans les zones vierges, les prairies naturelles, le césium se trouve dans une couche de 0 à 5 cm ; au cours des dernières années après l'accident, sa migration verticale importante le long du profil du sol n'a pas été constatée. Sur les terres labourées, le césium - 137 se retrouve dans la couche arable.

La végétation des plaines inondables accumule davantage de césium 137 que la végétation des hautes terres. Ainsi, lorsque la plaine inondable était polluée à 2,4 Ci/km2, du Ci/kg de masse sèche se retrouvait dans l'herbe, et du Ci/kg se retrouvait dans l'herbe à la pollution de 3,8 Ci/km2.

L'accumulation de radionucléides par les plantes herbacées dépend des particularités de la structure du gazon. Sur une prairie céréalière avec un gazon épais et dense, la teneur en césium - 137 dans la phytomasse est 3 à 4 fois plus élevée que sur une prairie herbacée avec un gazon lâche et mince.

Les cultures à faible teneur en potassium accumulent moins de césium. Les graminées accumulent moins de césium que les légumineuses. Les végétaux sont relativement résistants aux impacts radioactifs, mais ils peuvent accumuler de telles quantités de radionucléides qu'ils deviennent impropres à la consommation humaine et à l'alimentation du bétail.

L'apport de césium - 137 dans les végétaux dépend du type de sol. Selon le degré de diminution de l'accumulation de césium dans la culture, les plantes du sol peuvent être disposées dans l'ordre suivant: limon sableux sod-podzolique, limon sableux sod-podzolique, forêt grise, chernozem, etc. L'accumulation de radionucléides dans la culture dépend non seulement du type de sol, mais aussi des caractéristiques biologiques des plantes.

Il est à noter que les plantes qui aiment le calcium absorbent généralement plus de strontium - 90 que les plantes pauvres en calcium. Surtout, accumulez du strontium - 90 légumineuses, moins de racines et de tubercules et encore moins de céréales.

L'accumulation de radionucléides dans une plante dépend de la teneur en éléments nutritifs du sol.

Ainsi, la sorption des radio-isotopes est influencée par de nombreux facteurs, dont l'un des principaux est la composition mécanique et minéralogique du sol. Les radionucléides absorbés, notamment le césium 137, sont fixés plus fortement par les sols à composition mécanique lourde que par les sols légers. De plus, l'effet de la migration des radionucléides dépend des conditions météorologiques (précipitations).

1.4 Voies de migration des radionucléides dans l'environnement

Les substances radioactives rejetées dans l'atmosphère sont finalement concentrées dans le sol. Quelques années après les retombées radioactives à la surface de la Terre, l'entrée des radionucléides dans les végétaux à partir du sol devient la voie principale de leur entrée dans l'alimentation humaine et animale. Dans les situations d'urgence, comme l'a montré l'accident de la centrale nucléaire de Tchernobyl, dès la deuxième année après les retombées, le principal moyen pour les substances radioactives d'entrer dans la chaîne alimentaire est l'entrée de radionucléides du sol dans les plantes.

Les substances radioactives qui pénètrent dans le sol peuvent en être partiellement lessivées et pénétrer dans eau souterraine. Cependant, le sol retient assez fermement les substances radioactives qui y pénètrent. L'absorption des radionucléides entraîne une très longue (des décennies) leur présence dans la couverture du sol et leur libération continue dans les produits agricoles. Le sol en tant que composant principal de l'agrocénose a une influence décisive sur l'intensité de l'inclusion de substances radioactives dans les chaînes alimentaires et alimentaires.

L'absorption des radionucléides par les sols empêche leur mouvement le long du profil du sol, leur pénétration dans les eaux souterraines et détermine finalement leur accumulation dans les horizons supérieurs du sol.

Le mécanisme d'assimilation des radionucléides par les racines des plantes est similaire à l'absorption des principaux nutriments - macro et microéléments. Une certaine similitude est observée dans l'absorption par les plantes et le mouvement à travers elles du strontium - 90 et du césium - 137 et de leurs analogues chimiques - calcium et potassium, c'est pourquoi la teneur de ces radionucléides dans les objets biologiques est parfois exprimée par rapport à leurs analogues chimiques , dans les unités dites strontium et césium.

Les radionucléides Ru - 106, Ce - 144, Co - 60 se concentrent principalement dans le système racinaire et se déplacent en petites quantités vers les organes terrestres des plantes. En revanche, le strontium - 90 et le césium - 137 s'accumulent en quantités relativement importantes dans la partie terrestre des végétaux.

Les radionucléides qui ont pénétré dans la partie souterraine des plantes sont principalement concentrés dans la paille (feuilles et tiges), moins - dans les mous (épis, panicules sans grain. Certaines exceptions à ce schéma sont le césium, dont la teneur relative dans les graines peut atteindre 10% et supérieure à sa quantité totale dans la partie aérienne Le césium se déplace intensément à travers la plante et s'accumule en quantités relativement importantes dans les jeunes organes, ce qui provoque évidemment sa concentration accrue dans le grain.

En général, l'accumulation de radionucléides et leur teneur par unité de masse de matière sèche dans le processus de croissance des plantes est observée selon le même schéma que pour les éléments biologiquement importants : avec l'âge des plantes dans leurs organes aériens, la quantité absolue de radionucléides augmente et la teneur par unité de masse en matière sèche diminue. Lorsque le rendement augmente, en règle générale, la teneur en radionucléides par unité de masse diminue.

À partir de sols acides, les radionucléides pénètrent dans les plantes en quantités beaucoup plus importantes qu'à partir de sols légèrement acides, neutres et légèrement alcalins. Dans les sols acides, la mobilité du strontium - 90 et du césium - 137 augmente, la résistance de leurs plantes diminue. L'introduction de carbonates de calcium et de potassium ou de sodium dans un sol acide sodique-podzolique en quantités équivalentes à l'acidité hydrolique réduit la quantité d'accumulation de radionucléides de strontium et de césium à longue durée de vie dans la culture.

Il existe une relation inverse étroite entre l'accumulation de strontium-90 dans les plantes et la teneur en calcium échangeable dans le sol (l'apport de strontium diminue avec une augmentation de la teneur en calcium échangeable dans le sol).

Par conséquent, la dépendance de l'apport de strontium - 90 et de césium -137 du sol aux plantes est assez complexe, et il n'est pas toujours possible de l'établir par l'une quelconque des propriétés, dans différents sols, il est nécessaire de prendre en compte un ensemble d'indicateurs.

Les voies de migration des radionucléides dans le corps humain sont différentes. Une part importante d'entre eux pénètre dans le corps humain par la chaîne alimentaire : sol - plantes - animaux de ferme - produits d'élevage
- Humain. En principe, les radionucléides peuvent pénétrer dans l'organisme des animaux par les organes respiratoires, le tractus gastro-intestinal et la surface de la peau. Si pendant la période

les retombées radioactives du bétail sont sur un pâturage, alors l'apport de radionucléides peut être (en unités relatives) : par le tube digestif 1000, les voies respiratoires 1, la peau 0,0001. Par conséquent, dans des conditions de retombées radioactives, l'attention principale doit être accordée à la réduction maximale possible de l'apport de radionucléides dans le corps des animaux de ferme par le tractus gastro-intestinal.

