Osobliwości akumulacji radionuklidów przez roślinność. Stront w roślinach Migracja radionuklidów w zasianych trawach łąkowych
Przeczytaj także
7.3. Wnikanie radionuklidów do roślin
Wiadomo, że rośliny mogą gromadzić, nie uszkadzając ich i nie zmniejszając plonów, takiej ilości radionuklidów, przy której produkcja roślinna staje się nieprzydatna do wykorzystania. Radionuklidy mogą wnikać do roślin przez narządy wegetatywne – powietrzną drogę wnikania oraz przez system korzeniowy – korzeniową drogę wnikania. Pobranie z powietrza ma największe znaczenie w przypadku skażenia radioaktywnego powietrza bezpośrednio po zdarzeniu radiacyjnym. Kiedy radionuklidy dostają się do gleby, dominuje korzeniowa droga wnikania.
Podczas zanieczyszczenia powietrza aerozole radioaktywne, roztopione cząstki gleby krzemianowej i węglanowej, cząstki paliwa oraz wysoce radioaktywne cząstki „gorące” będące częścią opadu „suchego” i „mokrego” osadzają się na organach naziemnych roślin. Opad radioaktywny odkładający się na roślinach jest słabo utrwalony w narządach lądowych, ponieważ jednocześnie z osadzaniem dochodzi do strat radioaktywności w polu. Stopień retencji opadu promieniotwórczego przez roślinność szacuje się wartością retencji pierwotnej, która jest wyrażona jako stosunek liczby cząstek promieniotwórczych zdeponowanych na roślinach do całkowitej liczby cząstek promieniotwórczych zdeponowanych na danym obszarze.
Retencja pierwotna i następujące po niej procesy utraty promieniotwórczości zależą od wielu czynników, w tym od wielkości cząstek i rodzaju opadu, powierzchni retencji i gęstości roślinności, morfologii roślin i rodzaju ziela, plonów masy gruntowej, warunków meteorologicznych podczas i po opadach promieniotwórczych itp.
Maksymalna utrata radioaktywności przy wietrznej i deszczowej pogodzie. Małe cząstki i formy rozpuszczalne w wodzie są utrwalane 4-7 razy mocniej niż duże i stałe cząstki nierozpuszczalne. Straty radioaktywności przez rośliny spowodowane wszystkimi czynnikami z wyjątkiem rozpadu radioaktywnego nazywane są stratami radioaktywności w polu. Tempo usuwania substancji promieniotwórczych z pokrywy roślinnej charakteryzuje okres połowicznej utraty, tj. czas, w którym 50% aktywności zostaje zmyte przez deszcz i wywiewane przez wiatr. Maksymalna utrata radioaktywności następuje w ciągu pierwszych 2-3 dni, a już po 7 dniach spada o 70-90%. Straty utrwalonych radionuklidów nie zależą w dużym stopniu od warunków pogodowych i są determinowane przez właściwości radionuklidów i cechy biologiczne roślin. Okres połowicznej utraty dla słabo związanej frakcji jodu-131 wynosi 14 dni, dla cezu-137 - 14 dni, dla strontu-90 - 5 dni, a dla silnie związanej frakcji tych radionuklidów - 27, 90 i 70 dni , odpowiednio
Na powierzchni liści radionuklidy mogą być w stanie wolnym lub zaadsorbowanym. Sorpcja zależy od temperatury i wilgotności powietrza i liści, morfologii liści, składu soli i kwasowości opadów, rodzaju radionuklidu i jego postaci.
Głównymi mechanizmami pobierania radionuklidów z powietrza są reakcje jonowymienne i dyfuzja. Formy rozpuszczalne w wodzie wchodzą z wodą przez cytoplazmę do komórek tkanki głównej, przez ściany komórkowe i przestrzenie międzykomórkowe, przez komórki znajdujące się nad powierzchnią żył, przez szparki. Im grubszy naskórek, tym słabsze reakcje dyfuzji i wymiany jonowej. Wejście przez aparaty szparkowe jest wzmacniane przez ekspozycję na światło, gdy otwierają się one podczas oddychania. Na roślinności naturalnych wenoz łąkowych radionuklidy są zatrzymywane w dolnej części roślin oraz w górnej warstwie darni. Tutaj dochodzi do dodatkowego dopływu radionuklidów przez podstawę łodygi i przez korzenie powierzchniowe, więc roślinność naturalnych łąk jest bardziej zanieczyszczona radionuklidami niż roślinność gruntów uprawnych.
Po przeniknięciu do liści część radionuklidów pozostaje w liściach, a część jest przenoszona przez całą roślinę i zagęszczana w innych narządach. Przemieszczanie radionuklidów przez roślinę zależy od właściwości fizykochemicznych radionuklidów oraz, w mniejszym stopniu, od cech biologicznych roślin. Przez roślinę najaktywniej porusza się radiocez, który jest analogiem potasu, natomiast stront, ruten i cer są skoncentrowane w liściach w niewielkich ilościach. Przenoszenie tych radionuklidów z liści do narządów generatywnych jest dziesięciokrotnie mniejsze niż w przypadku cezu.
Radionuklidy osadzone na glebie w ramach różnych opadów mogą być unoszone przez wiatr lub deszcz i osadzane na roślinności. Zjawisko to nazywane jest wtórnym skażeniem promieniotwórczym roślin, którego intensywność szacuje się wartością współczynnika ssania wiatru, definiowanego jako stosunek stężenia radionuklidu w powietrzu na wysokości 1 m do gęstości skażenia powierzchniowego gleby. Jego wartość zależy głównie od właściwości atmosfery (gęstość, turbulencja, temperatura, ciśnienie, wilgotność, prędkość ruchu powietrza nad powierzchnią gruntu), od właściwości gruntu (skład granulometryczny i mineralogiczny, wilgotność, gęstość, struktura), na działalność gospodarczą człowieka (uprawa roli, wypas zwierząt, ruch kołowy), a także na topografię i rodzaj roślinności. Wtórne zanieczyszczenie roślinności występuje podczas burz piaskowych, wypalania torfowisk, lasów i spalania resztek pożniwnych.
Oprócz transportu wiatrowego, wtórne zanieczyszczenia mogą być powodowane przez rozpryskiwanie błota na dolnych partiach roślin podczas ulewnych deszczy. Maksymalna wysokość podnoszenia cząstek z ziemi wynosi ok. 40 cm, dlatego zanieczyszczenie takie jest największe dla gatunków roślin niskorosnących. Udział wtórnego zanieczyszczenia w całkowitym zanieczyszczeniu może wynosić 30% lub więcej. Znaczne wtórne skażenie części handlowej upraw warzyw i liści radionuklidami występuje podczas formowania i wzrostu owoców i liści, zbóż - w fazie kłoszenia, kwitnienia i dojrzałości mlecznej. Ziarno roślin strączkowych i kapustnych, kukurydza praktycznie nie jest zanieczyszczone, ponieważ jest chronione przez fasolę, strąki i liście, a także bulwy i rośliny okopowe, chronione przez glebę.
Mechanizm asymilacji radionuklidów przez korzenie roślin jest podobny do asymilacji niezbędnych składników odżywczych. Głównymi mechanizmami asymilacji radionuklidów są reakcje jonowymienne i dyfuzja. Główna różnica polega na tym, że radionuklidy znajdują się w glebie w wyjątkowo niskich stężeniach, podczas gdy składniki odżywcze są w wyższych stężeniach. Główna ilość radionuklidów jest ekstrahowana przez korzenie z roztworu glebowego, a także z kompleksu absorbującego glebę, z cząsteczkami, których włośniki lub strefa absorpcji korzenia są w bliskim kontakcie. Wchłanianie jonów przez korzenie i ich przemieszczanie w górę rośliny przebiega w trzech etapach. W pierwszym etapie jony są adsorbowane przez błony absorbujących komórek korzenia. Adsorpcja jest wymienna i niewymienna. Jony wymiany roślin to H + i CO 3 2-, które powstają podczas dysocjacji dwutlenku węgla uwalnianego podczas oddychania. Jon H + z cytoplazmy przechodzi przez błonę z wydzielinami korzeni i wchodzi w wymianę głównie z jednowartościowymi jonami roztworu glebowego i cząstek, w których mogą znajdować się radionuklidy. W wyniku tej wymiany jony radionuklidowe dostają się do cytoplazmy komórek włosków korzenia. Mechanizm wnikania cezu-137 i strontu-90 do systemu korzeniowego roślin nie jest do końca poznany. W pierwszym etapie asymilacji radionuklidów ważną rolę odgrywa zdolność korzeni kationowymiennych; zawartość kationów wymiennych, która zależy od zawartości substancji pektynowych i białkowych w błonie komórkowej korzenia. Gatunki roślin o dużej pojemności kationowymiennej korzeni pobierają więcej kationów wapnia z roztworu glebowego niż kationów innych pierwiastków jednowartościowych. Pojemność kationowymienna korzeni w zbożach wynosi 10–23 meq/100 g suchych korzeni, w roślinach strączkowych 40–60 meq/100 g suchych korzeni. To może tłumaczyć zwiększoną zdolność roślin strączkowych do gromadzenia wapnia i jego chemicznego analogu strontu. Istnieje bezpośredni związek między szybkością podaży cezu-137 a wartością pojemności kationowymiennej korzeni. Na przykład, gdy do roztworu badanego doda się jony potasu i wapnia, pojemność kationowymienna ścian komórkowych może wzrosnąć w wyniku jej wysycenia tymi kationami, a więc adsorpcja jonów cezu i strontu na ścianach komórkowych praktycznie nie zachodzi. Przy wysokim stężeniu potasu w roztworze jony potasu przedostają się głównie przez kanały potasowe, dlatego znacznie zmniejsza się podaż cezu, tj. cez jest dyskryminowany w stosunku do potasu. We wszystkich uprawach niedobór potasu wymiennego w glebie prowadzi do wzrostu współczynnika akumulacji cezu w jęczmieniu do 20 razy, w żyto do 30 razy, a pszenicy do 40 razy. Kiedy wchodzi stront, praktycznie nie ma dyskryminacji przez wapń. Wiadomo, że niedobór jonów potasu w roztworze zwiększa również wnikanie strontu do korzeni. Cez wnika do korzeni roślin bardziej niż stront. Ustalono, że jony pierwiastków stabilnych i radioaktywnych mogą reagować ze składnikami błon, tworząc różne związki. W stanie związanym, w składzie tych związków, które nazywane są substancjami nośnikowymi, jony wchodzą do cytoplazmy, gdzie kompleks rozkłada się z utworzeniem jonu i substancji nośnikowej. Jon migruje dalej wzdłuż rośliny i bierze udział w metabolizmie. Substancja nośnikowa powraca ponownie do membrany i przyłącza nowy jon. W drugim etapie jony wnikają do tkanek przewodzących, tj. tracheidy i naczynia ksylemu. W trzecim etapie następuje ruch w górę jonów przez naczynia ksylemu z sokiem ksylemu do komórek i tkanek narządów lądowych. Skład soku z ksylemu obejmuje wodę, substancje organiczne i nieorganiczne, składniki odżywcze i inne związki. Sok ksylemu jest transportowany przez roślinę poprzez nacisk korzeni i transpirację. Podczas transpiracji woda odparowuje, a wszystkie substancje, w tym radionuklidy, pozostają w komórkach i tkankach narządów lądowych. Szybkość przemieszczania się radionuklidów przez roślinę zależy od intensywności transpiracji. Przy upalnej i suchej pogodzie wzrasta transpiracja, więc zawartość radionuklidów w lądowej części roślin może wzrosnąć. Wymiana jonów między ścianą komórkową włośnika a cząsteczkami gleby jest trudniejsza niż wymiana jonów z roztworu glebowego. Przy niskim stężeniu radionuklidów w glebie przedostają się do roślin w wyniku reakcji jonowymiennych. Przy wysokim stężeniu radionuklidów w glebie głównym mechanizmem wnikania jest dyfuzja, więc wnikanie radionuklidów może znacznie wzrosnąć.
Z korzeni cez, jako pierwiastek jednowartościowy, jest wydalany szybciej niż stront, który może wiązać się w korzeniach w trudne do przemieszczania formy. W związku z tym radionuklidy są rozmieszczone nierównomiernie w organach roślinnych. Główna ilość radionuklidów jest skoncentrowana w korzeniach. Dystrybucja w organach lądowych roślin jest nierównomierna. Na przykład w dojrzałych roślinach fasoli Sr-90 rozkłada się następująco: w liściach 53-68%, łodygach 15-28%, łuskach fasoli 12-25% i ziarnie 7-14%.
Do oceny pobierania radionuklidów z gleby do roślin stosuje się różne wskaźniki. Najczęściej stosowane czynniki przejścia (Kp), a także czynniki akumulacji lub czynniki koncentracji (Kn). Współczynnik transferu to stosunek zawartości radionuklidów w masie roślin do aktywności powierzchniowej gleby, współczynnik akumulacji to stosunek zawartości radionuklidów w masie roślin do zawartości radionuklidów w glebie. Współczynnik akumulacji przez różne kultury Sr-90 waha się od 0,02 do 12, Cs-137 - od 0,02 do 1,1.
Czasami stosuje się współczynnik absorpcji biologicznej, który pokazuje stosunek stężenia radionuklidu w popiołach roślinnych do stężenia radionuklidu w glebie. Szybkość migracji radionuklidów w łańcuchu gleba–roślina zależy od zawartości ich nośników izotopowych i nieizotopowych. Stężenie nośników nieizotopowych w glebie jest znacznie wyższe niż izotopowych. Do oceny przenoszenia pierwiastka promieniotwórczego względem jego stabilnego nośnika w łańcuchach radioekologicznych stosuje się współczynnik dyskryminacji, który pokazuje zmianę stosunku radionuklidu do jego chemicznego analogu podczas migracji przez łańcuchy biologiczne, który określa wzór:
gdzie C to stężenie cezu-137 lub potasu w glebie i roślinie.
Rozróżnianie cezu ze względu na potas jest najbardziej znaczące w łańcuchu gleba–roślina, a rozróżnianie strontu ze względu na wapń jest najbardziej znaczące w łańcuchu pasza–zwierzę.
Wielkość akumulacji radionuklidów zależy od następujących głównych wskaźników: 1) właściwości radionuklidów i form ich obecności w glebie; 2) parametry fizykochemiczne gleby; 3) cechy biologiczne roślin; 4) rolnicze techniki uprawy; 5) warunki pogodowe i klimatyczne.
