Розділ 2. Радіобіологічні ефекти у рослин
Нагромадження радіонуклідів у компонентах фітоценозу
Особливістю радіонуклідного забруднення, пов'язаного із антропогенною радіонуклідною аномалією, є розмаїтість хімічних форм агрегатних станів, викинутих у навколишнє середовище радіоактивних елементів. Частина елементів була викинута у водорозчинному, крапельно-рідкому стані, частина ж у вигляді "гарячих" часток, причому співвідношення цих форм не є постійним, а змінюється під впливом біотичних і абіотичних факторів середовища. У цих умовах нагромадження радіонуклідів рослинами, що відбувається в основному за рахунок водорозчинної й обмінної форм компонентів забруднення, відбиває досить складні перехідні процеси в ґрунті, швидкість і спрямованість яких визначається біологічною активністю всіх компонентів кореневого шару.
Значна частина радіонуклідів перебуває в ґрунті, як на поверхні, так і в нижніх шарах, при цьому їхня міграція багато в чому залежить від типу ґрунту, його гранулометричної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей.
Говорячи про кореневе надходження радіоактивних забруднень, слід зазначити, що цезієвий період кореневе надходження забруднень визначає стронцій-90 і цезій-137. Будучи хімічними аналогами, відповідно кальцію й калію, вони відрізняються високою рухливістю. Причому, при позакореневому шляху надходження найбільш рухливий цезій-137. Позакореневе надходження ж стронцію-90 відбувається в десятки разів повільніше. І, навпаки, при кореневому шляху надходження більше рухливий стронцій-90, що із ґрунту через корінь легше надходить у рослини.
|
|
|
Поглинання ґрунтом стронцію-90 менше, ніж цезію- 137, а отже, він є більш рухливим радіонуклідом. У момент викиду цезію-137 у навколишнє середовище, радіонуклід споконвічно перебуває в добре розчинному стані (парогазова фаза, дрібнодисперсні частки й т.д.) У цих випадках надходження в ґрунт цезія-137 є легко доступним для засвоєння рослинами. Надалі радіонуклід може включатися в різні реакції в ґрунті й рухливість його знижується, збільшується міцність закріплення, радіонуклід “старіє”, а таке “старіння” представляє комплекс ґрунтових кристалохімічних реакцій з можливим входженням радіонукліда в кристалічну структуру вторинних глинистих мінералів. Механізм закріплення радіоактивних ізотопів у ґрунті, їхня сорбція має велике значення, тому що сорбція визначає міграційні якості радіоізотопів, інтенсивність поглинання їхніми ґрунтами, а, отже, і здатність проникати їх у корінь рослин. Сорбція радіоізотопів залежить від багатьох факторів і одним з основних є механічна й мінералогічна сполука ґрунту. Важкими по гранулометричній сполуці ґрунтами поглинені радіонукліди, особливо цезій 137, закріплюються сильніше, ніж легкі й зі зменшенням розміру механічних фракцій ґрунти, міцність закріплення ними стронцію 90 і цезію 137 підвищується. Найбільш міцно закріплюються радіонукліди мулистою фракцією ґрунту. Більшому втриманню радіоізотопів у ґрунті сприяє наявність у ній хімічних елементів, близьких по хімічних властивостях до цих ізотопів. Калій схожий по своїх хімічних властивостях із цезієм 137. Калій, як неізотопний аналог цезію перебуває в ґрунті в макрокількостях, у той час як цезій в ультромікроконцентраціях. Внаслідок цього в ґрунтовому розчині відбувається сильне розведення мікрокількостей цезію 137 іонами калію, і при поглинанні їх кореневими системами рослин відзначається конкуренція за місце сорбції на поверхні кореня. Тому при надходженні цих елементів із ґрунту в рослинах спостерігається антагонізм іонів цезію й калію. [6, 15-18]
|
|
|
Крім того ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількість опадів). Встановлено, що стронцій 90, який потрапив на поверхню ґрунту, вимивається дощем у самі нижні шари. Варто помітити, що міграція радіонуклідів у ґрунтах протікає повільно і їхня основна частина перебуває в шарі 0 5 см.