Étant donné que les radionucléides pénétrant dans le corps des animaux et des humains peuvent s'accumuler et avoir un effet néfaste sur la santé humaine et le pool génétique, il est nécessaire de prendre des mesures pour réduire le flux de radionucléides dans les plantes agricoles, pour réduire l'accumulation de substances radioactives dans le corps des animaux d'élevage.

Chapitre 2 Caractéristiques d'accumulation des radionucléides par diverses phytocénoses

2.1 Accumulation de radionucléides par les végétaux des phytocénoses forestières

Les caractéristiques du comportement des éléments radioactifs dans le sol et les plantes conduisent à ce que l'on appelle la séparation biogénique, qui se manifeste par une composition isotopique différente du sol contaminé et des plantes qui y poussent. La répartition des radionucléides dans leurs organes est strictement spécifique et dépend de la mobilité d'un élément donné dans une plante, de sa disponibilité, des caractéristiques biologiques de la plante, etc.

La question de l'apport et de la distribution des différents radioisotopes dans les végétaux (notamment ligneux) n'a pas été suffisamment étudiée, ce qui s'explique en partie par les difficultés de dosage des radionucléides dans les végétaux du fait de leur teneur insignifiante. Parallèlement, l'étude du comportement de diverses substances radioactives, notamment à vie longue, est d'une importance non négligeable pour la foresterie, car elle permet d'évaluer les effets radiobiologiques liés à leur transport dans le système sol-plante et d'obtenir des prévisions des données pour le développement de mesures forestières dans les zones contaminées par des radionucléides (création de plantations forestières, récolte de farine de conifères vitaminée, sélection de plantes ligneuses, etc.).

Parmi les radionucléides déposés à la suite de l'accident de Tchernobyl, le 90Sr et le 47Cs présentent le plus grand intérêt pour la foresterie, qui, dans des conditions appropriées, peuvent être activement incorporés dans la végétation des arbres par la racine, affecter de manière significative son activité vitale et déterminer le degré de utiliser. La plupart des autres isotopes radioactifs (103Ru, 106Ru, 144Ce…) sont assimilés par les systèmes racinaires en faible quantité et sont insignifiants du point de vue de la contamination des produits végétaux. Il a donc été nécessaire d'évaluer le rôle des principales plantes ligneuses forestières dans la migration verticale des radionucléides par la teneur en substances radioactives des différents organes de la plante et du sol, en fonction de son niveau de contamination, et d'établir la contribution de les principaux produits de décomposition à la nutrition des racines des plantes expérimentales. Il a été pris en compte que la dynamique de l'accumulation des éléments étudiés reflète le besoin des plantes pour eux.

Les résultats de l'étude ont montré que parmi les produits de fission à vie longue les plus importants par systèmes racinaires dans la partie aérienne des plantes ligneuses plus grandes quantités 137Cs et 134Cs ont été reçus. Ils ont apporté la principale contribution à la radioactivité spécifique des plantes (en fonction de leur type et de la densité de contamination du sol) - de 25 à 80% de la concentration totale des éléments étudiés. L'absorption du césium-134 et -137 par les organes aériens des plantes est restée approximativement la même (1: 1). Un certain non-respect de cette régularité lors de l'entrée du 134Cs et du 137Cs dans les aiguilles des deuxième et troisième années de vie s'explique, selon nous, par sa contamination superficielle partielle. Il existe également une certaine spécificité d'espèce dans l'absorption du césium-134 et du césium-137 du sol. L'accumulation maximale de cet élément a été notée dans les feuilles de bouleau, un peu moins - dans le chêne. Des concentrations similaires de césium ont été trouvées dans les organes photosynthétiques des aiguilles de tremble, d'aulne et de pin au cours de la première année de vie. Une teneur relativement élevée en césium-137 et en césium-134 (par rapport au sol) est observée dans les aiguilles du pin sylvestre au cours de la deuxième année de vie.

L'absorption des radionucléides par les plantes est également déterminée par les processus de sorption dans le sol. Ainsi, le 137Cs est absorbé en plus grande quantité lorsqu'il provient d'une solution aqueuse, et le 90Sr est absorbé dans une moindre mesure, tandis que lorsqu'il provient du sol, le coefficient d'accumulation du 137Cs est bien inférieur à celui du 90Sr.

Lors de l'étude de l'apport de 90Sr et de 137Cs dans les plantes ligneuses à partir de sols contaminés par des radionucléides dans les régions de Gomel et de Mogilev, un tel schéma n'a pas été révélé. Au contraire, le 137Cs pénètre dans les parties aériennes des plantes ligneuses en quantités beaucoup plus importantes à partir du sol. Une migration accrue du 137Cs a également été notée par d'autres chercheurs. Par exemple, on sait que le 137Cs provenant de la tourbe soddy-podzolique, du loam sableux et des sols sableux de la Polissya biélorusse pénètre les plantes herbacées de manière plus intensive que le 90Sr. Sur les sols étudiés, il y a un apport plus important (en moyenne 10 fois) d'I37Cs dans les plantes par rapport au 90Sr, comme en témoigne une augmentation du rapport 137Cs:90Sr (jusqu'à 16 fois). On pense que la principale raison de l'apport important de 137Cs dans la végétation de cette région est la faible capacité de fixation des sols vis-à-vis de ce radionucléide, qui est due aux particularités de leur composition minéralogique (faible teneur en fractions argileuses, presque absence totale de minéraux argileux et leur hydromorphisme élevé). Il a été montré que non seulement le 137Cs échangeable est disponible pour les plantes, mais aussi le radionucléide sous forme non échangeable.

Il convient d'estimer le mouvement comparatif des radionucléides dans le système sol-plante à l'aide de coefficients d'accumulation (le rapport de la concentration d'un élément dans une plante à la teneur de cet élément dans le sol). Lors du calcul des coefficients, nous avons utilisé des données sur la concentration de radionucléides dans la couche supérieure du sol (0-5 cm) et les feuilles, où se trouve une quantité importante des radionucléides étudiés.

Des différences significatives ont été trouvées dans la teneur en substances radioactives, en raison de la capacité d'absorption sélective inégale des plantes ligneuses (tableau 1). Les coefficients d'accumulation (KN) les plus élevés sont typiques de l'entrée de césium dans le bouleau (2,8-3,8). Les coefficients d'accumulation pour le chêne et le tremble sont assez proches (1,39-1,56 et 1,42-1,44, respectivement). Il y a peu de différence dans cet indicateur entre l'aulne et le pin. Plus haut niveau consommation de strontium dans le chêne : le coefficient d'accumulation est de 0,79. Le tremble et l'aulne en sont proches. L'accumulation minimale de cet élément a été notée dans le pin (КН = 0,45). Le bouleau occupe une position intermédiaire dans cet indicateur (КН = 0,50). La consommation des autres éléments radioactifs (cérium, plutonium, ruthénium, praséodyme) n'est pas non plus la même.