Pobór i rozmieszczenie radionuklidów w całej roślinie determinowane jest ich właściwościami i udziałem w procesach metabolicznych. Jony radionuklidów jednowartościowych są absorbowane z roztworu wodnego intensywniej niż jony radionuklidów dwuwartościowych i trójwartościowych. Wiadomo, że 60 Co, 106 Ru i 144 Ce są absorbowane 10 razy mniej niż cez i stront. Z cząstek gleby jony jednowartościowe są wchłaniane w niewielkim stopniu, ponieważ są mocniej związane. Przy dostarczaniu z roztworu wodnego współczynnik akumulacji Cs-137 jest znacznie wyższy niż Sr-90. Przy dostarczaniu z kompleksu absorbującego glebę współczynnik akumulacji cezu-137 jest znacznie mniejszy niż strontu-90. Wynika to z silniejszej sorpcji cezu-137 przez mineralną część kompleksu glebochłonnego. Jony o niskiej wartościowości są przenoszone do części naziemnej roślin aktywniej iw większych ilościach niż jony o wysokiej wartościowości, które są skoncentrowane w korzeniach do 90-99%. Spośród cezu-137 i strontu-90, które dostały się do korzeni, 20-40% pozostaje w korzeniach, a 60-80% jest przenoszone do narządów naziemnych, gdzie są nierównomiernie rozmieszczone. Stwierdzono podobieństwo w wchłanianiu i promowaniu przez roślinę cezu-137 i potasu, strontu-90 i wapnia, a także cezu promieniotwórczego i stabilnego cezu, radiostrontu i stabilnego strontu. Różnica wynika z różnych form radionuklidów w glebie. Większość radionuklidów o indukowanej aktywności to ważne biologicznie pierwiastki śladowe, które gromadzą się głównie w korzeniach, z wyjątkiem 65 Zn i 54 Mn, które gromadzą się w części naziemnej i narządach rozrodczych, gdzie Kn w kulturach zmienia się do 10 razy. Radionuklidy transuranu mają bardzo niskie współczynniki akumulacji (n · 10 -2 - 10 -10), ponieważ mają ograniczony dostęp do korzeni i przenoszą się z nich do organów wegetatywnych. Akumulacja maleje w seriach: neptun > ameryk > kiur > pluton.
Pobór radionuklidów zależy od czasu i form obecności w glebie, od stężenia form przyswajalnych w warstwie korzeniowej. Po awarii w elektrowni jądrowej w Czarnobylu najintensywniejszy dopływ cezu nastąpił w ciągu pierwszych 2 lat. Do końca 5 roku zawartość wymiennego cezu w glebie zmniejszyła się 3 lub więcej razy i osiągnęła poziom stacjonarny. W ten sposób z biegiem czasu zmniejsza się zawartość dostępnych dla roślin form cezu-137 i zmniejsza się jego przenikanie do roślin. Mobilność i dostępność strontu-90 praktycznie nie zmienia się w czasie, dlatego występuje on w postaciach rozpuszczalnych w wodzie i wymiennych, które są dobrze przyswajalne dla korzeni.
Wśród cech gleby największy wpływ ma skład granulometryczny i mineralogiczny, parametry agrochemiczne gleby oraz reżim wilgotności gleby. Skład granulometryczny wpływa na sorpcję radionuklidów, która zależy od stopnia rozproszenia cząstek. Im więcej cząstek gliny w glebie, tym silniejsza sorpcja radionuklidów i niższe współczynniki akumulacji radionuklidów przez rośliny. Na glebach o ciężkim składzie granulometrycznym z dużą zawartością glin radionuklidy gromadzą się w roślinach w mniejszych ilościach niż na glebach o lekkim składzie. Główny wpływ na akumulację radionuklidów ma frakcja pylasta, w skład której wchodzą minerały ilaste z grupy montmorylonitów, hydromiki i łyszczyki. W zależności od rodzaju gleby, przy tej samej gęstości zanieczyszczenia Cs-137 i Sr-90, współczynniki proporcjonalności dla tych radionuklidów mogą różnić się do 2 lub więcej razy. Na przykład Cp cezu-137 dla ziemniaków na glebie zadarno-bielicowej wynosi 0,08, a na glebie zadarno-bielicowej wynosi 0,03. Dla strontu-90 współczynniki proporcjonalności na tych glebach wynoszą odpowiednio 0,33 i 0,17. Współczynniki akumulacji radionuklidów na różnych rodzajach gleb o tej samej gęstości zanieczyszczenia powierzchni mogą różnić się od 10 do 20 razy, a czasem nawet do 100 razy. Cez-137 jest mniej dostępny dla roślin ze względu na jego bezwymienną sorpcję w sieciach krystalicznych minerałów ilastych. Współczynniki akumulacji cezu-137 i strontu-90 na glebach czarnoziemów są odpowiednio 20 i 10 razy niższe niż na glebach bielicowych. Wynika to z faktu, że czarnoziemy posiadają bogaty kompleks glebochłonny nasycony gliną fizyczną, mułem, próchnicą i kationami wymiennymi, co zapewnia wysoką chłonność tej gleby, a co za tym idzie mniejsze pobieranie radionuklidów do roślin. Na cięższych glebach Sr-90 akumuluje się w roślinach 5–10 razy intensywniej niż Cs-137. Na Polesiu przeważają gleby piaszczysto-gliniaste lekkie darniowo-bielicowe i torfowiskowe. Współczynniki konwersji cezu-137 na rośliny są tu 4–5 razy wyższe niż w innych regionach Białorusi. Akumulacja Cs-137 i Sr-90 w roślinach tych samych upraw praktycznie nie różni się tutaj; Cs cezu-137 są w przybliżeniu równe Cs strontu-90, ponieważ przy niedoborach minerałów ilastych Cs-137 występuje w tych glebach w postaci rozpuszczalnej w wodzie i wymienialnej., skład botaniczny roślin torfotwórczych, kwasowość roztworu glebowego i obecności kationów wymiennych, wilgotności gleby, głębokości i mineralizacji wód gruntowych. Zbadano wzorce akumulacji radionuklidów na glebach torfowiskowych masywów Bragin i Khoiniki. Większa zawartość popiołu w glebach, zwiększona zawartość węglanów, składników mineralnych frakcji ilastej, a także mniejsza wilgotność gleby masywu Bragina przyczyniają się do mniejszej akumulacji radionuklidów w roślinach niż w glebach masywu Choiniki . Wraz ze wzrostem grubości warstwy torfu zwiększa się przepływ cezu i strontu do roślinności, ponieważ. zmniejsza się zawartość popiołu w glebie.
W produkcji produktów rolnych należy uwzględnić cechy akumulacji radionuklidów przez rośliny na różnych rodzajach gleby.
Udowodniono, że wszystkie wskaźniki agrochemiczne gleby, które zwiększają sorpcję radionuklidów przez glebę, ograniczają ich przenikanie do roślin. Większość wskaźników agrochemicznych gleby jest ściśle powiązana, więc stopień działania każdej indywidualnej właściwości zależy od wpływu całego kompleksu. Najistotniejszy wpływ na zaopatrzenie roślin w Cs-137 na glebach bielicowych ma zawartość kationów wymiennych K + , Mg 2+ , Ca 2+ i próchnicy, które decydują o zdolności do wymiany kationów i kwasowości gleby. Stwierdzono ujemną zależność między współczynnikiem przejścia Cs-137 w rośliny a zawartością potasu wymiennego (K 2 O) w glebie. Potas wymienny ma konkurencyjny wpływ na spożycie cezu-137, tj. im bardziej wymienny potas w glebie, tym mniejsze spożycie cezu-137. Wiadomo, że im bardziej wymienny potas w PPC, tym szybsze wiązanie cezu-137 w PPC i spadek jego współczynnika przenikania do roślin. Współczynnik przejścia cezu w rośliny przy niskiej zawartości potasu wymiennego (K 2 O = 40-80 mg/kg gleby) może spaść tylko o 20-60%, a przy wysokiej zawartości K 2 O może się zmniejszyć do 70%. Przesyceniu gleby bielicowo-bielicowej potasem wymiennym powyżej optymalnego poziomu (300 mg/kg gleby) nie towarzyszy zmniejszenie podaży cezu-137 do roślin. Dla gleb torfowiskowych optymalny poziom potasu wymiennego w glebie nie powinien przekraczać 1000 mg/kg gleby. Im bardziej wymienny potas w glebie, tym niższy współczynnik akumulacji strontu-90. Zależność ta jest jednak mniej wyraźna niż w przypadku współczynnika akumulacji cezu-137.
Stwierdzono ujemną zależność między zawartością wapnia wymiennego a poziomem kwasowości roztworu glebowego i pobieraniem strontu-90 przez rośliny. Im bardziej wymienny wapń w glebie i im niższa kwasowość roztworu glebowego, tym niższe współczynniki konwersji strontu-90 w rośliny. Ten wzór pojawia się również, gdy cez-137 wchodzi do roślin, ale związek jest słabszy. Wraz ze wzrostem zawartości wapnia wymiennego z 550 do 2000 mg CaO na kg gleby, Kp Cs-137 i Sr-90 zmniejsza się 1,5–2 razy. Zmiana kwasowości roztworu glebowego z zakresu kwaśnego (p = 4,5–5,0) na obojętną (p = 6,5–7,0) zmniejsza transfer strontu-90 do roślin 2-3 razy. Dalsze nasycanie gleby wolnymi węglanami wapnia powoduje przesunięcie pH do zakresu alkalicznego, ale nie towarzyszy temu spadek współczynnika przejścia. Na glebach węglanowych współczynnik akumulacji strontu-90 zmniejsza się do 3 razy, ponieważ bezwymienne wiązanie Sr-90 następuje wraz z tworzeniem się soli węglanowych. Na tych glebach Kp Cs-137 wzrasta do 4 razy, ponieważ. tutaj Cs-137 jest związany rozpuszczalnymi w wodzie związkami organicznymi, które łatwo uwalniają go w postaci dostępnych jonów. Ustalono, że im większe nasycenie gleby wymiennymi podłożami, tym niższy współczynnik przejścia Cs-137 i Sr-90 w rośliny.
Gleby torfowiskowe są ubogie w potas, wapń i magnez. Z reguły są to gleby kwaśne, dlatego Cs-137 i Sr-90 Kp na tych glebach jest 5–20 razy wyższy niż na glebach bielicowych.
Materia organiczna gleby wpływa na przemianę cezu i strontu w rośliny. Kwasy huminowe, zwłaszcza kwas huminowy, tworzą złożone kompleksy z radionuklidami lub humianami, dlatego dostępność kompleksów organicznych dla strontu zmniejsza się 2–4 razy, a dla cezu 1,5 razy. Zwiększona dostępność biologiczna radionuklidów na glebach torfowiskowych związana jest ze zdolnością materii organicznej do wiązania jonów radionuklidowych na powierzchni koloidów organicznych, dlatego nie jest zapewniona stabilna sorpcja radionuklidów i wzrasta ich dostępność przez rośliny. Ponadto na glebach torfowiskowych wzrasta kwasowość roztworu glebowego, co zapewnia dobrą rozpuszczalność soli radionuklidowych i ich dostępność dla roślin.
Zatem wskaźniki żyzności gleby mogą mieć istotny wpływ na akumulację radionuklidów przez wszystkie rośliny uprawne. Stwierdzono, że minimalne przejście Cs-137 i Sr-90 w rośliny obserwuje się na glebach o optymalnych parametrach ich cech agrochemicznych.
Reżim wilgotności gleby ma duży wpływ na akumulację radionuklidów przez rośliny. Informacje dotyczące wpływu wilgotności gleby na pobieranie radionuklidów przez rośliny są niejednoznaczne. Wiadomo, że wraz ze wzrostem wilgotności wzrasta ilość kationów cezu i strontu wypieranych z gleby do roztworu. Wynika to ze złożonego charakteru wzajemnego oddziaływania wilgoci, właściwości gleby i cech biologicznych roślin na procesy migracji radionuklidów w łańcuchu gleba–roślina. Wraz ze wzrostem wilgotności gleby wzrasta udział rozpuszczalnego w wodzie i wymiennego Sr-90 oraz udział wymiennego Cs-137, a zatem wzrastają współczynniki przejścia i zawartość tych radionuklidów w roślinności. Stwierdzono, że na glebach hydromorficznych sodowo-bielicowych i sodowo-bielicowo-glejowych przenoszenie radiocezu do traw wieloletnich wzrasta 10-27-krotnie w porównaniu z automorficznymi i przejściowo nadmiernie nawilżonymi odmianami tych gleb.
Na akumulację radionuklidów przez rośliny wpływają różne cechy biologiczne roślin, wśród których wyróżnia się ewolucyjne pochodzenie roślin lub filogenezę. Rośliny wczesnego pochodzenia akumulują więcej radionuklidów niż rośliny późnych okresów. Zgodnie z akumulacją radionuklidów, podziały flory ułożone są w kolejności malejącej: porosty > mchy > paprocie > nagonasienne > okrytozalążkowe. Różnice w akumulacji radionuklidów ujawniono w obrębie klas, rodzin i gatunków. Różnice międzygatunkowe mogą sięgać nawet 5–100 lub więcej razy. Zawartość cezu-137 w przeliczeniu na suchą masę poszczególnych upraw może wahać się do 50 razy, a nagromadzenie strontu-90 - do 30 razy przy tej samej gęstości zanieczyszczenia gleby. Różnice odmianowe w akumulacji radionuklidów są znacznie mniejsze (nawet 1,5–3 razy), ale należy je również brać pod uwagę przy doborze roślin uprawnych w warunkach skażenia radioaktywnego. W zależności od akumulacji radionuklidów w handlowej części uprawy są one ułożone w następującej kolejności malejącej: rośliny okopowe, rośliny strączkowe, ziemniaki, zboża, zboża i warzywa. W zależności od akumulacji strontu-90 wyróżnia się rośliny silnie gromadzące (rośliny strączkowe), średnio gromadzące (zboża) i słabo gromadzące (zboża). Rośliny strączkowe gromadzą radionuklidy 2-10 razy więcej niż zboża. Wiadomo, że odmiany o intensywnym typie do formowania plonu wymagają dużej ilości potasu. Przy niedoborze potasu w glebie jego niedobór można uzupełnić cezem. Ustalono, że zboża ozime i wczesnowiosenne akumulują mniej radionuklidów, ponieważ tworzą one wysoki plon masy roślinnej, do której rozprowadzane są wchodzące do rośliny radionuklidy, tj. następuje biologiczne rozcieńczenie radionuklidów.
Wysokie współczynniki akumulacji radionuklidów w wieloletnich trawach naturalnych fitocenoz, których skład gatunkowy zależy od rodzaju i wilgotności gleby, a różnice gatunkowe w obrębie jednego ekosystemu sięgają 15-30 razy. Cenozy turzycowe i turzycowo-trawiaste, rosnące na stale podmokłych glebach, gromadzą cez-137 100 lub więcej razy niż cenozy zbożowe. Wysokie współczynniki akumulacji są charakterystyczne dla ziół wszystkich fitocenoz.
Akumulacja radionuklidów zależy od rodzaju odżywiania mineralnego, tj. z zapotrzebowania upraw na potas, wapń i inne składniki odżywcze. Rośliny kochające potas (buraki, ziemniaki, owies, kapusta) gromadzą więcej cezu, a rośliny kochające wapń (łubin, lucerna, koniczyna, groch) gromadzą więcej strontu.
Istotny wpływ na akumulację radionuklidów ma ontogeneza lub faza rozwoju roślin. Maksymalną akumulację obserwuje się we wczesnych fazach rozwoju, kiedy następuje intensywny wzrost, któremu towarzyszy aktywne wchłanianie składników odżywczych, radionuklidów i ich przenoszenie do narządów lądowych. Np. w uprawach zbożowych maksymalna akumulacja w masie gruntowej występuje w fazie krzewienia oraz w fazie rozruchu. W fazach dojrzałości mleka i wosku następuje odpływ substancji odżywczych i radionuklidów z liści do ziarna, gdzie zawartość cezu może wzrosnąć nawet 4-krotnie.
