|
|
Аккумулирование радионуклидов растениями лесных фитоценозов
Аккумулирование радионуклидов растениями лесных фитоценозов
2 РЕФЕРАТкурсовой работы«АККУМУЛИРОВАНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ РАСТЕНИЯМИ ЛЕСНЫХ ФИТОЦЕНОЗОВ»ОБЪЕМ РАБОТЫ: общий объем работы составляет 30 печатных страниц, содержит 4 таблицы, список использованных источников составляет 11 наименований. Работа состоит из введения, теоретических частей, заключения, списка использованных источников.КЛЮЧЕВЫЕ СЛОВА: АККУМУЛИРОВАНИЕ, РАДИОНУКЛИДЫ, ФИТОЦЕНОЗЫ, ИЗЛУЧЕНИЕ, РАСТИТЕЛЬНОСТЬ.ОБЪЕКТ ИССЛЕДОВАНИЯ: растительные сообщества как аккумуляторы радионуклидов.ЦЕЛЬ РАБОТЫ: изучение аккумулирования растительностью радионуклидов в зонах радиоактивного загрязнения.МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ. Исходными данными для выполнения исследований явилась специальная научная литература, всемирная сеть Интернет.РЕЗУЛЬТАТЫ: изучены особенности аккумулирования радионуклидов растительными сообществами в зонах радиоактивного загрязнения.АКТУАЛЬНОСТЬ выбранной темы курсовой работы обусловлена тем, что в настоящее время важнейшая проблема сельского хозяйства в условиях загрязнения почвы радиоактивными элементами - максимально возможное снижение поступления этих веществ в растениеводческую продукцию и предотвращение накопление их в организмах сельскохозяйственных животных.. СОДЕРЖАНИЕ4ГЛАВА 1 НАКОПЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ 6- 1.1 Источники радиоактивного загрязнения
61.2 Особенности аккумуляции радионуклидов растительностью 81.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях 111.4 Пути миграции радионуклидов в окружающей среде 15Глава 2 Особенности аккумуляции радионуклидов различными фитоценозами 18- 2.1 Аккумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозов
182.2 Особенности накопления радионуклидов растениями живого 22напочвенного покрова в дубравах 222.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы 252.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радионуклидов 33на жизнедеятельность растений 33Заключение 2СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННОЙ ЛитературЫ 5 ВВЕДЕНИЕВ настоящее время и в перспективе особо остро встаёт проблема эколо-гической безопасности окружающей среды, экологически безопасного природопользования при возрастающих антропогенных нагрузках. Загрязнение системы “почва - растения - вода” различными химическими веществами, а главным образом твердыми, жидкими и газообразными отходами промышленности, продуктами топлива и т.д. приводит к изменению химического состава почв. Техногенные выбросы радионуклидов в природную среду в ряде районов земного шара значительно превышают природные нормы. До недавнего времени в качестве важнейших загрязняющих веществ рассматривались, главным образом, пыль, угарный и углекислый газы, оксиды серы и азота, углеводороды. Радионуклиды рассматривались в меньшей степени. В настоящее время интерес к загрязнению радиоактивными веществами вырос, в связи с факторами появления острых токсичных эффектов, вызванных загрязнением стронцием и цезием. Чернобыльская катастрофа повлияла на экологическую ситуацию во многих агроэкосистемах Беларуси радиоактивное загрязнение охватило значительные площади: 411 тыс. га (плот-ность загрязнения по 137Cs 5--15 К.и/км2). 216 тыс. га (15-- 40 Ки/км2)' 28,3 тыс. га (40--80 Ки/км2), 4,4 тыс. га (80 Ки/км2). Долевое участие лугов и пастбищ в этой градации -- соответ-ственно 156,2; 87,8; 12,1; 2,0 тыс. га. Радионуклиды по цепочке “почва - растение - животное” попадают в организм человека, накапливаются и оказывают не благоприятное воздействие на здоровье человека. Важнейшая проблема сельского хозяйства в условиях загрязнения почвы радиоактивными элементами - максимально возможное снижение поступления этих веществ в растениеводческую продукцию и предотвращение накопление их в организмах сельскохозяйственных животных. Решение этой задачи связано с комплексом мероприятий, которые необходимо проводить в сельском хозяйстве. Основание для проведения данных мероприятий является увеличение заболеваемости и смертности, врожденных уродств и населения, проживающего на загрязнённых территориях.[ 1] ГЛАВА 1 НАКОПЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ1.1 Источники радиоактивного загрязненияРазвитие жизни на Земле всегда происходило в присутствии радиационного фона окружающей среды. Радиоактивное излучение определяется естественным радиационным фоном и искусственным. Естественный радиационный фон - представляет собой ионизирующее излучение от природных источников космического и земного происхождения, действующих на человека на поверхности земли. Космические лучи представляют собой поток частиц (протонов, альфа-частиц, тяжёлых ядер) и жёсткого гамма-излучения (это так называемое первичное космическое излучение). При взаимодействии его с атомами и молекулами атмосферы возникает вторичное космическое излучение, состоящее из мезонов и электронов. Естественные радиоактивные элементы условно можно разделить на три группы: изотопы радиоактивных семейств урана, тория и актиноурана; не связанные с первой группой радиоактивные элементы - калий - 40, кальций - 48, рубидий - 87 и др.; радиоактивные изотопы, возникающие под действием космического излучения - углерод - 14 и тритии. Технически изменённый радиационный фон представляет собой ионизирующее излучение от природных источников, претерпевших определённые изменения в результате деятельности человека. Например, поступление радионуклидов в биосферу вместе с извлечёнными на поверхность земли из недр полезными ископаемыми (главным образом минеральными удобрениями), в результате сгорания органического топлива, излучения в помещениях, построенных из материалов, содержащих естественные радионуклиды, а также облучения за счёт полётов на современных самолётах. Излучение, обусловленное рассеянными в биосфере искусственными радионуклидами, представляет собой искусственный радиационный фон (аварии на АЭС, отходы предприятий ядерной энергетики, использование искусственных ионизирующих излучений в медицине, народном хозяйстве). Радиоактивное загрязнение природных средств в настоящее время обусловлено следующими источниками: глобально распределёнными долгоживущими радиоактивными изотопами - продуктами испытаний ядерного оружия, проводивших в атмосфере и под землёй; выбросом радиоактивных веществ из 4-го блока Чернобыльской АЭС в апреле - мае 1986 года; плановыми и аварийными выбросами радиоактивных веществ в окружающую среду от предприятий атомной промышленности; выбросами в атмосферу и сбросами в водные системы радиоактивных веществ с действующих АЭС в процессе их нормальной эксплуатации; привнесенной радиоактивностью (твёрдые радиоактивные отходы и радиоактивные источники). Атомная энергетика вносит весьма незначительный вклад в изменение радиационного фона окружающей среды при нормальной работе ядерных установок. АЭС является лишь частью ядерного топливного цикла, который начинается с добычи и обогащения урановой руды. Отработанное в АЭС ядерное топливо иногда подвергается вторичной обработке. Заканчивается процесс, как правило, захоронением радиоактивных отходов. [2] Но в результате аварий на АЭС в окружающую среду могут попасть большое количество радионуклидов. Возможны аварии с локальными загрязнения только технологических помещений. Также случаются аварии, которые сопровождаются выбросом в окружающие среду радиоактивных веществ в количествах, превышающие установленные пределы. Большую опасность при этом имеют выбросы в атмосферу. Аварийный выброс в водную среду, по мнению специалистов, менее вероятное событие и будет характеризоваться более низкими уровнями воздействия. Также большое значение как источника радиации имеют ядерные взрывы. При испытаниях ядерного оружия в атмосфере часть радиоактивного материала выпадает неподалеку от места испытания, какая-то часть задерживается в нижнем слое атмосферы, подхватывается ветром и переносится на большие расстояния. Находясь в воздухе около месяца, радиоактивные вещества во время этих перемещений постепенно выпадают на землю. Однако, большая часть радиоактивного материала выбрасывается в атмосферу (на высоту 10-15 км), где он остаётся многие месяцы, медленно опускаясь и рассеиваясь по всей поверхности земного шара. В настоящее время большой вклад в дозу получаемую человеком вносят медицинские процедуры и методы лечения, связанные с применением радиоактивности. Также проблемы могут возникать при не правильной транспортировке радиоактивных отходов на комбинат по переработке этих отходов, хранении жидких и твёрдых радиоактивных отходов. Таким образом, из всего выше сказанного можно сделать вывод, что в изменении радиационного фона окружающей среды большой вклад вносят АЭС, ядерные взрывы и радиоактивные отходы. 