Особенности аккумуляции радионуклидов растительностью. Стронций в растениях Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы

10.03.2020

7.3. Поступление радионуклидов в растения

Известно, что в растениях может накапливаться, не повреждая их и не снижая урожайность, такое количество радионуклидов, при котором растениеводческая продукция становится непригодной для использования. Радионуклиды в растения могут поступать через вегетативные органы - аэральный путь поступления и через корневую систему - корневой путь поступления. Аэральное поступление наиболее значимое при радиоактивном загрязнении воздушной среды сразу после радиационного инцидента. При попадании радионуклидов в почву преобладает корневой путь поступления.

При аэральном загрязнении на наземные органы растений оседают радиоактивные аэрозоли, оплавленные силикатные и карбонатные частицы грунта, частицы топлива, высокорадиоактивные “горячие” частицы, входящие в состав “сухого” и “мокрого” выпадения. Осевшие на растения радиоактивные выпадения слабо закрепляются в наземных органах, потому что одновременно с осаждением происходят полевые потери радиоактивности. Степень удержания радиоактивных выпадений растительностью оценивается по величине первичного удержания, которое выражается отношением количества радиоактивных частиц, осевших на растения, к общему количеству радиоактивных частиц, выпавших на данную площадь.

Первичное удержание и последующие процессы потерь радиоактивности зависят от многих факторов, в том числе от размера частиц и вида выпадений, площади удерживающей поверхности и плотности растительного покрова, морфологии растений и типа травостоя, урожайности наземной массы, метеоусловий во время и после выпадения радиоактивных осадков и др.

Максимальные потери радиоактивности при ветреной и дождливой погоде. Мелкие частицы и водорастворимые формы закрепляются в 4-7 раз прочнее, чем крупные и твердые нерастворимые частицы. Потери радиоактивности растениями, обусловленные всеми факторами, кроме радиоактивного распада, называются полевыми потерями радиоактивности. Скорость удаления радиоактивных веществ с растительного покрова характеризует период полупотерь, т.е. время, за которое смывается дождем и сдувается ветром 50% активности. Максимальные потери радиоактивности происходят в первые 2-3 суток, а всего за 7 суток она снижается на 70-90%. Потери фиксированных радионуклидов мало зависят от погодных условий и определяются свойствами радионуклидов и биологическими особенностями растений. Период полупотерь для слабозакрепленной фракции йода-131 составляет 14 суток, цезия-137 – 14 суток, для стронция-90 – 5 сут., а для прочнозакрепленной фракции этих радионуклидов – соответственно 27, 90 и 70 суток

На поверхности листьев радионуклиды могут находиться в свободном или сорбированном состоянии. Сорбция зависит от температуры и влажности воздуха и листьев, морфологии листьев, солевого состава и кислотности осадков, вида радионуклида и его формы.

Основными механизмами аэрального поступления радионуклидов являются ионно-обменные реакции и диффузия. Водорастворимые формы поступают с водой через цитоплазму в клетки основной ткани, через стенки клеток и межклеточники, через клетки, расположенные над поверхностью жилок, через устьица. Чем толще кутикула, тем слабее происходит диффузия и ионно-обменные реакции. Поступление через устьица усиливается на свету, когда они открываются при дыхании. На растительности естественных луговых ценозов радионуклиды задерживаются в нижней части растений и в верхнем слое дернины. Здесь происходит дополнительное поступление радионуклидов через основание стебля и через поверхностные корни, поэтому растительность естественных лугов загрязняется радионуклидами сильнее, чем растительность окультуренных кормовых угодий.

После проникновения в листья часть радионуклидов остается в листьях, а часть разносится по растению и концентрируется в других органах. Продвижение радионуклидов по растению зависит от физико-химических свойств радионуклидов и в меньшей степени от биологических особенностей растений. Наиболее активно продвигается по растению радиоцезий, являющийся аналогом калия, а стронций, рутений и церий концентрируются в листьях в небольших количествах. Переход этих радионуклидов из листьев в генеративные органы в десятки раз меньше, чем цезия.