Radionuklidy są nierównomiernie rozmieszczone w organach roślin. Wiadomo, że w korzeniach koncentruje się 90-99% rutenu, ceru i kobaltu. Stężenie cezu i strontu w korzeniach może wynosić 20-40%, a 60-80% tych radionuklidów przedostaje się do narządów naziemnych, gdzie są nierównomiernie rozmieszczone. Około 80% radionuklidów osadza się w liściach i łodygach. Najmniejsze stężenie radionuklidów obserwuje się w narządach generatywnych, tj. w nasionach, z maksymalną akumulacją w łupinach, obejmujących łuski, łupiny fasoli i strąków. W roślinach okopowych występuje duże nagromadzenie radionuklidów w głowie, skórze i rdzeniu. W bulwach ziemniaka maksymalna akumulacja znajduje się w skórze. Należy zauważyć, że przy tej samej gęstości zanieczyszczenia gleby w ziemniakach zawartość cezu-137 i strontu-90 jest znacznie niższa niż w roślinach okopowych. Wynika to z faktu, że bulwa jest zmodyfikowanym pędem, do którego z narządów lądowych pochodzą składniki odżywcze i radionuklidy. Roślina okopowa to zmodyfikowany korzeń, który aktywnie pochłania i gromadzi radionuklidy.
Akumulacja radionuklidów zależy od lokalizacji, rodzaju i grubości systemu korzeniowego. Rośliny o włóknistym i kłączowym systemie korzeniowym zlokalizowane w górnych warstwach gleby akumulują więcej radionuklidów niż rośliny z systemem pręcikowym, który wnika w głębsze i „czystsze” poziomy glebowe.
Spośród warunków klimatycznych największy wpływ na pobór radionuklidów ma roczna ilość opadów, ich rozkład miesięczny oraz suma temperatur dodatnich. Maksymalne spożycie radionuklidów obserwuje się w optymalnej temperaturze i optymalnej wilgotności, co zapewnia intensywny wzrost i rozwój roślin.
Oprócz właściwości radionuklidów, właściwości gleby i cech biologicznych roślin, na akumulację radionuklidów istotny wpływ ma technologia uprawy roślin, tj. system uprawy roli, stosowanie wapna, nawozów mineralnych i organicznych.
Istnieje bezpośredni związek między gęstością skażenia gleby przez radionuklidy naturalnych kompleksów roślinnych a radioaktywnością właściwą roślin. Na przykład rośliny w 1990 r. miały następującą radioaktywność właściwą: igły sosnowe - 1,8-10-7 Ci/kg, jagody - 1,2-K) -7. Gęstość zanieczyszczenia gleby radionuklidami widma gamma w tych próbkach wynosiła 7,0 i 19,9 Ci/km2.
Na łąkowych powierzchniach próbnych, a także w fitocenozach leśnych, podobny schemat zaobserwowano tylko na identycznych typach łąk, charakteryzujących się podobnymi właściwościami gleb. Więc równina zalewowa Szczupak Sozhchka miał radioaktywność właściwą 4,3-10-8 Ci / kg, turzyca pęcherzykowata - 1,4-10-7, koniczyna czerwona - 5,5-10-8 Ci / kg. Wskaźniki specyficznej radioaktywności podobnych roślin w SP 20 (rejon Vetkovsky, obszar zalewowy rzeki Besed) były znaczące. Gęstość zanieczyszczenia gleby radionuklidami na tych poletkach testowych wynosiła odpowiednio 4,2 i 17,1 Ci/km2.
Rośliny okrywowe akumulowały te radionuklidy w różny sposób: w zależności od akumulacji strontu-90 wyróżnia się kostrzewę owczą (10 razy intensywniejszą niż cez-137), a także porosty jeleni (6 razy). Izotopy ceru, prazeodymu i rutenu znaleziono w roślinach w dużych ilościach, chociaż nie należą do pierwiastków biogennych. Ich akumulacja jest współmierna do akumulacji strontu-90 i cezu-137. Na podstawie akumulacji izotopów plutonu w roślinach fitocenoz leśnych, zwłaszcza borów sosnowych, wyróżnia się żywą runo leśną, która koncentruje te radionuklidy o 1-2 rzędy wielkości więcej niż sosna. W próbach łąkowych zdecydowana większość gatunków koncentruje izotopy cezu-137 iw mniejszym stopniu strontu-90.
Na podstawie składu izotopowego radionuklidów zawartych w naturalnych kompleksach roślinnych można prześledzić dynamikę całkowitej zawartości radionuklidów emitujących promieniowanie gamma w roślinach. Od czasu wypadku radioaktywność właściwa roślinności stale spada.
W najbliższym punkcie reaktora awaryjnego we wsi Masany odnotowuje się znaczne wahania radioaktywności właściwej. Wynika to z rozpadu krótkożyciowych izotopów - ceru, prazeodymu i rutenu, a także cezu-134.
Obecnie o promieniotwórczości gleb i roślin decydują głównie radioizotopy cezu, strontu i plutonu.
Z biegiem czasu mobilność cezu-137 w glebie maleje, a stront-90 wzrasta. Znajduje to odzwierciedlenie w przyjmowaniu tych radionuklidów przez rośliny. Oczywiste jest, że podaż cezu-137 dla roślin zmniejszyła się 5-10 razy w ciągu 5 lat, podczas gdy strontu-90 wzrosła w takim samym stopniu. Okoliczność tę należy wziąć pod uwagę przy korzystaniu z zasobów roślinnych w strefach skażenia radioaktywnego.
W praktyce leśnictwa bardzo ważna jest informacja o wzorcach rozmieszczenia radionuklidów w organach roślin. Ustalono, że radionuklidy gromadzą się przede wszystkim w igłach (liściach), następnie w korze, gałęziach, a najmniej w drewnie.
Stosując „czyste” drewno otrzymujemy dużą masę odpadów o wysokiej radioaktywności, która nie wiadomo gdzie je umieścić – czy spalić, czy zakopać. Odpady są jednak cennym surowcem, nie można ich marnować, są nieopłacalne. Rekomendujemy wstrzymanie się z eksploatacją takich plantacji w ciągu najbliższych 30-60 lat do czasu obniżenia promieniotwórczości organów drzew do akceptowalnego poziomu z powodu naturalnego rozpadu radionuklidów.
W fitocenozach leśnych obraz jest nieco inny. Około 50% radionuklidów powraca do gleby z runa, a około 5% radioizotopów, czyli 0,1 Ci/km2, przedostaje się do gleby z warstwy drzew w wyniku opadania igieł, gałęzi, szyszek i kory. Całkowity powrót radionuklidów do gleby (łącznie z żywą pokrywą gruntową) wynosi 0,46 Ci/km2.
Tak więc żywa roślina okrywowa, zwłaszcza rośliny zielne, bierze bardziej aktywny udział w obiegu radionuklidów w naturalnych kompleksach roślinnych. W wyniku badania obiegu radionuklidów w naturalnych kompleksach roślinnych możliwe jest opracowanie schematu dystrybucji radionuklidów między składnikami biogeocenozy. Najniższy poziom fitocenozy (mchy, porosty, grzyby) charakteryzuje się najwyższą radioaktywnością właściwą, a następnie gatunki zielne, krzewy, runo leśne i runo leśne. Najniższą radioaktywność właściwą charakteryzuje górna warstwa fitocenozy. Wynika to ze specyfiki biologii i struktury roślin. Radionuklidy kumulują się w większych ilościach w tych organach i tkankach roślin, w których występuje intensywny metabolizm i stosunkowo wysoki procent białka. W zdrewniałych narządach i tkankach pełniących rolę przewodzącą radionuklidy gromadzą się w mniejszych ilościach. Pod tym względem grzyby kapeluszowe są najsilniejszymi biokoncentratami radionuklidów.
1.3 Akumulacja radionuklidów w glebie i roślinach
Znaczna część radionuklidów znajduje się w glebie, zarówno na powierzchni, jak iw dolnych warstwach, a ich migracja w dużej mierze zależy od rodzaju gleby, właściwości wodno-fizycznych i agrochemicznych.
Głównymi radionuklidami decydującymi o charakterze zanieczyszczeń w naszym regionie są cez – 137 i stront – 90, które w różny sposób są sortowane według gleby. Głównym mechanizmem wiązania strontu w glebie jest wymiana jonowa, cez - 137 przez formę wymiany lub rodzaj sorpcji jonowymiennej na wewnętrznej powierzchni cząstek gleby.
Absorpcja strontu - 90 w glebie jest mniejsza niż cezu - 137, a zatem jest to bardziej mobilny radionuklid.
W momencie uwolnienia cezu - 137 do środowiska, radionuklid jest początkowo w stanie wysoce rozpuszczalnym (faza gazowo-parowa, drobne cząstki itp.)
W takich przypadkach cez-137 dostający się do gleby jest łatwo dostępny do wchłonięcia przez rośliny. W przyszłości radionuklid może brać udział w różnych reakcjach w glebie i jego mobilność maleje, wzrasta siła wiązania, „starze się” radionuklid, a takie „starzenie” jest kompleksem reakcji chemicznych kryształów gleby z możliwym wejściem radionuklid w strukturę krystaliczną wtórnych minerałów ilastych.
Duże znaczenie ma mechanizm wiązania izotopów promieniotwórczych w glebie, ich sorpcja, ponieważ sorpcja determinuje właściwości migracyjne radioizotopów, intensywność ich wchłaniania przez glebę, a w konsekwencji ich zdolność wnikania do korzeni roślin. Sorpcja radioizotopów zależy od wielu czynników, a jednym z głównych jest skład mechaniczny i mineralogiczny gleby.W glebach ciężkich w składzie granulometrycznym zaabsorbowane radionuklidy, zwłaszcza cez - 137, wiążą się silniej niż lekkie i mają zmniejsza się wielkość mechanicznych frakcji glebowych, wzrasta siła ich wiązania strontu - 90 i cezu - 137. Radionuklidy są najmocniej związane z frakcją mułu w glebie.
Większą retencję radioizotopów w glebie ułatwia obecność w niej pierwiastków chemicznych, które mają podobne właściwości chemiczne do tych izotopów. Tak więc wapń jest pierwiastkiem chemicznym podobnym w swoich właściwościach do strontu - 90, a wprowadzenie wapna, zwłaszcza na gleby o wysokiej kwasowości, prowadzi do zwiększenia zdolności absorpcyjnych strontu - 90 i zmniejszenia jego migracji. Potas ma podobne właściwości chemiczne do cezu - 137. Potas, jako nieizotopowy analog cezu, występuje w glebie w makroilościach, podczas gdy cez występuje w ultramikrostężeniach. W efekcie mikroilości cezu - 137 są silnie rozcieńczane w roztworze glebowym przez jony potasu, a po ich wchłonięciu przez system korzeniowy roślin występuje konkurencja o miejsce sorpcji na powierzchni korzenia. Dlatego też, gdy pierwiastki te pochodzą z gleby, w roślinach obserwuje się antagonizm jonów cezu i potasu.
Ponadto wpływ migracji radionuklidów zależy od warunków meteorologicznych (opady atmosferyczne).
Ustalono, że stront - 90, który opadł na powierzchnię gleby, jest wymywany przez deszcz do najniższych warstw. Należy zauważyć, że migracja radionuklidów w glebach przebiega powoli, a ich główna część znajduje się w warstwie 0–5 cm.
Akumulacja (usuwanie) radionuklidów przez rośliny rolnicze w dużej mierze zależy od właściwości gleby i cech biologicznych roślin. Na glebach kwaśnych radionuklidy przedostają się do roślin w znacznie większych ilościach niż z gleb słabo kwaśnych. Zmniejszenie kwasowości gleby z reguły pomaga zmniejszyć wielkość przenoszenia radionuklidów do roślin. Tak więc, w zależności od właściwości gleby, zawartość strontu - 90 i cezu - 137 w roślinach może się różnić średnio 10-15 razy.
A międzygatunkowe różnice upraw rolnych w akumulacji tych radionuklidów obserwuje się w roślinach strączkowych. Np. stront - 90 i cez - 137 są przyswajane 2 - 6 razy intensywniej przez rośliny strączkowe niż przez zboża.
Pobór strontu – 90 i cezu – 137 na łąkach i pastwiskach zielnych jest uwarunkowany charakterem rozmieszczenia w profilu glebowym.
Na terenach dziewiczych, naturalnych łąkach, cez występuje w warstwie 0-5 cm, w ostatnich latach po awarii nie odnotowano jego znaczącej migracji pionowej wzdłuż profilu glebowego. Na gruntach zaoranych cez - 137 występuje w warstwie ornej.
Roślinność zalewowa w większym stopniu akumuluje cez-137 niż roślinność wyżynną. Tak więc, gdy teren zalewowy był zanieczyszczony 2,4 Ci/km2, Ci/kg suchej masy stwierdzono w trawie, a Ci/kg stwierdzono w trawie przy zanieczyszczeniu 3,8 Ci/km2.
Akumulacja radionuklidów przez rośliny zielne zależy od specyfiki struktury darni. Na łące zbożowej o gęstej, gęstej darni zawartość cezu - 137 w fitomasie jest 3-4 razy wyższa niż na łące forb z luźną, cienką darnią.
Rośliny o niskiej zawartości potasu gromadzą mniej cezu. Trawy gromadzą mniej cezu w porównaniu do roślin strączkowych. Rośliny są stosunkowo odporne na oddziaływanie radioaktywne, ale mogą gromadzić takie ilości radionuklidów, że stają się nieprzydatne do spożycia przez ludzi i na paszę dla zwierząt gospodarskich.
Pobór cezu - 137 w roślinach zależy od rodzaju gleby. W zależności od stopnia zmniejszenia akumulacji cezu w uprawie rośliny glebowe można ułożyć w następującej kolejności: darniowo-bielicowo-gliniasty, sodowo-bielicowo-gliniasty, szary las, czarnoziemy itp. Akumulacja radionuklidów w uprawie zależy nie tylko od rodzaju gleby, ale także od cech biologicznych roślin.
Należy zauważyć, że rośliny kochające wapń zwykle wchłaniają więcej strontu - 90 niż rośliny ubogie w wapń. Przede wszystkim gromadzą stront - 90 strączkowych, mniej korzeni i bulw, a jeszcze mniej zbóż.
Akumulacja radionuklidów w roślinie zależy od zawartości składników pokarmowych w glebie.
Na sorpcję radioizotopów ma więc wpływ wiele czynników, a jednym z głównych jest skład mechaniczny i mineralogiczny gleby. Zaabsorbowane radionuklidy, zwłaszcza cez-137, są silniej wiązane przez gleby o ciężkim składzie mechanicznym niż przez gleby lekkie. Ponadto wpływ migracji radionuklidów zależy od warunków meteorologicznych (opady atmosferyczne).
1.4 Drogi migracji radionuklidów w środowisku
Substancje radioaktywne uwalniane do atmosfery są ostatecznie skoncentrowane w glebie. Kilka lat po opadach radioaktywnych na powierzchnię ziemi przedostawanie się radionuklidów do roślin z gleby staje się główną drogą ich przedostawania się do żywności i pasz dla zwierząt. W sytuacjach awaryjnych, jak pokazał wypadek w elektrowni jądrowej w Czarnobylu, już w drugim roku po opadach głównym sposobem przedostawania się substancji promieniotwórczych do łańcucha pokarmowego jest przedostawanie się radionuklidów z gleby do roślin.
Substancje radioaktywne wchodzące do gleby mogą być częściowo z niej wypłukane i przedostać się do wód gruntowych. Jednak gleba dość mocno zatrzymuje substancje radioaktywne, które do niej dostają. Absorpcja radionuklidów powoduje bardzo długą (przez dziesięciolecia) ich obecność w pokrywie glebowej i ciągłe uwalnianie do produktów rolnych. Gleba jako główny składnik agrocenozy ma decydujący wpływ na intensywność włączania substancji promieniotwórczych do łańcucha paszowego i żywnościowego.
