Рослинність України та вплив на неї антропогенної радіонуклідної аномалії

План

Вступ

Розділ І. Антропогенна радіонуклідна аномалія -- визначення та причини

І.1. Радіонукліди штучного походження

І.2 Природні радіонукліди

Розділ ІІ. Радіобіологічні ефекти у рослин

ІІ.1. Нагромадження радіонуклідів у компонентах фітоценозу

Розділ ІІІ. Тератогенез в зоні антропогенної радіонуклідної аномалії

ІІІ.1. Частотний аналіз морфогенетичних змін у рослин, що виростають у зоні підвищених рівнів хронічного опромінення

ІІІ.2. Відбудовні процеси у багаторічних рослин, які виростають у зоні радіонуклідної аномалії

ІІІ.3. Мутагенна дія

ІІІ. 4. Дія на рослини інкорпорованих радіонуклідів

Вступ

Розвиток атомної промисловості, випробування ядерної зброї, аварії на атомних реакторах різного походження призводять до локальних підвищень рівня діючих радіаційних доз і до глобального збільшення фону іонізуючих випромінювань. Істотне підвищення радіаційного фону на значних територіях викликала аварія на Чорнобильській атомній електростанції - найбільша в історії ядерної енергетики. Вона стала причиною забруднення радіонуклідами більше 100 тис. км² на території СНД, де мешкає близько 4 млн. чоловік.

Після аварії на ЧАЕС особливої актуальності набула проблема про тривалі й віддалені ефекти опромінення в низьких дозах. Існуючі експериментальні дані не дозволяють дати достатньо науково обґрунтований прогноз генетичної небезпеки підвищеного фону радіації в забруднених радіонуклідами районах. Ризик впливу на здоров'я людини малої кількості радіоактивних речовин, які містяться в повітрі, воді, грунті, їжі, недооцінюється приблизно в 100-1000 разів.

Актуальність теми. Серед численних антропогенних та природних чинників, які шкідливо впливають на біоценози та на людину, важливим залишається радіоактивне забруднення. Результати багатьох радіологічних досліджень свідчать, що значну небезпеку для людини створюють малі дози іонізуючого випромінювання.

Одним з головних наслідків Чорнобильської аварії є значні рівні та величезні масштаби забруднення довгоживучими радіонуклідами агроценозів з різноманітними екологічними характеристиками. Для сучасної, відновлювальної стадії поставарійного періоду основним механізмом забруднення сільськогосподарської продукції є надходження радіонуклідів в рослинну ланку з ґрунту.

Внаслідок надходження радіонуклідів у навколишнє середовище в процесі виробництва ядерної енергії дослідження міграції радіонуклідів у рослинах і ґрунтах залишаються надзвичайно актуальними. На особливу увагу заслуговують дослідження з вивчення поведінки рослин в умовах антропогенної радіонуклідної аномалії.

Розкриття системи взаємодій "ґрунт-рослина", що обумовлюють радіонуклідне забруднення продуктів харчування, є одним з основних в сучасній системі заходів, направлених на зменшення дозових навантажень людини.

Виявлена значна несталість нагромадження радіонуклідів рослиною та залежність від комплексу фізико-хімічних, кліматичних, геохімічних, та біологічних. Разом з тим залишаються маловідомими біологічні механізми, що визначають видоспецифічність нагромадження та його високу пластичність в залежності від факторів довкілля. Недостатньо визначеними є й радіаційні наслідки ґрунтового надходження радіонуклідів у трофічні ланцюжки за умов розмаїття природних характеристик та рівнів забруднення агроценозів. Кількісний аналіз внеску ґрунтового шляху у формування потоку радіонуклідів “ґрунт-людина” проведено у ряді сучасних екологічних дозових моделей. Вони застосовувалися для відповідних оцінок у гострому періоді радіоактивних випадінь та менш пристосовані до умов тривалої відновлювальної стадії, коли значну роль в формуванні та розвитку радіаційної ситуації починає відігравати різноякісність природних характеристик забрудненого середовища -- клімат, тип ґрунту, рівень зволоження. Такі оцінки стають можливими при врахуванні комплексу факторів, що визначають інтенсивність включення радіонуклідів в рослину, як початкову ланку переважної більшості трофічних ланцюжків.

Унікальність радіоекологічної ситуації в Україні та значимість ланки "рослина" у визначенні радіаційних наслідків забруднення агроценозів обумовило напрямки досліджень при виконанні курсової роботи.

Відомо, що радіонукліди, після надходження у ґрунт, поглинаються його компонентами, в результаті чого їхні концентрації у ґрунті значно знижуються, в той же час вміст радіонуклідів у рослинності, може зрости у тисячі і десятки тисяч разів. Через це, знаючи основні параметри динаміки формування радіаційної ситуації і розподілу радіонуклідів в компонентах цих екосистем, можна з достатньою ймовірністю визначити розмір і скласти прогноз радіоактивного забруднення рослинності і, у разі необхідності, задіяти комплекс контрзаходів зі зниження існуючого рівня забруднення рослинних обєктів, що, відповідно, сприятиме зменшенню дозового навантаження на людину через шлях ґрунт-рослина-продукти харчування.

Мета і завдання дослідження. Мета роботи - визначення характерних рис антропогенної радіонуклідної аномалії, радіоекологічного стану та параметрів розподілу і накопичення радіонуклідів рослинами України

Для досягнення поставленої мети передбачалося вирішити такі завдання:

визначити характерні риси формування радіаційного стану та антропогенної радіонуклідної аномалії в рослинності України;

визначити параметри поглинання і перерозподілу ⁹⁰Sr , ¹³⁷Сs, ³Н рослинами та їх наслідки;

визначити особливості міграції радіонуклідів в агроценозах України;

Об'єкт дослідження. Шляхи та фактори формування радіаційного стану та аномальної радіонуклідної аномалії в рослинних екосистемах України; міграція штучних радіонуклідів в рослинах.

Предмет дослідження. Рослинність України та вплив на неї антропогенної радіонуклідної аномалії.

Методи дослідження. Загальнотеоретичні методи наукового пізнання, дослідження в галузі радіоекології та АПК, економіки природокористування та охорони навколишнього середовища. Для вирішення поставлених завдань використовувалися такі основні методи: монографічний (вивчення існуючих підходів до оцінки земель), абстрактно-логічний (теоретичні узагальнення та формування висновків) та метод узагальнення.

Практичне значення. Результати роботи допомагають зрозуміти спадкові зміни в рослинах при радіонуклідному забрудненні оточуючого середовища, поглиблюють знання про наслідки впливу низьких доз опромінення факторів у віддалені строки. Результати курсового дослідження можуть бути використані при розробці екологічних програм рослинності, а також, при подальшому дослідженні даної проблематики.