1.2 Особенности аккумуляции радионуклидов растительностьюМежду плотностью загрязнения почв радионуклидами природно-растительных комплексов и удельной радиоактивностью растений существует прямая зависимость. Например, растения в 1990 г. имели следующую удель-ную радиоактивность: хвоя сосны--1,8-10-7 Ки/кг, черника -- 1,2- К)-7, мох Шребера-- 1,1-КН Ки/кг, ХЮ 6 и 2,9-10-6 Ки/кг соответственно. Плотность загрязнения почвы радионуклидами гамма-спектра на этих пробах была равна 7,0 и 19,9 Ки/км2.На луговых пробных площадях, как и в лесных фитоценозах, аналогичная закономерность соблюдалась только в идентичных типах луга, характеризующихся сходными свойствами почв. Так, пойма р. Сож щучка дер-нистая имела удельную радиоактивность 4,3-10-8 Ки/кг, осока пузырчатая--1,4-10-7, клевер луговой -- 5,5-Ю-8 Ки/кг. Пока-затели удельной радиоактивности аналогичных растений на ПП 20 (Ветковский район, пойма р. Беседь) были значительно. Плотность загрязне-ния почв радионуклидами на этих пробных площадях была равна соответственно 4,2 и 17,1 Ки/км2.Растения живого напочвенного покрова аккумулировали эти радионуклиды по-разному: по аккумуляции стронция-90 выде-ляется овсяница овечья (в 10 раз интенсивнее цезия-137), а так-же лишайник олений мох (в 6 раз). В растениях в больших количествах обнаружены изотопы церия, празеодима и рутения, хотя они и не относятся к биогенным элементам. Их накопление соизмеримо с аккумуляцией стронция-90 и цезия-137. По акку-муляции изотопов плутония в растениях лесных фитоценозов, особенно сосняков, выделяется живой напочвенный покров, ко-торый концентрирует эти радионуклиды на 1--2 порядка боль-ше, чем сосна. Н^ луговых пробах подавляющее количество видов концентрирует цезий-137, в меньшей степени -- изотопы стронция-90.По изотопному составу радионуклидов, содержащихся в при-родно-растительных комплексах, можно проследить динамику общего содержания гамма-излучаюших радионуклидов в расте-ниях. С момента аварии удельная радиоактивность раститель-ности непрерывно падала. Значительные колебания удельной радиоактивности отмечаются в самой близ-кой к аварийному реактору точке д. Масаны. Это связано с распадом короткоживущих изотопов -- церия, празеодима и рутения, а также цезия-134.В настоящее время радиоактивность почв и растений опре-деляется в основном радиоизотопами цезия, стронция и плу-тония.Следует подчеркнуть, что с течением времени в почвах уменьшается подвижность цезия-137, а стронция-90 возрастает. Это от-ражается на поступлении данных радионуклидов в растения. Очевидно, что поступление цезия-137 в растения за 5 лет сокра-тилось в 5--10 раз, а стронция-90 возросло в такой же степени. Это обстоятельство следует учитывать при использовании рас-тительных ресурсов в зонах радиоактивного загрязнения.Для практики лесного хозяйства очень важны сведения о за-кономерностях распределения радионуклидов по органам расте-ний. Установлено, что радионуклиды больше всего скапливаются в хвоё (листьях), затем в коре, ветвях, меньше всего их в Дре-весине.Следует задуматься над тем, что при использовании «чи-стой» древесины мы получаем большую массу отходов с высо-кой радиоактивностью, которые неизвестно куда девать -- то ли сжигать, то ли подвергать захоронению. Однако отходы -- цен-ное сырье, его нельзя терять, это неэкономично. Мы рекомен-дуем воздерживаться от эксплуатации таких насаждений в ближайшие 30--60 лет до понижения радиоактивности органов древесных пород до приемлемого уровня за счет естественного распада радионуклидов. [5]В лесных фитоценозах картина несколько иная. Из напочвен-ного покрова в почву возвращается примерно 50% радионук-лидов, а из древесного яруса за счет опада хвои, веток, шишек, коры в почву поступает около 5% радиоизотопов, или 0,1 Ки/км2. Общее поступление (возврат) радионуклидов в почву составляет (с учетом живого напочвенного покрова) 0,46 Ки/км2.Таким образом, живой напочвенный покров, особенно травянистые растения, принимает более активное участие в круго-вороте радионуклидов в природно-растительных комплексах. В результате изучения круговорота радионуклидов в природно-растительных комплексах можно составить схему распреде-ления радионуклидов между компонентами биогеоценоза. Наибольшей удельной радиоактивностью обладает нижний ярус фитоценоза (мхи, лишайники, грибы), затем идут травянистые виды, кустарнички, подлесок и подрост. Наименьшая удельная радиоактивность характерна для древесного-- верхнего -- яру-са фитоценоза. Это связано с особенностями биологии и строе-ния растений. В большем количестве радионуклиды накапли-ваются в тех органах и тканях растений, в которых происходит интенсивный обмен веществ и относительно высокий процент белка. В одревесневевших органах и тканях, играющих проводя-щую роль, радионуклиды накапливаются в меньших количе-ствах. В связи с этим сильнейшими биоконцентратами радио-нуклидов являются шляпочные грибы.1.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях
Значительная часть радионуклидов находится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, её гранулометрического состава, водно-физических и агрохимических свойств. Основными радионуклидами, определяющими характер загрязнения, в нашей области является цезий - 137 и стронция - 90, которые по разному сортируются почвой. Основной механизм закрепления стронция в почве - ионный обмен, цезия - 137 обменной формой либо по типу ионообменной сорбции на внутренней поверхности частиц почвы. Поглощение почвой стронция - 90 меньше цезия - 137, а следовательно, он является более подвижным радионуклидом. В момент выброса цезия - 137 в окружающие среду, радионуклид изначально находится в хорошо растворимом состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсные частицы и т.д.) В этих случаях поступления в почву цезий - 137 легко доступен для усвоения растениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакции в почве и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепления, радионуклид “стареет”, а такое “старение” представляет комплекс почвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионуклида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов. Механизм закрепления радиоактивных изотопов в почве, их сорбция имеет большое значение, так как сорбция определяет миграционные качества радиоизотопов, интенсивность поглощения их почвами, а, следовательно, и способность проникать их в корни растений. Сорбция радиоизотопов зависит от многих факторов и одним из основных является механический и минералогический состав почвы тяжёлыми по гранулометрическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий - 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность закрепления ими стронция - 90 и цезия - 137 повышается. Наиболее прочно закрепляются радионуклиды илистой фракцией почвы. Большему удержанию радиоизотопов в почве способствует наличие в ней химических элементов, близких по химическим свойствам к этим изотопам. Так, кальций - химический элемент, близкий по своим свойствам стронцию - 90 и внесение извести, особенно на почвы с высокой кислотностью, ведёт к увеличению поглотительной способности стронция - 90 и к уменьшению его миграции. Калий схож по своим химическим свойствам с цезием - 137. Калий, как неизотопный аналог цезия находится в почве в макроколичествах, в то время как цезий - в ультромикроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе происходит сильное разбавление микроколичеств цезия - 137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элементов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количество осадков). Установлено, что стронций - 90 попавший на поверхность почвы, вымывается дождём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает медленно и их основная часть находится в слое 0 - 5 см. Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической особенности растений. На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых. Снижение кислотности почвы, как правило, способствует уменьшению размеров перехода радионуклидов в растения. Так, в зависимости от свойства почвы содержание стронция - 90 и цезия - 137 в растениях может изменяться в среднем в 10 - 15 раз. А межвидовые различия сельскохозяйственных культур в накопление этих радионуклидов наблюдается зернобобовыми культурами. Например, стронций - 90 и цезий - 137, в 2 - 6 раз поглощается интенсивное зернобобовыми культурами, чем злаковыми. Поступление стронция - 90 и цезия - 137 в травистой на лугах и пастбищах определяется характером распределения в почвенном профиле. На целинных участка, естественных лугах, цезий находится в слое 0-5 см, за прошедшие годы после аварии не отмечена значительная вертикальная миграция его по профилю почвы. На перепаханных землях цезий - 137 находится в пахотном слое. Пойменная растительность в большей степени накапливает цезий - 137, чем суходольная. Так при загрязнении поймы 2,4 Ки/км2 в траве было обнаружено Ки/кг сухой массы, а на суходольной при загрязнении 3,8 Ки/км2 в траве содержалось Ки /кг. Накопление радионуклидов травянистыми растениями зависит от особенностей строения дернины. На злаковом лугу с мощной плотной дерниной содержание цезия - 137 в фитомассе в 3 - 4 раза выше, чем на разнотравном с рыхлой маломощной дерниной. Культуры с низким содержанием калия меньше накапливают цезия. Злаковые травы накапливают меньше цезия по сравнению с бобовыми. Растения сравнительно устойчивы к радиоактивному воздействию, но они могут накапливать такое количество радионуклидов, что становятся не пригодными к употреблению в пищу человека и на корм скоту. Поступление цезия - 137 в растения зависит от типа почвы. По степени уменьшения накопления цезия в урожае растения почвы можно расположить в такой последовательности: дерново-подзолистые супесчаные, дерново-подзолистые суглинистые, серая лесная, чернозёмы и т.