Absorpcja radionuklidów przez gleby zapobiega ich przemieszczaniu się wzdłuż profilu glebowego, przenikaniu do wód gruntowych, a ostatecznie warunkuje ich akumulację w górnych warstwach gleby.
Mechanizm asymilacji radionuklidów przez korzenie roślin jest podobny do wchłaniania głównych składników pokarmowych – makro i mikroelementów. Obserwuje się pewne podobieństwo w absorpcji i ruchu strontu - 90 i cezu - 137 oraz ich chemicznych analogów - wapnia i potasu przez rośliny, dlatego zawartość tych radionuklidów w obiektach biologicznych wyrażana jest niekiedy w stosunku do ich chemicznych analogów, w tak zwane jednostki strontu i cezu.
Radionuklidy Ru - 106, Ce - 144, Co - 60 są skoncentrowane głównie w systemie korzeniowym i przemieszczają się w niewielkich ilościach do organów naziemnych roślin. Natomiast stront - 90 i cez - 137 gromadzą się w stosunkowo dużych ilościach w lądowej części roślin.
Radionuklidy, które dostały się do podziemnej części roślin, są skoncentrowane głównie w słomie (liście i łodygi), mniej - w miękkiej (kłosy, wiechy bez ziarna. Wyjątkiem od tego wzoru jest cez, którego względna zawartość w nasionach może osiągnąć 10% i wyższa niż jego całkowita ilość w części nadziemnej, cez intensywnie przemieszcza się przez roślinę i kumuluje w stosunkowo dużych ilościach w młodych organach, co oczywiście powoduje jego zwiększoną koncentrację w ziarnie.
Ogólnie rzecz biorąc, akumulacja radionuklidów i ich zawartość w jednostce masy suchej masy w procesie wzrostu roślin jest taka sama jak w przypadku pierwiastków ważnych biologicznie: wraz z wiekiem roślin w ich naziemnych organach bezwzględna ilość radionuklidów wzrasta, a zawartość na jednostkę masy suchej masy maleje. Wraz ze wzrostem wydajności z reguły zmniejsza się zawartość radionuklidów na jednostkę masy.
Z gleb kwaśnych radionuklidy przedostają się do roślin w znacznie większych ilościach niż z gleb słabo kwaśnych, obojętnych i lekko zasadowych. W glebach kwaśnych wzrasta mobilność strontu - 90 i cezu - 137, zmniejsza się siła ich roślin. Wprowadzenie węglanów wapnia i potasu lub sodu do kwaśnych gleb bielicowo-suchylowych w ilościach równoważnych kwasowości wodnej zmniejsza ilość akumulacji długożyciowych radionuklidów strontu i cezu w uprawie.
Istnieje ścisła odwrotna zależność między akumulacją strontu-90 w roślinach a zawartością wapnia wymiennego w glebie (podaż strontu maleje wraz ze wzrostem zawartości wapnia wymiennego w glebie).
W związku z tym zależność pobierania strontu - 90 i cezu -137 z gleby do roślin jest dość złożona i nie zawsze można ją ustalić na podstawie którejkolwiek z właściwości, w różnych glebach należy wziąć pod uwagę zestaw wskaźników.
Różne są drogi migracji radionuklidów do organizmu człowieka. Znaczna ich część przedostaje się do organizmu człowieka poprzez łańcuch pokarmowy: gleba - rośliny - zwierzęta gospodarskie - produkty zwierzęce
- człowiek. Zasadniczo radionuklidy mogą przedostawać się do organizmu zwierząt przez narządy oddechowe, przewód pokarmowy i powierzchnię skóry. Jeśli w okresie
Opad radioaktywny bydła występuje na pastwisku, wówczas pobór radionuklidów może być (w jednostkach względnych): przez przewód pokarmowy 1000, narządy oddechowe 1, skórę 0,0001. Dlatego w warunkach opadu promieniotwórczego należy zwrócić uwagę na maksymalne możliwe ograniczenie pobierania radionuklidów do organizmu zwierząt gospodarskich przez przewód pokarmowy.
Ponieważ radionuklidy dostające się do organizmu zwierząt i ludzi mogą się kumulować i mieć niekorzystny wpływ na zdrowie ludzkie i pulę genów, konieczne jest podjęcie działań w celu zmniejszenia przepływu radionuklidów do roślin rolniczych, aby zmniejszyć akumulację substancji radioaktywnych w organach zwierzęta rolnicze.
Rozdział 2 Cechy akumulacji radionuklidów przez różne fitocenozy
2.1 Akumulacja radionuklidów przez rośliny fitocenoz leśnych
Cechy zachowania pierwiastków promieniotwórczych w glebie i roślinach prowadzą do tzw. separacji biogenicznej, która przejawia się odmiennym składem izotopowym skażonej gleby i rosnących na niej roślin. Rozmieszczenie radionuklidów w ich narządach jest ściśle określone i zależy od ruchliwości danego pierwiastka w roślinie, jego dostępności, cech biologicznych rośliny itp.
Zagadnienie pobierania i dystrybucji różnych radioizotopów w roślinach (zwłaszcza drzewnych) nie zostało dostatecznie zbadane, co częściowo tłumaczy się trudnościami w oznaczaniu radionuklidów w roślinach ze względu na ich niewielką zawartość. Tymczasem badanie zachowania się różnych substancji promieniotwórczych, zwłaszcza długożyciowych, ma niemałe znaczenie dla leśnictwa, ponieważ pozwala na ocenę skutków radiobiologicznych związanych z ich transportem w układzie gleba-roślina i uzyskanie predykcyjnych dane dotyczące rozwoju środków leśnych na obszarach skażonych radionuklidami (tworzenie plantacji leśnych, zbiór mąki iglasto-witaminowej, selekcja roślin drzewiastych itp.).
Spośród radionuklidów zdeponowanych w wyniku awarii w Czarnobylu największym zainteresowaniem leśnictwa cieszą się 90Sr i 47Cs, które w odpowiednich warunkach mogą być aktywnie inkorporowane do roślinności drzew przez korzeń, znacząco wpływać na ich aktywność życiową i określać stopień posługiwać się. Większość pozostałych izotopów promieniotwórczych (103Ru, 106Ru, 144Ce itd.) jest asymilowana przez systemy korzeniowe w niewielkich ilościach i jest nieistotna z punktu widzenia zanieczyszczenia produktów roślinnych. W związku z tym konieczna była ocena roli głównych lasotwórczych roślin drzewiastych w pionowej migracji radionuklidów według zawartości substancji promieniotwórczych w różnych organach roślin i glebie, w zależności od stopnia jej zanieczyszczenia, oraz ustalenie udziału główne produkty rozpadu do odżywiania korzeni roślin doświadczalnych. Uwzględniono, że dynamika akumulacji badanych pierwiastków odzwierciedla zapotrzebowanie roślin na nie.
Wyniki badań wykazały, że do naziemnej części roślin drzewiastych przedostały się przez system korzeniowy l37Cs i 134Cs z najważniejszych długożyciowych produktów rozszczepienia. Wnosiły one główny wkład do promieniotwórczości właściwej roślin (w zależności od ich rodzaju i gęstości zanieczyszczenia gleby) – od 25 do 80% całkowitej koncentracji badanych pierwiastków. Wchłanianie cezu-134 i -137 przez naziemne organy roślin przebiegało w przybliżeniu tak samo (1: 1). Pewne nieprzestrzeganie tej prawidłowości, gdy 134C i 137Cs dostają się do igieł drugiego i trzeciego roku życia, tłumaczy się naszym zdaniem częściowym zanieczyszczeniem powierzchni. Istnieje również pewna specyficzność gatunkowa w przyswajaniu cezu-134 i cezu-137 z gleby. Maksymalne nagromadzenie tego pierwiastka odnotowano w liściach brzozy, nieco mniej w dębie. Podobne stężenia cezu stwierdzono w organach fotosyntezy igieł osiki, olchy i sosny w pierwszym roku życia. Stosunkowo wysoką zawartość cezu-137 i cezu-134 (w porównaniu z glebą) obserwuje się w igłach sosny zwyczajnej w drugim roku życia.
O wchłanianiu radionuklidów przez rośliny decydują również procesy sorpcji w glebie. Tak więc 137Cs jest absorbowany w największych ilościach, gdy pochodzi z roztworu wodnego, a 90Sr jest absorbowany w mniejszym stopniu, natomiast gdy pochodzi z gleby, współczynnik akumulacji 137Cs jest znacznie mniejszy niż 90Sr.
Podczas badań pobierania 90Sr i 137Cs do roślin drzewiastych z gleb skażonych radionuklidami w rejonie homelskim i mohylewskim, taki wzorzec nie został ujawniony. Wręcz przeciwnie, 137Cs przedostaje się do nadziemnych części roślin drzewiastych w znacznie większych ilościach z gleby. Inni badacze odnotowali również zwiększoną migrację 137Cs. Wiadomo więc, że 137Cs z torfu bielicowo-bielicowego, piaszczysto-gliniastych i piaszczystych gleb białoruskiego Polesia wnika w rośliny zielne intensywniej niż 90Sr. Na badanych glebach obserwuje się większy (średnio 10-krotny) dopływ I37Cs do roślin w porównaniu z 90Sr, o czym świadczy wzrost stosunku 137Cs:90Sr (nawet 16-krotnie). Uważa się, że głównym powodem znacznego wkładu 137Cs do roślinności tego regionu jest niska zdolność wiązania gleb w stosunku do tego radionuklidu, co wynika ze specyfiki ich składu mineralogicznego (niska zawartość frakcji ilastych, prawie całkowity brak minerałów ilastych i ich wysoki hydromorfizm). Wykazano, że dla roślin dostępny jest nie tylko wymienny 137Cs, ale także radionuklid w postaci niewymiennej.
Dogodne jest oszacowanie porównawczego ruchu radionuklidów w układzie gleba-roślina za pomocą współczynników akumulacji (stosunek stężenia pierwiastka w roślinie do zawartości tego pierwiastka w glebie). Przy obliczaniu współczynników wykorzystaliśmy dane o stężeniu radionuklidów w górnej (0-5 cm) warstwie gleby i liściach, gdzie znajduje się znaczna ilość badanych radionuklidów.
Stwierdzono istotne różnice w zawartości substancji promieniotwórczych, ze względu na nierówną zdolność absorpcji selektywnej roślin drzewiastych (tab. 1). Najwyższe współczynniki akumulacji (KN) są typowe dla wnikania cezu do brzozy (2,8-3,8). Współczynniki akumulacji dla dębu i osiki są dość zbliżone (odpowiednio 1,39-1,56 i 1,42-1,44). Różnica w tym wskaźniku między olszą a sosną jest niewielka. Dąb ma najwyższy poziom spożycia strontu: współczynnik akumulacji wynosi 0,79. Blisko niego jest osika i olcha. Minimalną akumulację tego pierwiastka odnotowano w sośnie (КН = 0,45). Brzoza zajmuje pozycję pośrednią w tym wskaźniku (КН = 0,50). Zużycie innych pierwiastków promieniotwórczych (cer, pluton, ruten, prazeodym) również nie jest takie samo.
Tabela 1 Współczynniki akumulacji radionuklidów z gleby przez różne gatunki drzew
|
Badania | |||||||
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 |
Tabela 2. Zawartość składników pokarmowych w różnych roślinach drzewiastych, %
|
Badania | |||
Porównano pobieranie izotopów strontu i cezu oraz ich analogów, potasu i wapnia, przez badane rośliny drzewiaste, ponieważ wiadomo, że zachowanie strontu-90 w układzie glebowo-roślinnym jest zbliżone do migracji wapnia , jego główny nieizotopowy nośnik, oraz cez-134 i -137 - z potasem. Prawidłowości zawartości potasu i wapnia w liściach badanych przez nas gatunków drzew, ustalone przez Wydział Gleboznawczy Uniwersytetu Moskiewskiego, są zasadniczo ważne dla radioaktywnych izotopów strontu-90 oraz cezu-134 i -137 ( Tabela 2). Przede wszystkim potas, wapń i radionuklidy strontu i cezu pochłaniają i gromadzą rośliny drzewiaste liściaste. Różnice w poborze i zawartości radioaktywnych izotopów cezu i strontu, ze względu na biologiczne właściwości gatunków drzew, są podobne do przyswajania przez rośliny ich chemicznych analogów – wapnia i potasu. Porównanie danych w tabeli. Z 3.3 i 3.4 wynika, że brzoza, osika i dąb gromadzą w swoich organach fotosyntezy radioaktywny izotop cezu (jako nieizotopowy potas) w ilościach przekraczających ich zawartość w glebie. Akumulacja radioaktywnego strontu z gleb jest słabsza niż akumulacja wapnia, ale w dużym stopniu zachowana jest specyfika gatunkowa.
2.2 Cechy akumulacji radionuklidów przez rośliny żywe
okrywowa w lasach dębowych
Lasy dębowe bardzo różnią się od siebie stopniem zanieczyszczenia. Tak więc dawka napromieniowania na poziomie gleby w 1986 r. wynosiła 13 – 710 μR/h, zanieczyszczenie gleby – 185,2 i 112,4. Dawka ekspozycji na promieniowanie w 1987 roku zmniejszyła się 5-7 razy, aktywność gleby - 8-14 razy. W kolejnych latach odnotowano dalszy spadek obu wskaźników. W 1993 r. dawka napromieniowania obniżyła się do 46-PO µR/"h, aktywność gleby do 1,7-7,2 Ci/km2.
W runie lasów dębowych rozpowszechnione są orlica pospolita, widłaki, mchy oraz przedstawiciele następujących rodzin: jaskier, trądzik różowaty, gryka, geranium, parasol, borówka brusznica, pierwiosnek, myszołów, złożony, marzanna, szuwar, lilia, zboże. Do badań wzięliśmy orlicę pospolitą, mech maczugowaty, geranium krwistoczerwony, literę inicjalną leczniczą, szczaw włochaty, konwalię majową, kupenę leczniczą, trzcinnik pospolity, kostrzewę owczą.
Żywe rośliny okrywowe rosnące w lasach dębowych wykazywały w 1987 r. nieco niższą całkowitą aktywność γ niż w 1986 r., ale różnica między roślinami ozdobnymi i jastrzębiem wynosiła 50%, w pozostałych różnicach sięgała 10–100 razy. Według danych z 1987 r. PR zmniejszył się prawie u wszystkich gatunków. Maksymalne wartości odnotowano w maju w dębie maryannik, minimalne - w majowej konwalii, początkowy lek, kupiony officinalis. Do 1990 r. ogólna aktywność roślinności zielnej i półkrzewowej była równa (Ci/kg): orlica 3-10-7, mech pospolity - 8,5-10-7, borówka - 1,4-10-7, mariannik łąkowy - 9,8- 10 8, norka dwulistna-1,8-10 6, kostrzewa owcza - 5,5-10. W 1988 r. w roślinach okrywowej zmieniały się one w następujących granicach: w orliku od 0,74 do 1,24, w marianniku dębowym od 0,24 do 2,71, w pelargonie krwistoczerwonym od 0,02 do 0,82, w początkowej literze lek od 1,30 do 6,21, w szczawiu włochatym od 0,02 do 2,12, w konwalii majowej od 0,02 do 0,52, w kupena officinalis od 0,02 do 1,12, w kostrzewie owczej od 0,02 do 0,71, w tykwie górskiej od 0,02 do 0,59, w trzcinniku zmielonym od 0,02 do 0,71.