Структура курсового дослідження. Курсова робота складається зі вступу, трьох розділів, які в свою чергу містять підрозділи, висновків і списку використаних джерел та літератури.

Розділ 1. Антропогенна радіонуклідна аномалія -- визначення та причини

Інтенсифікація промислового виробництва в другій половині XX ст. привела до появи на планеті великої групи антропогенних радіонуклідів. Їхня сумарна активність у середньому порівнянна з активністю природного радіоактивного фону, але на деяких ділянках техногенного радіоактивного фону може істотно перевищувати його. Антропогенні радіонукліди утворюють дві основні групи: штучні радіонукліди, одержувані в результаті ядерних реакцій, і природні, або природні радіонукліди (уран, торій і продукти їхнього розпаду), концентрація яких на земній поверхні різко зросла за рахунок екологічних процесів, пов'язаних з переміщенням їх з більш глибоких зон земної кори (наприклад видобуток урану). Цей розподіл умовний, оскільки легкі радіонукліди, які утворюються в природних умовах, можуть бути отримані й штучними шляхом наприклад, тритій утворюється в навколишньому середовищі (у результаті ядерних реакцій хімічних елементів з космічним випромінюванням) і в реакціях, штучно викликаних розподілом або синтезом ядер. Стронцій-90 також виникає в навколишньому середовищі при спонтанному розподілі урану-238 і може бути отриманий штучно. [3, 14-15]

1.1. Радіонукліди штучного походження

Штучні радіонукліди не властиві біосфері, вони з'явилися лише із середини XX ст. у результаті розвитку ядерних технологій військового й цивільного застосування.

Радіоактивні речовини, які утворюються в результаті ядерного вибуху, представлені в основному продуктами розподілу урану-238 і плутонію-239, що не вигоріли ядерним паливом і матеріалами з наведеною активністю.

Залежно від часу, що пройшов з моменту вибуху до осідання часток на земну поверхню, радіоактивні випадання діляться на три види.

1. Ближні, або локальні випадання представлені відносно великими (більше 100 мкм.) частками, що осідають на землю переважно під дією сили ваги. Локальні випадання починаються відразу після вибуху й тривають протягом наступних 12 діб, охоплюючи в міру переносу радіоактивної хмари вітром усе більш велику територію. У результаті локальних випадань на земній поверхні утворюється радіоактивний слід шириною в кілька десятків і довжиною в кілька сотень кілометрів. Великі частки, що осідають під дією сили ваги, попадають безпосередньо на земну поверхню, у т.ч. на рослинність і тварин, обумовлюючи їхнє поверхневе забруднення. Вважається, що при наземних ядерних вибухах мегатонної потужності на ближні випадання доводиться до 80 %, а при атмосферних близько 10 %.

2. Проміжні, або тропосферні випадання представлені дрібними частками (кілька мікрометрів і менш). Ці частки формуються в тропосфері, нижче тропопаузи, на висоті 1116 км. Період напіввиведення цих часток із тропосфери становить 2030 доби. На тропосферні випадання при наземних вибухах мегатонної потужності доводиться 5%.

3. Глобальні, або стратосферні випадання складаються із часток від декількох сотих до десятих часток мікрометра, що закидаються в стратосферу на висоту 1030 км. Звідти вони переносяться в тропосферу струминними плинами й циклональними вихрами або з повітряними масами через розриви в тропопаузі. У помірних широтах глобальні випадання з атмосферними опадами (вологі випадання) становлять 6070 % загальної суми радіоактивних випадань, інша їхня частина (3040 %) представлена сухими випаданнями. Глобальні випадання розподіляються по всій поверхні земної кулі.

Із глобальних випадань у водяний розчин переходить близько 50 % загальної кількості радіонуклідів, у водонерозчинній формі надходить до 95 % стронцію-90 і до 70 % цезію-137, у розчинній формі 30 % церію-144 і 40 % цирконію-95. З локальних і тропосферних випадань від атмосферних вибухів, представлених частками величиною до 20 мкм., у воді розчиняється до 30 % (в основному це радіонукліди йоду, цезію, стронцію, барію). [3, 22]

Кількість радіоактивних ізотопів, утворених при ядерних вибухах, що включаються в харчові ланцюжки, визначається не тільки тим, скільки їх випало з повітря, але також структурою екосистеми й особливостями біогеохімічних циклів. У цілому в малопродуктивних місцеперебуваннях значна частка опадів включається в харчові ланцюжки. В екосистемах з високою продуктивністю інтенсивність обміну речовин і більшою сорбуючою ємністю ґрунту або донних відкладень забезпечують таке розведення опадів, що в рослини вони попадають у відносно невеликій кількості. Радіоактивні опади (особливо стронцій-90 і цезій-137) доходять по харчовому ланцюжку до людини, але їхній зміст у тканинах організму людини ніколи не буває таким високим, як у тканинах тварин.

У результаті роботи реактора накопичуються продукти розподілу ядерного палива, продукти нейтронної активації й залишки вигорілого палива. Продукти розподілу утворюються переважно всередині тепловиділяючих елементів і там залишаються, вихід за межі оболонки цих обєктів мізерно малий для всіх радіонуклідів, крім тритію (через оболонки з нержавіючої сталі проникає близько 80 % тритію). До складу продуктів розподілу входять також інертні гази, летучі й нелетучі речовини. Всі вони є бета- і гамма-випромінювачами й мають періоди напіврозпаду від часток секунди так десятків років. Серед продуктів нейтронної активації також присутні радіонукліди різної сполуки й тривалості життя. Відпрацьовані тепловиділяючі обєкти витримують на території АЕС у спеціальних басейнах витримки для розпаду короткоживучих радіонуклідів, а потім відправляють на радіохімічні заводи для переробки. [24, 157]

При нормальній роботі АЕС надходження радіонуклідів у зовнішнє середовище не значне. Забруднення навколишнього середовища в результаті роботи радіохімічних заводів набагато серйозніше. Значний внесок у глобальне забруднення біосфери підприємствами ядерного паливного циклу (ЯТЦ) вносять вуглець-14, криптон-тритій і йод-129. Інші довгоживучі негазоподібні радіонукліди (стронцій-цезій-137, ізотопи трансуранових елементів), що надходять у навколишнє середовище з викидами підприємств ЯТЦ, розсіюються на обмеженій території, тобто створюють локальне забруднення.

