Радіація

ВСТУП

Життя і розвиток людського суспільства тісно пов`язані з використанням і пошуком нових джерел енергії для забезпечення його стійкої життєдіяльності. Поряд з традиційними видами в останні десятиріччя дедалі більше використовується економічно вигідна енергія ядерного розпаду, на чому базується робота атомних електростанцій. Однак аварії в Росії, США, і нарешті, найбільша за всю історію людства аварія 1986 року на Чорнобильській АЕС, що стала за своїми наслідками національною трагедією України, Білорусі і Росії, потребують принципово іншої комплексної оцінки цього джерела енергії, його впливу на навколишнє середовище, тваринний і рослинний світ, здоров`я людини.
Професійна діяльність лісівників у місцях радіонуклідного забруд¬нення як ніяка інша безпосередньо залежить від екологічного стану довкілля.
У житті людства ліси відіграють надзвичайну роль. Поряд з різно-манітними продуктами і сировиною, джерелом яких вони є, ліси викону¬ють найрізноманітніші корисні функції: водоохоронні, водорегулюючі, ґрунтозахисні, санітарно-гігієнічні, естетичні тощо.
В останні десятиріччя на перший план виходить здатність лісових екосистем підтримувати природну рівновагу біосфери на планеті. Вони можуть акумулювати і тривалий час утримувати речовини, небезпечні і токсичні для довкілля та людини, як, наприклад, радіоактивні елементи, що потрапляють у повітря, воду, грунти.
Ліси України, держави в цілому лісодефіцитної, повною мірою вико-нують ці функції, що й підтвердилося під час та після аварії на ЧАЕС, коли в повітря було викинуто велику кількість радіонуклідів. Ліси за¬хистили територію від ще більшого забруднення, сконцентрувавши в собі значну кількість радіоактивних елементів. Все це зумовлює необхідність переглянути методи ведення лісового господарства на забруд¬нених територіях з урахуванням одержаних знань, наукових досліджень, і практичного досвіду, набутого вперше у світі в таких умовах.

1 ЛІТЕРАТУРНИЙ ОГЛЯД

1. 1 Природний радіаційний фон
Природний радіаційний фон створюється космічним випромінюван¬ням, природними і штучними радіоактивними речовинами та джерелами іонізуючого випромінювання.
Космічне випромінювання за своїм походженням поділяють на пер¬винне і вторинне. Первинні космічні частинки складаються з ядер легких елементів - водню (протонів 79 %), гелію (а-частинок 20 %), літію, бери¬лію, бору та інших елементів дуже високих енергій 109 -1018 еВ, що утво¬рюються в надрах Галактики і Сонця.
В результаті взаємодії первинних космічних частинок з атмосферою Землі утворюється вторинне космічне випромінювання, що складається із ? і ? мезонів (70 %), електронів і позитронів (26 %), протонів, нейтро¬нів, фотонів та інших елементарних частинок.
За своїм енергетичним складом на рівні поверхні моря в космічному випромінюванні виділяють м'який і жорсткий компоненти. М'який компонент поглинається шаром свинцю завтовшки 8-10 см, жорсткий компонент проходить шар свинцю завтовшки понад метр. Ефективна еквівалентна доза від космічного випромінювання для середніх широт на рівні моря становить приблизно 300 мкЗв/рік.
Природне радіоактивне випромінювання утворюється більш як від 60 радіонуклідів, наявних у біосфері Землі, які поділяють па дві кате¬горії: первинні і космогенні.
До першої групи відносять 32 радіонукліди урано-радієвого і то¬рієвого рядів з продуктами розпаду і 11 довгоживучих радіонуклідів з Т1/2 від 107 до 1015 років 40К, 87Rb, 48Са, 96Zr, 113In та ін.). До другої групи відносять 14 радіонуклідів, що утворюються в результаті ядерних реакцій частинок первинного космічного випромінювання (нейтронів і протонів) з ядрами елементів, які входять до складу земної атмосфери. До них від¬носяться радіоактивні ізотопи 3Н,14С, 7Ве, 22Nа та ін. Потужність погли¬нутої дози в повітрі (на висоті 1 м) від природних радіонуклідів становить у середньому 3,7-9,4.1-8 Гр/год залежно від вмісту 232Тh і 226Rа в даній місцевості.
Додатково до природної радіоактивності в результаті людської діяльності в навколишньому середовищі з'являються штучні радіонуклі¬ди, що надходять з радіоактивних випадінь від ядерних вибухів і викидів підприємств атомної енергетики, або перерозподіляються природні, що добуваються з глибини Землі разом з вугіллям, мінеральними добривами, будівельними матеріалами тощо. Найзначнішими за впливом на живе середовище є ізотопи 89,90Sr, 95Zr, 95Nb, 103.106Ru, ІЗІІ, І34.137Сs, І40Ва, 144Се [10].