д. Накопление радионуклидов в урожае зависит не только от типа почвы, но и от биологической особенности растений. Отмечается, что кальциелюбивые растения обычно поглощают больше стронция - 90,чем растения бедные кальцием. Больше всего накапливают стронций - 90 бобовые культуры, меньше корнеплоды и клубнеплоды, и ещё меньше злаковые. Накопление радионуклидов в растении зависит от содержания в почве элементов питания. Таким образом, миграция радионуклидов во многом зависит от типа почвы, её механического состава, водно-физических и агрохимических свойств. Так на сорбцию радиоизотопов влияют многие факторы, и одним из основных являются механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по механическому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий - 137, закрепляются сильнее, чем лёгкими. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количества осадков). [5] 1.4 Пути миграции радионуклидов в окружающей среде
Радиоактивные вещества попадающие в атмосферу, в конечном счёте концентрируются в почве. Через несколько лет после радиоактивных выпадений на земную поверхность поступления радионуклидов в растения из почвы становится основным путём попадания их в пищу человека и корм животным. При аварийных ситуациях, как показала авария на Чернобыльской АЭС, уже на второй год после выпадений основной путь попадания радиоактивных веществ в пищевые цепи - поступление радионуклидов из почвы в растения. Радиоактивные вещества, попадающие в почву, могут из неё частично вымываться и попадать в грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживает попадающие в неё радиоактивные вещества. Поглощение радионуклидов обуславливает очень длительное (в течение десятилетий) их нахождение в почвенном покрове и непрекращающееся поступления в сельскохозяйственную продукцию. Почва как основной компонент агроценоза оказывает определяющее влияние на интенсивность включения радиоактивных веществ в кормовые и пищевые цепи. Поглощение почвами радионуклидов препятствует их передвижению по профилю почв, проникновению в грунтовые воды и в конечном счёте определят их аккумуляцию в верхних почвенных горизонтах. Механизм усвоения радионуклидов корнями растений сходен с поглощением основных питательных веществ - макро и микроэлементов. Определённое сходство наблюдается в поглощении растениями и передвижения по ним стронция - 90 и цезия - 137 и их химических аналогов - кальция и калия поэтому содержание данных радионуклидов в биологических объектах иногда выражают по отношению к их химическим аналогам, в так называемых стронциевых и цезиевых единицах. Радионуклиды Ru - 106, Ce - 144, Co - 60 концентрируются преимущественно в корневой системе и в незначительных количествах передвигаются в назёмные органы растений. В отличие от них стронций - 90 и цезий - 137 в относительно больших количествах накапливаются в наземной части растений. Радионуклиды, поступившие в подземную часть растений, в основном концентрируются в соломе (листья и стебли), меньше - в мягкие (колосья, метёлки без зерна. Некоторые исключения из этой из этой закономерности составляет цезий, относительное содержание которого в семенах может достигать 10 % и выше общего количества его в надземной части. Цезий интенсивно передвигается по растению и относительно в больших количествах накапливается в молодых органах, чем очевидно вызвана повышенная концентрация его в зерне. В общем накопление радионуклидов и их содержание на единицу массы сухого вещества в процессе роста растений наблюдается такая же закономерность, как и для биологически важных элементов: с возрастом растений в их надземных органах увеличивается абсолютное количество радионуклидов и снижается содержание на единицу массы сухого вещества. По мере увеличения урожая, как правило, уменьшается содержание радионуклидов на единицу массы. Из кислых почв радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых, нейтральных и слабо щелочных. В кислых почвах повышается подвижность стронция - 90 и цезия - 137 снижается прочность их растениями. Внесение карбонатов кальция и калия или натрия в кислую дерново-подзолистую почву в количествах, эквивалентных гидролической кислотности, снижает размеры накопления долгоживущих радионуклидов стронция и цезия в урожае. Существует тесная обратная зависимость накопления стронция - 90 в растениях от содержания в почве обменного кальция (поступление стронция уменьшается с увеличением содержания обменного кальция в почве). Следовательно, зависимость поступления стронция - 90 и цезия -137 из почвы в растения довольно сложная, и не всегда её можно установить по какому-либо одному из свойств, в разных почвах необходимо учитывать комплекс показателей. Пути миграции радионуклидов в организм человека различны. Значительная их доля поступает в организм человека по пищевой цепи: почва - растения - сельскохозяйственные животные - продукция животноводства - человек. В принципе радионуклиды могут поступать в организм животных через органы дыхания, желудочно-кишечный тракт и поверхность кожи. Если в период радиоактивных выпадений крупных рогатый скот находится на пастбище, то поступление радионуклидов может составить (в относительных единицах): через пищеварительный канал 1000, органы дыхания 1, кожу 0,0001. Следовательно, в условиях радиоактивных выпадений основное внимание должно быть обращено на максимально возможное снижение поступления радионуклидов в организм сельскохозяйственных животных через желудочно-кишечный тракт. Так как радионуклиды поступая в организм животных и человека могут накапливаться и оказывая неблагоприятное воздействие на здоровье и генофонд человека необходимо проводить мероприятия, снижающие поступление радионуклидов в сельскохозяйственные растения, снижение накопления радиоактивных веществ в организмах сельскохозяйственных животных. [1] Глава 2 Особенности аккумуляции радионуклидов различными фитоценозами2.1 Аккумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозовОсобенности поведения радиоактивных элементов в почве и растениях приводят к так называемой биогенной сепарации, которая проявляется в различном изотопном составе загрязнен-ной почвы и произрастающих на ней растений. Распределение радионуклидов по их органам строго спе-цифично и зависит от подвижности данного элемента в расте-нии, его доступности, биологических особенностей растения и т. д.Вопрос о поступлении и распределении в растениях (осо-бенно древесных) различных радиоизотопов изучен недоста-точно, что объясняется отчасти трудностями определения радио-нуклидов в растениях вследствие незначительного их содержания. А между тем изучение поведения различных радиоактивных веществ, особенно долгоживущих, имеет немаловажное значе-ние для лесного хозяйства, так как дает возможность оценить радиобиологические эффекты, связанные с их транспортом в системе почва--растение, и получить прогнозные данные для разработки лесохозяйственных мероприятий на загрязненных радионуклидами территориях (создание лесных культур, заго-товка хвойно-витаминной муки, селекция древесных растений и т. д.).Из выпавших в результате аварии на ЧАЭС радионуклидов наибольший интерес для лесного хозяйства представляют 90Sr и 47Cs, которые при соответствующих условиях могут активно включаться в древесную растительность корневым путем, в зна-чительной мере влиять на ее жизнедеятельность и определять степень использования. Большинство других радиоактивных изо-топов (103Ru, 106Ru, 144Ce и. др.) усваивается корневыми систе-мами в небольших количествах и с точки зрения загрязнения растительной продукции несущественно. Поэтому необходимо было оценить роль основных лесообразующих дре-весных растений в вертикальной миграции радионуклидов по содержанию радиоактивных веществ в различных органах рас-тений и почве в зависимости от уровня ее загрязнения, устано-вить вклад основных продуктов распада в корневое питание опытных растений. Принималось во внимание, что динамика накопления изучаемых элементов отражает потребность расте-ний в них.