Крім «планових» викидів, джерелом радіоактивного забруднення навколишнього середовища є аварії на ядерних реакторах. Основну небезпеку при цьому представляють продукти розподілу й нейтронної активації, що нагромадилися в активній зоні реактора. Умовою їхнього збереження усередині тепловиділяючих обєктів (твелів) є герметичність і достатнє охолодження твелів і кожуха. Перегрів палива й оплавлення активної зони реактора можуть відбутися лише в тому випадку, якщо кількість теплової енергії, виділюваної в процесі ядерної реакції, перевищить величину, яка знімається теплоносієм. Тоді теплоносій переходить у пару, що разом із хмарою газоподібних продуктів розподілу може привести до надлишкового тиску й вибуху. При руйнуванні захисного ковпака продукти розподілу й нейтронної активації разом з невигорілим паливом надійдуть у зовнішнє середовище й викличуть радіоактивне антропогенне забруднення природними радіонуклідами (торій-232, уран-238, 1-235, продукти їхнього розпаду, а також ка-40) може виникнути при витягу й переробці багатьох корисних копалин. У результаті цих процесів у біосфері зберігаються локальні ділянки з концентрацією радіонуклідів, які істотно перевищують природний радіоактивний фон. Такі ділянки відносять до розряду малоактивних забруднень. Однак участь у них довгоживучих природних радіонуклідів з дуже великим періодом напіврозпаду робить забруднення подібного роду небезпечними, оскільки вони можуть існувати практично нескінченно.

Подібна аномалія є постійним джерелом високоенергетичних короткоживучих радіонуклідів, серед яких особливу небезпеку представляють газоподібні ізотопи радію. Всі підприємства ядерного паливного циклу служать джерелами надходження радіонуклідів у навколишнє середовище, як у процесі виробництва, так і при їхньому зберіганні й похованні. Але основна кількість радіонуклідів надходить в атмосферу в процесі видобутку й переробки уранової руди, поділу ізотопів урану й виробництва ядерного палива. Локальне (у деяких випадках і глобальне) забруднення біосфери важкими природними радіонуклідами відбувається головним чином на першому етапі в процесі видобутку й переробки уранової руди. І хоча тут частка радіоактивного забруднення навколишнього середовища не перевищує 0,04 % забруднення, що дає повний ЯТЦ, саме видобуток і переробка радіоактивної сировини роблять загальний забруднюючий вплив на навколишнє середовище, з огляду на високу територіальну концентрацію виробництва.

1.2 Природні радіонукліди

Основним джерелом природних радіонуклідів у біосфері є видобуток, переробка й використання фосфатних добрив. Осадові фосфатні руди характеризуються високою концентрацією урану-238 і радіонуклідів його сімейства із середньою концентрацією 1500 Бк/кг і значно більше низькою концентрацією радіонуклідів сімейства торія-232. Залежно від типу вихідної сировини й технологічних особливостей його переробки в добриво можуть переходити практично весь уран-238 і певна частина радію-226, торія-228, торія-230, свинцю-210 і полонію-210. Концентрація цих радіонуклідів у всіх видах фосфорних добрив незалежно від розроблювальних родовищ трохи вище, ніж в орних ґрунтах. При виготовленні добрив концентрація радію-226 знижується майже у всіх видах продукції, одержуваної з фосфатної сировини, і, навпроти, концентрація урану-238, торія-232 і торія-228 збільшуються в подвійному суперфосфаті, амофосі й діамофосі, але не більш ніж у два рази.

Концентрація калію-40 у калійних добривах приблизно в десять разів перевищує його концентрацію в ґрунті. Зміст радіонуклідів уранового ряду у фосфоромістячих добривах різних країн світу варіюється в межах 702400 Бк/кг, а концентрація радіонуклідів торієвого ряду не перевищує 70 Бк/кг. У деяких країнах (США, Франція, Тайвань, Росія) відзначається збільшення змісту природних радіонуклідів в орних ґрунтах за рахунок тривалого використання фосфорних добрив.

Існує кілька шляхів впливу на людину природних радіонуклідів, що втримуються в добривах, але основним з них є внутрішнє опромінення, обумовлене споживанням сільськогосподарської продукції. І хоча за даними Наукового комітету ООН по дії атомної радіації, відносний внесок у додаткову дозу опромінення живих організмів від застосування добрив дуже малий і не перевищує 0,01 % сумарного природного радіоактивного фону, це не повинно виявитися причиною недооцінки зазначеного фактора у зв'язку з швидкоростучими темпами хімізації сільського господарства. [24, 159]

Систематичне застосування добрив приводить до збільшення концентрації природних радіонуклідів і у водоймах (воді, донних відкладеннях, водних організмах). Це обумовлено виносом природних радіонуклідів з водозбірних територій, що вдобрюються, як у розчиненому виді (з поверхневим і дренажним стоком), так і в нерозчиненому виді в результаті ерозії ґрунту.

Однією із причин підвищення радіоактивного фону в деяких районах є використання більш радіоактивних у порівнянні із ґрунтом геологічних порід як будівельного матеріалу (наприклад при підвищеному змісті урану-238, торія-232 і калію-40 у таких традиційних будівельних матеріалах, як будівельний камінь, пісок, гравій і ін. або матеріалах, зроблених з використанням промислових відходів).

Техногенне джерело збільшення природного радіоактивного фону дає більший внесок у дозу опромінення населення, ніж використання добрив або викиди природних радіонуклідів з летучою золою ТЕС.

В останню чверть XX ст. у десятки разів зросло споживання енергетичної сировини (вугілля, нафта, газ, торф), що супроводжується переміщенням на земну поверхню великої кількості деяких хімічних елементів, у тому числі радіологічно-значимих природних радіонуклідів. Близько 70 % вугілля, що добувається у світі, спалюється на ТЕС і приблизно 20 % у коксових печах. Концентрація природних радіонуклідів у природному куті, як правило, невисока й звичайно нижча, ніж у ґрунті. При спалюванні вугілля на ТЕС при температурі близько 1700 °С вуглець органічних сполук окисляється до чадного й вуглекислого газу, а мінеральні компоненти перетворюються в склоподібні частки золи. Частина важкої золи з неповністю згорілими органічними речовинами осідає на дно, створюючи так звану подову золу й шлаки. Більше дрібні частки становлять летучу золу й з потоками газів попадають в атмосферу. Кількість зольних викидів у середньому становить: на ТЕС США 8 % загальної кількості золи, Франції -- близько 1 %, Італії -- 5 %, Польщі -- 20 %, Індії -- 10 %, Росії -- 10%. Найбільш дрібна фракція викидів частки золи субмікронного рівня. Саме такі частки максимально збагачені мікроелементами, у тому числі природними радіонуклідами. Ізотопи торія й калію плавляться, перемішуються з алюмосилікатними масами й входять у матриці твердих часток незалежно від їхнього розміру. Ізотопи урану утягуються в обидва ці процесів. Та частина урану, що входить у глинисті й інші мінерали, плавиться й залишається в складі осклованих часток золи, уран, пов'язаний з органічною речовиною, улетучивається, а потім конденсується на частках летучої золи у вигляді оксиду. Радій-226 як продукт розпаду урану-238 поводиться аналогічно. Радій-228 як продукт розпаду торія-232 в основному входить у матрицю летучої золи. [24, 165-168]

Викиди летучої золи можуть забрудни ґрунт у радіусі декількох десятків кілометрів від ТЕС. Так, у пробах льоду на відстані 150 км від промислового центра за 11 років спостерігалося 50-кратне збільшення концентрації радію-226. У верхньому шарі ґрунту (05 см.) воно було істотно вище, ніж у нижньому (510 см.). Навколо сучасної ТЕС із хорошою системою газоочищення радіоактивне забруднення ґрунту мізерно мале.