|
|
|
Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної особливості рослин. На кислих ґрунтах радіонукліди надходять у рослини в значно більших кількостях, ніж із ґрунтів слабокислих. Зниження кислотності ґрунту, як правило, сприяє зменшенню розмірів переходу радіонуклідів у рослини. Так, залежно від властивості ґрунту вміст стронцію 90 і цезію 137 у рослинах може змінюватися в середньому в 10-15 разів. А міжвидові розходження сільськогосподарських культур у нагромадження цих радіонуклідів спостерігається зернобобовими культурами. Наприклад, стронцій 90 і цезій 137, в 2 6 разів поглинається інтенсивніше зернобобовими культурами, ніж злаковими. Надходження стронцію 90 і цезію 137 у травостій на лугах і пасовищах визначається характером розподілу в ґрунтовому профілі. [6, 22]
Нагромадження радіонуклідів трав'янистими рослинами залежить від особливостей будови дернини. На злаковому лузі з потужною щільною дерниною вміст цезію 137 у фітомасі в 3-4 рази вище, ніж на різнотравному з пухкою малопотужною дерниною. Культури з низьким змістом калію менше накопичують цезій. Злакові трави накопичують менше цезію в порівнянні з бобовими. Рослини порівняно стійкі до радіоактивного впливу, але вони можуть накопичувати таку кількість радіонуклідів, що стають не придатними до вживання в їжу людини й на корм худобі.
|
|
|
Надходження цезію-137 у рослини залежить від типу ґрунту. За ступенем зменшення нагромадження цезію у врожаї рослини ґрунту можна розташувати в такій послідовності: дерено-підзолисті супіщані, дерново-підзолисті суглинні, сіра лісова, чорноземи й т.д. Нагромадження радіонуклідів у врожаї залежить не тільки від типу ґрунту, але й від біологічної особливості рослин. Відзначається, що кальцієлюбні рослини зазвичай поглинають більше стронцію-90, ніж рослини бідні кальцієм. Найбільше накопичують стронцій-90 бобові культури, менше коренеплоди й бульбоплоди, і ще менше злакові. Нагромадження радіонуклідів у рослині залежить від вмісту в ґрунті елементів харчування. Так встановлено, що мінеральне добриво, внесене в дозах N 90, Р 90, збільшує концентрацію цезію-137 в овочевих культурах в 3-4 рази, а аналогічні внесення калію в 2-3 рази знижує його зміст. Позитивний ефект на зменшення надходження стронцію-90 у врожай зернобобових культур робить внесення речовин, які містять кальцій. Так наприклад внесення у вищолужний чорнозем вапна в дозах, еквівалентних гідролітичної кислотності, зменшує надходження стронцію-90 у зернові культури в 1,5-3,5 рази. Найбільший ефект на зниження надходження стронцію-90 у врожай рослин досягається внесенням повного мінерального добрива на фоні доломіту. На ефективність нагромадження радіонуклідів у врожаї рослин впливають органічні добрива й метеорологічні умови, а також і час їхнього перебування в ґрунті. Встановлено, що нагромадження стронцію-90, цезію-137 через п'ять років після їхнього проникнення в ґрунт знижується в 3-4 рази. У такий спосіб міграція радіонуклідів багато в чому залежить від типу ґрунту, її механічної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей. Так на сорбцію радіоізотопів впливають багато факторів, і одним з основних є механічний і мінералогічний склад ґрунту. Важкими по механічній сполуці ґрунтами поглинені радіонукліди, особливо цезій-137, закріплюються сильніше, ніж легкими. Крім того ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількості опадів). Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної здатності рослин.