Результаты исследования показали, что из важнейших дол-гоживущих продуктов деления через корневые системы в надзем-ную часть древесных растении в наибольших количествах по-ступали l37Cs и 134Cs. Они вносили основной вклад в удельную радиоактивность растений (в зависимости от их вида и плот-ности загрязнения почвы) -- от 25 до 80% общей концентрации изучаемых элементов. Поглощение цезия-134 и - 137 надземными органами растений шло примерно одинаково (1 : 1). Некоторое несоблюдение этой закономерности при поступлении 134Cs и 137Cs в хвою второго и третьего года жизни объясняется, по нашему мнению, частичным поверхностным ее загрязнением. Наблюдается и определенная видовая специфичность в по-глощении цезия-134 и цезия-137 из почвы. Максимальная акку-муляция этого элемента отмечена в листьях березы, несколько меньшая -- у дуба. Близкие концентрации цезия обнаружены в фотосинтезирующих органах осины, ольхи, хвое сосны первого года жизни. Относительно высокое содержание цезия-137 и це-зия-134 (по сравнению с почвой) наблюдается в хвое сосны обыкновенной второго года жизни.Поглощение радионуклидов растениями определяется еще и сорбционными процессами в почве. Так, при поступлении из водного раствора в наибольших количествах поглощается 137Cs, в меньшей степени -- 90Sr, тогда как при поступлении из почвы коэффициент накопления 137Cs намного меньше, чем 90Sr.При исследовании поступления 90Sr и 137Cs в древесные рас-тения из почв в Гомельской и Могилевской областях, загрязнен-ных радионуклидами, такой закономерности не выявлено. Нао-борот, в значительно больших количествах в надземную часть древесных растений поступает из почвы 137Cs. Повышенная миграция 137Cs отмечалась и другими исследователями. Так, известно, что 137Cs из дерново-подзо-листых торфяных, супесчаных и песчаных почв Белорусского Полесья поступает в травянистые растения интенсивнее, чем 90Sr. На исследованных почвах наблюдается большее (в среднем в 10 раз) по сравнению с 90Sr поступление I37Cs в растения, о чем свидетельствует увеличение отношения 137Cs : 90Sr (до 16 раз). Считается, что основной причиной значительного по-ступления 137Cs в растительность данного региона является ма-лая фиксирующая способность почв по отношению к этому радионуклиду, что обусловлено особенностями их минералоги-ческого состава (невысоким содержанием илистых фракций, почти полным отсутствием глинистых минералов и высокой их гидроморфностью). Показано, что растениям доступен не только 137Cs, находящийся в обменной форме, но и радионуклид в необ-менной форме.Сравнительное перемещение радионуклидов в системе поч-ва--растение удобно оценивать с помощью коэффициентов накопления (отношение концентрации элемента в растении к содержанию этого элемента в почве). При расчете коэффициен-тов нами использовались данные о концентрации радионукли-дов в верхнем (0--5 см) слое почвы и листьях, где находится значительное количество исследуемых радионуклидов.Обнаружены существенные различия в содержании радио-активных веществ, обусловленные неодинаковой избирательной поглотительной способностью древесных растений (табл. 1). Наиболее высокие коэффициенты накопления (КН) характер-ны для поступления цезия в березу (2,8--3,8). Коэффициенты накопления для дуба и осины достаточно близки (1,39--1,56 и 1,42--1,44 соответственно). Мало различаются по этому пока-зателю и ольха с сосной. Наиболее высокий уровень потребле-ния стронция у дуба: коэффициент накопления равен 0,79. Близки к нему осина и ольха. Минимальная аккумуляция этого элемента отмечена у сосны (КН = 0,45). Береза по этому пока-зателю занимает промежуточное положение (КН = 0,50). Потребление других радиоактивных элементов (церия, плутония, рутения, празеодима) также неодинаково.Таблица 1 Коэффициенты накопления радионуклидов из почвы различными из древесными породами|
| Объект исследования | Элемент | | | 90Sr | Pu | 144Се | 144Pr | 106Ru | 134Cs | 137Cs | | | Береза Осина Дуб Ольха Сосна | 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 | 2,79 2,72 0,29 0,73 | 1,52 0,83 0,53 0,88 | 2,85 1,42 1,39 0,53 0,48 | 3,82 1,44 1,56 0,71 0,74 | | |
Таблица 2. Содержание элементов питания в различных древесных растениях, %|
| Объект исследования | Элемент | | | Са | К | | | Береза Осина Дуб Ольха Сосна | 1,430,681,160.71 0,33 | 0,361,421,110,39 0,53 | | |
Проведено сравнение поступления в исследуемые дре-весные растения изотопов стронция и цезия и их аналогов -- калия и кальция, так как известно, что поведение стронция-90 в системе почва--растение сходно с миграцией кальция -- его основного неизотопного но-сителя, а цезия-134 и -137 -- с калием. Установленные кафедрой почвоведения МГУ закономерности в содержании калия и каль-ция в листьях исследуемых нами древесных пород в основном справедливы и для радиоактивных изотопов стронция-90 и це-зия-134 и -137 (табл. 2). Больше всего калия, кальция и ра-дионуклидов стронция и цезия поглощают и накапливают лист-венные древесные растения. Различия в поступлении и содер-жании радиоактивных изотопов цезия и стронция, обусловлен-ные биологическими особенностями древесных пород, сходны с усвоением растениями их химических аналогов -- кальция и калия. Сопоставление данных табл. 3.3 и 3.4 показывает, что береза, осина и дуб накапливают в своих фотосинтезирующих органах радиоактивный изотоп цезия (как неизотопный калий) в количествах, превышающих их содержание в почве. Накоп-ление радиоактивного стронция из почв идет слабее, чем накоп-ление кальция, но видовая специфичность в основном сохра-няется. [5]2.2 Особенности накопления радионуклидов растениями живого напочвенного покрова в дубравахДубравы по степени загрязнения они сильно отличаются друг от друга. Так, экспозиционная доза излучения па уровне почвы в 1986 г. была 13 -- 710 мкР/ч, за-грязненность почвы -- 185,2 и 112,4. Экспозиционная доза излучения в 1987 г. снизилась в 5--7 раз, активность почвы -- в 8--14 раз. В последующие годы отмечено дальнейшее сниже-ние обоих показателей. В 1993 г. экспозиционная доза излучения снизилась до 46--ПО мкР/'ч, активность почвы--до 1.7-- 7,2 Ки/км2. В напочвенном покрове дубрав широко распространены ор-ляк обыкновенный, плауны, мхи и представители следующих семейств: лютиковых, розоцветных, гречишных, гераниевых, зон-тичных, брусничных, первоцветных, норичнико-вых, сложноцветных, мареновых, ситниковых, лилейных, злако-вых. Для исследования были взяты орляк обыкновенный, плаун булавовидный, герань кроваво-красная, буквица лекарственная, ожика волосистая, ландыш майский, купена лекарственная, вейник наземный, овсяница овечья. Растения живого напочвенного покрова, произрастающие в дубравах, обладали в 1987 г. несколько меньшей общей г -активностью, чем в 1986 г., но разница у растений-эдификаторов и ястребинки зонтичной составила 50%, у остальных различия достигали 10--100 раз. По данным 1987 г., КНР снизились почти у всех видов. Максимальные значения зафиксированы в мае у марьянника дубравного, минимальные -- у ландыша майского, буквицы лекарственной, купены лекарственной. К 1990 г. общая активность травянистой и полукустарничковой растительности была равна (Ки/кг): у орляка 3-10-7, мха Шребера -- 8,5 -10-7, черники -- 1,4-10-7, марьянника лугового -- 9,8-10 8, майника двулистного--1,8-10 6, овсяницы овечьей -- 5,5-10. В 1988 г. у растений живого напочвенного покрова колебались в следующих пределах: у орляка обыкновен-ного от 0,74 до 1,24, у марьянника дубравного от 0,24 до 2,71, у герани кроваво-красной от 0,02 до 0,82, у буквицы лекарствен-ной от 1,30 до 6,21, у ожики волосистой от 0,02 до 2,12, у ланды-ша майского от 0,02 до 0,52, у купены лекарственной от 0,02 до 1,12, у овсяницы овечьей от 0,02 до 0,71, у горичника горного от 0,02 до 0,59, у вейника наземного от 0,02 до 0,71. Анализ полученных данных показывает, что наблюдается снижение удельной гамма-активности у всех видов растений жи-вого напочвенного покрова. Необходимо отметить, что при за-грязнении почв дубрав до 50 Ки/км2 растения семейства лилей-ных обладают большей активностью по сравнению с осталь-ными. Увеличение плотности загрязнения в 2--10 раз приводит к адекватному увеличению активности вейника наземного. Об-щая -г -активность растительности живого напочвенного покрова к 1990 г. если и снизилась, то очень незначительно.Данные г - спектрометрического анализа показывают, что в 1987 г. в слое почвы 0--5 см присутствовали следующие эле-менты: 144Се -- 3,0-10-8 Ки/кг; I06Ru -- 3,0-10-8; 134Cs -- 1,4- 10-8;137Cs 4,3. 10-8; 90Sr -- 6,6-10-8 (средние данные). При проведении сравнительного анализа по накоплению изо-топов цезия и стронция-90 в разные (1988 и 1992) годы иссле-дований можно отметить снижение содержания изотопов цезия в растениях в 1,5--10 раз в зависимости от вида. Содержание стронция-90 увеличилось у орляка обыкновенного от 250 до 6850 Бк/кг (ПП 38), ландыша майского -- от 322 до 2540 (ПП 9), черники --от 740 до 7700 Бк/кг (ПП 13).Коэффициенты накопления цезия-137 растениями живого напочвенного покрова дубрав орляковых были следующими: овсяница овечья -- свыше 20, рамишия однобокая, вероника ле-карственная, вейник наземный -- 6, купена лекарственная, брус-ника -- 5, черника, ландыш майский, орляк -- 2, герань крова-во-красная-- 1; стронция-90: овсяница овечья -- 7, вейник на-земный-- 5, вероника лекарственная -- 3, черника, купена ле-карственная-- 1, орляк -- 7, купена лекарственная, герань кроваво-красная -- 5, ландыш майский -- 3. [11]Таблица 3. Содержание изотопов в растениях живого напочвенного покрова в орляковых дубравах, Ки/кг|