Tableau 1 Coefficients d'accumulation des radionucléides du sol par diverses espèces d'arbres

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	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

Tableau 2. Teneur en éléments nutritifs de diverses plantes ligneuses, %

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Une comparaison a été faite de l'absorption des isotopes du strontium et du césium et de leurs analogues, le potassium et le calcium, dans les plantes ligneuses étudiées, car il est connu que le comportement du strontium-90 dans le système sol-plante est similaire à la migration du calcium. , son principal vecteur non isotopique, et le césium-134 et -137 - avec le potassium. Les régularités de la teneur en potassium et en calcium des feuilles des espèces d'arbres que nous avons étudiées, établies par le Département des sciences du sol de l'Université d'État de Moscou, sont fondamentalement valables pour les isotopes radioactifs du strontium-90 et du césium-134 et -137 ( Tableau 2). La plupart de tous les potassium, calcium et radionucléides de strontium et de césium absorbent et accumulent les plantes ligneuses à feuilles caduques. Différences d'absorption et de teneur en isotopes radioactifs du césium et du strontium dues à caractéristiques biologiques espèces d'arbres sont similaires à l'assimilation par les plantes de leurs analogues chimiques - calcium et potassium. Comparaison des données du tableau. 3.3 et 3.4 montrent que le bouleau, le tremble et le chêne accumulent dans leurs organes photosynthétiques l'isotope radioactif du césium (sous forme de potassium non isotopique) en quantités dépassant leur contenu dans le sol. L'accumulation de strontium radioactif à partir des sols est plus faible que l'accumulation de calcium, mais la spécificité d'espèce est largement préservée.

2.2 Caractéristiques de l'accumulation des radionucléides par les végétaux du vivant

couvre-sol dans les forêts de chênes

Les forêts de chênes sont très différentes les unes des autres en termes de degré de pollution. Ainsi, la dose d'exposition au rayonnement au niveau du sol en 1986 était de 13 - 710 μR / h, contamination du sol - 185,2 et 112,4. La dose d'exposition aux rayonnements en 1987 a diminué de 5 à 7 fois, l'activité du sol - de 8 à 14 fois. Au cours des années suivantes, une nouvelle diminution des deux indicateurs a été notée. En 1993, la dose d'exposition aux rayonnements a diminué à 46-PO µR/"h, l'activité du sol à 1,7-7,2 Ci/km2.

Dans le couvre-sol des forêts de chênes, la fougère commune, les lycopodes, les mousses et les représentants des familles suivantes sont répandus: renoncule, rosacée, sarrasin, géranium, parapluie, airelle, primevère, buse, composée, garance, jonc, lis, céréale. Pour l'étude, nous avons pris la fougère commune, la mousse de club en forme de club, le géranium rouge sang, la lettre initiale médicinale, l'oseille poilue, le muguet de mai, le kupena médicinal, le roseau moulu, la fétuque ovine.

Les plantes couvre-sol vivantes poussant dans les forêts de chênes avaient une activité γ totale légèrement inférieure en 1987 qu'en 1986, mais la différence entre les plantes édificatrices et l'épervière était de 50%, dans le reste, les différences atteignaient 10 à 100 fois. Selon les données de 1987, le PR a diminué chez presque toutes les espèces. Les valeurs maximales ont été enregistrées en mai dans le chêne maryannik, les valeurs minimales dans le muguet de mai, médicinal initial, acheté officinalis. En 1990, l'activité totale de la végétation herbacée et semi-arbustive était égale (Ci/kg) : fougère 3-10-7, mousse de Schreber - 8,5-10-7, myrtille - 1,4-10-7, prairie maryannik - 9,8- 10 8, vison à deux feuilles-1,8-10 6, fétuque ovine - 5,5-10. En 1988, chez les plantes de couvre-sol vivant, elles variaient dans les limites suivantes : en fougère commune de 0,74 à 1,24, en chêne maryannik de 0,24 à 2,71, en géranium rouge sang de 0,02 à 0,82, dans la lettre initiale de le médicament de 1,30 à 6,21, dans l'oseille poilue de 0,02 à 2,12, dans le muguet de mai de 0,02 à 0,52, dans la kupena officinalis de 0,02 à 1,12, dans la fétuque ovine de 0,02 à 0,71, dans la courge de montagne de 0,02 à 0,59, dans le roseau moulu de 0,02 à 0,71.

L'analyse des données obtenues montre qu'il y a une diminution de l'activité gamma spécifique chez toutes les espèces végétales du couvre-sol vivant. A noter que lorsque la pollution des sols des chênaies atteint 50 Ci/km2, les plantes de la famille des liliacées sont plus actives que les autres. Une augmentation de la densité de pollution de 2 à 10 fois conduit à une augmentation adéquate de l'activité de l'herbe de roseau au sol. L'activité totale -γ - de la végétation du couvre-sol vivant d'ici 1990, si elle a diminué, alors très légèrement.

Les données de l'analyse spectrométrique γ montrent qu'en 1987 les éléments suivants étaient présents dans la couche de sol de 0-5 cm : 144Се - 3,0-10-8 Ci/kg ; I06Ru - 3.0-10-8 ; 134Cs-1,4-10-8;

137Cs 4.3. 10-8 ; 90Sr - 6,6-10-8 (données moyennes).

Lors de la conduite analyse comparative Selon l'accumulation d'isotopes de césium et de strontium-90 au cours de différentes années de recherche (1988 et 1992), on peut noter une diminution de la teneur en isotopes de césium dans les plantes de 1,5 à 10 fois, selon les espèces. La teneur en strontium-90 a augmenté dans la fougère fougère commune de 250 à 6850 Bq/kg (PP 38), le muguet - de 322 à 2540 (PP 9), les myrtilles - de 740 à 7700 Bq/kg (PP 13) .

Les coefficients d'accumulation de césium 137 par les plantes du couvre-sol vivant des forêts de chênes aigles étaient les suivants: fétuque ovine - plus de 20, ramishia déséquilibré, veronica officinalis, roseau moulu - 6, kupena officinalis, airelle rouge - 5, myrtilles, Mai muguet, fougère - 2, rouge géranium sanguin - 1; strontium-90: fétuque ovine - 7, roseau moulu - 5, officinalis veronica - 3, myrtilles, kupena médicinal - 1, fougère - 7, kupena médicinal, géranium rouge sang - 5, muguet de mai - 3.

Tableau 3. Teneur en isotopes des plantes couvre-sol vivantes dans les forêts de chênes aigles, Ci/kg

Plante	radionucléide
Roseau
Mine à deux feuilles
Mai muguet
Mousse de club
Lettre initiale médicinale
Fétuque ovine
Roseau

Selon l'activité gamma totale, les coefficients d'accumulation dans la végétation se répartissent comme suit : mousses > sarrasin, lys, composées > géranium > terriers > renoncules > rosacées > céréales > joncs > fougères > lycopode > airelle, garance > gaulthérie > primevère , parapluie.