Масовий відбір ґрунту, рослинності, зроблений улітку 1986 р. по всій території України, і наступний їхній гамма-спектрометричний аналіз дозволив виділити ряд кількісних і якісних особливостей у характері забруднення різних районів, відповідно до яких територія України може бути умовно розділена на три зони: ближня зона радіусом 10 - 20 км від ЧАЕС; проміжна зона — від 20 до 150 км; далека зона — понад 100 - 150 км від ЧАЕС [11, 57]. Конфігурація цих зон характеризується різним ступенем витягнутості по напрямках. За рівнем сумарної активності основних продуктів розподілу (цезію, церію, цирконію, барію) у ґрунті вони різняться в такий спосіб: n-10-7 – n-10-8Ки/кг — дальня зона; n-10-9 — n-10-10Ки/кг — проміжна зона; n-10-7— n-10-5 та більше Ки/кг —ближня зона. Наряду с кількісними відмінностями за рівнем сумарної активності радіоактивне забруднення ґрунту й фітомаси в цих зонах має ряд особливостей як за складом, так і за характером поглинання радіонуклідів структурними компонентами фітоценозу, які мають принципове значення з погляду формування дозових навантажень на рослинні співтовариства, за рахунок включення їх у продукти харчування, у тому числі кормові й зернові культури, що приводять до зараження молока, м'яса й хлібопродуктів.
Результати дослідження нагромадження радіонуклідів у рослинах, що характеризуються морфологічними особливостями видової приналежності й виростають на реперних ділянках з різними рівнями радіоактивного забруднення, показали [14, 46-48], що існують міжвидові й навіть внутрішньовидові розходження в нагромадженні радіонуклідів у різних частинах рослин. Амплітуда коливань значень рівнів активності суміші гамма-випромінювачів для різних культур перебувала в межах 2 - 5-кратних розходжень, а для люпину (Lupinus luteus L.) досягала навіть 20-кратної величини. Динаміка нагромадження радіонуклідів багаторічними кормовими травами (люцерна (Medicago sativa L.), люпин) характеризувалася різким спадом питомої активності в 1987 р. у порівнянні з 1986 р. і менш значним у наступний період. Більше високим ступенем нагромадження радіонуклідів характеризується коренева система в порівнянні з надземною частиною рослини в цілому як у лугових, так і в злакових культур (розходження від 1,3 до 7-кратних). Серед органів надземної частини рослин найбільшою концентрацією радіонуклідів відрізнялися листки й найменші репродуктивні органи (суцвіття). Таким чином, нагромадження радіонуклідів рослинами визначається не тільки їхньою кількістю в ґрунті конкретного регіону, але й анатомо-морфологічними й фізіологічними особливостями рослинного організму, типом кореневої системи, ступенем її розвитку й глибиною проникнення в ґрунт.
Лісова рослинність має велику поглинальну ємність стосовно радіонуклідів, що пов'язане з наявністю значно й сильно розчленованих поверхонь (листя, хвоя, дрібні гілки). Так, надземна частина сосново-березового лісу (типові ділянки Полісся) затримала більше 40 % різних випадань (90Sr,137Cs,144Рє), сосновий приріст – 90 %, густі соснові насадження — майже 100 %. Більша поглинальна здатність хвойних порід зв'язана й з тим, що поверхня багаторічної неопадаючої хвої цілий рік концентрує радіонукліди.
Лісові насадження 30-кілометрової зони навколо ЧАЕС представлені головним чином молодняками й середньодорослими рослинами (57,3 і 33,3%). Середній вік насаджень 35 років. Найпоширеніші лісостворюючі породи — сосна звичайна (Pinus sylvestris), дуб (Quercus robur), береза (Betula pendula), осика (Populus tremula), вільха (Ainobetula rubra).