Крім того, природні радіонукліди, надходять у навколишнє середовище при спалюванні вугілля в результаті опалювання приватних будинків, а також застосування вугільної золи у виробництві цементу й бетону як наповнювача для дорожніх покриттів і добрива в сільському господарстві. По даним НКДАР ООН, при опаленні приватних будинків спалюється лише 10 % виробленого у світі вугілля, однак за рахунок малої висоти димарів і відсутності систем золовловлення внесок цього джерела в сумарний викид природних радіонуклідів у навколишнє середовище еквівалентний внеску викидів ТЕС.

Негативний вплив підприємств вугільного циклу на населення по своїх масштабах і різноманіттю може перевершувати вплив ЯТЦ. Крім постійних викидів в атмосферу продуктів згоряння вугілля, ще одним важливим фактором є великий об'єм відходів, утилізація й зберігання яких також може приводити до забруднення навколишнього середовища. З 1920-х рр. відомо, що пластові води нафтових і газових покладів, особливо в зоні водовуглецевого контакту, відрізняються підвищеним змістом природних радіонуклідів. Радіоактивність таких вод обумовлена насамперед високою концентрацією радію-226, зміст якого в 1001000 разів перевищує природний радіоактивний фон (вони навіть використовувалися для промислового витягу радію). Розлив радіоактивних вод навколо шпар приводить до забруднення ґрунту в районі промислу.

Розділ 2. Радіобіологічні ефекти у рослин

2.1 Нагромадження радіонуклідів у компонентах фітоценозу

Особливістю радіонуклідного забруднення, пов'язаного із антропогенною радіонуклідною аномалією, є розмаїтість хімічних форм агрегатних станів, викинутих у навколишнє середовище радіоактивних елементів. Частина елементів була викинута у водорозчинному, крапельно-рідкому стані, частина ж у вигляді "гарячих" часток, причому співвідношення цих форм не є постійним, а змінюється під впливом біотичних і абіотичних факторів середовища. У цих умовах нагромадження радіонуклідів рослинами, що відбувається в основному за рахунок водорозчинної й обмінної форм компонентів забруднення, відбиває досить складні перехідні процеси в ґрунті, швидкість і спрямованість яких визначається біологічною активністю всіх компонентів кореневого шару.

Значна частина радіонуклідів перебуває в ґрунті, як на поверхні, так і в нижніх шарах, при цьому їхня міграція багато в чому залежить від типу ґрунту, його гранулометричної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей.

Говорячи про кореневе надходження радіоактивних забруднень, слід зазначити, що цезієвий період кореневе надходження забруднень визначає стронцій-90 і цезій-137. Будучи хімічними аналогами, відповідно кальцію й калію, вони відрізняються високою рухливістю. Причому, при позакореневому шляху надходження найбільш рухливий цезій-137. Позакореневе надходження ж стронцію-90 відбувається в десятки разів повільніше. І, навпаки, при кореневому шляху надходження більше рухливий стронцій-90, що із ґрунту через корінь легше надходить у рослини.

Поглинання ґрунтом стронцію-90 менше, ніж цезію- 137, а отже, він є більш рухливим радіонуклідом. У момент викиду цезію-137 у навколишнє середовище, радіонуклід споконвічно перебуває в добре розчинному стані (парогазова фаза, дрібнодисперсні частки й т.д.) У цих випадках надходження в ґрунт цезія-137 є легко доступним для засвоєння рослинами. Надалі радіонуклід може включатися в різні реакції в ґрунті й рухливість його знижується, збільшується міцність закріплення, радіонуклід “старіє”, а таке “старіння” представляє комплекс ґрунтових кристалохімічних реакцій з можливим входженням радіонукліда в кристалічну структуру вторинних глинистих мінералів. Механізм закріплення радіоактивних ізотопів у ґрунті, їхня сорбція має велике значення, тому що сорбція визначає міграційні якості радіоізотопів, інтенсивність поглинання їхніми ґрунтами, а, отже, і здатність проникати їх у корінь рослин. Сорбція радіоізотопів залежить від багатьох факторів і одним з основних є механічна й мінералогічна сполука ґрунту. Важкими по гранулометричній сполуці ґрунтами поглинені радіонукліди, особливо цезій 137, закріплюються сильніше, ніж легкі й зі зменшенням розміру механічних фракцій ґрунти, міцність закріплення ними стронцію 90 і цезію 137 підвищується. Найбільш міцно закріплюються радіонукліди мулистою фракцією ґрунту. Більшому втриманню радіоізотопів у ґрунті сприяє наявність у ній хімічних елементів, близьких по хімічних властивостях до цих ізотопів. Калій схожий по своїх хімічних властивостях із цезієм 137. Калій, як неізотопний аналог цезію перебуває в ґрунті в макрокількостях, у той час як цезій в ультромікроконцентраціях. Внаслідок цього в ґрунтовому розчині відбувається сильне розведення мікрокількостей цезію 137 іонами калію, і при поглинанні їх кореневими системами рослин відзначається конкуренція за місце сорбції на поверхні кореня. Тому при надходженні цих елементів із ґрунту в рослинах спостерігається антагонізм іонів цезію й калію. [6, 15-18]

Крім того ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількість опадів). Встановлено, що стронцій 90, який потрапив на поверхню ґрунту, вимивається дощем у самі нижні шари. Варто помітити, що міграція радіонуклідів у ґрунтах протікає повільно і їхня основна частина перебуває в шарі 0 5 см.

Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної особливості рослин. На кислих ґрунтах радіонукліди надходять у рослини в значно більших кількостях, ніж із ґрунтів слабокислих. Зниження кислотності ґрунту, як правило, сприяє зменшенню розмірів переходу радіонуклідів у рослини. Так, залежно від властивості ґрунту вміст стронцію 90 і цезію 137 у рослинах може змінюватися в середньому в 10-15 разів. А міжвидові розходження сільськогосподарських культур у нагромадження цих радіонуклідів спостерігається зернобобовими культурами. Наприклад, стронцій 90 і цезій 137, в 2 6 разів поглинається інтенсивніше зернобобовими культурами, ніж злаковими. Надходження стронцію 90 і цезію 137 у травостій на лугах і пасовищах визначається характером розподілу в ґрунтовому профілі. [6, 22]

Нагромадження радіонуклідів трав'янистими рослинами залежить від особливостей будови дернини. На злаковому лузі з потужною щільною дерниною вміст цезію 137 у фітомасі в 3-4 рази вище, ніж на різнотравному з пухкою малопотужною дерниною. Культури з низьким змістом калію менше накопичують цезій. Злакові трави накопичують менше цезію в порівнянні з бобовими. Рослини порівняно стійкі до радіоактивного впливу, але вони можуть накопичувати таку кількість радіонуклідів, що стають не придатними до вживання в їжу людини й на корм худобі.

Надходження цезію-137 у рослини залежить від типу ґрунту. За ступенем зменшення нагромадження цезію у врожаї рослини ґрунту можна розташувати в такій послідовності: дерено-підзолисті супіщані, дерново-підзолисті суглинні, сіра лісова, чорноземи й т.д. Нагромадження радіонуклідів у врожаї залежить не тільки від типу ґрунту, але й від біологічної особливості рослин. Відзначається, що кальцієлюбні рослини зазвичай поглинають більше стронцію-90, ніж рослини бідні кальцієм. Найбільше накопичують стронцій-90 бобові культури, менше коренеплоди й бульбоплоди, і ще менше злакові. Нагромадження радіонуклідів у рослині залежить від вмісту в ґрунті елементів харчування. Так встановлено, що мінеральне добриво, внесене в дозах N 90, Р 90, збільшує концентрацію цезію-137 в овочевих культурах в 3-4 рази, а аналогічні внесення калію в 2-3 рази знижує його зміст. Позитивний ефект на зменшення надходження стронцію-90 у врожай зернобобових культур робить внесення речовин, які містять кальцій. Так наприклад внесення у вищолужний чорнозем вапна в дозах, еквівалентних гідролітичної кислотності, зменшує надходження стронцію-90 у зернові культури в 1,5-3,5 рази. Найбільший ефект на зниження надходження стронцію-90 у врожай рослин досягається внесенням повного мінерального добрива на фоні доломіту. На ефективність нагромадження радіонуклідів у врожаї рослин впливають органічні добрива й метеорологічні умови, а також і час їхнього перебування в ґрунті. Встановлено, що нагромадження стронцію-90, цезію-137 через п'ять років після їхнього проникнення в ґрунт знижується в 3-4 рази. У такий спосіб міграція радіонуклідів багато в чому залежить від типу ґрунту, її механічної сполуки, водно-фізичних і агрохімічних властивостей. Так на сорбцію радіоізотопів впливають багато факторів, і одним з основних є механічний і мінералогічний склад ґрунту. Важкими по механічній сполуці ґрунтами поглинені радіонукліди, особливо цезій-137, закріплюються сильніше, ніж легкими. Крім того ефект міграції радіонуклідів залежить від метеорологічних умов (кількості опадів). Нагромадження (винос) радіонуклідів сільськогосподарськими рослинами багато в чому залежить від властивості ґрунту й біологічної здатності рослин.

Масовий відбір ґрунту, рослинності, зроблений улітку 1986 р. по всій території України, і наступний їхній гамма-спектрометричний аналіз дозволив виділити ряд кількісних і якісних особливостей у характері забруднення різних районів, відповідно до яких територія України може бути умовно розділена на три зони: ближня зона радіусом 10 - 20 км від ЧАЕС; проміжна зона -- від 20 до 150 км; далека зона -- понад 100 - 150 км від ЧАЕС [11, 57]. Конфігурація цих зон характеризується різним ступенем витягнутості по напрямках. За рівнем сумарної активності основних продуктів розподілу (цезію, церію, цирконію, барію) у ґрунті вони різняться в такий спосіб: n-10^-7 - n-10^-8Ки/кг -- дальня зона; n-10^-9 -- n-10^-10Ки/кг -- проміжна зона; n-10^-7-- n-10^-5 та більше Ки/кг --ближня зона. Наряду с кількісними відмінностями за рівнем сумарної активності радіоактивне забруднення ґрунту й фітомаси в цих зонах має ряд особливостей як за складом, так і за характером поглинання радіонуклідів структурними компонентами фітоценозу, які мають принципове значення з погляду формування дозових навантажень на рослинні співтовариства, за рахунок включення їх у продукти харчування, у тому числі кормові й зернові культури, що приводять до зараження молока, м'яса й хлібопродуктів.

Результати дослідження нагромадження радіонуклідів у рослинах, що характеризуються морфологічними особливостями видової приналежності й виростають на реперних ділянках з різними рівнями радіоактивного забруднення, показали [14, 46-48], що існують міжвидові й навіть внутрішньовидові розходження в нагромадженні радіонуклідів у різних частинах рослин. Амплітуда коливань значень рівнів активності суміші гамма-випромінювачів для різних культур перебувала в межах 2 - 5-кратних розходжень, а для люпину (Lupinus luteus L.) досягала навіть 20-кратної величини. Динаміка нагромадження радіонуклідів багаторічними кормовими травами (люцерна (Medicago sativa L.), люпин) характеризувалася різким спадом питомої активності в 1987 р. у порівнянні з 1986 р. і менш значним у наступний період. Більше високим ступенем нагромадження радіонуклідів характеризується коренева система в порівнянні з надземною частиною рослини в цілому як у лугових, так і в злакових культур (розходження від 1,3 до 7-кратних). Серед органів надземної частини рослин найбільшою концентрацією радіонуклідів відрізнялися листки й найменші репродуктивні органи (суцвіття). Таким чином, нагромадження радіонуклідів рослинами визначається не тільки їхньою кількістю в ґрунті конкретного регіону, але й анатомо-морфологічними й фізіологічними особливостями рослинного організму, типом кореневої системи, ступенем її розвитку й глибиною проникнення в ґрунт.

Лісова рослинність має велику поглинальну ємність стосовно радіонуклідів, що пов'язане з наявністю значно й сильно розчленованих поверхонь (листя, хвоя, дрібні гілки). Так, надземна частина сосново-березового лісу (типові ділянки Полісся) затримала більше 40 % різних випадань (⁹⁰Sr,¹³⁷Cs,¹⁴⁴Рє), сосновий приріст - 90 %, густі соснові насадження -- майже 100 %. Більша поглинальна здатність хвойних порід зв'язана й з тим, що поверхня багаторічної неопадаючої хвої цілий рік концентрує радіонукліди.