2.3 Migration des radionucléides dans les graminées semées

Dans le cadre du retrait de la production agricole d'importantes surfaces de prairies et de pâturages naturels contaminés par des émissions radioactives à la suite de l'accident de Tchernobyl, le problème de l'obtention de produits respectueux de l'environnement dans des zones à niveau relativement faible (1-5 Ci/km2) des radionucléides dans le sol devient de plus en plus important.

La création de prairies de fauche dans les zones contaminées est associée au développement d'un système de mesures agrotechniques qui permettraient, d'une part, de maintenir un niveau optimal de productivité des herbages et de qualité fourragère et, d'autre part, de contribuer à réduction efficace accumulation de radionucléides dans la masse aérienne des cultures fourragères. Ainsi, à partir de 1986, dans les conditions des sols limono-sableux sodo-podzoliques du district de Mozyr de la région de Gomel, nous avons étudié l'influence de la structure de l'agrocénose, des engrais minéraux et du travail du sol sur la migration des principaux radionucléides doseurs dans le système sol-plante. Des études radiologiques ont été menées sur des expériences qui se sont trouvées dans la zone de contamination radioactive, qui ont été posées en 1985 afin d'étudier des méthodes agrotechniques et agrophytocénotiques pour augmenter la stabilité et la productivité des agrocénoses de graminées fourragères pérennes.

Après la désintégration des radionucléides à vie courte en 1987, la dose d'exposition aux rayonnements à l'emplacement du site expérimental était de 70-80 μR / h à une hauteur de 1 m au-dessus de la surface du sol, 80-100 μR / h sur le sol surface, la densité de contamination radioactive dans la couche de sol était de 0 à 5 cm était de 4 à 4,5 Ci/km2. Ainsi, il a été possible d'étudier la dynamique de la migration des radionucléides dans les semis de pâturin sur un sol non perturbé.

Les expériences ont été disposées selon les schémas suivants.

Expérience 1. Cultures monospécifiques et mélanges de graminées appariées sur deux fonds de nutrition minérale : 1) luzerne hybride bleue, 2) dactyle combiné, 3) croupion sans arêtes, 4) fléole des prés, 5) luzerne + hérisson, 6) luzerne + croupion, 7) luzerne + fléole des prés.

Expérience 2. Cultures monospécifiques de graminées légumineuses sur fond de P90K120: trèfle des prés, trèfle rose, trèfle rampant, trèfle des montagnes, luzerne hybride bleue, luzerne en forme de faucille, couronne cornue, astragale à la réglisse, sainfoin sablonneux.

L'expérience a été répétée trois fois. La superficie des parcelles expérimentales est de 15 et 2. Des échantillons de sol et de plantes ont été prélevés avant le fauchage. Un suivi radioécologique a été effectué pendant les saisons de croissance 1986-1988.

Compte tenu de la nature superficielle de la contamination par les radionucléides et de leur faible migration verticale sur les sols gazon-podzoliques automorphes, l'influence du labour des sols sous graminées vivaces sur la nature de l'accumulation des radionucléides dans les organes des plantes nouvellement semées a été étudiée en 1989. Pour ce faire, à la fin de la saison de croissance en 1988, le gazon de la parcelle expérimentale a été labouré, et au printemps 1989, après le disquage et la culture, des mélanges de trèfle-hérisson et de luzerne-hérisson ont été semés. L'arrière-plan de la nutrition minérale est l'application préalable d'une dose complète de N12oP9oKi2o, puis par coupe - engrais phosphore-potassium (PSoKi2c). Les zones non labourées avec des herbages anciens ont servi de contrôle.

Il a été établi que la radioactivité totale du sol des parcelles expérimentales dans la couche 0-5 cm a constamment diminué de mai à septembre 1986 dans la gamme de 10~7-10~8 Ci/kg, atteignant un niveau relativement stable en mai 1987. Activité gamma spécifique Le sol (non encore perturbé) correspondait depuis lors à une densité de pollution de 2,6-3,0 Ci/km2 (expérience 1) et 2,1-2,3 Ci/km2 (expérience 2). Une comparaison des courbes de la dynamique de la radioactivité dans le sol et les graminées ensemencées montre qu'une diminution plus forte du niveau de contamination radioactive des plantes par rapport au sol au cours de la saison de croissance de 1986 n'est pas seulement due à la décomposition des plantes à vie courte radionucléides, mais aussi dans une large mesure, l'affaiblissement de la contamination superficielle des feuilles de graminées par les retombées radioactives. Selon le niveau de cette contamination en mai 1986, on distingue assez nettement un groupe de trèfles (trèfle des prés, rampant et rose), ainsi que l'oiseau cornu, qui est associé à la pubescence de la surface foliaire de ces herbes.

La contamination de surface de la luzerne, de la luzerne en croissant, de l'astragale et du sainfoin était significativement plus faible que celle des trèfles et des tiges d'oiseaux. Des différences ont été conservées principalement dans les plantes de la 2e coupe (juillet 1986) en trèfle rouge et rose, la radioactivité spécifique de la phytomasse aérienne était presque d'un ordre de grandeur supérieure à celle des autres espèces, et dans la 3e coupe (septembre 1986) la radioactivité maximale a été notée dans le trèfle des montagnes fortement pubescent. Contrairement aux légumineuses, céréales vivaces(hérisson combiné, brome sans barbes, fléole des prés) les plantes de la 3e coupe en 1986 différaient par des indicateurs inférieurs d'un ordre de grandeur.

On sait que les différences d'espèces et de variétés dans l'accumulation des principaux radionucléides doseurs (l37Cs et 90Sr) par les plantes fourragères constituent la base théorique pour le développement d'une sélection ciblée de plantes agricoles comme méthode de phytoamélioration des sols contaminés par des radioisotopes. et un moyen de réduire la teneur en radionucléides des produits. Mais l'effet désactivant de l'élimination des radio-isotopes avec la masse aérienne de plantes à capacité d'accumulation élevée est nettement inférieur en termes de degré de purification du sol à l'effet dû à la désintégration radioactive naturelle. Par conséquent, la sélection des cultures pour les rotations culturales et les méthodes agrotechniques de leur culture rationnelle dans les zones contaminées restent à l'heure actuelle l'un des véritables moyens d'obtenir des produits fourragers relativement "propres". Selon S. K - Firsakova (1974), l'accumulation de 90Sr par les céréales vivaces semées après usinage et la réhumidification du sol gazeux-podzolique a diminué de 5 à 16 fois, et le sol tourbeux - de 14 à 31 fois par rapport aux prairies naturelles.

La principale technique agricole qui limite le flux de césium-134 et de césium-137 du sol vers la plante - l'utilisation d'engrais potassiques - est associée à la nature antagoniste du rapport de césium et de potassium dans la solution du sol et à l'effet de "dilution" dans la masse aérienne des plantes. Cela a également été confirmé dans les études de scientifiques biélorusses (Shuglya, Ageets, 1990). Les engrais potassiques combinés à d'autres engrais réduisent de 2 à 20 fois le flux de césium 137 dans les plantes agricoles. La neutralisation de l'acidité de la solution du sol par le chaulage réduit de 2 à 4 fois l'accumulation de césium 137 dans la culture, et sur les sols à texture légère, une augmentation de la dose d'engrais phosphorés et potassiques dans le contexte du chaulage réduit la accumulation de l'isotope du césium dans les plantes jusqu'à 4 à 5 fois.