1. 2 Джерела надходження радіонуклідів у навколишнє середовище
Основними джерелами радіоактивного забруднення навколишнього середовища в Україні є:
- індукування хімічних елементів космічним випромінюванням;
- ядерні вибухи;
- теплові енергетичні станції;
- промислові комплекси з повним ядерним паливним циклом, атомна промисловість;
- неконтрольоване використання радіонуклідовмісних сировин¬них матеріалів.
Ці джерела нерівноцінні за потужністю забруднення, ізотопним і фазовим складом забруднювачів.
Індукування хімічних елементів космічним випромінюванням
Космічне випромінювання - це іонізуюче випромінювання, що без¬
перервно надходить на поверхню Землі із світового простору. В резуль¬
таті взаємодії первинного космічного випромінювання (нейтронів, про¬
тонів тощо) з ядрами атомів О, N, Аг атмосфери утворюються космогенні
радіонукліди, що потім надходять на земну поверхню з атмосферними
опадами. Ця група представлена 20 радіонуклідами з періодами
напіврозпаду від 32 хвилин до 7,4.105 років.
Найбільш значущі в радіоекологічному відношенні радіонукліди - 3Н,7Ве, 14С, 22Nа і 24Nа.
Випробування ядерної зброї
При випробуванні атомної зброї величезна кількість радіоактивних речовин виноситься в атмосферу. Це перше за значущістю джерело штуч¬ного радіоактивного забруднення навколишнього середовища. З 1945 до 1980 рр. в атмосфері було проведено 450 атомних і термоядерних ви¬бухів загальною потужністю 545 Мт [3].
При ядерних вибухах утворюється близько 250 ізотопів 35 елементів (із них 225 радіоактивних) як безпосередньо осколків поділу ядер важких елементів (235U, 23ІРu, 233U, 238U), так і продуктів їх розпаду з періодом напіврозпаду від кількох секунд до мільйонів років.
Більшість утворюваних радіонуклідів є бета- і гамма-випромінювачами (131J, І37Сs, І40Ва та інш.), решта випускають або лише ?- (90Sr та інш.), або ?-частки (І44Nd, І47Рг).
Крім радіоактивних продуктів поділу, до радіонуклідів, що утво¬рились, входить і частина атомного заряду, що не вступила в реакцію. У сучасних ядерних пристроях коефіцієнт використання заряду стано¬вить близько 20 %. Елементи заряду (уран, плутоній), що не вступили в реакцію, розпилюються силою вибуху на найдрібніші частинки, що міс¬тять атоми з властивостями вихідних радіонуклідів.
У результаті реакції активації в районі вибуху з'являється додаткове джерело радіоактивного забруднення місцевості — наведена радіоак¬тивність. Захват нейтронів від реакції поділу урану і плутонію ядрами багатьох хімічних елементів призводить до появи радіоізотопів (про¬дуктів активації) в атмосферному повітрі (І4С, 3Н, 39Аг), воді (24Na, 31.32Р, 53.54Мn, 35S, 65Zn та інш.), грунті (45Са, 24N 27Мg, 29Аl, 31SI.). Більша частина їх розпадається з випуском ?-часток і ? випромінювання.
Ядерні пристрої, що грунтуються на принципі "поділ-синтез-поділ" (термоядерні вибухи), забруднюють навколишнє середовище радіоактив-ними осколками поділу 238U і 239Рu, а також тритієм і радіовуглецем.
Останнім часом основними джерелами опромінення є 137 Сs і 90Sr [25].

Теплові енергетичні станції
Значні надходження радіонуклідів у навколишнє середовище за використання кам'яного вугілля на паливо. Річна потреба вугілля в світі становить кілька мільярдів тонн, із яких 70 % спалюється на електро¬станціях, 20% — у коксохімічному виробництві і 10% — використовується для опалення.
На вугільній ТЕС потужністю 1 ГВт спалюється за рік 4-5 млн. т вугілля, при цьому викидається в повітря 0,1 млн. т попелу.
У кам'яному вугіллі, яків інших земних породах, містяться природні радіонукліди. Вітчизняні родовища кам'яного вугілля характеризуються вмістом 238U - від 3 до 520 Бк/кг, 232Th - від 3 до 320Бк/кг, а також 40К- від 0,7 до 70 Бк/кг.
Розмір радіоактивного забруднення атмосфери при спалюванні ву¬гілля залежить від ряду факторів: вмісту радіоактивних ізотопів у вико-ристовуваному вугіллі, кількості спалюваного вугілля, технології спалю¬вання, ефективності систем уловлювання попелу та інших продуктів [24].