Растение | Радионуклид | | | 137Cs | 134Cs | 40К | | Орляк | 2,3-10-6 | 2,5-10-7 | - | | Вейник наземный | 6,8-10-7 | 6,9-10-8 | 6.7-10-8 | | Майник двулистный | 1,5-10-6 | 1,7-10-7 | 8,4-10-8 | | Ландыш майский | 1,8-10-6 | 1,4-10-7 | -- | | Плаун годичный | 1,6-10-6 | 1,5-10-7 | -- | | Буквица лекарственная | 1,7-10-7 | 6,7-10-8 | -- | | Орляк | 5,6-10-7 | 3,8-10-8 | __ | | Овсяница овечья | 2,0-10-7 | 2,2-10-8 | 9,7-10-8 | | Вейник наземный | 3,1-10-7 | 2,7-10-8 | -- | | |
По общей гамма-активности коэффициенты накопления в растительности распределены следующим образом: мхи>гре-чишные, лилейные,сложноцветные> гераниевые> норичниковые> лютиковые> розоцветные > злаковые > ситниковые > папоротники > плауны> брусничные, мареновые > грушанковые > первоцветные, зонтичные. 2.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травыВ связи с выведением из сельскохозяйственного производ-ства значительных площадей естественных лугов и пастбищ, подвергшихся загрязнению радиоактивными выбросами в ре-зультате аварии на ЧАЭС, все большую актуальность приобре-тает проблема получения экологически чистой продукции в зо-нах с относительно невысоким (1--5 Ки/км2) уровнем радио-нуклидов в почве.Создание сенокосов на загрязненных территориях сопряже-но с разработкой системы агротехнических мероприятий, кото-рые позволили бы, с одной стороны, поддерживать оптимальный уровень продуктивности травостоев и качества кормов, с дру-гой -- способствовали эффективному снижению аккумуляции радионуклидов в надземной массе кормовых культур. Поэтому начиная уже с 1986 г. нами в условиях дерново-подзолистых супесчаных почв Мозырского района Гомельской области иссле-довалось влияние структуры агроценоза, минеральных удобре-ний и обработки почвы на миграцию основных дозообразующих радионуклидов в системе почва--растение. Радиологические исследования выполнялись на оказавшихся в зоне радиоактив-ного загрязнения опытах, которые были заложены в 1985 г. с целью изучения агротехнических и агрофитоценотических приемов повышения устойчивости и продуктивности агроценозов многолетних кормовых трав.После распада короткоживущих радионуклидов в 1987 г. экс-позиционная доза излучения в месте расположения опытного участка составляла на высоте 1 м над поверхностью почвы 70--80 мкР/ч, на поверхности почвы -- 80--100 мкР/ч, плот-ность радиоактивного загрязнения в слое почвы 0--5 см состав-ляла 4--4,5 Ки/км2. Таким образом, представлялась возможность исследовать динамику миграции радионуклидов в сеянце луговые травы на ненарушенной почве.Опыты закладывались по следующим схемам.Опыт 1. Одновидовые посевы и парные травосмеси на двух фонах минерального питания: 1) люцер-на синегибридная, 2) ежа сборная, 3) кострец безостый, 4) ти-мофеевка луговая, 5) люцерна+ежа, 6) люцерна+кострец, 7) люцерна+тимофеевка.Опыт 2. Одновидовые посевы бобовых трав на фоне Р90К120: клевер луговой, клевер розовый, клевер ползучий, кле-вер горный, люцерна синегибридная, люцерна серповидная, ляд-венец рогатый, астрагал солодколистный, эспарцет песчаный.Повторность опыта трехкратная. Площадь опытных делянок 15 и2. Почвенные и растительные образцы отбирались перед укосами. Радиоэкологический мониторинг осуществляли в тече-ние вегетационных сезонов 1986--1988 гг.Учитывая поверхностный характер загрязнения радионукли-дами и слабую вертикальную миграцию их на автоморфных дерново-подзолистых почвах, в 1989 г. исследовали влияние перепашки почвы под многолетними травами на характер накопления ра-дионуклидов в органах вновь высеянных растений. Для этого в конце вегетационного периода 1988 г. дернина опытного участ-ка была распахана, а весной 1989 г. после дискования и куль-тивации высеяны клеверо-ежовая и люцерно-ежовая травосмеси. Фон минерального питания -- предпосевное внесение полной дозы N12oP9oKi2o, а затем поукосно -- фосфорно-калийных удоб-рений (PSoKi2c). Контролем служили нераспаханные участки со старовозрастным травостоем.Установлено, что суммарная радиоактивность почвы опыт-ных участков в слое 0--5 см последовательно снижалась с мая до сентября 1986 г. в диапазоне 10~7--10~~8 Ки/кг, достигнув относительно стабильного уровня в мае 1987 г. Удельная гамма-активность почвы (еще не нарушенной) начи-ная с этого времени соответствовала плотности загрязнения 2,6--3,0 Ки/км2 (опыт 1) и 2,1--2,3 Ки/км2 (опыт 2). Сравнение кривых динамики радиоактивности почвы и сеяных трав пока-зывает, что более резкое снижение уровня радиоактивного за-грязнения растений по сравнению с почвой за вегетационный период 1986 г. обусловлено не только распадом короткоживу-щих радионуклидов, но и в значительной степени ослаблением поверхностного загрязнения листьев трав радиоактивными вы-падениями. По уровню этого загрязнения в мае 1986 г., довольно четко выделяется группа клеверов (клевер луговой, ползучий и розовый), а также лядвенец рога-тый, что связано с опушенностью листовой поверх-ности этих трав.Поверхностное загрязнение люцерны посевной, люцерны сер-повидной, астрагала и эспарцета было существенно ниже, чем клеверов и лядвенца. Различия сохранились в основном и у рас-тений 2-го укоса (июль 1986 г.) у клевера лугового и розо-вого удельная радиоактивность надземной фитомассы почти на порядок превышала показатели других видов, а в 3-м укосе (сентябрь 1986 г.) максимальная величина радиоактивности отмечена у сильно опушенного клевера горного. В от-личие от бобовых трав у многолетних злаков (ежи сборной, костреца безостого, тимофеевки луговой) растения 3-го укоса в 1986 г. отличались уже на порядок меньшими показателями.Известно, что видовые и сортовые различия в накоплении основных дозообразующих радионуклидов (l37Cs и 90Sr) кор-мовыми растениями являются теоретической основой для раз-работки целенаправленного подбора сельскохозяйственных рас-тений как способа фитомелиорации почв, загрязненных радиоизотопами, и средства для уменьшения содержания радионук-лидов в продукции. Но дезактивирующий эффект выноса радио-изотопов с надземной массой растений, обладающих высокой накопительной способностью, значительно уступает по степени очищения почвы эффекту за счет естественного радиоактивного распада. Поэтому подбор культур для севооборотов и агротех-нических приемов их рационального возделывания в загрязнен-ных зонах остается в настоящее время одним из реальных спо-собов получения относительно «чистой» кормовой продукции. По данным С. К- Фирсаковой (1974), накопление 90Sr сеяными многолетними злаками после механической обработки и перезалужения дерново-подзолистой почвы снизилось в 5--16 раз, а торфяной почвы -- в 14--31 раз по сравнению с естественными лугами.Основной агротехнический прием, ограничивающий поступ-ление цезия-134 и цезия-137 из почвы в растение,-- применение калийных удобрений -- связан с антагонистическим характером отношения цезия и калия в почвенном растворе и эффектом «разбавления» в надземной массе растений. Это на-шло подтверждение и в исследованиях белорусских ученых (Шугля, Агеец, 1990). Калийные удобрения в комплексе с дру-гими удобрениями снижают поступление цезия-137 в сельско-хозяйственные растения в 2--20 раз. Нейтрализация кислотности почвенного раствора известкованием уменьшает накопление цезия-137 в урожае в 2--4 раза, а на легких по гранулометриче-скому составу почвах увеличение дозы фосфорных и калийных удобрений на фоне известкования снижает накопление изотопа цезия в растениях до 4--5 раз.