Лісові насадження 30-кілометрової зони навколо ЧАЕС представлені головним чином молодняками й середньодорослими рослинами (57,3 і 33,3%). Середній вік насаджень 35 років. Найпоширеніші лісостворюючі породи -- сосна звичайна (Pinus sylvestris), дуб (Quercus robur), береза (Betula pendula), осика (Populus tremula), вільха (Ainobetula rubra).

Аналіз отриманих в 1986 р. даних по вертикальному розподілі радіонуклідів на хвойних древостоях дозволив виявити наступні закономірності: деревами 20 - 25-літнього віку, що виростають на території, що прилягає до ЧАЕС, крупнодисперсні аерозолі (частки більше 50 мкм.) практично не затримувалися й осідали безпосередньо під пологом лісу, з них 30 % -- у лісовій підстилці. У надземній фітомасі деревного ярусу затримувалося близько 20 % радіонуклідів. Значно забруднена поверхня кори, особливо тієї частини, що звернена до джерела викиду. Ефективність захоплення аерозолів надземними органами рослин залежала як від фізико-хімічних параметрів аерозолів, що випадають, так і від устрою листової поверхні й морфологічної будови цих рослин. [4, 58-61]

У рослин чутливість до іонізуючих випромінювань змінюється за час життя. Як і у всіх тварин, у них є "критичні" органи й тканини, що найбільше гостро реагують на опромінення. Найбільш чутливий до радіоактивних забруднень деревостій, особливо хвойні ліси (сосна, ялина, кедр, модрина). Хвойні дерева в 5-10 разів дошкульніше листяних порід. Трав'янисті рослини й більшість чагарників стійкіше деревних рослин. Нижчі рослини (мохи, водорості, лишайники) ще стійкіше до опромінення. Однак мохи відрізняються найбільшою концентруючою здатністю. Коефіцієнт нагромадження в них стронцію й цезію в 5-10 разів вищий, ніж у трав'яних рослин. У деревному ярусі найбільшим забрудненням відрізняються кора дерев і асимілюючі органи (листя, хвоя), потім ідуть гілки, спочатку дрібні, потім великі. Найбільше забруднюється деревина берези, менше -- дуба, вільхи.

Радіоактивні аерозолі розміром менш 50 мкм. селективно адсорбувались (захоплювалися) волосками, що містять смолисті речовини, розташованими на поверхні листка рослин. Понад 30 % загальної кількості продуктів розподілу, утримуваного рослинністю, пов'язане з аерозолями розміром менш 4 мкм. Дані про рівні забруднення фітомаси багаторічних рослин і динаміку її зниження свідчать про переважаючий внесок некореневого механізму забруднення до 1988 р. і про постійне збільшення внеску кореневого надходження з 1988 р. по теперішній час.

У перший рік після аварії в надземній фітомасі хвойних лісів утримувалося 18,5 % ¹³⁷Cs і 6,7 % ⁹⁰Sr. Причому, у підстилці перебувало 64,5 і 83,2 % відповідно, а в ґрунті 17,0 і 10,1 % загальної кількості.

Отримані дані свідчать, що до 1990 -- 1992 р. у верхній шар ґрунту з підстилки мігрувало близько 25 % радіонуклідів. У трав'янистому покриві під пологим хвойного ліси за 5 років вміст ⁹⁰Sr зменшився більш ніж в 2 рази, a ¹³⁷Cs -- в 7,5 рази. У загальній формі співвідношення активності, виражене у відсотках від сухої маси, виглядає так:

хвоя (листя) > дрібні гілки > більші гілки > стовбури.

В 1992 р. збільшилося кореневе надходження ¹³⁷Cs у різні органи й тканини. Причому інтенсивність надходження залежить від ступеня забруднення ґрунту полігонів. Найбільш інтенсивне надходження відзначене в рослин, що виростають на полігонах с.Новошепеличи (150 Ки/км²) і с.Буряковка (70 Ки/км²).

На мал. 1, 2 представлені результати радіоавтографії галузей хвойних і листяних порід різного віку, відібраних на фіксованих полігонах. Якщо в 1986 - 1987 р. реєструвалося тільки поверхневе забруднення фітомаси, то автографи 1992 р. свідчать про значне включення радіонуклідів безпосередньо в тканину хвої й листя.

Отримані в 1992 р. дані про рівні забруднення фітомаси, про топографію розподілу радіонуклідів по органах рослин свідчать про значне підвищення внеску кореневого надходження у фітомасу. Ця закономірність особливо проявляється в рослин, що виростають на території з рівнем забруднення більше 100 Ки/км². Ці дані свідчать про необхідність строгої диференціації території зони при розробці заходів щодо догляду за лісовими насадженнями.

Мал.1. Радіоавтограф гілки осики 3-річного віку, що виростає на полігоні з рівнем забруднення понад 200 Ки/км^2.

Результати спостережень в 1986 - 1992 р. над характером вертикальної міграції радіонуклідів по ґрунтових обріях різних ґрунтів на фіксованих полігонах в 30-кілометровій зоні ЧАЕС, показали, що незалежно від типу ґрунтів і характеру приґрунтового покриву, основні їхні кількості фіксовані у верхньому 1-5-сантиметровому шарі ґрунту. Однак в останні роки відзначається тенденція до збільшення швидкості вертикальної міграції, проявляється залежність розподілу радіонуклідів від генетичних особливостей ґрунтів, характеру ґрунтового покриву, ступеня зволоженості.

Так, у результаті вертикальної міграції до кінця вегетаційного періоду 1992 р. радіонукліди в доступних для вимірів концентраціях мігрували в прошарок 15-20 см. мінеральної частини ґрунтів. Найбільша швидкість міграції радіонуклідів по в сторону зменшення в торф'яних, луго-болотних, лугових ґрунтах. Низькою рухливістю ¹³⁷Cs характеризується в дернових слабокопідзолистих глинясто-піщаних ґрунтах.

На зайнятих лісами територіях близько 85 % радіонуклідів продовжує залишатися в підстилці. Таким чином, основна кількість радіонуклідів зосереджена в прошарку ґрунту 0 - 5 см. Тут за весь період спостережень запас ³⁷Cs знизився на 12 % , у тому числі за останні 2 роки на 8 %, а в нижніх прошарках --збільшився: у прошарку 5 - 10 см. на 1,5 %, у прошарку 10 - 15 см.-- на 0,5 %. Міграція ¹³⁷Cs пo профілю ґрунту відбувається приблизно на 1 см. у рік.