Радионуклиды, осевшие на почву в составе различных выпадений, могут подниматься ветром или дождем и оседать на растительность. Это явление называется вторичным радиоактивным загрязнением растений, интенсивность которого оценивается по величине коэффициента ветрового подъема, определяемого как отношение концентрации радионуклида в воздухе на высоте 1 м к плотности поверхностного загрязнения почвы. Его величина зависит, в основном, от свойств атмосферы (плотности, турбулентности, температуры, давления, влажности, скорости движения воздуха над поверхностью почвы), от свойств почвы (гранулометрического и минералогического состава, влажности, плотности, структуры), от хозяйственной деятельности человека (обработка почвы, выпас скота, автомобильное движение), а также от рельефа и вида растительности. Вторичное загрязнение растительности происходит при пыльных бурях, при горении торфяников, лесов и сжигании послеуборочных остатков.

Кроме ветрового переноса причиной вторичного загрязнения может быть забрызгивание грязью нижних частей растений во время выпадения сильных дождей. Максимальная высота подъема частиц от земли около 40 см, поэтому такое загрязнение наиболее значимо для низкорослых видов растений. Вклад вторичного загрязнения в общее загрязнение может составлять 30% и более. Значительное вторичное загрязнение товарной части овощных и листовых культур радионуклидами происходит в период образования и роста плодов и листьев, злаковых культур – в фазах колошения, цветения и молочной спелости. Практически не загрязняется зерно бобовых и крестоцветных культур, кукурузы, так как оно защищено створками бобов, стручков и листьями, а также клубни и корнеплоды, защищенные почвой.

Механизм усвоения радионуклидов корнями растений подобен усвоению необходимых элементов питания. Основными механизмами усвоения радионуклидов являются ионно-обменные реакции и диффузия. Главное отличие состоит в том, что радионуклиды находятся в почве в предельно низких концентрациях, а элементы питания – в более высоких концентрациях. Основное количество радионуклидов извлекается корнями из почвенного раствора, а также из почвенно-поглощающего комплекса, с частицами которого тесно контактируют корневые волоски, или зона поглощения корня. Поглощение ионов корнями и продвижение их вверх по растению происходит в три стадии. В первой стадии происходит адсорбция ионов мембранами поглощающих клеток корней. Адсорбция носит обменный и необменный характер. Обменными ионами растений являются Н + и СО 3 2- , которые образуются при диссоциации углекислоты, выделяемой при дыхании. Ион Н + из цитоплазмы проходит с корневыми выделениями через мембрану и вступает в обмен преимущественно с одновалентными ионами почвенного раствора и частиц, где могут находиться радионуклиды. В результате этого обмена ионы радионуклидов поступают в цитоплазму клеток корневых волосков. Механизм поступления цезия-137 и стронция-90 в корневую систему растений изучен недостаточно полно. На первом этапе усвоения радионуклидов важную роль играет катионно-обменная емкость корней, т.е. содержание обменных катионов, которая зависит от содержания в мембране клеток корня пектина и веществ белковой природы. Виды растений с высокой катионно–обменной емкостью корней поглощают из почвенного раствора больше катионов кальция, чем катионов других одновалентных элементов. Катионно–обменная емкость корней у злаковых культур составляет 10–23 мг-экв./100 г сухих корней, у бобовых - 40–60 мг-экв./100 г сухих корней. Этим можно объяснить повышенную способность бобовых культур к накоплению кальция и его химического аналога стронция. Существует прямая связь между скоростью поступления цезия-137 и величиной катионно-обменной емкости корней. Например, при добавлении в опытный раствор ионов калия и кальция катионно-обменная емкость стенок клеток может повышаться в результате ее насыщения этими катионами, поэтому адсорбция ионов цезия и стронция на клеточные стенки практически не происходит. При высокой концентрации калия в растворе ионы калия поступают преимущественно по калиевым каналам, поэтому поступление цезия значительно снижается, т.е. происходит дискриминация цезия относительно калия. У всех культур дефицит обменного калия в почве приводит к увеличению коэффициента накопления цезия у ячменя до 20 раз, у ржи до 30 раз и у пшеницы до 40 раз. При поступлении стронция практически отсутствует дискриминация кальцием. Известно, что дефицит ионов калия в растворе повышает также поступление стронция в корни. В корни растений цезия поступает больше, чем стронция. Установлено, что ионы стабильных и радиоактивных элементов могут вступать в реакцию взаимодействия с компонентами мембран с образованием различных соединений. В связанном состоянии в составе этих соединений, которые называются веществами–переносчиками, ионы поступают в цитоплазму, где комплекс распадается с образованием иона и вещества-переносчика. Ион мигрирует дальше по растению и включается в обмен веществ. Вещество-переносчик вновь возвращается к мембране и присоединяет новый ион. Во второй стадии происходит проникновение ионов в проводящие ткани, т.е. трахеиды и сосуды ксилемы. В третьей стадии происходит восходящее движение ионов по сосудам ксилемы с ксилемным соком в клетки и ткани наземных органов. В состав ксилемного сока входит вода, органические и неорганические вещества, элементы питания и другие соединения. Ксилемный сок перемещается по растению за счет корневого давления и транспирации. При транспирации вода испаряется, а все вещества, в том числе и радионуклиды, остаются в клетках и тканях наземных органов. Скорость продвижения радионуклидов по растению зависит от интенсивности транспирации. В жаркую и сухую погоду транспирации усиливается, поэтому может повышаться содержание радионуклидов в наземной части растений. Ионный обмен между клеточной оболочкой корневого волоска и почвенными частицами происходит труднее, чем обмен ионами из почвенного раствора. При низкой концентрации радионуклидов в почве они поступают в растения в результате ионно-обменных реакций. При высокой концентрации радионуклидов в почве основным механизмом поступления является диффузия, поэтому поступление радионуклидов может значительно возрастать.