К сожалению, роль азотных удобрений в миграции основ-ных дозообразователей из почвы в хозяйственно ценную часть кормовых травянистых растений освещена весьма противоречи-во. Многие исследования свидетельствуют об усилении под влиянием минерального азота процесса миграции радиоактивно-го цезия в надземные органы кормовых растений, особенно на высокоплодородных почвах. Так, при внесении азота в аммоний-ной форме на черноземе концентрация цезия-137 в горохе воз-растала на 18--52%, а на дерново-подзолистой почве -- на 72-- 83%. В то же время азот, внесенный в виде нитратов, практически не влиял на накопление радиоактивного цезия в урожае. Также противоречивы сведения о значении мине-рального азота в пострадиационном восстановлении структур растительной клетки. В настоящее время считается целесообразным на почвах, загрязненных цезием-137 и стронцием-90, применять азотные удобрения в составе полной минеральной подкормки со значи-тельным преобладанием калия и фосфора (Алексахин и др., 1991). Внесение азотных удобрений рекомендуется проводить в таких дозах, которые обеспечивают наиболее высокие прибав-ки урожая в данных почвенных условиях. [1]Учитывая нерешенность проблемы растительного белка в Беларуси (дефицит переваримого протеина составляет в сред-нем 20--25%, в связи с чем себестоимость кормовой продукции возрастает в 1,5 раза, а расход кормов -- в 1,3--1,4 раза), весь-ма актуально изучение роли азотных удобрений в миграции радионуклидов в сеяные травы и регуляции этого процесса агрофитоценотическими приемами.Исследования влияния структуры посева и азотных удобрений на аккумуляцию радиоизотопов цезия, стронция и плутония в надземной фитомассе люцерны и злаковых трав в монокультуре и смешанных посевах выявили ряд особенностей этого процесса, обусловленных как фитоценотическими факто-рами, так и воздействием минерального азота, вносимого в почву в виде калийной селитры.Влияние совместного произрастания на аккумуляцию це-зия-137 в надземных органах люцерны и злаков определялось видовым составом травостоя: в люцерно-ежовой и люцерно-кострецовой травосмесях в обоих компонентах поступление цезия увеличивается (у люцерны на 30--78, у ежи на 15, у ко-стреца на 16%) относительно их монокультур. В люцерно-тимо-феечком травостое никаких изменений не отмечено. Внесение азотных удобрений стимулировало поступление l37Cs в растения люцерны, ежи и костреца в монокультурах, где содержание изо-топа возросло соответственно на 54, 36 и 16% по сравнению с без азотным фоном. В люцерно-кострецовой смеси показатели накопления цезия, наоборот, снизились: у люцерны на 71, у ко-стреца на 21%. Тот же эффект наблюдался у ежи в смеси с лю-церной -- внесение минерального азота сократило миграцию 137Cs на 22% по сравнению с фосфорно-калийным фоном. Та-ким образом, наименее интенсивная миграция 137Cs и отсут-ствие стимулирующего влияния на нее азотных удобрений наблю-дались у компонентов люцерно-тимофеечной смеси и в моно-культуре тимофеевки.Существенное снижение (до 2--7 раз) аккумуляции Sr при внесении минерального азота в почву отмечено в монокультурах люцерны и костреца, а также у компонентов люцерно-костре-цовой и люцерно-тимофеечной травосмесей.В люцерно-ежовой смеси азотные удобрения в 2,0--2,5 раза усилили поступление 90Sr в надземную массу как бобового ком-понента, так и злака.Как известно, уменьшение загрязнения продуктами радио-активного деления продукции растениеводства с помощью вне-сения мелиорантов достигается через такие основные механиз-мы, как увеличение урожая и тем самым «разбавление» содер-жания радионуклидов на единицу веса урожая; повышение концентрации кальция и калия в почвенном растворе; закрепле-ние микроколичеств радиоизотопов в почве путем внесения соответствующих соединений. И если полученные нами результаты по изменению степени ак-кумуляции 137Cs и 90Sr в сеяных травах под воздействием их совместного произрастания и внесения азотных удобрений мож-но рассматривать как проявление этих механизмов через физиолого-биохимические взаимодействия растений в агроценозах и их влияние на почвенную среду, то исследование миграции плутония в системе почва--растение предполагает разработку подходов, затраги-вающих как почвенную химию, так и механизмы действия биотических и агрохимических факторов на его поступление в корни и аккумуляцию в надземных органах. Существует зави-симость перехода плутония в раствор при снижении его сорбции почвенными частицами от интервала значений рН, механиче-ского состава и водно-воздушного режима почвы.Сравнительный анализ содержания гамма-излучающих ра-дионуклидов в почве и травах до вспашки (1988 г.) и после, вспашки дернины (1990 г.) позволяет судить об эффективности этого агротехнического приема в снижении миграции радиоизо-топов в растения. Вспашка, заглубление верхнего (0--5 см) слоя почвы и последующая культивация при сохра-нении прежней технологии выращивания трав способствовали «разбавлению» концентрации радионуклидов в корнеобитаемом слое почвы. Суммарное содержание гамма-из-лучателей в почве снизилось в среднем в 1,8 раза за счет двух-кратного уменьшения концентрации 137Cs и 134Cs, поскольку радиоизотопы цезия составляли более 65% суммарной концент-рации. Вторым по значимости радионуклидом был 4аК, участие которого в общей гамма-активности почвы до вспашки состав-ляло 23%, а после обработки -- 32%, т.е. оно не только не из-менилось, но даже увеличилось в результате внесения калий-ных удобрений перед повторным высевом трав, а затем поукосно.Таким образом, на дерново-подзолистых почвах сельхозуго-дий с плотностью загрязнения 2--5 Ки/км2 гамма-активность сеяных трав определяется в основном 40К, концентрация которо-го в почве сохраняется высокой за счет внесения фосфорных и калийных удобрений, содержание в фосфорных удобрениях составляет 70-- 120 Б к/кг, а с внесением калийных удобрений в дозе 60 кг/га в почву поступает 1,35-10е Бк/кг калия-40.Эффект от перепахивания почвы для равномерного перемешивания радионуклидов в пахотном горизонте может проявлять-ся в основном в злаках, поскольку поглощающая деятельность корневых систем бобовых трав осуществляется по всему про-филю обработанного слоя.Анализ распределения радионуклидов цезия в корнях и надземных органах контрастных по свойствам видов (ежи сбор-ной, костреца безостого и лисохвоста лугового) показал, что при внесении азотных удобрений в почву у ежи и костреца уси-ливается миграция радионуклидов цезия из корней в надземные органы: если на безазотном фоне соотношение удельной актив-ности по цезию в корнях и надземной массе составляло у ежи 1:3, а у костреца 5:1, то на азотном фоне -- соответственно 1 : 20 и 1:1 (табл. 4.9). В то же время у лисохвоста лугового эти соотношения составляли на безазотном фоне 6 : 1 и при внесении удобрений -- 16 : 1.Для более детального исследования особенностей перерас-пределения цезия между подземными и надземными органами был проведен вегетационный опыт с внесением в почву под лу-говые злаки стабильных изотопов цезия. Опыты были заложе-ны в сосудах Митчерлиха на двух типах почвы: торфяно-болот-ной и дерново-глееватой суглинистой, т. е. нами были охвачены наиболее распространенные луговые почвы. Схема опыта: 7 видов луговых злаковых трав на безазотном фоне и на фоне внесения азота. Минеральные удобрения вносили в почву перед набивкой сосудов в виде солей: аммонийной селитры (на мине-ральной почве 1,71 г/сосуд, на торфяной--0,40 г/сосуд). Аккумуляция радиоцезия (Бк/кг) многолетними злакамиТаким образом, радиоэкологический мониторинг в луговых фитоценозах, проведенный в 1986--1990 гг. на пробных площа-дях естественных лугов, в разной степени удаленных от ЧАЭС, и в агроэкосистемах на опытах с сеяными травами, позволяет сделать следующие выводы.1. Поступление радионуклидов и аккумуляция их в луговой растительности в период наблюдений определялись рядом фак-торов, в том числе количеством и элементным составом после-аварийных радиоактивных выпадений и характером взаимо-действия радионуклидов с почвой, что в значительной мере повлияло на их доступность растениям, поглощение и миграцию в надземные органы луговых трав.2. В послеаварийный период удельная радиоактивность рас-тений в луговых фитоценозах зоны загрязнения, представлен-ных в основном злаковыми и разнотравно-злаковыми ассоциа-циями, после резкого снижения в 1986--1987 гг. за счет распада короткоживущих радионуклидов стабилизировалась на проб-ных площадях в Гомельской области на уровне 10~8--10~6 Ки/кг, в Могилевской-- 10-9--10-8, в Минской -- 10 -9--10-8 Ки/кг;4. Для ряда доминантных луговых растений установлены как межвидовые, так и внутривидовые различия в аккумуля-ции радионуклидов. Внутривидовые различия наиболее конт-растно проявляются при сопоставлении уровней накопления гамма-излучателей на торфяных и минеральных почвах. При близких показателях плотности загрязнения удельная гамма-активность надземной фитомассы ценопопуляций одних и тех же видов в среднем на порядок ниже на торфяниках по срав-нению с дерново-подзолистыми почвами вследствие высокой сорбирующей способности торфяной почвы, что обеспечивается присутствием в ней значительного количества гумусовых и низ-комолекулярных кислот.5. Самые низкие коэффициенты накопления гамма-излучающих радионуклидов, до 70--90% которых составляют радиоизо-топы цезия, отмечены у луговых доминантов на торфяно-глеевых почвах (0,4--1,5). Значительно интенсивнее накопление гамма-излучателей луговой растительностью происходит на минеральных почвах.6. Коэффициенты накопления радионуклидов на одной и той же почвенной разности могут существенно (до 4--6 раз) разли-чаться не только у представителей разных систематических групп, но и у видов в пределах одного семейства, например мятликовых. Поэтому неправомерно использование в сравни-тельной характеристике накопления радионуклидов луговой растительностью такой таксономической единицы, как семей-ство. В основе анализа аккумулирующей способности луговых трав в отношении отдельных дозообразующих радиоизотопов должны лежать исследования морфофизиологических особен-ностей каждого доминанта лугового сообщества с учетом ценотических отношений компонентов и водно-физических и агро-химических параметров эдафотопа, определяющих концентра-цию обменных форм радионуклидов в почвенном растворе. [3]2.