Malheureusement, le rôle des engrais azotés dans la migration des principaux agents doseurs du sol vers la partie économiquement intéressante des plantes herbacées fourragères est abordé de manière très contradictoire. De nombreuses études témoignent de l'intensification du processus de migration du césium radioactif dans les organes aériens des plantes fourragères, notamment sur les sols très fertiles, sous l'influence de l'azote minéral. Ainsi, lorsque l'azote a été introduit sous forme d'ammonium sur le chernozem, la concentration de césium-137 dans les pois a augmenté de 18 à 52% et sur les sols soddy-podzoliques - de 72 à 83%. Parallèlement, l'azote introduit sous forme de nitrates n'a pratiquement pas eu d'effet sur l'accumulation de césium radioactif dans la culture. Les informations sur l'importance de l'azote minéral dans la restauration post-irradiation des structures cellulaires végétales sont également contradictoires. À l'heure actuelle, il est jugé opportun d'utiliser des engrais azotés dans le cadre d'un supplément minéral complet avec une prédominance significative de potassium et de phosphore sur des sols contaminés au césium-137 et au strontium-90 (Aleksakhin et al., 1991). Il est recommandé d'appliquer des engrais azotés à des doses qui permettent d'obtenir la plus forte augmentation de rendement dans des conditions de sol données.

Compte tenu du problème non résolu des protéines végétales en Biélorussie (le déficit en protéines digestibles est en moyenne de 20 à 25%, et donc le coût des produits alimentaires augmente de 1,5 fois et la consommation d'aliments de 1,3 à 1,4 fois), il est très important étude du rôle des engrais azotés dans la migration des radionucléides dans les graminées semées et la régulation de ce processus par des méthodes agrophytocénotiques.

Les études de l'effet de la structure des semis et des engrais azotés sur l'accumulation des radio-isotopes du césium, du strontium et du plutonium dans la phytomasse aérienne de la luzerne et des graminées céréalières en monoculture et en polyculture ont révélé un certain nombre de caractéristiques de ce processus, dues à la fois à des facteurs phytocénotiques et à des l'impact de l'azote minéral introduit dans le sol sous forme de potasse, de salpêtre.

L'effet de la co-croissance sur l'accumulation de césium-137 dans les organes aériens de la luzerne et des graminées a été déterminé par la composition spécifique de l'herbage : dans les mélanges luzerne-oursin et luzerne-croupion des deux composants, l'apport en césium augmente ( en luzerne de 30 à 78, en hérisson de 15, en brome de 16%) par rapport à leurs monocultures. Dans l'herbage de luzerne-timo-fée, aucun changement n'a été noté. L'application d'engrais azotés a stimulé l'entrée de l37Cs dans la luzerne, le hérisson et les plantes à croupion dans les monocultures, où la teneur en isotopes a augmenté de 54, 36 et 16 %, respectivement, par rapport à l'absence de fond azoté. Dans le mélange luzerne-croupion, les indicateurs d'accumulation de césium ont au contraire diminué: dans la luzerne de 71, dans le croupion de 21%. Le même effet a été observé chez les hérissons mélangés à la luzerne - l'introduction d'azote minéral a réduit la migration du 137Cs de 22% par rapport au fond phosphore-potassium. Ainsi, la migration la moins intense du 137Cs et l'absence d'effet stimulant des engrais azotés sur celui-ci ont été observées dans les composants du mélange luzerne-fléole des prés et dans la monoculture de fléole des prés.

Une diminution significative (jusqu'à 2 à 7 fois) de l'accumulation de Sr avec l'introduction d'azote minéral dans le sol a été notée dans les monocultures de luzerne et de brome, ainsi que dans les composants des mélanges luzerne-croupe et luzerne-timothée. .

Dans le mélange luzerne-hérisson, les engrais azotés ont augmenté de 2,0 à 2,5 fois l'apport de 90Sr à la masse aérienne de la composante légumineuse et de la céréale.

Comme on le sait, la réduction de la contamination par les produits de fission radioactifs de la production végétale
à l'aide de l'introduction d'améliorants, elle est obtenue par des mécanismes de base tels que l'augmentation du rendement et ainsi la « dilution » de la teneur en radionucléides par unité de poids de la récolte ; augmenter la concentration de calcium et de potassium dans la solution du sol; fixer des traces de radio-isotopes dans le sol en introduisant des composés appropriés. Et si les résultats que nous avons obtenus sur l'évolution du degré d'accumulation du 137Cs et du 90Sr dans les graminées semées sous l'influence de leur croissance conjointe et de l'apport d'engrais azotés peuvent être considérés comme une manifestation de ces mécanismes à travers les interactions physiologiques et biochimiques des plantes dans les agrocénoses et leur influence sur environnement du sol, puis l'étude de la migration du plutonium dans le système sol-plante passe par le développement d'approches affectant à la fois la chimie du sol et les mécanismes d'action des facteurs biotiques et agrochimiques sur son entrée dans les racines et son accumulation dans les organes aériens. Il existe une dépendance de la transition du plutonium en solution avec une diminution de sa sorption par les particules du sol sur la gamme des valeurs de pH, la composition mécanique et le régime eau-air du sol.

Une analyse comparative de la teneur en radionucléides émetteurs gamma du sol et des herbes avant labour (1988) et après enherbement (1990) permet de juger de l'efficacité de cette technique agricole pour réduire la migration des radioisotopes dans les végétaux. Le labour, l'approfondissement de la couche supérieure du sol (0-5 cm) et la culture ultérieure, tout en maintenant l'ancienne technologie de culture des graminées, ont contribué à la "dilution" de la concentration de radionucléides dans la couche racinaire du sol. La teneur totale en émetteurs gamma dans le sol a diminué en moyenne de 1,8 fois en raison d'une double diminution de la concentration en 137Cs et en 134Cs, puisque les radio-isotopes du césium représentaient plus de 65 % de la concentration totale. Le deuxième radionucléide le plus important était le 4aK, dont la participation à l'activité gamma totale du sol avant le labour était de 23% et après traitement - 32%, c'est-à-dire non seulement il n'a pas changé, mais a même augmenté à la suite de l'application d'engrais potassiques avant re-semer des graminées , puis pokosno.

Ainsi, sur les sols sodo-podzoliques des terres agricoles dont la densité de pollution est de 2 à 5 Ci/km2, l'activité gamma des graminées semées est déterminée principalement par le 40K dont la concentration dans le sol reste élevée du fait de l'apport de phosphore et engrais potassiques, la teneur en engrais phosphorés est de 70–120 B q / kg, et avec l'introduction d'engrais potassiques à une dose de 60 kg / ha, 1,35-10e Bq / kg de potassium-40 pénètre dans le sol.