Розраховані значення коефіцієнтів квазидиффузії ¹³⁷Cs лежать у межах 1,6-10^-9 см²/с для дернових слабопідзолистих глинисто-піщаних ґрунтів і 3,5·10^-9 см²/с для торф'яних малопотужних. [7, 16]

Відсутність або наявність лісової підстилки на ґрунті в сосновому або березовому лісі істотно відбивається на міграції ¹³⁷Cs і з листового березового або хвойного соснового опаду в поверхневий прошарок ґрунту. Період напіввитрат ¹³⁷Cs зі свіжого опаду, поміщеного на ґрунт із підстилкою -- 5 діб а на ґрунті без підстилки -- 45 діб.

Швидкість розкладання свіжого листового опаду була в 10 разів більше, ніж у варіанті без підстилки. Міграція радіонуклідів з підстилки ґрунту в рослини за 5 років склала близько 0,01 %.

Особливості біологічної дії іонізуючих випромінювань на багаторічні рослини в 30-кілометровій зоні ЧАЕС пов'язані з нерівномірним розподілом дозових навантажень на окремі частини й органи рослин протягом після аварійного періоду, обумовлених процесами міграції, нагромадження й перерозподілу радіонуклідів як у ґрунті, так і в самій рослині.

Відмінною рисою деревних рослин є високий ступінь локалізації радіочуттєвих тканин. Практично всі біологічні ефекти на рівні багаторічного організму викликані дією випромінювання на верхівкову меристему рослин. Навіть такі ефекти, як посилення кущіння, інтенсивне зростання бічних пагонів або пробудження сплячих бруньок, пов'язані з поглиненою дозою у верхівковій меристемі, оскільки поразка конуса наростання проводить до зняття апікального домінування. Тому для прогнозування стану багаторічних рослин в 30-кілометровій зоні ЧАЕС необхідно досліджувати не тільки формування загальної дозової навантаження на біоценоз, але й динаміку формування дозових навантажень на критичні тканини рослин (меристеми), тобто досліджувати геометрію розподілу доз по ярусах багаторічних рослин.

Для одержання даних про експозиційну дозу в різних ярусах деревостою використовували термолюмінесцентні, біологічний і рентгенографічний методи дозиметрії.

Таблиця 1.

Вертикальна міграція радіонуклідів у ґрунті (Бк/кг). Полігон - с.Новошепеличи, 1991 р.

Глибина, см.	106Ru, %	134Cs, %	137Cs, %	144Ce, %	154Eu, %	Загальна активність Бк/кг
0-5	6,7	8,50	84,80	-	-	44172,30
5-10	-	7,70	92,30	-	-	285,5
0-15	-	-	82,80	17,40	-	187,7
5-20	-	-	63,90	36,10	-	76,3
20-25	-	-	100	-	-	92,1

За допомогою датчиків, розташованих у ярусах крон представників голосім'яних рослин - ялина (Picea excelsa), сосна (Pinus sylvestris) -- на різній висоті від поверхні ґрунту, отримані дані про зміну дозових навантажень на вегетативні апекси протягом вегетаційного періоду на фіксованих полігонах (села Новошепеличи, Черевач, Залісся, лінії електропередач (ЛЕП)), які свідчать про те, що відзначаються істотні розходження в дозових навантаженнях на апекси як по вертикалі в межах кожної рослини, так і в межах кожного з полігонів.

Якщо в перші роки після аварії дозова навантаження визначалося зовнішнім забрудненням кори й хвої (близько 70 % радіонуклідів у вигляді дрібних аерозолів утримувалося обростаючою деревиною, корою, хвоєю й тільки 30 % перебувало в листовому опаді й ґрунті), то в цей час активність розподілилася по досліджуваних компонентах у такий спосіб, %: хвоя, листя -- 1 - 3; кора - 4 - 20; ґрунт - 0,2 - 0,4; трава - 4 - 6; підстилка -- 78 - 95. Наслідком перерозподілу дозових навантажень з'явилося різке посилення відбудовних процесів в апексах верхніх ярусів дерев, що виявилося в значному зменшенні кількості аномалій у формостворюючих процесах.

Аналіз отриманих результатів показав, що максимальну дозову навантаження в 1991 р. мали точки росту нижнього ярусу деревостоя, розташовані в безпосередній близькості від поверхні ґрунти. Так, у районі с.Новошепеличи доза опромінення меристем апексів верхівкових бруньок сосни і ялини склала 82,3 мГр/рік, бічних пагонів, розташованих на висоті 50 см. -- 103,4 мГр/рік.

Інша закономірність дозових навантажень виявлена на полігонах з більш низькою щільністю забруднення. Так, у районі с. Залісся доза опромінення бруньок нижнього ярусу склала 28,9 мГр/рік, а верхівкових бруньок -- 27,2 мГр/рік. Слід зазначити, що на висоті першого ярусу рослин сосни і ялини п'ятирічного віку на полігоні с. Новошепеличи потужність експозиційної дози більш ніж на порядок вище, ніж у районі полігона с.Залісся (табл. 2.).

Таблиця 2.

Потужність експозиційної дози на різній висоті від поверхні ґрунту на полігонах 30-кілометрової зони ЧАЕС в 1991 р. (24.04 - 16.10)

Висота,см.	с. Залісся	с.Новош епеличи
	Цілина	Рілля
		верх	середина	низ
	мкГр/год	мГр/ рік	мкГр/год	мГр/ рік	мкГр/год	мГр/ рік	мкГр/год	мГр/ рік	мкГр/год	мГр/ рік
250	3,1	27,2							9,4	82,3
200	3,2	28,0							10,4	91,1
150	3,4	29,7							11,8	103,4
100	3,2	28,0	4,0	5,0	3,9	4,2	3,8	3,3	11,1	97,2
50	3,1	27,2	4,9	2,9	3,9	4,2	3,5	0,7	11,8	103,4

Характерною рисою вегетативного періоду 1992 р., як опромінення в сумарну дозу на полігонах показали результати аналізу кернів зі стовбурів рослин, з'явилося значне кореневе надходження радіонуклідів у вегетативні органи рослин, що істотно позначилося на формуванні дозових навантажень за рахунок інкорпорованих радіонуклідів.

Дані, отримані за перше півріччя 1992 р., свідчать про більш низькі в порівнянні з попередніми роками дозах, поглинених кореневою системою багаторічних рослин. Так, експозиційна доза на поверхні ґрунту полігона с.Залісся склала 5-8 сГр, а на глибині 50 см. -- 0,3 - 0,4 сГр. Чітко простежується значне зниження дозових навантажень на кореневу систему багаторічних рослин у порівнянні з попередніми роками. В 1991 р., використовуючи методи термолюмінесценції й електронного парамагнітного резонансу (ЕПР) керамічних зразків, відібраних на полігонах 30-кілометрової зони, удалося реконструювати первинну дозу, отриману багаторічними насадженнями в перший рік після аварії. Результати цих досліджень свідчать про те, що основна, ударна доза була отримана в 1986 р. Ця доза становить 11,0 Гр для полігона с. Новошепеличи й 4,5 Гр для полігона с.Залісся. Від сумарної дози, отриманої за 6 років після аварії, ударна доза становить 96 - 97 %. Ці дані істотно змінюють уявлення про внесок гострого й хронічного опромінення у формування радіобіологічних реакцій багаторічних рослин.