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радионуклидов на жизнедеятельность растенийРост, развитие и продуктивность растений. Наблюдения за ростом и развитием растений, проводившиеся в первые месяцы после аварии в непосредственной близости от реактора, где вы-пало много радиоактивных осадков, а тип облучения в некоторых местах был близок к острому, выявили отдельные аномалии в морфогенетнческом развитии растений, особенно у хвойных (сос-ны, ели):-- утрата способности апикальных (верхушечных) почек к росту, усиленное образование и рост новых почек, в том числе спящих;-- появление гигантской хвои у сосны и ели и гигантских листьев дуба, отличавшихся от обычных по длине в 2--3 раза и по массе в 5--7 раз;-- осыпание хвои предшествующих лет образования (2-го и 3-го годов) с функционированием хвои только первого года;-- потеря геотропической чувствительности.Отмеченные морфозы (гигантизм органов) встречались в 10-километровой зоне довольно часто в 1987--1988 гг. В 1991-- 1992 гг. была отмечена вторая волна гигантизма органов, кото-рая, как полагают, связана с последовавшим после аварии на-коплением радионуклидов в органах растений. Имеются данные о том, что посевы озимой ржи и пшеницы, расположенные в непосредственной близости от реактора и подвергшиеся загрязнению порядка 1000 Ки/км2, ха-рактеризовались замедленным ростом и развитием, имели пони-женный индекс листовой поверхности и площади флагового ли-ста на 40--50%.Посевы пшеницы, подвергшиеся острому облучению в год аварии, в последующие годы дали новое поколение растений, среди которых встречались мутантные формы, характеризовав-шиеся отсутствием остей, выпадением отдельных колосков, разд-воением колоса и пр. Среди них можно найти и полезные для селекции формы. Отдельные проявления морфологических изменений растений наблюдали и в белорус-ском секторе 30-километровой зоны.При выращивании сельскохозяйственных растений на почвах, загрязненных радионуклидами до 77 Ки/км2, не отмечали никаких особых изменений в их росте и развитии. Основные фа-зы развития наступали независимо от степени загрязненности почвы, морфологические показатели семян также соответствова-ли норме. Наблюдения, естественно, касались растений, полученных из «чистых» семян.Действительно, имеются данные, что уровни загрязнения почвы в пределах 86 Ки/км2 не оказывают существенного влия-ния на показатели роста и развития растения. Однако пересев семян подорожника, хронически облучавшихся в течение трех лет, несмотря на стабильность показателей всхожести, массы 1000 семян и т. д., выявил скрытые изменения, заключавшиеся в неодинако-вой реакции растений на дополнительное облучение и неадек-ватной картине хромосомных аберраций в меристеме корешков. Таким образом, при тех плотностях за-грязнений почв, которые были в наших опытах, следовало ожи-дать проявления отдельных количественных изменений в мета-болизме выращиваемых растений. [10]Таблица 4. Продуктивность люпина желтого в условиях загрязненности почв радионуклидами.|
| Номер варианта | Удельная г активность почвы, Бк/кг, X 103 | Урожай семян | Масса 1000 семян, г | Белок, % | | | | г/100 растений | % к контролю | | | | 1 | 0,16 | 440 | 100,0 | 134,1 | 36,9 | | 2 | 2,3 | 458 | 104,0 | 131,1 | 36,9 | | 3 | 3,3 | 488 | 110,7 | 111,7 | - | | 4 | 11,6 | 484 | 110,0 | - | 35,6 | | 5 | 23,2 | 565 | 128,3 | 122,8 | 35,6 | | |
Для посева ежегодно применялись семена с «чистых» посевов. Учет урожая семян с растений люпина (сорт БСХА 382), выращенных в пакетном опыте, показал в среднем за два года некоторое уве-личение продуктивности растений по мере возрастания степени загрязнения почвы радионуклидами (табл. 4), что свидетель-ствовало о существовании зависимости между этими показателя-ми. Анализируя показатели продуктивности, мы склонны счи-тать, что наблюдавшиеся изменения в некоторой степени вызва-ны и небольшими различиями в механическом составе и уровне плодородия почв, использованных в опытах.Фотосинтез. В исследованиях обнаружена повышенная фотохимическая активность хлоропластов, выделенных из растений, которые произрастали в условиях высокого радиационного фона (экспозиционная доза г -излучения 300--500 мкР/ч), отмечена тенденция к увеличению содер-жания хлорофилла на единицу сухой массы листа и снижению концентрации растворимых белков. Некоторые изменения наблюдались и в уровне активности РДФ-карбоксилазы. О росте ак-тивности фотосинтетического аппарата растений, произрастав-ших в условиях радиоактивного загрязнения, свидетельствовала и низкая гидролитическая активность фермента деградации хлорофилла -- хлорофиллазы. Другой важный показатель действия радиации в этих условиях -- повышение активности пероксидазы. В листьях люпина желтого, выращенного в пакетном опыте, существенных изменений в пигментном аппарате (количестве хлорофиллов и активности хлорофиллазы) по вариантам - опыта не наблюдалось, однако с увеличением степени загрязненности почвы наметилась тенденция к повышению скорости фотохимических реакций в хлоропластах и перекисного окисления липидов (фермента пероксидазы) Усвоение азота. У люпина желтого снабжение вегетативных и репродуктивных органов восстановленным азотом происходит двумя путями: посредством симбиотической фиксации атмосфер-ного азота клубеньковыми бактериями (Rhizobium) и восстанов-лением минерального азота почвы в корнях и листьях и частично в стеблях. Оба пути взаимодействуют между собой. Восстанов-ление минерального азота с помощью фермента нитратредуктазы начинается вместе с прорастанием семян и формированием корневой системы и до периода стеблевания несет основную на-грузку в процессе снабжения растения восстановленным азотом. После фазы бутонизации активность этого процесса быстро сни-жается и на последующих фазах проявляется очень слабо. Азотфиксирующая активность развивается вме-сте с ростом клубеньков на корнях бобовых, начиная в фазы че-тырех листьев. Постепенно нарастая, она достигает максимума в фазе бутонизации--цветения. Таким образом, в фазе бутони-зации--цветения оба процесса протекают интенсивно и количе-ственная оценка их активности в это время может характеризо-вать состояние азотного обмена в растении.Использованные в пакетном опыте почвы были взяты с раз-личных участков, что поставило вопрос о влиянии на уровень азотфиксации (кроме плотности загрязнения) различий в поч-венном плодородии. Чтобы ослабить это влияние, в 1991 г. был заложен пакетный опыт 2, в котором различные уровни загряз-ненности почвы по вариантам создавали путем смешивания условно чистой почвы (контроль) с сильно загрязненной в соот-ношении 2,5:1 и 1:1. В результате получено три варианта загрязненности цезием: 0,7; 9,6 и 13,7 кБк/кг почвы, первый из которых был принят за контроль. Полученные в 1991 -- 1992 гг. результаты свидетельствовали о некотором повышении азотфиксирующей активности в условиях загрязнения почв, од-нако они имели скорее характер тенденции. Нитратредуктазная активность в условиях различной степени загрязнения почв ра-дионуклидами не показала четкой картины изменений. Следует учитывать большую зависимость ее от содержания нитратного азота в почве. [7]Вопрос о влиянии возможных различий в почвенном плодо-родии на азотфиксирующую активность был дополнительно изу-чен при выращивании люпина на почвах разного механического состава и плодородия без радиоактивного загрязнения. Опыты ставились в вегетационном павильоне ИЭБ. В 1991 г. растения люпина выращивали на смеси дерново-подзолистой песчаной и искусственно приготовленной перегнойной почв, взятой в тех же пропорциях, что и радиоактивная почва в опыте 2. Результаты показали некоторое повышение азотфиксирующей активности клубеньков при выращивании люпина на искусствен-ной перегнойной почве и при смешивании ее с песчаной почвой в соотношении 1:1. Повышение плодородия почвы сти-мулирует таким образом азотфиксацию в клубеньках и нитрат-редукцию в листьях люпина.