Analiza uzyskanych danych wskazuje, że obserwuje się spadek aktywności gamma we wszystkich gatunkach roślin runa żywego. Należy zauważyć, że gdy zanieczyszczenie gleb lasów dębowych wynosi do 50 Ci/km2, rośliny z rodziny liliowatych są bardziej aktywne niż inne. 2-10-krotny wzrost gęstości zanieczyszczeń prowadzi do odpowiedniego wzrostu aktywności trzcinnika ziemnego. Całkowita -γ - aktywność roślinności runa żywego do 1990 r., jeśli zmniejszyła się, to bardzo nieznacznie.
Z danych analizy spektrometrycznej γ - wynika, że w 1987 r. w warstwie gleby 0-5 cm występowały następujące pierwiastki: 144Се - 3,0-10-8 Ci/kg; I06Ru - 3.0-10-8; 134Cs - 1,4-10-8;
137Cs 4.3. 10-8; 90Sr - 6,6-10-8 (dane średnie).
Przeprowadzając analizę porównawczą akumulacji izotopów cezu i strontu-90 w różnych (1988 i 1992) latach badań, można zauważyć spadek zawartości izotopów cezu w roślinach o 1,5-10 razy, w zależności od gatunku . Zawartość strontu-90 wzrosła w orliku z 250 do 6850 Bq/kg (PP 38), konwalia majowa - z 322 do 2540 (PP 9), jagodach - z 740 do 7700 Bq/kg (PP 13) .
Współczynniki akumulacji cezu-137 przez rośliny runa żywotnego lasów dąbrowy były następujące: kostrzewa owcza - ponad 20, ramishia krzywizna, veronica officinalis, trzcinnik przyziemny - 6, kupena officinalis, borówka brusznica - 5, borówki, Konwalia majowa, orlica - 2, pelargonia czerwona - 1; stront-90: kostrzewa owcza - 7, trzcina mielona - 5, officinalis veronica - 3, jagody, kupena lecznicza - 1, orlica - 7, kupena lecznicza, pelargonia krwistoczerwona - 5, konwalia majowa - 3.
Tabela 3. Zawartość izotopów w żywych roślinach okrywowych w lasach dąbrowy, Ci/kg
Zakład | Radionuklid |
||
Trzcinowa trawa | |||
Kopalnia dwuskrzydłowa | |||
Majowa konwalia | |||
Mech klubowy | |||
Pierwsza litera lecznicza | |||
Kostrzewa owcza | |||
Trzcinowa trawa |
W zależności od całkowitej aktywności gamma współczynniki akumulacji w roślinności rozkładają się następująco: mchy> gryka, liliaceae, kwiaty złożone> pelargonie> nory> jaskier> różowaty> zboża> sitowie> paprocie> widłak> brusznica, marzanna> wintergreen> pierwiosnek, parasol.
2.3 Migracja radionuklidów w zasianych trawach łąkowych
W związku z usunięciem z produkcji rolniczej znacznych obszarów naturalnych łąk i pastwisk skażonych emisją radioaktywną w wyniku awarii w Czarnobylu, problem pozyskania produktów przyjaznych środowisku na obszarach o stosunkowo niskim poziomie (1-5 Ci/km2) radionuklidów w glebie nabiera coraz większego znaczenia.
Tworzenie siana na terenach skażonych wiąże się z opracowaniem systemu działań agrotechnicznych, które z jednej strony pozwoliłyby na utrzymanie optymalnego poziomu wydajności zielonki i jakości paszy, a z drugiej skutecznie ograniczyłyby akumulacja radionuklidów w masie naziemnej roślin pastewnych. Dlatego począwszy od 1986 r. w warunkach podmolistno-bielicowych gleb piaszczysto-gliniastych powiatu mozyrskiego obwodu homelskiego zbadano wpływ struktury agrocenozy, nawozów mineralnych i uprawy roli na migrację głównych radionuklidów dawkotwórczych w system glebowo-roślinny. Badania radiologiczne przeprowadzono na eksperymentach stwierdzonych w strefie skażenia promieniotwórczego, które założono w 1985 r. w celu zbadania metod agrotechnicznych i agrofitocenotycznych w celu zwiększenia stabilności i produktywności agrocenoz wieloletnich traw pastewnych.
Po rozpadzie krótkożyciowych radionuklidów w 1987 r. dawka napromieniowania w lokalizacji poligonu wynosiła 70-80 μR/h na wysokości 1 m nad powierzchnią gleby, 80-100 μR/h na glebie powierzchni, gęstość skażenia promieniotwórczego w warstwie gleby wynosiła 0-5 cm i wynosiła 4-4,5 Ci/km2. Dzięki temu możliwe było zbadanie dynamiki migracji radionuklidów w sadzonkach traw łąkowych na glebie nienaruszonej.
Eksperymenty ułożono według następujących schematów.
Doświadczenie 1. Uprawy jednogatunkowe i mieszane mieszanki traw na dwóch podłożach żywienia mineralnego: 1) lucerna niebiesko-hybrydowa, 2) kupkówka pospolita, 3) kupkówka bezszypułkowa, 4) tymotka łąkowa, 5) lucerna + jeż, 6) lucerna + kuper, 7) lucerna + tymotka.
Eksperyment 2. Jednogatunkowe uprawy traw strączkowych na tle P90K120: koniczyna łąkowa, koniczyna różowa, koniczyna pełzająca, koniczyna górska, lucerna hybrydowa niebieska, lucerna sierpowata, korona rogata, lukrecja tragankowa, alpenica piaskowa.
Eksperyment powtórzono trzykrotnie. Powierzchnia działek doświadczalnych to 15 i 2. Próbki gleby i roślin pobrano przed koszeniem. Monitoring radioekologiczny prowadzono w sezonach wegetacyjnych 1986-1988.
Biorąc pod uwagę powierzchniowy charakter skażeń radionuklidami i ich słabą migrację pionową na automorficznych glebach bielicowo-błękitnych, w 1989 r. zbadano wpływ orki gleby pod wieloletnimi trawami na charakter akumulacji radionuklidów w organach nowo wysianych roślin. W tym celu pod koniec sezonu wegetacyjnego w 1988 r. zaorano darń na poletku doświadczalnym, a wiosną 1989 r. po talerzowaniu i uprawie wysiewano mieszanki traw koniczynowo-jeżowych i lucerno-jeżowych. Podstawą żywienia mineralnego jest przedsiewne podanie pełnej dawki N12oP9oKi2o, a następnie poprzez cięcie – nawozów fosforowo-potasowych (PSoKi2c). Kontrolę stanowiły obszary nieorane ze starodrzewem.
Stwierdzono, że całkowita radioaktywność gleby na poletkach doświadczalnych w warstwie 0-5 cm konsekwentnie malała od maja do września 1986 r. w przedziale 10~7-10~8 Ci/kg, osiągając względnie stabilny poziom w maju. 1987. Aktywność właściwa gamma Gleba (jeszcze nie zaburzona) od tego czasu odpowiadała gęstości zanieczyszczenia 2,6-3,0 Ci/km2 (doświadczenie 1) i 2,1-2,3 Ci/km2 (doświadczenie 2). Porównanie krzywych dynamiki promieniotwórczości w glebie i nasadzonych trawach pokazuje, że silniejszy spadek poziomu skażenia promieniotwórczego roślin w porównaniu z glebą w okresie wegetacji 1986 r. wynika nie tylko z zaniku krótko żyjących roślin trawiastych. radionuklidy, ale także w dużym stopniu osłabienie powierzchniowego skażenia liści traw przez opad radioaktywny. Według poziomu tego zanieczyszczenia w maju 1986 r. dość wyraźnie wyróżnia się grupa koniczyny (łąkowa, pełzająca i różowa), a także ptaka rogatego, co związane jest z omszeniem powierzchni liści tych traw.
Zanieczyszczenie powierzchni lucerny, półksiężyca lucerny, traganka i alpeci było znacznie mniejsze niż koniczyny i łodyg ptaków. Różnice zachowały się głównie w roślinach z II cięcia (lipiec 1986), w silnie owłosionej koniczynie górskiej. W przeciwieństwie do traw motylkowych, w trawach wieloletnich (jeżowce kupkówki, stokłosa bezszypułkowa, tymotka łąkowa) rośliny z III koszenia w 1986 r. wyróżniały się już o rząd wielkości niższymi wskaźnikami.
Wiadomo, że różnice gatunkowe i odmianowe w akumulacji głównych radionuklidów tworzących dawkę (137Cs i 90Sr) przez rośliny pastewne stanowią teoretyczną podstawę opracowania ukierunkowanej selekcji roślin rolniczych jako metody fitomelioracji gleb skażonych radioizotopami oraz środki do zmniejszenia zawartości radionuklidów w produktach. Ale dezaktywujący efekt usuwania radioizotopów z nadziemną masą roślin o wysokiej zdolności akumulacyjnej jest znacznie gorszy pod względem stopnia oczyszczenia gleby od efektu z powodu naturalnego rozpadu promieniotwórczego. Dlatego dobór roślin do płodozmianu oraz agrotechniczne metody ich racjonalnej uprawy na terenach skażonych pozostaje obecnie jednym z realnych sposobów uzyskania stosunkowo „czystych” produktów paszowych. Według S. K - Firsakovej (1974) akumulacja 90Sr przez wysiane zboża wieloletnie po mechanicznej uprawie i ponownym nawilżeniu gleby bielicowo-leśnej zmniejszyła się o 5-16 razy, a gleby torfowej - 14-31 razy w porównaniu z naturalnym łąki.
Główna technika rolnicza, która ogranicza przepływ cezu-134 i cezu-137 z gleby do rośliny - stosowanie nawozów potasowych - wiąże się z antagonistycznym charakterem stosunku cezu i potasu w roztworze glebowym oraz wpływem „rozcieńczenie” w naziemnej masie roślin. Potwierdziły to również badania białoruskich naukowców (Shuglya, Ageets, 1990). Nawozy potasowe w połączeniu z innymi nawozami zmniejszają dopływ cezu-137 do roślin rolniczych 2-20-krotnie. Neutralizacja kwasowości roztworu glebowego przez wapnowanie zmniejsza akumulację cezu-137 w uprawie 2-4 razy, a na glebach o lekkiej teksturze zwiększenie dawki nawozów fosforowych i potasowych na tle wapnowania zmniejsza akumulacja izotopu cezu w roślinach do 4-5 razy.
Niestety rola nawozów azotowych w migracji głównych czynników dawkotwórczych z gleby do cennej gospodarczo części roślin zielnych pastewnych jest omówiona w bardzo sprzeczny sposób. Wiele badań wskazuje na nasilenie procesu migracji radioaktywnego cezu do naziemnych organów roślin pastewnych, zwłaszcza na glebach bardzo żyznych, pod wpływem azotu mineralnego. Tak więc, gdy na czarnoziem wprowadzono azot w formie amonowej, stężenie cezu-137 w grochu wzrosło o 18-52%, a na glebie bielicowej o 72-83%. Jednocześnie wprowadzony azot w postaci azotanów praktycznie nie miał wpływu na akumulację radioaktywnego cezu w uprawie. Sprzeczne są również informacje o znaczeniu azotu mineralnego w popromiennej odbudowie struktur komórek roślinnych. Obecnie za celowe uznaje się stosowanie nawozów azotowych jako części kompletnego uzupełnienia mineralnego ze znaczną przewagą potasu i fosforu na glebach skażonych cezem-137 i strontem-90 (Aleksakhin i in., 1991). Zaleca się stosowanie nawozów azotowych w takich dawkach, które zapewniają najwyższy wzrost plonu w danych warunkach glebowych.
Biorąc pod uwagę nierozwiązany problem białka roślinnego na Białorusi (niedobór białka strawnego wynosi średnio 20-25%, a zatem koszt produktów paszowych wzrasta 1,5 razy, a spożycie paszy 1,3-1,4 razy), jest to bardzo ważne badanie roli nawozów azotowych w migracji radionuklidów do nasion traw i regulacji tego procesu metodami agrofitocenotycznymi.
Badania wpływu struktury siewu i nawozów azotowych na akumulację radioizotopów cezu, strontu i plutonu w naziemnej fitomasie lucerny i traw zbożowych w uprawach monokulturowych i mieszanych ujawniły szereg cech tego procesu, zarówno ze względu na czynniki fitocenotyczne, jak i wpływ azotu mineralnego wprowadzonego do gleby w postaci potażu, saletry.
Wpływ wzrostu stawów na akumulację cezu-137 w naziemnych narządach lucerny i traw determinował skład gatunkowy ziela: w mieszankach lucerny-jeżowca i lucerny rumowej zwiększa się pobranie cezu w obu lucerny o 30-78, jeża o 15, stokłosy o 16%) w stosunku do ich monokultur. W ziele lucerna-timo-wróżka nie odnotowano żadnych zmian. Zastosowanie nawozów azotowych stymulowało dopływ l37Cs do roślin lucerny, jeża i rumsztyku w monokulturach, gdzie zawartość izotopów wzrosła odpowiednio o 54, 36 i 16% w porównaniu z brakiem tła azotowego. Natomiast w mieszance lucerny z rumszkiem wskaźniki akumulacji cezu zmniejszyły się: w lucernie o 71, w zadzie o 21%. Ten sam efekt zaobserwowano u jeży zmieszanych z lucerną - wprowadzenie azotu mineralnego zmniejszyło migrację 137Cs o 22% w porównaniu z tłem fosforowo-potasowym. W związku z tym najmniej intensywną migrację 137Cs i brak stymulującego działania na nią nawozów azotowych zaobserwowano w składnikach mieszanki lucerna-tymotka oraz w monokulturze tymotki.
Istotny spadek (nawet 2-7-krotny) kumulacji Sr wraz z wprowadzeniem do gleby azotu mineralnego odnotowano w monokulturach lucerny i stokłosa, a także w składnikach mieszanek lucerno-rumszkowych i lucerno-tymotka. .
W mieszance lucerna-jeż nawozy azotowe zwiększyły podaż 90Sr do masy naziemnej zarówno składnika strączkowego, jak i zboża 2,0-2,5 razy.
Jak wiadomo, zmniejszenie skażenia przez produkty rozszczepienia promieniotwórczego produkcji roślinnej
za pomocą wprowadzenia środków polepszających osiąga się to poprzez takie podstawowe mechanizmy, jak zwiększenie plonu, a tym samym „rozcieńczenie” zawartości radionuklidów na jednostkę masy plonu; zwiększenie stężenia wapnia i potasu w roztworze glebowym; utrwalanie śladowych ilości radioizotopów w glebie poprzez wprowadzenie odpowiednich związków. A jeśli nasze wyniki dotyczące zmiany stopnia akumulacji 137Cs i 90Sr w wysianych trawach pod wpływem ich wspólnego wzrostu i stosowania nawozów azotowych można uznać za przejaw tych mechanizmów poprzez fizjologiczne i biochemiczne oddziaływania roślin w agrocenozy i ich wpływ na środowisko glebowe, to badanie migracji plutonu w układzie glebowo-roślinnym polega na opracowaniu podejść wpływających zarówno na chemię gleby, jak i mechanizmy działania czynników biotycznych i agrochemicznych na jego wnikanie do korzeni i akumulację w organy naziemne. Istnieje zależność przejścia plutonu do roztworu ze zmniejszeniem jego sorpcji przez cząstki gleby od zakresu wartości pH, składu mechanicznego i reżimu wodno-powietrznego gleby.