Из корней цезий, как одновалентный элемент, выводится быстрее, чем стронций, который может связываться в корнях в трудноподвижные формы. Таким образом, радионуклиды распределяются в органах растений неравномерно. Основное количество радионуклидов концентрируется в корнях. Распределение в наземных органах растений неравномерное. Например, в созревших растениях фасоли Sr-90 распределяется следующим образом: в листьях 53-68%, стеблях 15-28%, створках бобов 12-25% и зерне 7-14%.

Для оценки поступления радионуклидов из почвы в растения используют различные показатели. Наиболее часто используются коэффициенты перехода (Кп), а также коэффициенты накопления или коэффициенты концентрации (Кн). Коэффициент перехода – это отношение содержания радионуклида в растительной массе к поверхностной активности почвы, коэффициент накопления – отношение содержания радионуклида в растительной массе к содержанию радионуклида в почве. Коэффициент накопления различными культурамиSr-90 изменяется от 0,02 до 12, Сs-137 - от 0,02 до 1,1.

Иногда используют коэффициент биологического поглощения, который показывает отношение концентрации радионуклида в золе растений к концентрации радионуклида в почве. Скорость миграции радионуклидов в цепи почва–растение зависит от содержания их изотопных и неизотопных носителей. Концентрация неизотопных носителей в почве значительно выше, чем изотопных. Для оценки переноса радиоактивного элемента относительно его стабильного носителя в радиоэкологических цепях используют коэффициент дискриминации, который показывает изменение соотношения радионуклида и его химического аналога при миграции по биологическим цепям, который определяется по формуле:

где С – концентрация цезия-137 или калия в почве и растении.

Дискриминация цезия по отношению к калию наиболее значима в цепи почва–растение, дискриминация стронция по отношению к кальцию наиболее значима в цепи корм – животное.

Величина накопления радионуклидов зависит от следующих основных показателей: 1) свойств радионуклидов и форм нахождения их в почве; 2) физико-химических параметров почвы; 3) биологических особенностей растений; 4) агротехники возделывания; 5) погодно-климатических условий.