Аналіз отриманих в 1986 р. даних по вертикальному розподілі радіонуклідів на хвойних древостоях дозволив виявити наступні закономірності: деревами 20 - 25-літнього віку, що виростають на території, що прилягає до ЧАЕС, крупнодисперсні аерозолі (частки більше 50 мкм.) практично не затримувалися й осідали безпосередньо під пологом лісу, з них 30 % — у лісовій підстилці. У надземній фітомасі деревного ярусу затримувалося близько 20 % радіонуклідів. Значно забруднена поверхня кори, особливо тієї частини, що звернена до джерела викиду. Ефективність захоплення аерозолів надземними органами рослин залежала як від фізико-хімічних параметрів аерозолів, що випадають, так і від устрою листової поверхні й морфологічної будови цих рослин. [4, 58-61]
У рослин чутливість до іонізуючих випромінювань змінюється за час життя. Як і у всіх тварин, у них є "критичні" органи й тканини, що найбільше гостро реагують на опромінення. Найбільш чутливий до радіоактивних забруднень деревостій, особливо хвойні ліси (сосна, ялина, кедр, модрина). Хвойні дерева в 5-10 разів дошкульніше листяних порід. Трав'янисті рослини й більшість чагарників стійкіше деревних рослин. Нижчі рослини (мохи, водорості, лишайники) ще стійкіше до опромінення. Однак мохи відрізняються найбільшою концентруючою здатністю. Коефіцієнт нагромадження в них стронцію й цезію в 5-10 разів вищий, ніж у трав'яних рослин. У деревному ярусі найбільшим забрудненням відрізняються кора дерев і асимілюючі органи (листя, хвоя), потім ідуть гілки, спочатку дрібні, потім великі. Найбільше забруднюється деревина берези, менше — дуба, вільхи.
Радіоактивні аерозолі розміром менш 50 мкм. селективно адсорбувались (захоплювалися) волосками, що містять смолисті речовини, розташованими на поверхні листка рослин. Понад 30 % загальної кількості продуктів розподілу, утримуваного рослинністю, пов'язане з аерозолями розміром менш 4 мкм. Дані про рівні забруднення фітомаси багаторічних рослин і динаміку її зниження свідчать про переважаючий внесок некореневого механізму забруднення до 1988 р. і про постійне збільшення внеску кореневого надходження з 1988 р. по теперішній час.
У перший рік після аварії в надземній фітомасі хвойних лісів утримувалося 18,5 % 137Cs і 6,7 % 90Sr. Причому, у підстилці перебувало 64,5 і 83,2 % відповідно, а в ґрунті 17,0 і 10,1 % загальної кількості.
Отримані дані свідчать, що до 1990 — 1992 р. у верхній шар ґрунту з підстилки мігрувало близько 25 % радіонуклідів. У трав'янистому покриві під пологим хвойного ліси за 5 років вміст 90Sr зменшився більш ніж в 2 рази, a 137Cs — в 7,5 рази. У загальній формі співвідношення активності, виражене у відсотках від сухої маси, виглядає так:
хвоя (листя) > дрібні гілки > більші гілки > стовбури.
В 1992 р. збільшилося кореневе надходження 137Cs у різні органи й тканини. Причому інтенсивність надходження залежить від ступеня забруднення ґрунту полігонів. Найбільш інтенсивне надходження відзначене в рослин, що виростають на полігонах с.Новошепеличи (150 Ки/км2) і с.Буряковка (70 Ки/км2).
На мал. 1, 2 представлені результати радіоавтографії галузей хвойних і листяних порід різного віку, відібраних на фіксованих полігонах. Якщо в 1986 - 1987 р. реєструвалося тільки поверхневе забруднення фітомаси, то автографи 1992 р. свідчать про значне включення радіонуклідів безпосередньо в тканину хвої й листя.
Отримані в 1992 р. дані про рівні забруднення фітомаси, про топографію розподілу радіонуклідів по органах рослин свідчать про значне підвищення внеску кореневого надходження у фітомасу. Ця закономірність особливо проявляється в рослин, що виростають на території з рівнем забруднення більше 100 Ки/км2. Ці дані свідчать про необхідність строгої диференціації території зони при розробці заходів щодо догляду за лісовими насадженнями.
Мал.1. Радіоавтограф гілки осики 3-річного віку, що виростає на полігоні з рівнем забруднення понад 200 Ки/км2.