L'effet du labour du sol pour un mélange uniforme des radionucléides dans l'horizon de labour peut se manifester principalement dans les céréales, puisque l'activité absorbante des systèmes racinaires des légumineuses s'exerce sur tout le profil de la couche traitée.

Une analyse de la distribution des radionucléides de césium dans les racines et les organes aériens d'espèces aux propriétés contrastées (combinaison hérisson, brome sans arêtes et sétaire des prés) a montré que lors de l'application d'engrais azotés au sol, la migration des radionucléides de césium des racines vers les organes aériens augmentent: si sur un fond sans azote, le rapport d'activité spécifique du césium dans les racines et la masse aérienne était de 1: 3 pour le hérisson et de 5: 1 pour la croupe, alors sur un fond d'azote - 1:20 et 1:1, respectivement (tableau 4.9). Dans le même temps, dans la vulpin des prés, ces ratios étaient de 6 : 1 sur un fond sans azote et de 16 : 1 lorsque des engrais étaient appliqués.

Pour une étude plus détaillée des caractéristiques de la redistribution du césium entre les organes souterrains et aériens, une expérience de végétation a été réalisée avec l'introduction d'isotopes stables du césium dans le sol sous les graminées des prés. Les expérimentations ont été réalisées dans des récipients Mitcherlich sur deux types de sol : tourbière et limoneux gleyeux, c'est-à-dire que nous avons couvert les sols de prairie les plus courants. Schéma de l'expérience : 7 espèces de graminées céréalières des prairies sur fond sans azote et sur fond d'apport d'azote. Des engrais minéraux ont été appliqués au sol avant le remplissage des récipients sous forme de sels : nitrate d'ammonium (sur sol minéral 1,71 g/récipient, sur tourbe - 0,40 g/récipient). Accumulation de radiocésium (Bq/kg) par les graminées vivaces

Ainsi, le suivi radioécologique des phytocénoses de prairie, réalisé en 1986-1990. sur des parcelles d'essai de prairies naturelles, plus ou moins éloignées de la centrale nucléaire de Tchernobyl, et dans des agroécosystèmes dans des expérimentations avec des herbes semées, nous permet de tirer les conclusions suivantes.

1. L'incorporation de radionucléides et leur accumulation dans la végétation des prairies au cours de la période d'observation ont été déterminées par un certain nombre de facteurs, notamment la quantité et la composition élémentaire des retombées radioactives post-accidentelles et la nature de l'interaction des radionucléides avec le sol, qui affectaient leur disponibilité pour les plantes, leur absorption et leur migration dans les organes aériens des graminées des prés.

2. En période post-accidentelle, la radioactivité spécifique des végétaux dans les phytocénoses des prairies de la zone contaminée, représentées majoritairement par des associations céréalières et herbacées-céréales, après une forte baisse en 1986-1987. en raison de la désintégration des radionucléides à vie courte, il s'est stabilisé sur des parcelles d'essai dans la région de Gomel à un niveau de 10~8-10~6 Ci/kg, à Mogilev - 10-9-10-8, à Minsk - 10- 9-10-8 Ci/kg ;

4. Pour un certain nombre de plantes dominantes des prairies, des différences interspécifiques et intraspécifiques dans l'accumulation de radionucléides ont été établies. Les différences intraspécifiques sont plus prononcées lorsque l'on compare les niveaux d'accumulation d'émetteurs gamma sur les sols tourbeux et minéraux. Avec des indicateurs de densité de pollution similaires, l'activité gamma spécifique de la phytomasse aérienne des cénopopulations d'une même espèce est, en moyenne, d'un ordre de grandeur plus faible dans les tourbières par rapport aux sols podzoliques gazeux en raison de la forte capacité de sorption du sol tourbeux, qui est assuré par la présence d'une quantité importante d'acides humiques et de faible poids moléculaire.

5. Les coefficients d'accumulation les plus faibles de radionucléides émetteurs gamma, dont 70 à 90 % sont des radio-isotopes du césium, ont été observés dans les prés dominants sur sols tourbeux-gley (0,4-1,5). L'accumulation d'émetteurs gamma par la végétation des prairies est beaucoup plus intense sur les sols minéraux.

6. Les coefficients d'accumulation de radionucléides sur la même différence de sol peuvent différer considérablement (jusqu'à 4 à 6 fois) non seulement entre les représentants de différents groupes systématiques, mais aussi entre les espèces d'une même famille, par exemple le pâturin. Par conséquent, il est illégal d'utiliser une telle unité taxonomique comme une famille dans une caractéristique comparative de l'accumulation de radionucléides par la végétation des prairies. L'analyse de la capacité d'accumulation des graminées des prés par rapport aux radio-isotopes individuels formant des doses devrait être basée sur des études des caractéristiques morphologiques et physiologiques de chaque dominant de la communauté des prés, en tenant compte des rapports cénotiques des composants et des effets physiques de l'eau. et les paramètres agrochimiques de l'edaphotope, qui déterminent la concentration des formes échangeables de radionucléides dans la solution du sol.

2.4 Effets de l'exposition externe et des radionucléides absorbés

sur la vie végétale

Croissance, développement et productivité des plantes. Des observations sur la croissance et le développement des centrales, réalisées dans les premiers mois après l'accident à proximité immédiate du réacteur, où de nombreuses retombées radioactives sont tombées, et le type d'irradiation à certains endroits était proche de l'aigu, ont révélé des anomalies individuelles dans le développement morphogénétique des plantes, notamment chez les résineux (pins, ate) :

Perte de la capacité de croissance des bourgeons apicaux (apicales), augmentation de la formation et de la croissance de nouveaux bourgeons, y compris des bourgeons dormants;

L'apparition d'aiguilles géantes dans les feuilles de pin et d'épicéa et de chêne géant, qui différaient des aiguilles habituelles en longueur de 2 à 3 fois et en poids de 5 à 7 fois;

délestage des aiguilles des années de formation précédentes (2e et 3e années) avec le fonctionnement des aiguilles de la première année seulement ;

Perte de sensibilité géotropique.

Les morphoses constatées (gigantisme des organes) sont survenues assez souvent dans la zone des 10 km en 1987-1988. En 1991-1992 une deuxième vague de gigantisme des organes a été notée, qui serait associée à l'accumulation ultérieure de radionucléides dans les organes de la plante après l'accident. Il est prouvé que les cultures de seigle et de blé d'hiver, situées à proximité immédiate du réacteur et contaminées par environ 1 000 Ci/km2, se caractérisaient par une croissance et un développement lents, avaient un indice de surface foliaire et une surface foliaire réduits de 40 à 50 %. .

Les cultures de blé soumises à une irradiation aiguë l'année de l'accident, les années suivantes, ont donné une nouvelle génération de plantes, parmi lesquelles il y avait des formes mutantes caractérisées par l'absence d'arêtes, la perte d'épillets individuels, la division de l'épi, etc. Parmi eux, on peut également trouver des formes utiles à l'élevage. Des manifestations distinctes de changements morphologiques chez les plantes ont également été observées dans le secteur biélorusse de la zone de 30 kilomètres.