Поступление и распределение радионуклидов по растению определяется их свойствами и участием в процессах обмена веществ. Из водного раствора ионы одновалентных радионуклидов поглощаются интенсивнее, чем ионы двух- и трехвалентных радионуклидов. Известно, что 60 Со, 106 Ru и 144 Се поглощаются в 10 раз меньше, чем цезий и стронций. Из почвенных частиц одновалентные ионы поглощаются незначительно, потому что они прочнее фиксируются. При поступлении из водного раствора коэффициент накопления Сs-137 значительно выше, чем Sr-90. При поступлении из почвенно-поглощающего комплекса коэффициент накопления цезия-137 намного меньше, чем стронция-90. Это связано с более прочной сорбцией цезия-137 минеральной частью почвенно-поглощающего комплекса. В наземную часть растений ионы низких валентностей переносятся активнее и в больших количествах, чем ионы высоких валентностей, которые до 90-99% концентрируются в корнях. Из поступивших в корни цезия-137 и стронция-90 в корнях остается 20-40%, а 60-80% переносится в наземные органы, где они распределяются неравномерно. Обнаружено сходство в поглощении и продвижении по растению цезия-137 и калия, стронция-90 и кальция, а также радиоцезия и стабильного цезия, радиостронция и стабильного стронция. Различие обусловлено неодинаковыми формами нахождения радионуклидов в почвах. Большинство радионуклидов наведенной активности являются биологически важными микроэлементами, которые накапливаются преимущественно в корнях, кроме 65 Zn и 54 Mn, которые накапливаются в наземной части и репродуктивных органах, где Кн по культурам изменяются до 10 раз. Трансурановые радионуклиды имеют очень низкие коэффициенты накопления (n · 10 -2 – 10 -10), т.к. у них ограничено поступление в корни и перенос из них в вегетативные органы. Накопление снижается в ряду: нептуний > америций > кюрий > плутоний.

Поступление радионуклидов зависит от времени и форм нахождения в почве, от концентрации доступных форм в корнеобитаемом слое. После аварии на ЧАЭС наиболее интенсивно поступление цезия происходило в первые 2 года. К концу 5-го года содержание обменного цезия в почве уменьшилось в 3 и более раз и вышло на стационарный уровень. Таким образом, со временем уменьшается содержание доступных для растений форм цезия-137 и снижается его поступление в растения. Подвижность и доступность стронция-90 практически не изменяется со временем, поэтому он находится в водорастворимой и обменной формах, которые хорошо доступны для корневого усвоения.

Среди почвенных характеристик наибольшее влияние оказывают гранулометрический и минералогический состав, агрохимические показатели почвы и режим увлажнения почвы. Гранулометрический состав влияет на сорбцию радионуклидов, которая зависит от степени дисперсности частиц. Чем больше в почве глинистых частиц, тем прочнее сорбция радионуклидов и тем меньше коэффициенты накопления радионуклидов растениями. На почвах тяжелого гранулометрического состава с высоким содержанием глин радионуклиды накапливаются в растениях в меньших количествах, чем на почвах легкого состава. Основное влияние на накопление радионуклидов оказывает илистая фракция, в состав которой входят глинистые минералы группы монтмориллонита, гидрослюд и слюд. В зависимости от типа почвы при одинаковой плотности загрязнения их Сs-137 и Sr-90 коэффициенты пропорциональности для этих радионуклидов могут различаться до 2-х и более раз. Например, Кп цезия-137 для картофеля на дерново-подзолистой песчаной почве составляет 0,08, а на дерново-подзолистой суглинистой – 0,03. Для стронция-90 коэффициенты пропорциональности на этих почвах составляют соответственно 0,33 и 0,17. Коэффициенты накопления радионуклидов на разных типах почв при одинаковой плотности поверхностной загрязненности могут различаться в 10–20 раз, а иногда до 100 раз. Цезий-137 менее доступен для растений, что связано с его необменной сорбцией в кристаллических решетках глинистых минералов. Коэффициенты накопления цезия-137 и стронция-90 на черноземных почвах соответственно в 20 и 10 раз ниже, чем на дерново-подзолистых почвах. Это связано с тем, что у черноземов богатый почвенно-поглощающий комплекс, насыщенный физической глиной, илом, гумусом и обменными катионами, что обеспечивает высокую емкость поглощения этой почвы и, следовательно, меньшее поступление радионуклидов в растения. На более тяжелых почвах Sr-90 накапливается в растениях в 5–10 раз интенсивнее, чем Сs-137. На Полесье преобладают супесчаные легкие дерново-подзолистые и торфяно-болотные почвы. Коэффициенты перехода цезия-137 в растения здесь в 4–5 раз выше, чем в других районах Беларуси. Накопление Сs-137 и Sr-90 в растениях одних и тех же культур здесь практически не отличаются, т.е. Кп цезия-137 примерно равны Кп стронция-90, потому что при дефиците глинистых минералов Cs-137 находится в этих почвах в водорастворимой и обменной форме Накопление радионуклидов на торфяно-болотных почвах зависит от окультуренности почвы, минерализации и состава золы почвы, толщины торфяного слоя, ботанического состава торфообразующих растений, кислотности почвенного раствора и наличия обменных катионов, влажности почвы, глубины залегания и минерализации грунтовых вод. Изучены закономерности накопления радионуклидов на торфяно-болотных почвах Брагинского и Хойникского массивов. Более высокая зольность почв, повышенное содержание карбонатов, минералов илистой фракции, а также более низкая влажность почвы Брагинского массива способствуют меньшему накоплению радионуклидов в растениях, чем на почвах Хойникского массива. С увеличением мощности торфяного слоя возрастает поступление цезия и стронция в растительность, т.к. снижается зольность почвы.