Результати спостережень в 1986 - 1992 р. над характером вертикальної міграції радіонуклідів по ґрунтових обріях різних ґрунтів на фіксованих полігонах в 30-кілометровій зоні ЧАЕС, показали, що незалежно від типу ґрунтів і характеру приґрунтового покриву, основні їхні кількості фіксовані у верхньому 1-5-сантиметровому шарі ґрунту. Однак в останні роки відзначається тенденція до збільшення швидкості вертикальної міграції, проявляється залежність розподілу радіонуклідів від генетичних особливостей ґрунтів, характеру ґрунтового покриву, ступеня зволоженості.
Так, у результаті вертикальної міграції до кінця вегетаційного періоду 1992 р. радіонукліди в доступних для вимірів концентраціях мігрували в прошарок 15-20 см. мінеральної частини ґрунтів. Найбільша швидкість міграції радіонуклідів по в сторону зменшення в торф'яних, луго-болотних, лугових ґрунтах. Низькою рухливістю 137Cs характеризується в дернових слабокопідзолистих глинясто-піщаних ґрунтах.
На зайнятих лісами територіях близько 85 % радіонуклідів продовжує залишатися в підстилці. Таким чином, основна кількість радіонуклідів зосереджена в прошарку ґрунту 0 - 5 см. Тут за весь період спостережень запас 37Cs знизився на 12 % , у тому числі за останні 2 роки на 8 %, а в нижніх прошарках —збільшився: у прошарку 5 - 10 см. на 1,5 %, у прошарку 10 - 15 см.— на 0,5 %. Міграція 137Cs пo профілю ґрунту відбувається приблизно на 1 см. у рік.
Розраховані значення коефіцієнтів квазидиффузії 137Cs лежать у межах 1,6-10-9 см2/с для дернових слабопідзолистих глинисто-піщаних ґрунтів і 3,5·10-9 см2/с для торф'яних малопотужних. [7, 16]
Відсутність або наявність лісової підстилки на ґрунті в сосновому або березовому лісі істотно відбивається на міграції 137Cs і з листового березового або хвойного соснового опаду в поверхневий прошарок ґрунту. Період напіввитрат 137Cs зі свіжого опаду, поміщеного на ґрунт із підстилкою — 5 діб а на ґрунті без підстилки — 45 діб.
Швидкість розкладання свіжого листового опаду була в 10 разів більше, ніж у варіанті без підстилки. Міграція радіонуклідів з підстилки ґрунту в рослини за 5 років склала близько 0,01 %.
Особливості біологічної дії іонізуючих випромінювань на багаторічні рослини в 30-кілометровій зоні ЧАЕС пов'язані з нерівномірним розподілом дозових навантажень на окремі частини й органи рослин протягом після аварійного періоду, обумовлених процесами міграції, нагромадження й перерозподілу радіонуклідів як у ґрунті, так і в самій рослині.
Відмінною рисою деревних рослин є високий ступінь локалізації радіочуттєвих тканин. Практично всі біологічні ефекти на рівні багаторічного організму викликані дією випромінювання на верхівкову меристему рослин. Навіть такі ефекти, як посилення кущіння, інтенсивне зростання бічних пагонів або пробудження сплячих бруньок, пов'язані з поглиненою дозою у верхівковій меристемі, оскільки поразка конуса наростання проводить до зняття апікального домінування. Тому для прогнозування стану багаторічних рослин в 30-кілометровій зоні ЧАЕС необхідно досліджувати не тільки формування загальної дозової навантаження на біоценоз, але й динаміку формування дозових навантажень на критичні тканини рослин (меристеми), тобто досліджувати геометрію розподілу доз по ярусах багаторічних рослин.
Для одержання даних про експозиційну дозу в різних ярусах деревостою використовували термолюмінесцентні, біологічний і рентгенографічний методи дозиметрії.
Таблиця 1.
Дата добавления: 2019-09-02; просмотров: 141; Мы поможем в написании вашей работы! |
Мы поможем в написании ваших работ!