Analiza porównawcza zawartości radionuklidów emitujących promieniowanie gamma w glebie i trawach przed orką (1988) i po zaoraniu darni (1990) pozwala ocenić skuteczność tej techniki rolniczej w ograniczaniu migracji radioizotopów do roślin. Orka, pogłębienie górnej (0-5 cm) warstwy gleby i późniejsza uprawa, przy zachowaniu starej technologii uprawy traw, przyczyniły się do „rozcieńczenia” stężenia radionuklidów w warstwie korzeniowej gleby. Całkowita zawartość emiterów gamma w glebie zmniejszyła się średnio 1,8 raza z powodu dwukrotnego spadku stężenia 137Cs i 134Cs, ponieważ radioizotopy cezu stanowiły ponad 65% całkowitego stężenia. Drugim najważniejszym radionuklidem był 4aK, którego udział w całkowitej aktywności gamma gleby przed orką wynosił 23%, a po zabiegu 32%, czyli nie tylko się nie zmienił, ale wręcz wzrósł w wyniku stosowania przed uprawą nawozów potasowych. ponowne zasiewy traw, a potem pokosno.
Tak więc na glebach sodowo-bielicowych gruntów rolnych o gęstości zanieczyszczenia 2-5 Ci/km2 aktywność gamma wysianych traw determinowana jest głównie przez 40K, którego stężenie w glebie pozostaje wysokie z powodu wprowadzenia fosforu i nawozy potasowe, zawartość nawozów fosforowych wynosi 70-120 Bq/kg, a przy wprowadzeniu nawozów potasowych w dawce 60 kg/ha do gleby dostaje się 1,35-10e Bq/kg potasu-40.
Efekt orki gleby w celu równomiernego mieszania radionuklidów w horyzoncie orki może objawiać się głównie w zbożach, ponieważ absorbująca aktywność systemów korzeniowych traw motylkowych odbywa się w całym profilu obrabianej warstwy.
Analiza rozmieszczenia radionuklidów cezu w korzeniach i organach nadziemnych gatunków o przeciwstawnych właściwościach (jeż mieszany, kuper bezszypułkowy, wyczyniec łąkowy) wykazała, że po zastosowaniu do gleby nawozów azotowych migracja radionuklidów cezu z korzeni do organy naziemne wzrastają: jeżeli na tle bezazotowym stosunek aktywności właściwej cezu w korzeniach i masie naziemnej wynosił 1:3 dla jeża, a 5:1 dla stokłosa, to na tle azotowym - 1:20 i 1:1, odpowiednio (Tabela 4.9). Jednocześnie u wyczyńca łąkowego stosunki te wynosiły 6:1 na tle bezazotowym i 16:1 przy aplikacji nawozu.
W celu dokładniejszego zbadania cech redystrybucji cezu między narządami podziemnymi i nadziemnymi przeprowadzono eksperyment wegetacyjny z wprowadzeniem stabilnych izotopów cezu do gleby pod trawami łąkowymi. Doświadczenia prowadzono w naczyniach Mitcherlicha na dwóch rodzajach gleb: torfowo-gliniastej i sodowo-glejowo-gliniastej, tj. pokryliśmy najczęściej występującymi glebami łąkowymi. Schemat doświadczenia: 7 gatunków traw łąkowych na tle bezazotowym i na tle nawożenia azotem. Przed napełnieniem naczyń do gleby zastosowano nawozy mineralne w postaci soli: saletrę amonową (na glebie mineralnej 1,71 g/naczynie, na torfie – 0,40 g/naczynie). Akumulacja radiocezu (Bq/kg) przez wieloletnie trawy
Stąd monitoring radioekologiczny w fitocenozach łąkowych, przeprowadzony w latach 1986-1990. na poletkach doświadczalnych naturalnych łąk, w różnym stopniu oddalonych od elektrowni jądrowej w Czarnobylu, oraz w agroekosystemach w eksperymentach z nasionami ziół, pozwala wyciągnąć następujące wnioski.
1. Pobór radionuklidów i ich kumulacja w roślinności łąkowej w okresie obserwacji determinowany był szeregiem czynników, w tym ilością i składem pierwiastkowym powypadkowego opadu promieniotwórczego oraz charakterem oddziaływania radionuklidów z glebą, które w dużej mierze wpływały na ich dostępność dla roślin, wchłanianie i migrację do nadziemnych organów traw łąkowych.
2. W okresie powypadkowym radioaktywność właściwa roślin w fitocenozach łąkowych strefy skażonej, reprezentowana głównie przez zespoły zbożowe i forb-zbożowe, po gwałtownym spadku w latach 1986-1987. w wyniku rozpadu krótkożyciowych radionuklidów ustabilizował się na poletkach testowych w rejonie homelskim na poziomie 10~8-10~6 Ci/kg, w Mohylewie - 10-9-10-8, w Mińsku - 10- 9-10-8 Ci/kg;
4. Dla szeregu dominujących roślin łąkowych ustalono zarówno międzygatunkowe, jak i wewnątrzgatunkowe różnice w akumulacji radionuklidów. Różnice wewnątrzgatunkowe są najbardziej wyraźne przy porównywaniu poziomów akumulacji emiterów gamma na glebach torfowych i mineralnych. Przy podobnych wskaźnikach gęstości zanieczyszczenia specyficzna aktywność gamma nadziemnej fitomasy cenopopulacji tego samego gatunku jest średnio o rząd wielkości mniejsza na torfowiskach w porównaniu z glebami bielicowo-błękitnymi ze względu na dużą pojemność sorpcyjną gleby torfowej, która jest zapewnione przez obecność w nim znacznej ilości kwasów humusowych i niskocząsteczkowych.
5. Najniższe współczynniki akumulacji radionuklidów emitujących promieniowanie gamma, z których do 70-90% stanowią radioizotopy cezu, odnotowano w dominantach łąkowych na glebach torfowo-glejowych (0,4-1,5). Akumulacja emiterów gamma przez roślinność łąkową jest znacznie intensywniejsza na glebach mineralnych.
6. Współczynniki akumulacji radionuklidów na tej samej różnicy gleby mogą się znacznie różnić (do 4-6 razy) nie tylko wśród przedstawicieli różnych grup systematycznych, ale także wśród gatunków należących do tej samej rodziny, np. bluegrass. Dlatego też niezgodne z prawem jest używanie takiej jednostki taksonomicznej jako rodziny w charakterystyce porównawczej akumulacji radionuklidów przez roślinność łąkową. Analiza zdolności akumulacyjnej traw łąkowych w odniesieniu do poszczególnych radioizotopów dawkotwórczych powinna opierać się na badaniach cech morfologicznych i fizjologicznych każdej dominanty zbiorowiska łąkowego, z uwzględnieniem stosunków koenotycznych składników i wodno-fizycznej oraz parametry agrochemiczne edafotopu, które określają stężenie wymiennych form radionuklidów w roztworze glebowym.
2.4 Skutki ekspozycji zewnętrznej i zaabsorbowanych radionuklidów
na życie roślin
Wzrost, rozwój i produktywność roślin. Obserwacje wzrostu i rozwoju roślin, przeprowadzone w pierwszych miesiącach po awarii w bezpośrednim sąsiedztwie reaktora, gdzie spadło dużo opadu promieniotwórczego, a rodzaj napromieniowania w niektórych miejscach był bliski ostremu, ujawniły pojedyncze anomalie w rozwoju morfogenetycznym roślin, zwłaszcza drzew iglastych (sosny, jad):
Utrata zdolności wzrostu pąków wierzchołkowych (wierzchołkowych), zwiększone tworzenie się i wzrost nowych pąków, w tym uśpionych;
Pojawienie się gigantycznych igieł w sosnach i świerkach oraz olbrzymich liściach dębu, które różniły się od zwykłych długości 2-3 razy, a wagą 5-7 razy;
zrzucanie igieł z poprzednich lat formacji (lata 2 i 3) z funkcjonowaniem igieł tylko pierwszego roku;
Utrata wrażliwości geotropowej.
Odnotowane morfozy (gigantyzm narządów) występowały dość często w strefie 10 km w latach 1987-1988. W latach 1991-1992 zauważono drugą falę gigantyzmu narządów, która, jak się uważa, jest związana z następczą akumulacją radionuklidów w organach roślinnych po wypadku. Istnieją dowody na to, że uprawy żyta ozimego i pszenicy, znajdujące się w bezpośrednim sąsiedztwie reaktora i zanieczyszczone około 1000 Ci/km2, charakteryzowały się powolnym wzrostem i rozwojem, miały obniżony wskaźnik powierzchni liści oraz powierzchnię liści flagowych o 40-50% .
Uprawy pszenicy poddane ostremu napromieniowaniu w roku awarii, w kolejnych latach dały nową generację roślin, wśród których pojawiły się formy zmutowane, charakteryzujące się brakiem szyszek, utratą pojedynczych kłosków, rozłupywaniem się kłosów itp. Wśród nich można również znaleźć formy przydatne do hodowli. Odrębne przejawy zmian morfologicznych w roślinach zaobserwowano także w białoruskim sektorze 30-kilometrowej strefy.
Przy uprawie roślin rolniczych na glebach skażonych radionuklidami do 77 Ci/km2 nie odnotowano szczególnych zmian w ich wzroście i rozwoju. Główne fazy rozwojowe zachodziły niezależnie od stopnia zanieczyszczenia gleby, parametry morfologiczne nasion również odpowiadały normie. Obserwacje dotyczyły oczywiście roślin uzyskanych z „czystych” nasion.
Rzeczywiście istnieją dowody, że poziomy zanieczyszczenia gleby w granicach 86 Ci/km2 nie wpływają znacząco na wzrost i rozwój roślin. Jednak ponowne wysiewanie nasion babki płesznika chronicznie naświetlanych przez trzy lata, pomimo stabilności tempa kiełkowania, masy 1000 nasion itp., ujawniło ukryte zmiany, polegające na nierównej reakcji roślin na dodatkowe napromienianie i nieodpowiednim obrazie aberracji chromosomowych w merystem korzeniowy. Tak więc przy tych gęstościach zanieczyszczenia gleby, które miały miejsce w naszych doświadczeniach, należy spodziewać się przejawów poszczególnych ilościowych zmian w metabolizmie roślin uprawnych.
Tabela 4. Produktywność łubinu żółtego w warunkach zanieczyszczenia gleby radionuklidami.
|
opcja | Specyficzna aktywność γ gleba, Bq/kg, X 103 | zbiór nasion | |||
|
rośliny |
kontrolować |
||||
Do siewu corocznie używano nasion z „czystych” upraw. Uwzględnienie plonu nasion roślin łubinu (odmiana BSHA 382) uprawianych w doświadczeniu okresowym wykazało, średnio w ciągu dwóch lat, nieznaczny wzrost produktywności roślin w miarę wzrostu stopnia zanieczyszczenia gleby radionuklidami (tab. 4), co wskazuje na istnienie związku między tymi wskaźnikami. Analizując wskaźniki produktywności, skłaniamy się ku przekonaniu, że obserwowane zmiany są w pewnym stopniu spowodowane niewielkimi różnicami w składzie mechanicznym i poziomie żyzności gleb wykorzystywanych w doświadczeniach.
Fotosynteza. W badaniach stwierdzono zwiększoną aktywność fotochemiczną chloroplastów wyizolowanych z roślin rosnących w warunkach wysokiego promieniowania tła (dawka ekspozycji γ - promieniowanie 300-500 μR/h), tendencja do wzrostu zawartości chlorofilu na jednostkę Stwierdzono suchą masę liści i spadek stężenia białek rozpuszczalnych. Zaobserwowano również pewne zmiany w poziomie aktywności karboksylazy RDF. Niska aktywność hydrolityczna enzymu degradacji chlorofilu, chlorofilazy, również świadczyła o wzroście aktywności aparatu fotosyntetycznego roślin rosnących w warunkach skażenia radioaktywnego. Innym ważnym wskaźnikiem wpływu promieniowania w tych warunkach jest wzrost aktywności peroksydazy. W liściach łubinu żółtego uprawianych w doświadczeniu okresowym nie stwierdzono istotnych zmian w aparacie barwnikowym (liczba chlorofilów i aktywność chlorofilazy) w zależności od wariantów – nie zaobserwowano jednak w doświadczeniu ze wzrostem stopnia zanieczyszczenia gleby, wystąpiła tendencja do zwiększenia szybkości reakcji fotochemicznych w chloroplastach i peroksydacji lipidów (peroksydaza enzymatyczna)
Asymilacja azotu. U łubinu żółtego zaopatrzenie narządów wegetatywnych i rozrodczych zredukowanym azotem odbywa się dwojako: poprzez symbiotyczne wiązanie azotu atmosferycznego przez bakterie brodawkowe (Rhizobium) oraz przywrócenie glebowego azotu mineralnego w korzeniach i liściach oraz częściowo w łodygach. Obie ścieżki oddziałują na siebie. Odtworzenie azotu mineralnego przez enzym reduktazę azotanową rozpoczyna się wraz z kiełkowaniem nasion i wytworzeniem systemu korzeniowego i aż do okresu łodygi niesie główny ładunek w procesie zaopatrywania rośliny w zredukowany azot. Po fazie pączkowania aktywność tego procesu szybko spada i bardzo słabo przejawia się w kolejnych fazach. Aktywność wiązania azotu rozwija się wraz ze wzrostem guzków na korzeniach roślin strączkowych, począwszy od fazy czterolistnej. Stopniowo rosnąca, maksimum osiąga w fazie pączkowania-kwitnienia. Tak więc w fazie pączkowania-kwitnienia oba procesy przebiegają intensywnie, a ilościowa ocena ich aktywności w tym czasie może scharakteryzować stan metabolizmu azotu w roślinie.
Gleby użyte w doświadczeniu wsadowym pobrano z różnych stanowisk, co nasuwało pytanie o wpływ różnic żyzności gleby na poziom wiązania azotu (poza gęstością zanieczyszczeń). W celu ograniczenia tego efektu w 1991 r. założono eksperyment wsadowy 2, w którym stworzono różne poziomy zanieczyszczenia gleby według wariantów mieszając glebę warunkowo czystą (kontrola) z glebą silnie zanieczyszczoną w stosunku 2,5:1 i 1:1. W efekcie uzyskano trzy warianty zanieczyszczenia cezem: 0,7; 9,6 i 13,7 kBq/kg gleby, z których pierwszy został potraktowany jako kontrola. Otrzymany w latach 1991 - 1992. Wyniki wskazywały na pewien wzrost aktywności wiązania azotu w warunkach zanieczyszczenia gleby, ale były to raczej tendencje. Aktywność reduktazy azotanowej w warunkach różnego stopnia zanieczyszczenia gleby radionuklidami nie wykazała wyraźnego obrazu zmian. Należy zwrócić uwagę na jego dużą zależność od zawartości azotu azotanowego w glebie.
Kwestia wpływu ewentualnych różnic żyzności gleby na aktywność wiązania azotu była przedmiotem dalszych badań w przypadku uprawy łubinu na glebach o różnym składzie mechanicznym i żyzności bez skażeń promieniotwórczych. Doświadczenia przeprowadzono w pawilonie wegetacyjnym IEB. W 1991 r. rośliny łubinu uprawiano na mieszance bagienno-bielicowej i sztucznie przygotowanej gleby próchnicznej, w takich samych proporcjach jak gleba radioaktywna w doświadczeniu 2. Wyniki wykazały nieznaczny wzrost aktywności wiążącej azot brodawek podczas wzrostu łubin na sztucznej glebie próchnicznej i mieszając ją z glebą piaszczystą w stosunku 1:1. Zwiększenie żyzności gleby stymuluje tym samym wiązanie azotu w brodawkach i redukcję azotanów w liściach łubinu.