Lors de la culture de plantes agricoles sur des sols contaminés par des radionucléides jusqu'à 77 Ci/km2, aucun changement particulier dans leur croissance et leur développement n'a été noté. Les principales phases de développement se sont produites quel que soit le degré de contamination du sol, les paramètres morphologiques des graines correspondaient également à la norme. Les observations concernaient bien entendu les plantes obtenues à partir de graines "propres".

En effet, il est prouvé que les niveaux de contamination du sol à moins de 86 Ci/km2 n'affectent pas de manière significative la croissance et le développement des plantes. Cependant, le réensemencement de graines de psyllium irradiées chroniquement pendant trois ans, malgré la stabilité des taux de germination, du poids de 1000 graines, etc., a révélé des changements cachés, qui consistaient en une réaction inégale des plantes à une irradiation supplémentaire et une image inadéquate des aberrations chromosomiques chez les le méristème racinaire. Ainsi, à ces densités de pollution du sol qui étaient dans nos expériences, il faut s'attendre à la manifestation de changements quantitatifs individuels dans le métabolisme des plantes cultivées.

Tableau 4. Productivité du lupin jaune dans des conditions de contamination du sol par des radionucléides.

option	Activité γ spécifique sol, Bq/kg, X 103	récolte de graines
végétaux	contrôller

Pour l'ensemencement, des semences de cultures «propres» ont été utilisées chaque année. La prise en compte du rendement en graines de plantes de lupin (variété BSHA 382) cultivées dans une expérimentation discontinue a montré, en moyenne sur deux ans, une légère augmentation de la productivité des plantes à mesure que le degré de contamination du sol par les radionucléides augmentait (tableau 4), ce qui indiquait la l'existence d'une relation entre ces indicateurs. En analysant les indicateurs de productivité, nous avons tendance à croire que les changements observés sont en partie causés par de petites différences dans la composition mécanique et le niveau de fertilité des sols utilisés dans les expériences.

Photosynthèse. Dans des études, une activité photochimique accrue des chloroplastes isolés de plantes qui ont poussé dans des conditions de rayonnement de fond élevé (dose d'exposition de γ - rayonnement 300-500 μR / h) a été constatée, une tendance à une augmentation de la teneur en chlorophylle par unité de masse de feuilles sèches et une diminution de la concentration de protéines solubles ont été notées. Certains changements ont également été observés dans le niveau d'activité RDF-carboxylase. La faible activité hydrolytique de l'enzyme de dégradation de la chlorophylle, la chlorophyllase, témoigne également d'une augmentation de l'activité de l'appareil photosynthétique des plantes poussant dans des conditions de contamination radioactive. Un autre indicateur important de l'effet du rayonnement dans ces conditions est l'augmentation de l'activité de la peroxydase. Dans les feuilles de lupin jaune cultivées dans une expérience par lots, il n'y a pas eu de changements significatifs dans l'appareil pigmentaire (le nombre de chlorophylles et l'activité de la chlorophyllase) selon les variantes - l'expérience n'a cependant pas été observée avec une augmentation du degré de pollution des sols, il y avait une tendance à augmenter le taux de réactions photochimiques dans les chloroplastes et la peroxydation des lipides (peroxydase enzymatique)

Assimilation de l'azote. Chez le lupin jaune, l'approvisionnement des organes végétatifs et reproducteurs en azote réduit se fait de deux manières : par la fixation symbiotique de l'azote atmosphérique par les bactéries nodulaires (Rhizobium) et la restauration de l'azote minéral du sol dans les racines et les feuilles et partiellement dans les tiges. Les deux chemins interagissent. La restauration de l'azote minéral à l'aide de l'enzyme nitrate réductase commence par la germination des graines et la formation du système racinaire et, jusqu'à la période de tige, porte la charge principale dans le processus d'approvisionnement de la plante en azote réduit. Après la phase de bourgeonnement, l'activité de ce processus diminue rapidement et se manifeste très faiblement dans les phases suivantes. L'activité fixatrice d'azote se développe parallèlement à la croissance des nodules sur les racines des légumineuses, à partir de la phase quatre feuilles. De plus en plus progressivement, il atteint un maximum dans la phase de bourgeonnement-floraison. Ainsi, dans la phase de bourgeonnement-floraison, les deux processus se déroulent de manière intensive, et une évaluation quantitative de leur activité à ce moment peut caractériser l'état du métabolisme de l'azote dans la plante.

Les sols utilisés dans l'expérimentation discontinue provenaient de différentes parcelles, ce qui posait la question de l'effet des différences de fertilité des sols sur le niveau de fixation de l'azote (à l'exception de la densité de pollution). Afin d'affaiblir cette influence, en 1991, une expérience discontinue 2 a été introduite, dans laquelle différents niveaux la contamination du sol selon les variantes a été créée en mélangeant un sol conditionnellement propre (témoin) avec un sol fortement pollué dans un rapport de 2,5:1 et 1:1. En conséquence, trois variantes de contamination au césium ont été obtenues : 0,7 ; 9,6 et 13,7 kBq/kg de sol dont le premier a été pris comme témoin. Reçu en 1991 - 1992. Les résultats ont indiqué une certaine augmentation de l'activité fixatrice d'azote dans des conditions de pollution du sol, mais ils étaient plutôt tendanciels. L'activité de la nitrate réductase dans des conditions de divers degrés de contamination du sol par des radionucléides n'a pas montré une image claire des changements. Il convient de tenir compte de sa grande dépendance vis-à-vis de la teneur en azote nitrique du sol.

La question de l'influence d'éventuelles différences de fertilité du sol sur l'activité de fixation de l'azote a été étudiée plus avant lors de la culture de lupin sur des sols de composition mécanique et de fertilité différentes sans contamination radioactive. Les expérimentations ont été réalisées dans le pavillon de la végétation de l'IEB. En 1991, des plants de lupin ont été cultivés sur un mélange de sol sableux sodo-podzolique et d'humus préparé artificiellement, pris dans les mêmes proportions que le sol radioactif de l'expérience 2. Les résultats ont montré une légère augmentation de l'activité fixatrice d'azote des nodules lors de la croissance. lupin sur un sol d'humus artificiel et en le mélangeant avec un sol sableux dans un rapport de 1:1. L'augmentation de la fertilité du sol stimule ainsi la fixation de l'azote dans les nodules et la réduction des nitrates dans les feuilles de lupin.

En 1992, une expérience végétative a été réalisée en utilisant des sols de composition mécanique différente pour la culture du lupin. Comme on peut le voir, l'activité la plus faible de fixation de l'azote a été observée lors de la culture du lupin sur un sol sableux (forestier) et un loam moyen. Les sols arables sableux, limoneux sableux et limoneux légers ne différaient pratiquement pas dans le niveau d'activité de fixation de l'azote dans les nodules de lupin.