Особенности накопления радионуклидов растениями на разных типах почвы следует учитывать при производстве сельскохозяйственной продукции.

Доказано, что все агрохимические показатели почвы, способствующие повышению сорбции радионуклидов почвой, снижают их поступление в растения. Большинство агрохимических показателей почвы тесно связаны между собой, поэтому степень действия каждого отдельного свойства зависит от влияния всего комплекса. Наиболее существенное влияние на поступление Сs-137 в растения на дерново-подзолистых почвах оказывает содержание обменных катионов К + , Мg 2+ , Са 2+ и гумуса, которые определяют емкость катионного обмена и кислотность почвы. Установлена отрицательная зависимость между коэффициентом перехода в растения Сs-137 и содержанием в почве обменного калия (К 2 О). Обменный калий оказывает конкурентное влияние на поступление цезия-137, т.е. чем больше обменного калия в почве, тем меньше поступление цезия-137. Известно, что чем больше в ППК обменного калия, тем быстрее происходит закрепление цезия-137 в ППК и уменьшение его коэффициента перехода в растения. Коэффициент перехода цезия в растения при низком содержании обменного калия (К 2 О = 40-80 мг/кг почвы), может уменьшаться всего на 20-60%, а при высоком содержании К 2 О может снижаться до 70%. Насыщение дерново-подзолистой почвы обменным калием выше оптимального уровня (300 мг/кг почвы) не сопровождается снижением поступления цезия-137 в растения. Для торфяно-болотных почв оптимальный уровень содержания в почве обменного калия не должен превышать 1000 мг/кг почвы. Чем больше в почве обменного калия, тем меньше коэффициента накопления стронция-90. Однако эта зависимость менее выражена, чем для коэффициента накопления цезия-137.

Установлена отрицательная зависимость между содержанием обменного кальция, уровнем кислотности почвенного раствора и поступлением в растения стронция-90. Чем больше в почве обменного кальция и чем меньше кислотность почвенного раствора, тем меньше коэффициенты перехода стронция-90 в растения. Эта закономерность проявляется и при поступлении цезия-137 в растения, но связь менее сильная. По мере повышения содержания обменного кальция с 550 до 2000 мг СаО на кг почвы Кп Сs-137 и Sr-90 снижается в 1,5–2 раза. Изменение кислотности почвенного раствора от кислого интервала (рН = 4,5–5,0) к нейтральному (рН = 6,5–7,0) снижает переход стронция-90 в растения в 2-3 раза. Дальнейшее насыщение почвы свободными карбонатами кальция сдвигает рН в щелочной диапазон, однако это не сопровождается уменьшением коэффициента перехода. На карбонатных почвах коэффициент накопления стронция-90 снижается до 3-х раз, потому что происходит необменная фиксация Sr-90 с образованием карбонатных солей. На этих почвах Кп Сs-137 увеличивается до 4-х раз, т.к. здесь Сs-137 связывается водорастворимыми органическими соединениями, которые легко его освобождают в виде доступных ионов. Установлено, что чем больше насыщенность почвы обменными основаниями, тем меньше коэффициент перехода Сs-137 и Sr-90 в растения.

Торфяно-болотные почвы бедны по содержанию калия, кальция и магния. Как правило, это кислые почвы, поэтому Кп Сs-137 и Sr-90 на этих почвах в 5–20 раз больше, чем на дерново-подзолистых.