W 1992 roku przeprowadzono doświadczenie wegetatywne na glebach różniących się składem mechanicznym do uprawy łubinu. Jak widać, najmniejszą aktywność wiązania azotu zaobserwowano przy uprawie łubinu na glebie piaszczystej (leśnej) i glinie średniej. Gleby orne piaszczyste, piaszczysto-gliniaste i lekkie gliniaste praktycznie nie różniły się poziomem aktywności wiązania azotu w brodawkach łubinu.
Najważniejszym enzymem w przyswajaniu zredukowanego azotu, który odpowiada za jego włączenie do aminokwasów, jest syntetaza glutaminy (GS), której aktywność w liściach charakteryzuje intensywność tworzenia glutaminy. Ten ostatni poprzez transaminację kwasem a-ketoglutarowym tworzy kwas glutaminowy. Tak więc działanie GS daje wyobrażenie o intensywności procesu bezpośredniego włączania zredukowanego azotu do związków organicznych. Wyniki uzyskane w 1990 r. nie wykazały różnic w aktywności GS w liściach łubinu w zależności od stopnia zanieczyszczenia gleby radionuklidami. Podobne dane uzyskano na jęczmieniu uprawianym w tych samych warunkach.
Integralnym wskaźnikiem intensywności metabolizmu azotu w roślinie jest zawartość azotu w jej organach. Oznaczenie azotu metodą Kjeldahla w organach łubinu żółtego odmiany BSHA 382 i jęczmienia odmiany Zhodinsky 5 wykazało istotne różnice w organach roślin. U łubinu najwyższą koncentracją azotu charakteryzowały się liście górne (4 8-5,7% s.m.) oraz osie kwiatostanów z kwiatami (4,3-4,9%), a najmniejszą łodygi (1,6-1,9%). W jęczmieniu najwyższa zawartość azotu była również w liściach flagowych (2,8-3,3%), a najmniejsza w pędach (0,8-1,2%). Wahania stężeń azotu w wariantach doświadczeń nie były systematyczne i wynikały najwyraźniej z innych przyczyn. Można zatem stwierdzić, że zanieczyszczenie gleby radionuklidami nie ma wpływu na zawartość azotu ogólnego w roślinach łubinu i jęczmienia.
Tak więc na glebach o gęstości zanieczyszczenia do 80 Ci/km2 absorbowane przez łubin radionuklidy mają pewien wpływ na metabolizm azotu organów wegetatywnych. Jednak ten wniosek dotyczy tylko roślin wyhodowanych z „czystych” nasion, to znaczy uzyskanych przy braku radioaktywnego skażenia gleby.
Wniosek
Szczegółowe badanie lasów Białorusi wykazało, że w wyniku awarii w Czarnobylu ponad 1700 tysięcy hektarów (jedna czwarta całego obszaru leśnego) zostało narażonych na skażenie radioaktywne. Należy zauważyć, że terytorium uważa się za skażone, jeśli gęstość opadu przekracza 1 Ci/km2 dla cezu-137, 0,15 Ci/km2 dla strontu-90 i 0,01 Ci/km2 dla plutonu-238,239,240. Ponad 90% zanieczyszczonego funduszu leśnego znajduje się w strefie skażenia cezem-137 od 5 do 15 Ci/km2. W okresie przedwypadkowym poziom skażenia radioaktywnego w lasach Białorusi sięgał 0,2-0,3 Ci/km2 i był określany głównie przez naturalne i sztuczne radionuklidy o globalnym opadu powstałym w wyniku testów broni jądrowej.
Spośród 88 leśnictwa istniejących w republice 49 zostało poddanych skażeniu radioaktywnemu w takim czy innym stopniu, co znacząco zmieniło charakter ich działalności gospodarczej. Zanieczyszczenia na dużą skalę kompleksów leśnych Białorusi znacznie ograniczyły wykorzystanie zasobów leśnych, miały negatywny wpływ na stan ekonomiczny i społeczno-psychologiczny całej populacji.
W pierwszych dniach po wypadku do 80% opadu promieniotwórczego zatrzymało się w nadziemnej części warstwy drzew. Potem nastąpiło szybkie czyszczenie koron i pni pod wpływem czynników meteorologicznych, a pod koniec 1986 roku aż 95% substancji promieniotwórczych uwięzionych przez las znajdowało się już w glebie, a większość w ściółce leśnej , który jest akumulatorem radionuklidów. Dalsze tempo migracji radionuklidów w głąb gleby zależało od rodzaju pokrywy roślinnej, reżimu wodnego, parametrów agrochemicznych gleb oraz właściwości fizykochemicznych opadu promieniotwórczego. Przeprowadzone badania wykazały, że obecnie główna część opadu promieniotwórczego nadal koncentruje się w górnym poziomie gleby, gdzie są one dobrze zatrzymywane przez składniki organiczne i mineralne.
Zanieczyszczenie roślinności leśnej zależy od poziomu opadu promieniotwórczego i właściwości gleby. Na glebach hydromorficznych (nadmiernie zwilżonych) obserwuje się wyższy stopień przejścia w układzie „gleba-roślina” niż na glebach automorficznych (normalnie zwilżonych). Im wyższa żyzność gleby, tym mniejszy udział radionuklidów przedostaje się zarówno do drzewostanu, jak i do organizmów runa (grzyby, jagody, mchy, porosty, roślinność zielna).
Igły (liście), młode pędy, kora, łyk charakteryzują się najwyższą zawartością radionuklidów w różnych częściach korony drzew; najmniejsze zanieczyszczenie zaobserwowano w drewnie. Akumulatorami radionuklidów w zbiorowiskach leśnych są grzyby, mchy, porosty i paprocie. Roślinność leśna pochłania głównie cez-137, stront-90. Pierwiastki transuranowe (pluton-238,239,240 i ameryk-241) są słabo uwzględniane w procesach migracji.
Ekosystemy leśne są więc stałym źródłem radionuklidów przedostających się do produktów leśnych, w szczególności żywności. Akumulacja radionuklidów w dzikich jagodach i grzybach jest 20-50 razy większa niż ich zawartość w produktach rolnych przy tym samym poziomie skażenia radioaktywnego. Badania wykazały, że dawka promieniowania spowodowana konsumpcją pokarmów leśnych jest 2-5 razy wyższa niż dawki generowane przez konsumpcję produktów rolnych. Ponadto, w przeciwieństwie do gruntów rolnych, kompleksy leśne są słabo zarządzane pod względem zmniejszania obciążenia radiacyjnego poprzez wdrażanie różnych skutecznych środków zaradczych z wykorzystaniem nowoczesnych technologii. Przebywanie w lesie wiąże się także z dodatkową ekspozycją zewnętrzną, gdyż lasy stanowiły naturalną barierę, a co za tym idzie rezerwuar opadu promieniotwórczego. Problemy bezpieczeństwa radiacyjnego na skażonych obszarach leśnych rozwiązywane są głównie za pomocą środków restrykcyjnych.
Obecnie zbiór grzybów i jagód na skażonym obszarze jest bardzo ograniczony i prawie całkowicie zabroniony na obszarach o gęstości opadu powyżej 2 Ci/km2 dla cezu-137. Jednak poziom zawartości radionuklidów w leśnych produktach spożywczych z czasem będzie się zmniejszał z powodu naturalnego rozpadu promieniotwórczego i migracji radionuklidów w głąb gleby. Wstępne obliczenia prognozy wskazują, że w 2015 roku stężenie cezu-137 obniży się do poziomu dopuszczalnych norm.
Należy również zauważyć, że do tej pory powstało wiele zaleceń, aby przezwyciężyć obecną sytuację kryzysową dotyczącą korzystania z darów leśnych. Obiecującym sposobem jest sztuczna uprawa przyjaznych dla środowiska grzybów i jagód, która zmniejszy pobieranie radionuklidów do organizmu człowieka, a co za tym idzie, zagrożenie dla zdrowia publicznego.
Radioaktywny stront może wnikać do roślin na dwa sposoby: z powietrza, przez naziemne organy roślin oraz z korzenia.
Proporcja radionuklidów osadzonych na powierzchni roślin podczas wlotu powietrza na jednostkę powierzchni, w stosunku do ich całkowitej ilości, która spadła na ten obszar, nazywa się podstawowa retencja. Nie tylko różne rodzaje roślin, ale także różne organy i części roślin mają różną zdolność zatrzymywania radionuklidów, które wypadły z atmosfery. Złożony przez B.N. Annenkova i E.V. Yudintseva (1991), pierwotna retencja wodnego roztworu 90 8 g przez pszenicę jarą wynosiła: dla liści - 41%, dla łodyg - 18, dla plew - 11 i dla ziarna - 0,5%. Tak wysoka zdolność retencyjna wynika z faktu, że radionuklidy w opadach atmosferycznych występują w bardzo niskich stężeniach (ultramikrostężenia) iw takich warunkach są szybko i całkowicie wchłaniane na większości powierzchni, w tym na powierzchni liści. Jest to jednak możliwe tylko w przypadku wytrącania się rozpuszczalnych w wodzie form radionuklidów i nie dotyczy zanieczyszczenia cząstkami stałymi, np. paliwem. Czas usuwania z deszczem i wiatrem połowy opóźnionych radionuklidów z roślin zielnych dla stref klimatu umiarkowanego wynosi około 1-5 tygodni.
- 908g jest nie tylko wchłaniany na powierzchni roślin, ale może również częściowo przenikać do tkanek narządów naziemnych. Jednak pomimo tego, że stront jest analogiem wapnia, który jest niezbędny do metabolizmu roślin, procesy te zachodzą powoli, a ich intensywność jest znacznie mniejsza niż przy spożyciu z powietrza 137C5.
- 908g charakteryzuje się dużą mobilnością w układzie „gleba-roślina”. Przy tej samej gęstości zanieczyszczenia pobór 90 Sg z gleby do roślin jest średnio 3-5 razy większy niż 137 Cs, chociaż gdy te radionuklidy dostają się do roślin z roztworów wodnych, 137 Cs okazuje się bardziej mobilny. Główną przyczyną tych różnic jest charakter oddziaływania radionuklidów z glebą – 137 Cs jest w większym stopniu sorbowany w glebie bez wymiany, podczas gdy 90 Sr występuje w glebie głównie w postaciach wymiennych.
Wkład korzeni wynoszący 90 Sg zależy od właściwości gleby i cech biologicznych roślin i zmienia się w bardzo szerokim zakresie: współczynniki akumulacji (Kn) mogą różnić się od 30 do 400 razy. Na różnych typach gleb Kn 90 8r zmienia się dla tej samej uprawy od 5 do 15 razy. Ogólnie rzecz biorąc, im większa chłonność gleb, tym wyższa zawartość materii organicznej, im cięższy skład mechaniczny gleby, a część mineralna jest dobrze reprezentowana przez minerały ilaste o wysokiej chłonności, tym niższe współczynniki przenikania 908 g z gleby na rośliny. Maksymalne współczynniki akumulacji obserwuje się na glebach torfowych i mineralnych o lekkim składzie mechanicznym – piaszczysto-gliniaste i piaszczyste, a minimalne – na żyznych glebach ciężkich gliniastych i gliniastych (bory szare i czarnoziemy). Zaleganie gleby przyczynia się do zwiększonego przenoszenia radionuklidu na plony.
Spośród wielu właściwości gleby, kwasowość i zawartość wapnia wymiennego mają duży wpływ na pobranie przez rośliny 90 Sg. Wraz ze wzrostem kwasowości intensywność przyjmowania radionuklidów do roślin wzrasta 1,5-3,5 razy. Natomiast wraz ze wzrostem zawartości wapnia wymiennego kumulacja 908g w roślinach maleje.
Na glebach węglanowych występuje wiązanie bez wymiany 90 8 g, co prowadzi do zmniejszenia jego akumulacji w roślinach o 1,1-3 razy. Na przykład w czarnoziemie węglanowym, w porównaniu z czarnoziemem ługowanym, zawartość rozpuszczalnego w wodzie 90 8 g jest 1,5-3 razy mniejsza, a ilość niewymienialnego 90 8 g jest wyższa o 4-6%.
Szybkość transferu 90 Sr w ogniwie „gleba-roślina” i dalej wzdłuż łańcuchów troficznych zależy od zawartości towarzyszących mu nośników: izotopowego (stabilny stront) i nieizotopowego (stabilny wapń). W tym przypadku rola wapnia w transporcie radionuklidu jest ważniejsza niż strontu, ponieważ ilość pierwszego jest znacznie większa niż drugiego. Na przykład stężenie stabilnego strontu w glebie wynosi średnio 2-3 10 -3%, a wapnia - około 1,4%.
Do oceny przemieszczania się radioaktywnego strontu w obiektach biologicznych stosuje się stosunek zawartości 90 8g do Ca, który zwykle wyraża się w kategoriach jednostki strontu(tj.).
1 s.u. = 37 mBq 90 8g/g Ca.
Nazywa się stosunek jednostek strontu w roślinach do jednostek strontu w glebie czynnik dyskryminacji(KD):
KD = j.m. w zakładzie / s.u. w glebie.
Dyskryminacja między strontem i wapniem względem siebie nie występuje, gdy liczba atomów 90 8 gi wapń przechodzi z gleby do roślin w tej samej proporcji. Dość często jednak, gdy 90 Sr przechodzi z jednego ogniwa do drugiego, obserwuje się spadek jego zawartości w stosunku do wapnia. W tym przypadku mówi się o dyskryminacji strontu ze względu na wapń. W większości
W bardziej typowych glebach strefy środkowej europejskiej części Federacji Rosyjskiej współczynnik dyskryminacji waha się od 0,4 do 0,9 dla organów wegetatywnych roślin i od 0,3 do 0,5 dla zboża (tab. 5.15; Korneev, 1972; Russell, 1971). .
Tabela 5.15
Średnia wartość współczynnika dyskryminacji (CD)
Stosunek 908g do wapnia w ziarnie jest zawsze mniejszy niż w słomie, aw liściach buraków i marchwi jest mniejszy niż w roślinach okopowych. Na glebach zasobnych w wapń wymienny współczynnik dyskryminacji jest zwykle wyższy niż na glebach o niskiej zawartości wapnia, co wiąże się z konkurencją tych pierwiastków podczas wchodzenia do roślin. Należy to wziąć pod uwagę przy uprawie roślin pastewnych, ponieważ pasza powinna zawierać nie tylko niską zawartość radioaktywnego strontu, ale także wysoką zawartość wapnia, co zapobiega przedostawaniu się 90 Bg do organizmu zwierzęcia.
Na akumulację 90 Bg w roślinach mają wpływ ich cechy biologiczne. W zależności od rodzaju rośliny kumulacja 90 8 g w biomasie może różnić się od 2 do 30 razy, aw zależności od odmiany od 1,5 do 7 razy.
Minimalna akumulacja 90 8 g występuje w bulwach zbóż i ziemniaków, maksymalna - w roślinach strączkowych i roślinach strączkowych. Jeśli porównamy współczynniki akumulacji 90 Bg w zbożach i roślinach strączkowych, to w roślinach strączkowych będą one znacznie wyższe (tab. 5.16).