L'enzyme la plus importante dans l'assimilation de l'azote réduit, qui est responsable de son incorporation dans les acides aminés, est la glutamine synthétase (GS), dont l'activité dans les feuilles caractérise l'intensité de la formation de glutamine. Ce dernier, par transamination avec l'acide a-cétoglutarique, forme l'acide glutamique. Ainsi, l'activité de GS donne une idée de l'intensité du processus d'implication de l'azote réduit directement dans les composés organiques. Les résultats obtenus en 1990 n'ont pas révélé de différences d'activité GS dans les feuilles de lupin en fonction du degré de contamination du sol par les radionucléides. Des données similaires ont été obtenues sur de l'orge cultivée dans les mêmes conditions.

Un indicateur intégral de l'intensité du métabolisme de l'azote dans une plante est la teneur en azote de ses organes. La détermination de l'azote par la méthode de Kjeldahl dans les organes de la variété de lupin jaune BSHA 382 et de la variété d'orge Zhodinsky 5 a révélé des différences significatives dans les organes des plantes. Chez le lupin, la concentration la plus élevée d'azote était caractérisée par les feuilles supérieures (4 8-5,7% en poids sec) et les axes d'inflorescences avec fleurs (4,3-4,9%), et les plus basses - tiges (1,6-1,9 %). Chez l'orge, la teneur en azote la plus élevée se trouvait également dans les feuilles étendard (2,8-3,3 %) et la plus faible dans les tiges (0,8-1,2 %). Les fluctuations de la concentration en azote dans les variantes des expériences n'étaient pas systématiques et étaient apparemment causées par d'autres raisons. Par conséquent, on peut conclure qu'il n'y a pas d'effet de la contamination du sol par des radionucléides sur la teneur en azote total des plantes de lupin et d'orge.

Ainsi, sur des sols dont la densité de contamination peut atteindre 80 Ci/km2, les radionucléides absorbés par le lupin ont un certain effet sur le métabolisme azoté des organes végétatifs. Cependant, cette conclusion ne s'applique qu'aux plantes issues de graines "propres", c'est-à-dire obtenues en l'absence de contamination radioactive du sol.

Conclusion

Une étude détaillée des forêts de Biélorussie a montré qu'à la suite de l'accident de Tchernobyl, plus de 1 700 000 hectares (un quart de l'ensemble de la superficie forestière) ont été exposés à une contamination radioactive. A noter qu'un territoire est considéré comme contaminé si la densité de retombées dépasse 1 Ci/km2 pour le césium-137, 0,15 Ci/km2 pour le strontium-90 et 0,01 Ci/km2 pour le plutonium-238,239,240. Plus de 90% du fonds forestier pollué se situe dans la zone de contamination au césium 137 de 5 à 15 Ci/km2. Au cours de la période précédant l'accident, le niveau de contamination radioactive dans les forêts du Bélarus a atteint 0,2-0,3 Ci/km2 et a été déterminé principalement par les radionucléides naturels et les radionucléides artificiels des retombées mondiales formés à la suite des essais d'armes nucléaires.

Sur les 88 exploitations forestières existant dans la république, 49 ont été soumises à une contamination radioactive à un degré ou à un autre, ce qui a considérablement modifié la nature de leur activité économique. La pollution à grande échelle des complexes forestiers du Bélarus a fortement limité l'utilisation des ressources forestières, a eu un impact négatif sur l'état économique et socio-psychologique de la population dans son ensemble.

Dans les premiers jours qui ont suivi l'accident, jusqu'à 80 % des retombées radioactives ont été retenues par la partie aérienne de la strate arborée. Ensuite, il y a eu un nettoyage rapide des cimes et des troncs sous l'influence des facteurs météorologiques, et à la fin de 1986, jusqu'à 95% des substances radioactives piégées par la forêt étaient déjà dans le sol, et la plupart d'entre elles dans la litière forestière. , qui est un accumulateur de radionucléides. Le taux de migration supplémentaire des radionucléides dans la profondeur du sol dépendait du type de couverture végétale, du régime hydrique, des paramètres agrochimiques des sols et des propriétés physicochimiques des retombées radioactives. Les études réalisées ont montré qu'à l'heure actuelle l'essentiel des retombées radioactives est encore concentré dans l'horizon supérieur du sol, où elles sont bien retenues par les composants organiques et minéraux.

La contamination de la végétation forestière dépend du niveau des retombées radioactives et des propriétés du sol. Sur les sols hydromorphes (trop humidifiés), on note un degré de transition plus élevé dans le système « sol-plante » que sur les sols automorphes (normalement humidifiés). Plus la fertilité du sol est élevée, plus la proportion de radionucléides qui pénètre à la fois dans le peuplement forestier et dans les organismes de la couverture du sol (champignons, baies, mousses, lichens, végétation herbacée) est faible.

Les aiguilles (feuilles), les jeunes pousses, l'écorce, le liber sont caractérisés par la teneur la plus élevée en radionucléides dans diverses parties du couvert forestier; la moindre contamination a été observée dans le bois. Les accumulateurs de radionucléides dans les communautés forestières sont les champignons, les mousses, les lichens et les fougères. La végétation forestière absorbe principalement le césium-137, le strontium-90. Les éléments transuraniens (plutonium-238,239,240 et américium-241) sont faiblement inclus dans les processus de migration.

Ainsi, les écosystèmes forestiers sont une source constante de radionucléides entrant dans les produits forestiers, en particulier les produits alimentaires. Accumulation de radionucléides dans baies sauvages et les champignons 20 à 50 fois plus que leur contenu dans les produits agricoles au même niveau de contamination radioactive. Des études ont montré que la dose de rayonnement due à la consommation d'aliments forestiers est 2 à 5 fois plus élevée que les doses générées par la consommation de produits agricoles. De plus, contrairement aux terres agricoles, les complexes forestiers sont mal gérés en termes de réduction de la charge de rayonnement en mettant en œuvre diverses contre-mesures efficaces utilisant des technologies modernes. Le séjour en forêt est également associé à une exposition externe supplémentaire, la forêt étant une barrière naturelle et, par conséquent, un réservoir de retombées radioactives. Les problèmes de radioprotection dans les zones forestières contaminées sont principalement résolus par des mesures restrictives.

À l'heure actuelle, la collecte de champignons et de baies dans la zone contaminée est très limitée et est presque totalement interdite dans les zones où la densité de retombées est supérieure à 2 Ci/km2 pour le césium-137. Cependant, le niveau de teneur en radionucléides dans les produits alimentaires de la forêt diminuera avec le temps en raison de la désintégration radioactive naturelle et de la migration des radionucléides dans les profondeurs du sol. Les calculs de prévision préliminaires montrent qu'en 2015, la concentration de césium 137 diminuera au niveau des normes admissibles.

Il convient également de noter qu'à ce jour, de nombreuses recommandations ont été élaborées pour surmonter la situation de crise actuelle concernant l'utilisation des dons forestiers. Une voie prometteuse est la culture artificielle de champignons et de baies respectueux de l'environnement, qui réduira l'apport de radionucléides dans le corps humain et, par conséquent, le risque pour la santé publique.