На переход цезия и стронция в растения оказывает влияние органическое вещество почвы. Гумусовые кислоты, особенно гуминовая кислота, образуют сложные комплексы с радионуклидами или гуматы, поэтому из органических комплексов доступность стронция снижается в 2–4 раза, а цезия – в 1,5 раза. Повышенная биологическая доступность радионуклидов на торфяно-болотных почвах связана со способностью органического вещества фиксировать ионы радионуклидов на поверхности органических коллоидов, поэтому не обеспечивается прочная сорбция радионуклидов и увеличивается их доступность растениями. Кроме этого на торфяно-болотных почвах повышена кислотность почвенного раствора, что обеспечивает хорошую растворимость солей радионуклидов и их доступность растениям.

Таким образом, показатели почвенного плодородия могут оказывать существенное влияние на накопление радионуклидов всеми сельскохозяйственными культурами. Установлено, что минимальный переход Cs-137 иSr-90 в растения наблюдается на почвах с оптимальными параметрами их агрохимических характеристик.

Большое влияние на накопление радионуклидов растениями оказывает режим увлажнения почв. Сведения по влиянию влажности почвы на поступление радионуклидов в растения неоднозначны. Известно, что количество катионов цезия и стронция, вытесняемых из почвы в раствор, возрастает с увеличением влажности. Это связано со сложным характером взаимовлияния влажности, свойств почвы и биологических особенностей растений на процессы миграции радионуклидов в цепи почва–растения. С увеличением влажности почвы возрастает доля водорастворимого и обменного Sr-90 и доля обменного Сs-137, поэтому возрастают коэффициенты перехода и содержание этих радионуклидов в растительности. Установлено, что переход радиоцезия в многолетние травы повышается в 10-27 раз на гидроморфных дерново-глеевых и дерново-подзолисто-глеевых почвах по сравнению с автоморфными и временно-избыточно увлажняемыми разновидностями этих почв.

На накопление радионуклидов растениями оказывают влияние различные биологические особенности растений, среди которых выделяют эволюционное происхождение растений или филогенез. Растения, имеющие раннее происхождение, накапливают больше радионуклидов, чем растения, возникшие в поздние периоды. По накоплению радионуклидов отделы флоры располагаются в следующем убывающем порядке: лишайники > мхи > папоротники > голосеменные > покрытосеменные. Различия по накоплению радионуклидов выявлены в пределах классов, семейств и видов. Межвидовые различия могут достигать до 5–100 и более раз. Содержание цезия-137 в расчете на сухое вещество отдельных культур может различаться до 50 раз, а накопление стронция-90 - до 30 раз при одинаковой плотности загрязнения почвы. Сортовые различия в накоплении радионуклидов значительно меньше (до 1,5–3 раз), но их также необходимо учитывать при подборе культур для возделывания в условиях радиоактивного загрязнения. По накоплению радионуклидов в товарной части культуры располагаются в следующем убывающем порядке: корнеплоды, бобовые, картофель, крупяные, зерновые и овощные культуры. По накоплению стронция-90 выделяют сильнонакапливающие культуры (бобовые), средненакапливающие культуры (крупяные) и слабонакапливающие культуры (зерновые). Бобовые культуры накапливают радионуклиды в 2-10 раз больше, чем зерновые. Известно, что сорта интенсивного типа для формирования урожая требуют много калия. При дефиците калия в почве его недостаток может восполняться за счет цезия. Установлено, что озимые зерновые культуры и раннеспелые яровые культуры накапливают меньше радионуклидов, потому что они формируют высокую урожайность растительной массы, на которую распределяются поступившие в растение радионуклиды, т.е. происходит биологическое разбавление радионуклидов.

Высокие коэффициенты накопления радионуклидов у многолетних трав естественных фитоценозов, видовой состав которых зависит от типа и влажности почвы, при этом видовые различия в пределах одной экосистемы достигают 15-30 раз. Осоковые и осоко-злаковые ценозы, произрастающие на постоянно переувлажненных почвах, накапливают цезий-137 в 100 и более раз больше, чем злаковые ценозы. Высокие коэффициенты накопления характерны для разнотравья всех фитоценозов.