Промислові комплекси з повним ядерним паливним циклом, атомна промисловість
На всіх етапах закінченого ядерного паливного циклу, починаючи з видобутку уранової сировини, її збагачення і закінчуючи переробкою відпрацьованого палива, захороненням високоактивних відходів, відбу¬вається вивільнення штучних радіонуклідів у навколишнє середовище, а також прискорення темпів міграції важких природних радіонуклідів.
Нині атомна енергетика розвивається в основному для виробництва електроенергії, частка якої в загальному споживанні енергоресурсів близько 20 %, а в деяких країнах - до 80 %, в Україні - до 40 %. Але внаслідок виснаження інших енергетичних ресурсів (нафта, газ, кам'яне вугілля) подальший розвиток атомної енергетики піде по шляху роз¬ширення її застосування, якщо не буде знайдено альтернативного за¬мінника. Передбачається, що до кінця цього століття частка атомної енергії в неелектричних технологіях становитиме 10-15 %.
Атомна енергетика нині розвивається на основі реакторів на теп¬лових і швидких нейтронах.
При роботі ядерних енергетичних установок радіонукліди утво¬рюються в результаті поділу ядер палива і активації нейтронами матеріа¬лів в активній зоні. Їх вміст зумовлюється часом експлуатації твелів і часом, що минув з моменту зупинення реактора [7, 22].
За фізико-хімічним станом і поведінкою радіонуклідів у техно¬логічних системах АЕС і навколишньому середовищі виділяють такі гру¬пи радіоактивних відходів:
- радіоактивні благородні гази (41Ar, 85,85m87,88Kr, 133,133m,135,135mXe), 3H, 14C;
- леткі речовини (129,131,132,133,135I, 134,137Cs);
- нелеткі речовини (140 La, 89,90,91 Sr, 141,144 Ce та інш.)
Основною потенційною небезпекою є аварії на АЕС. За період експлуатації АЕС у 14 державах сталося понад 150 аварій різного ступеня складності, що супроводжувались викидами радіоактивних речовин.
Найбільшою аварією в світі на АЕС стала аварія 1986 року на 4 блоці Чорнобильської АЕС із зруйнуванням активної зони реакторної установки і частини споруди, в якому вона розміщувалась.
Сумарний викид радіонуклідів за межі проммайданчика АЕС (без радіоактивних інертних газів) становив близько 1,9 * 1018 Бк – близько 3,5 % загальної кількості радіонуклідів, накопичених у реакторі на момент аварії [14].
Неконтрольоване використання радіонуклідовмісних сировинних матеріалів.
Радіаційний фон земної поверхні значною мірою визначається радіоактивністю її складових (Таблиця 1.1).
Таблиця 1.1 - Питома радіоактивність природних радіонуклідів у гірських породах та грунті

Порода Питома активність, Бк/кг
226R 232Th 40K
Граніт 78 74 999
Діабаз 18 18 148
Базальт 33 26 370
Кварцопорфир 85 96 1517
Кварцит 30 33 629
Вапняк, мармур 18 15 37
Глинистий сланець 67 67 666
Боксит 104 333 740
Пісок, гравій 26 22 333
Мергель 85 59 777
Грунт 25 28 529

У процесі видобутку й переробки природні радіонукліди перерозподіляються і можуть зумовити локальне підвищення опромінення.
Загалом незалежно від походження техногенні радіонукліди характеризуються різним ступенем радіо токсичності, рухомості і т.д [3].