Мал. 2. Радіоавтограф сіянців сосни й брусниці, що виростають на полігоні з рівнем забруднення понад 200 Ки/км.

Такий перерозподіл дозових навантажень, природно, позначається на характері прояву різних аномалій у рості й розвитку латеральних і термінальних бруньок рослин. [10, 16-17]

Розділ ІІІ. Тератогенез в зоні антропогенної радіонуклідної аномалії

Крім ростових реакцій на радіонуклідний пресинг, у рослин в 30-кілометровій зоні ЧАЕС виникли різного роду аномалії в морфогенетичному процесі, що зв'язано не тільки із зовнішнім опроміненням, але й з нерівномірністю розподілу радіоактивних елементів у тканинах рослин, що формуються.

Отримано багаторічні дані [10, 17] по виходу морфологічних аномалій в озимої пшениці. В 1986 - 1987 р. кількість аномалій перевищувало 40 %, а в наступні роки ця цифра значно зменшилася. Спектр виявлених аномалій досить широкий, однак частота їхньої зустрічальності різна. Так, у перший рік після аварії в рослин озимої пшениці, що перебувають у фазі кущіння, найбільш частим проявом ушкоджень (49 %) було утворення в колосі стерильних зерен або так звана череззерниця. В 1987 р. кількість аномалій цього типу досягло 30 %, а в наступному поколінні зменшилося (1,9 %). Часто зустрічалися колосся з додатковими колосками ("грижі") і вкорочені колосся. Утворення додаткових колосків у наступних поколіннях зростало майже в 2 рази. До розповсюджених змін структури колосся можна віднести аномалії типу скверхед.

Викид радіонуклідів зі зруйнованого реактора в період, коли багаторічні деревні рослини перебували в стані найбільшої радіочуттєвасті привів їх до короткочасного гострого тотального опромінення, що перейшло потім у хронічне. У результаті такого впливу на ділянках, де розрахункові значення доз склали за перший рік 7,4 Гр, за другий -- 2,54, за третій -- 1,55 Гр, реєстрували появу різного роду аномалій у формостворювальному процесі багаторічних рослин. (Мал. 4) Форма прояву аномалій залежала від дозових навантажень, які визначалися характером розподілення радіонуклідів по асиміляційній поверхні вегетативних органів рослин.

Під впливом гострого опромінення у весняний період 1986 р. (полігон в 10-кілометровій зоні) у цьому ж році відбулися зміни листових пластин у хвойних і листяних дерев. Листові пластини ялини іноді збільшувалися в 3 рази. Різко змінився колір голочок. У сосни вони були ясно-жовті, а в ялини -- малинові. Листові пластинки дорослих дерев дуба помітно втратили властиву їм конфігурацію, аж до придбання форми овалу. У зв'язку з більшим нагромадженням антоціанів листя змінило фарбування -- стало малиновим. В однолітніх саджанців дуба (Quercus robur L.) спостерігалося сильне кущіння прикореневих пагонів, укорочення черешків, утворення пальмовидних пагонів на одній гілці. Однолітні саджанці каштана (Castanea sativa L.) являли собою рослини з різко вкороченими пагонами, невеликими листовими пластинками, що мали зелено-жовтий колір. Відзначено розсічення листових пластин, збільшення кількості радіальних прожилок і зменшення між ними мезофільних прошарків клітин. [11, 57]

Мал. 3 Порушення в процесі морфогенезу у вегетативних пагонах ялини, що виростає на полігоні з рівнем радіонуклідного забруднення понад 150 Ки/км

Мікроскопічні дослідження пагонів, на яких виявлені порушення формостворюючих процесів, показали [17, 16-17], що розвиток латеральних бруньок у цьому випадку загальмовано, а організація термінального апекса порушена. Спостерігалася елімінація зони центральних материнських кліток і перехідної зони; клітки периферичної зони формували значну частину бруньки; закладка луски модифікувалася. Верхівки пагонів із укороченими стеблами й хвоєю не мали термінальної бруньки -- її заміщали кілька латеральних.

При скануванні зачатків пагонів, що перебувають у стані зимового спокою, 1987 - 1988 р. на їхній розширеній основі реєстрували істотну зміну апікальної частини, стовщення купола зачатка, на її місці в зачатку утворювалося поглиблення, розміри якого варіювали.

Таким чином, при гострому й хронічному опроміненні в багаторічних рослин, що виростають у насадженнях навколо ЧАЕС, зона Центральних материнських кліток з низьким рівнем мі тотичної активності виявлялася більше радіочуттєвішою, ніж ініціальний шар і периферична зона, де рівень мітотичної активності вищий, що веде до тератогенезу. Вид і розміри, що формуються залежать, очевидно, від поглиненої дози.

3.1 Частотний аналіз морфогенетичних змін у рослин, що виростають у зоні підвищених рівнів хронічного опромінення

Оскільки в контрольній групі рослин багато аномалій практично повністю були відсутні, а на полігонах, які вивчаються частота відхилень від норми в перші 2 роки після аварії коливалася від 20 до 26 %, то з повною підставою виявлені терати можуть бути віднесені до індукованих радіацією, тому що при опроміненні рослин на гамма-полі спостерігали утворення аналогічних радіоморфозів. Дозовий еквівалент для таких випадків приблизно може відповідати дозам більше 15 Гр.

Більшість морфологічних змін (морфозів) пов'язане зі змінами в меристематичних тканинах, що представляють собою групу рослинних кліток у стадії активного розподілу й росту. У спрощеній формі ця тканина складається із двох типів кліток: з високим ступенем репродукції; з різним ступенем диференціації. Результати вивчення репродуктивної здатності сосни при різних рівнях опромінення показали, що в зібраному насінні врожаю 1986 - 1988 р. такі ознаки, як пустозерність, життєздатність, маса насіння, енергія проростання, коливаються в широкому інтервалі залежно від дози опромінення [22, 25-28]. Зібрані насіння сосни висівали в тепличних умовах для вивчення морфологічних ознак і їх наслідування в потомстві. Аналіз однолітніх сіянців і дворічних саджанців показав високу мінливість по широкому спектрі морфологічних ознак, більшість із яких спостерігали на дорослих деревах.