Tabela 5.16
Współczynniki transferu 90 Bg na różne rośliny uprawne na glebach piaszczysto-gliniasto-bielicowych (Bq/kg)/(kBq/m 2)
90 8g gromadzi się głównie w organach wegetatywnych roślin. W ziarnach, nasionach i owocach jest zawsze znacznie mniej niż w innych narządach. Ponadto stront gromadzi się głównie nie w korzeniach, ale w nadziemnych częściach roślin.
W porządku malejącym stężenia 90 Bg, uprawy polowe rozkładają się w następujący sposób:
- zboża, rośliny strączkowe i rośliny strączkowe: rzepak jary > łubin > groch > wyka > jęczmień > pszenica jara > owies > pszenica ozima > żyto ozime;
- zielona masa: rośliny strączkowe wieloletnie trawy > mieszanki zbożowo-strączkowe > koniczyna > łubin > wieloletnie mieszanki strączkowo-trawowe > groch > wieloletnie trawy zbożowe > wyka >
> rzepak jary > mieszanka grochowo-owsiana > mieszanka wyka-owsiana >
> kukurydza;
Cenozy naturalne: zioła > turzyce > trawy-forbs > zioła-zboża > zboża > bluegrass łąkowy > kupkówka pospolita.
Stężenie radioaktywnego strontu w kulturach zależy od zawartości wapnia w roślinach. Z tabeli. 5.17 (Marakushkin, 1977, za: Priester, 1991) można zauważyć, że im wyższa zawartość wapnia w kulturze, tym więcej gromadzi się w niej 908g.
Tabela 5.17
(doświadczenie terenowe przy stałym poziomie zanieczyszczenia gleby)
Rozmieszczenie systemu korzeniowego roślin wpływa również na akumulację 90 Sr. Na przykład takie gęsto krzaczaste trawy, jak kostrzewa owcza i bluegrass, gromadzą 90 8 g 1,5-3,0 razy więcej niż trawy kłączowe - pełzająca trawa pszeniczna i ognisko bez awn. Wynika to z faktu, że w zbożach gęsto krzaczastych węzeł krzewienia znajduje się na powierzchni gleby, a powstałe młode korzenie znajdują się w najwyższej zanieczyszczonej warstwie gleby. W trawach kłączowych węzeł krzewienia i odpowiednio nowe korzenie powstają na głębokości 5-20 cm, gdzie zawartość 90 8 g w naturalnych ekosystemach jest znacznie niższa. Rośliny o płytkim rozmieszczeniu systemu korzeniowego są zawsze bardziej zanieczyszczone radionuklidem.
Trawy z naturalnych łąk mają wyższą koncentrację 90 8 g w biomasie niż trawy siewne, co tłumaczy się większą ruchliwością radionuklidu w górnym poziomie sodowym, gdzie występuje on w formie bardziej dostępnej dla roślin niż w glebie mineralnej horyzonty.
w ekosystemach leśnych. Przy powietrznym zanieczyszczeniu ekosystemów leśnych 90 Sr pozostaje przez długi czas mocno osadzony w zewnętrznych osłonach roślin drzewiastych. Charakteryzuje się niską ruchliwością i przy zanieczyszczeniu liśćmi praktycznie nie przemieszcza się przez tkanki i ścieżki roślin.
Jednak akumulacja 90 Sr przez korzenie, w przeciwieństwie do asymilacji przez liście, jest znacznie bardziej wyraźna zarówno w roślinności drzewnej, jak i zielnej. Z czasem prowadzi to do zauważalnej akumulacji radiostrontu we wszystkich częściach roślin, w tym w drewnie. W gatunkach drzew iglastych akumulacja radionuklidów w wyniku pobierania przez korzenie jest zauważalnie słabsza niż w drzewach liściastych. Najwięcej 90 8g wchłaniają osika, jarzębina, kruszyna, wierzba i leszczyna pospolita. Większa kumulacja 90 8g w porównaniu z |37 C3 jest również charakterystyczna dla świerka, dębu, klonu, brzozy i lipy.
Stosunek 90 8g:137 C5 w drewnie zmienia się znacząco w czasie, od 0,2-0,7 podczas zanieczyszczenia powietrza do 6-7 z przewagą pobierania korzeni. Wynika to z faktu, że |37 C3, w przeciwieństwie do 90 Sr, łatwiej przechodzi przez organy roślinne po uderzeniu w powierzchnię liści niż przez korzenie, ponieważ jest silnie sorbowany przez glebę. 90 8g jest w glebie w bardziej przystępnej formie. Zauważa się zatem, że 5-7 lat po skażeniu lasów strefy czarnobylskiej zawartość 90 Bg w drewnie wzrosła 5-15-krotnie w porównaniu z pierwszym rokiem (Klekovkin, 2004). Pobieranie przez korzenie 90 8g jest zwiększone na glebach hydromorficznych.
Podobny wzór uzyskano w doświadczeniach z ziemniakami. Przy napromienianiu roślin w okresie bulwowania plon bulw praktycznie nie zmniejsza się przy napromienianiu dawkami 7–10 kR. Jeśli rośliny zostaną napromieniowane we wcześniejszej fazie rozwoju, plon bulw spada średnio o 30-50%. Ponadto bulwy nie są żywotne ze względu na sterylność oczu.
Napromienianie roślin wegetatywnych prowadzi nie tylko do spadku ich produktywności, ale także obniża walory siewne wschodzących nasion. W ten sposób napromienianie roślin wegetatywnych prowadzi nie tylko do spadku ich produktywności, ale także obniża właściwości siewne wschodzących nasion. Tak więc, gdy rośliny zbożowe są napromieniane w najbardziej wrażliwych fazach rozwoju (krzewienie, wschodzenie do rury), plon jest znacznie zmniejszony, ale kiełkowanie powstałych nasion jest znacznie zmniejszone, co pozwala nie używać ich do siewu . Jeśli rośliny są napromieniane na początku dojrzałości mlecznej (kiedy tworzy się ogniwo), nawet w stosunkowo dużych dawkach plon ziarna zostaje zachowany prawie całkowicie, ale takich nasion nie można wykorzystać do siewu ze względu na wyjątkowo słabe kiełkowanie.
Tak więc izotopy promieniotwórcze nie powodują zauważalnych uszkodzeń organizmów roślinnych, ale kumulują się w znacznych ilościach w plonach.
Znaczna część radionuklidów znajduje się w glebie, zarówno na powierzchni, jak iw dolnych warstwach, a ich migracja w dużej mierze zależy od rodzaju gleby, jej składu granulometrycznego, właściwości wodno-fizycznych i agrochemicznych.
Głównymi radionuklidami decydującymi o charakterze zanieczyszczeń w naszym regionie są cez – 137 i stront – 90, które w różny sposób są sortowane według gleby. Głównym mechanizmem wiązania strontu w glebie jest wymiana jonowa, cez - 137 przez formę wymiany lub rodzaj sorpcji jonowymiennej na wewnętrznej powierzchni cząstek gleby.
Absorpcja strontu - 90 w glebie jest mniejsza niż cezu - 137, a zatem jest to bardziej mobilny radionuklid.
W momencie uwolnienia cezu - 137 do środowiska, radionuklid jest początkowo w stanie wysoce rozpuszczalnym (faza gazowo-parowa, drobne cząstki itp.)
W takich przypadkach cez-137 dostający się do gleby jest łatwo dostępny do wchłonięcia przez rośliny. W przyszłości radionuklid może być włączony w różne reakcje w glebie, a jego mobilność maleje, wzrasta siła wiązania, radionuklid „starze się”, a takie „starzenie” jest kompleksem krystalicznych reakcji chemicznych gleby z możliwym wejściem radionuklid w strukturę krystaliczną wtórnych minerałów ilastych.
Duże znaczenie ma mechanizm wiązania izotopów promieniotwórczych w glebie, ich sorpcja, ponieważ sorpcja determinuje właściwości migracyjne radioizotopów, intensywność ich wchłaniania przez glebę, a w konsekwencji ich zdolność wnikania do korzeni roślin. Sorpcja radioizotopów zależy od wielu czynników, a jednym z głównych jest skład mechaniczny i mineralogiczny gleby.W glebach ciężkich w składzie granulometrycznym zaabsorbowane radionuklidy, zwłaszcza cez - 137, wiążą się silniej niż lekkie i mają zmniejsza się wielkość mechanicznych frakcji glebowych, wzrasta siła ich wiązania strontu - 90 i cezu - 137. Radionuklidy są najmocniej związane z frakcją mułu w glebie.
Większą retencję radioizotopów w glebie ułatwia obecność w niej pierwiastków chemicznych, które mają podobne właściwości chemiczne do tych izotopów. Tak więc wapń jest pierwiastkiem chemicznym podobnym w swoich właściwościach do strontu - 90, a wprowadzenie wapna, zwłaszcza na gleby o wysokiej kwasowości, prowadzi do zwiększenia zdolności absorpcyjnych strontu - 90 i zmniejszenia jego migracji. Potas ma podobne właściwości chemiczne do cezu - 137. Potas, jako nieizotopowy analog cezu, występuje w glebie w makroilościach, podczas gdy cez występuje w ultramikrostężeniach. W efekcie mikroilości cezu-137 są silnie rozcieńczane w roztworze glebowym przez jony potasu, a po ich wchłonięciu przez system korzeniowy roślin występuje konkurencja o miejsce sorpcji na powierzchni korzenia. Dlatego też, gdy pierwiastki te przedostają się z gleby, w roślinach obserwuje się antagonizm jonów cezu i potasu.
Ponadto wpływ migracji radionuklidów zależy od warunków meteorologicznych (opady atmosferyczne).
Ustalono, że stront-90, który opadł na powierzchnię gleby, jest wymywany przez deszcz do najniższych warstw. Należy zauważyć, że migracja radionuklidów w glebach przebiega powoli, a ich główna część znajduje się w warstwie 0–5 cm.
Akumulacja (usuwanie) radionuklidów przez rośliny rolnicze w dużej mierze zależy od właściwości gleby i cech biologicznych roślin. Na glebach kwaśnych radionuklidy przedostają się do roślin w znacznie większych ilościach niż z gleb słabo kwaśnych. Zmniejszenie kwasowości gleby z reguły pomaga zmniejszyć wielkość przenoszenia radionuklidów do roślin. Tak więc, w zależności od właściwości gleby, zawartość strontu - 90 i cezu - 137 w roślinach może się różnić średnio 10-15 razy.
A międzygatunkowe różnice upraw rolnych w akumulacji tych radionuklidów obserwuje się w roślinach strączkowych. Np. stront - 90 i cez - 137 są przyswajane 2 - 6 razy intensywniej przez rośliny strączkowe niż przez zboża.
Pobranie strontu-90 i cezu-137 w roślinach zielnych na łąkach i pastwiskach jest uwarunkowane charakterem rozmieszczenia w profilu glebowym.
W strefie zanieczyszczonej łąki regionu Riazań są zanieczyszczone na powierzchni 73491 ha, w tym o gęstości zanieczyszczeń 1,5 Ci/km2 – 67886 (36% ogólnej powierzchni), o gęstości zanieczyszczeń 5,15 Ci/km2 - 5605 ha (3%).
Na terenach dziewiczych, naturalnych łąkach, cez występuje w warstwie 0-5 cm, w ostatnich latach po awarii nie odnotowano jego znaczącej migracji pionowej wzdłuż profilu glebowego. Na gruntach zaoranych cez - 137 występuje w warstwie ornej.
Roślinność zalewowa w większym stopniu akumuluje cez-137 niż roślinność wyżynną. Tak więc, gdy teren zalewowy został zanieczyszczony 2,4 Ci/km 2, znaleziono go w trawie
Ki/kg suchej masy, a na suchym lądzie z zanieczyszczeniem 3,8 Ci/km 2 trawa zawierała Ci/kg.Akumulacja radionuklidów przez rośliny zielne zależy od specyfiki struktury darni. Na łące zbożowej o gęstej, gęstej darni zawartość cezu - 137 w fitomasie jest 3-4 razy wyższa niż na łące forb z luźną, cienką darnią.
Rośliny o niskiej zawartości potasu gromadzą mniej cezu. Trawy gromadzą mniej cezu w porównaniu do roślin strączkowych. Rośliny są stosunkowo odporne na oddziaływanie radioaktywne, ale mogą gromadzić takie ilości radionuklidów, że stają się nieprzydatne do spożycia przez ludzi i na paszę dla zwierząt gospodarskich.
Pobór cezu - 137 w roślinach zależy od rodzaju gleby. W zależności od stopnia zmniejszenia akumulacji cezu w uprawie rośliny glebowe można ułożyć w następującej kolejności: darniowo-bielicowo-gliniasty, sodowo-bielicowo-gliniasty, szary las, czarnoziemy itp. Akumulacja radionuklidów w uprawie zależy nie tylko od rodzaju gleby, ale także od cech biologicznych roślin.
Należy zauważyć, że rośliny kochające wapń zwykle wchłaniają więcej strontu - 90 niż rośliny ubogie w wapń. Przede wszystkim gromadzą stront - 90 strączkowych, mniej korzeni i bulw, a jeszcze mniej zbóż.
Akumulacja radionuklidów w roślinie zależy od zawartości składników pokarmowych w glebie. Stwierdzono, że nawóz mineralny stosowany w dawkach N 90, P 90 zwiększa stężenie cezu – 137 w uprawach warzywnych 3-4-krotnie, a podobne zastosowania potasu zmniejszają jego zawartość 2-3-krotnie. Zawartość substancji zawierających wapń ma pozytywny wpływ na zmniejszenie spożycia strontu - 90 w uprawach roślin strączkowych. Na przykład wprowadzenie wapna do ługowanego czarnoziemu w dawkach równoważnych kwasowości hydrolitycznej zmniejsza podaż strontu-90 do upraw zbożowych 1,5-3,5 razy.
Największy wpływ na zmniejszenie spożycia strontu - 90 w plonie uzyskuje się poprzez wprowadzenie kompletnego nawozu mineralnego na tle dolomitu. Na efektywność akumulacji radionuklidów w plonach roślinnych mają wpływ nawozy organiczne i warunki meteorologiczne oraz czas ich przebywania w glebie. Ustalono, że akumulacja strontu - 90, cezu - 137 pięć lat po wejściu do gleby zmniejsza się 3-4 razy.
Zatem migracja radionuklidów w dużej mierze zależy od rodzaju gleby, jej składu mechanicznego, właściwości wodno-fizycznych i agrochemicznych. Na sorpcję radioizotopów ma więc wpływ wiele czynników, a jednym z głównych jest skład mechaniczny i mineralogiczny gleby. Zaabsorbowane radionuklidy, zwłaszcza cez-137, są silniej wiązane przez gleby o ciężkim składzie mechanicznym niż przez gleby lekkie. Ponadto wpływ migracji radionuklidów zależy od warunków meteorologicznych (opady atmosferyczne).
Akumulacja (usuwanie) radionuklidów przez rośliny rolnicze w dużej mierze zależy od właściwości gleby i biologicznej pojemności roślin.
Substancje radioaktywne uwalniane do atmosfery ostatecznie trafiają do gleby. Kilka lat po opadach radioaktywnych na powierzchnię ziemi przedostawanie się radionuklidów do roślin z gleby staje się główną drogą ich przedostawania się do żywności i pasz dla zwierząt. W sytuacjach awaryjnych, jak pokazał wypadek w elektrowni jądrowej w Czarnobylu, już w drugim roku po opadach głównym sposobem przedostawania się substancji promieniotwórczych do łańcucha pokarmowego jest przedostawanie się radionuklidów z gleby do roślin.