Накопление радионуклидов зависит от типа минерального питания, т.е. от потребности культур в калии, кальции и других элементах питания. Калиелюбивые культуры (свекла, картофель, овес, капуста) накапливают больше цезия, а кальциелюбивые культуры (люпин, люцерна, клевер, горох) накапливают больше стронция.

Значительное влияние на накопление радионуклидов оказывает онтогенез или фаза развития растений. Максимальное накопление наблюдается в ранних фазах развития, когда происходит интенсивный рост, сопровождающийся активным всасыванием питательных веществ, радионуклидов и переносом их в наземные органы. Например, у зерновых культур максимальное накопление в наземной массе происходит в фазе кущения и в фазе выход в трубку. В фазах молочной и восковой спелости происходит отток питательных веществ и радионуклидов из листьев в зерно, где содержание цезия может возрастать до 4-х раз.

В органах растений радионуклиды распределяются неравномерно. Известно, что 90–99% рутения, церия и кобальта концентрируется в корнях. Концентрация цезия и стронция в корнях может составлять 20–40%, а 60–80% этих радионуклидов поступает в наземные органы, где они распределяются неравномерно. Около 80% радионуклидов оседает в листьях и стеблях. Наименьшая концентрация радионуклидов отмечается в генеративных органах, т.е. в семенах, при максимальном накоплении в оболочках, кроющих чешуях, створках бобов и стручков. В корнеплодах высокое накопление радионуклидов в головке, в кожице и в сердцевине. В клубнях картофеля максимальное накопление в кожуре. Следует отметить, что при одинаковой плотности загрязнения почвы в картофеле содержание цезия-137 и стронция-90 значительно ниже, чем в корнеплодах. Это связано с тем, что клубень – это видоизмененный побег, в который питательные вещества и радионуклиды поступают из наземных органов. Корнеплод – это видоизмененный корень, активно поглощающий и накапливающий радионуклиды.

Накопление радионуклидов зависит от места расположения, типа и мощности корневой системы. Растения с мочковатой и корневищной корневой системой, расположенной в верхних слоях почвы, накапливают больше радионуклидов, чем растения со стержневой системой, которая проникает в более глубокие и «чистые» почвенные горизонты.

Из климатических условий наибольшее влияние на поступление радионуклидов оказывают годовое количество осадков, их распределение по месяцам и сумма положительных температур. Максимальное поступление радионуклидов наблюдается при оптимальной температуре и оптимальной влажности, которые обеспечивают интенсивный рост и развитие растений.

Кроме свойств радионуклидов, почвенных характеристик и биологических особенностей растений на накопление радионуклидов значительное влияние оказывает технология возделывания культур, т.е. система обработки почвы, внесение извести, минеральных и органических удобрений.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

1.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

1.4 Пути миграции радионуклидов в окружающей среде

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Глава 2 Особенности аккумуляции радионуклидов различными фитоценозами

2.1 Аккумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозов

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

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

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

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

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

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

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

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

Таблица 1 Коэффициенты накопления радионуклидов из почвы различными из древесными породами

исследования

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

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

исследования

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

2.2 Особенности накопления радионуклидов растениями живого

напочвенного покрова в дубравах

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Растение	Радионуклид


Вейник наземный
Майник двулистный
Ландыш майский
Плаун годичный
Буквица лекарственная

Овсяница овечья
Вейник наземный

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

2.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы

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

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

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

Опыты закладывались по следующим схемам.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

2.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радионуклидов

на жизнедеятельность растений

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

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

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

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

Потеря геотропической чувствительности.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Заключение

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

1 с.е. = 37 мБк 90 8г/г Са.

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

КД = с.е. в растении / с.е. в почве.

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

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

Таблица 5.15

Средняя величина коэффициента дискриминации (КД)

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

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

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

Таблица 5.16

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

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

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

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

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

> кукуруза;

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

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

Таблица 5.17

(полевой опыт с постоянным уровнем загрязнения почвы)

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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.

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

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

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

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

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

Особенности аккумуляции радионуклидов растительностью. Стронций в растениях Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы

Читайте также

7.3. Поступление радионуклидов в растения

1.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях

1.4 Пути миграции радионуклидов в окружающей среде

2.1 Аккумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозов

2.2 Особенности накопления радионуклидов растениями живого

напочвенного покрова в дубравах

2.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы

2.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радионуклидов

на жизнедеятельность растений