В 1992 г. был проведен вегетационный опыт с использова-нием для выращивания люпина почв, различающихся по меха-ническому составу. Как видн, самая низкая ак-тивность азотфиксации наблюдалась при выращивании люпина на песчаной (лесной) почве и среднем суглинке. Песчаная, су-песчаная и легкосуглинистая пахотные почвы практически не различались по уровню азотфиксирующей активности в клубень-ках люпина.Важнейшим ферментом усвоения восстановленного азота, от-вечающим за включение его в аминокислоты, является глута-минсинтетаза (ГС), активность которой в листьях характеризует интенсивность образования глутамина. Последний путем переаминировання с а-кетоглутаровой кислотой образует глутаминовую кислоту. Активность ГС, таким образом, дает представление об интенсивности протекания процесса во-влечения восстановленного азота непосредственно в органиче-ские соединения. Полученные в 1990 г. результаты не выявили различий в активности ГС в листьях люпина в зависимости от степени загрязнения почвы радионуклидами. Аналогичные данные получены на ячмене, выращенном в тех же условиях.Интегральным показателем интенсивности азотного обмена в растении является содержание в его органах азота. Определе-ние азота по методу Кьельдаля в органах люпина желтого сорта БСХА 382 и ячменя сорта Жодинский 5 выявило существенные различия в органах растения. У люпина самой вы-сокой концентрацией азота характеризовались верхние листья (4 8--5,7% на сухую массу) и оси соцветий с цветками (4,3-- 4,9%), а самой низкой -- стебли (1,6--1,9%). У ячменя самое высокое содержание азота также было во флаговых листьях (2,8--3,3%), а самое низкое -- в стеблях (0,8--1,2%). Колебания концентрации азота по вариантам опытов не носили системати-ческого характера и были вызваны, очевидно, другими причина-ми. Поэтому, может быть сделан вывод об отсутствии влияния загрязненности почвы радионуклидами на содержание общего азота в растениях люпина и ячменя.Таким образом, на почвах с плотностью загрязнения до 80 Ки/км2 поглощенные люпином радионуклиды оказывают не-которое воздействие на азотный обмен вегетативных органов. Однако этот вывод касается только растений, выращенных из «чистых» семян, т. е. тех, которые получены в условиях отсут-ствия радиоактивного загрязнения почвы. [9]ЗаключениеДетальное обследование лесов Беларуси показало, что в результате аварии на ЧАЭС более 1700 тыс. га (четвертая часть от всей площади лесов) подверглась радиоактивному загрязнению. Следует отметить, что загрязненной считается территория, если плотность выпадений превышает 1 Ки/км2 по цезию-137, 0,15 Ки/км2 по стронцию-90 и 0,01 Ки/км2 по плутонию-238,239,240. Более 90% загрязненного лесного фонда приходится на зону загрязнения по цезию-137 от 5 до 15 Ки/км2. В доаварийный период уровень радиоактивного загрязнения в лесах Беларуси достигал 0,2-0,3 Ки/км2 и определялся в основном природными радионуклидами и искусственными радионуклидами глобальных выпадений, образовавшихся в результате испытаний ядерного оружия.Из 88 существующих в республике лесхозов 49 в той или иной степени подверглось радиоактивному загрязнению, что в значительной степени изменило характер их хозяйственной деятельности. Крупномасштабное загрязнение лесных комплексов Беларуси резко ограничило использование лесных ресурсов, оказало негативное влияние на экономическое и социально-психологическое состояние населения в целом.В первые дни после аварии до 80% радиоактивных выпадений было задержано надземной частью древесного яруса. Затем происходило быстрое очищение крон и стволов под воздействием метеорологических факторов, и в конце 1986 года до 95% радиоактивных веществ, задержанных лесом, уже находилось в почве, причем основная их часть в лесной подстилке, являющейся аккумулятором радионуклидов. Дальнейшая скорость миграции радионуклидов в глубь почвы зависела от вида растительного покрова, водного режима, агрохимических показателей почв и физико-химических свойств радиоактивных выпадений. Проведенные исследования показали, что в настоящий период основная часть радиоактивных выпадений по-прежнему сосредоточена в верхнем горизонте почв, где они хорошо удерживаются органическими и минеральными компонентами.Загрязнение лесной растительности зависит от уровня радиоактивных выпадений и свойств почвы. На гидроморфных (избыточно увлажненных) почвах отмечается более высокая степень перехода в системе “почва - растение”, чем на автоморфных (нормально увлажненных) почвах. Чем выше плодородие почвы, тем меньшая доля радионуклидов поступает как в древостой, так и в организмы напочвенного покрова (грибы, ягоды, мхи, лишайники, травяная растительность).Наибольшим содержанием радионуклидов в различных частях древесного полога характеризуются хвоя (листья), молодые побеги, кора, луб; наименьшее загрязнение отмечено в древесине. Аккумуляторами радионуклидов в лесных сообществах являются грибы, мхи, лишайники, папоротники. Лесной растительностью поглощается в основном цезий-137, стронций-90. Трансурановые элементы (плутоний-238,239,240 и америций-241) слабо включаются в миграционные процессы.Таким образом, лесные экосистемы являются постоянным источником поступления радионуклидов в лесную продукцию, в частности, в пищевую. Накопление радионуклидов в лесных ягодах и грибах в 20-50 раз больше, чем их содержание в продуктах сельскохозяйственного производства при одинаковом уровне радиоактивного загрязнения. Исследования показали, что доза облучения, обусловленная потреблением лесных продуктов питания, в 2-5 раз выше доз, формируемых за счет употребления сельскохозяйственных продуктов. Причем в отличие от сельскохозяйственных угодий, лесные комплексы являются малоуправляемыми с точки зрения снижения радиационной нагрузки путем проведения различных эффективных контрмер с применением современных технологий. Пребывание в лесу также связано с дополнительным внешним облучением, поскольку леса явились естественным барьером, а, следовательно, -- резервуаром радиоактивных выпадений. Проблемы радиационной безопасности на загрязненных лесных территориях в основном решаются за счет ограничительных мероприятий. В настоящий период сбор грибов и ягод на загрязненной территории весьма ограничен и практически полностью запрещен на территориях с плотностью выпадения более 2 Ки/км2 по цезию-137. Однако, уровень содержания радионуклидов в пищевой продукции леса со временем будет уменьшаться за счет естественного радиоактивного распада и миграции радионуклидов в глубь почвы. Предварительные прогнозные расчеты показывают, что в 2015 году концентрация цезия-137 уменьшится до уровня допустимых норм. Следует также отметить, что к настоящему времени разработано множество рекомендаций по выходу из создавшегося кризисного положения в отношении использования даров леса. Перспективным способом является искусственное культивирование экологически чистых грибов и ягод, что позволит снизить поступление радионуклидов в организм человека, а, следовательно, и риск для здоровья населения. [9] СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННОЙ ЛитературЫЛюцко А.М., Ролевич И.В., Тернов В.И. Выжить после Чернобыля. - Мн.: Вышэйшая школа, 1990. - 109 с Лес и Чернобыль (Лесные экосистемы после аварии на Чернобыльской АЭС, 1986-1994 гг.) / Под ред. Ипатьева В.А. - Мн.: МНПП “СТЭНЕР”. 1994. - 248 с. Руководство по ведению лесного хозяйства в зонах радиоактивного загрязнения. Утверждено Министром по чрезвычайным ситуациям и защите населения от последствий катастрофы на Чернобыльской АЭС 23 октября 1995 г. Мн. 1995. - 112 с. Радиоактивное загрязнение растительности Беларуси (в связи с аварией на Чернобыльской АЭС)/ Под общей ред. Парфенова В.И., Якушева Б.И. - Мн.: Навука i тэхнiка, 1995. - 582 с. Памятка для населения проживающего на территории, загрязненной радиоактивными веществами, 2-е изд., Мн. 1997. - 24 с. Памятка “Вы собираетесь в лес… “ Рекомендации для населения по пользованию лесами в окрестности г. Гомеля и г. Добруша (Гомельский лесхоз). Гомель. 1998. - 32 с. Выращивание грибов (Памятка для населения, проживающего на загрязненной радиоактивными веществами территории). Мн. 1998. - 20 с. 10 лет Полесскому государственному радиационно-экологическому заповеднику (сборник статей). Мн.: Изд. “Н.Б.Киреев”. 1998. - 232 с. Выращивание лесных ягод на грядке (Памятка для населения, проживающего на загрязненной радиоактивными веществами территории). Мн. 1999. - 16 с. Республиканские допустимые уровни содержания радионуклидов цезия-137 и стронция-90 в пищевых продуктах и питьевой воде (РДУ-99). Мн. 1999. - 6 с. Лес. Человек. Чернобыль. (Лесные экосистемы после аварии на Чернобыльской АЭС: состояние, прогноз, реакция населения, пути реабилитации)/ Под общей ред. Ипатьева В.А. - Гомель. 1999. - 454 с.
|
 |