1.3 Розповсюдження радіонуклідів в атмосфері

Масштаби й інтенсивність міграції радіонуклідів в атмосфері ви-значаються: ефективною висотою викидів їх в атмосферу, фазовим ста¬ном викидів (рідкі, тверді, газоподібні), формою і дисперсністю частинок аерозолей, географічними координатами місця викиду, атмосферними умовами (швидкість вітру, вологість повітря, опади, температурна стра¬тифікація тощо).
Залежно від впливу цих факторів виділяють локальні, тропосферні і стратосферні (глобальні) випадіння.
Локальні випадіння спостерігають у районі до кількох сот кілометрів у напрямку від джерела. Радіоактивні речовини локальних випадінь по-ширюються в нижніх шарах атмосфери. Тривалість випадінь залежить від пори року і широти місцевості: більша в північній півкулі, менша - в південній. У межах невеликих районів залежить від наявності атмосферних опадів. У цілому тривалість локальних випадінь становить від 1 до 40 днів.
Тропосферні випадіння бувають при ядерних вибухах і великих ава¬ріях на АЕС. При ньому радіоактивні речовини сягають висоти 4—10 км. На цих висотах домінують повітряні потоки загальнопланетарного характеру і радіоактивні речовини до осідання встигають обігнути земну кулю. В помірних широтах північної півкулі до великих висот в тропосфері панують майже суто західні вітри, біля земної поверхні -південно-західні, і аерозолі переносяться в напрямку із заходу на схід. Переміщення на північ і південь незначне, внаслідок чого в північній півкулі максимальна щільність випадінь зареєстрована на широтах здійснення вибухів - 30є-50є.
Вибухи потужністю в кілька кілотонн тротилового еквіваленту забруднюють в основному тропосферу. Великі вибухи мегатонної по¬тужності (забруднюють, головним чином, стратосферу).
Період напівочищення верхніх шарів тропосфери варіює в серед¬ньому від 20 до 40 діб, нижніх –до кількох діб. Навесні і влітку очищення швидше, ніж восени і взимку. Період напівочищення стратосфери від радіоактивних речовин становить близько 2 років [14].

1.4 Радіаційний стан Черкаської області

У Черкаській області підприємства атомної енергетики, урановидобувної та уранопереробної промисловості відсутні. На підприємствах наявні лише закриті джерела іонізуючого випромінювання, рентген-апарати, контрольні джерела іонізуючого випромінювання, пристрої рентгеноструктурного та рентгенофазного аналізу, які використовуються майже в усіх галузях народного господарства: медицині, промисловості, будівництві, наукових дослідженнях
Площа області, що зазнала радіоактивного забруднення після Чорнобильської аварії, становить 618 тис. га.
4 населені пункти (Тростянець Канівського району, Чичиркозівка і Княжа Звенигородського району та Петрівська Буда Лисянського району) віднесені до зони гарантованого добровільного відселення. Вміст 137Cs у ґрунті в цих населених пунктах становить 202-307 кБк/м2.
Спостереження за радіаційним станом довкілля області здійснюють Черкаське регіональне управління водних ресурсів, Черкаський обласний центр з гідрометеорології, Черкаське обласне управління лісового господарства, управління в справах захисту населення від наслідків Чорнобильської катастрофи Черкаської обласної державної адміністрації та інші організації.
Черкаським регіональним управлінням водних ресурсів згідно з "Програмою радіологічного і гідрохімічного контролю якості водних ресурсів басейну р. Дніпро" здійснюється радіологічний контроль Кременчуцького водосховища на створі в районі водозабору м. Черкаси - с. Сокирне. За даними контролю середня концентрація 137Cs в районі Черкаського водозабору становить 0,13 nКі/л, 90Sr – 2,09 nКі/л, що є менше норми.
На радіаційний стан дніпровської води визначальний вплив мають гідрометеорологічні умови та радіаційна ситуація, що складаються безпосередньо на територіях найбільш забруднених радіонуклідами внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС. Головним джерелом надходження радіонуклідів до каскаду Дніпровських водоймищ залишається річка Прип’ять. Під час повені та дощів радіонукліди змиваються в річку. Міграція чорнобильських радіонуклідів (90Sr та 137Cs) униз за течією Дніпра є єдиним значущим шляхом їхнього переносу від місць початкової локалізації до віддалених районів.
Значне зниження вмісту радіонуклідів, що виносяться із зони відчуження, відбувається уже в Київському та Канівському водосховищах. Протягом останніх п’яти років відмічається стійка тенденція до зниження вмісту радіонуклідів: сумарні значення 137Cs зменшились в 2 рази, 90Sr – в 3,4 рази. Таким чином забруднення дніпровських водоймищ за час, що пройшов після аварії на Чорнобильській АЕС стабілізувалось на відносно низьких рівнях і тільки в разі екстремальних ситуацій (високе водопілля) можливе підвищення рівня його забруднення.
За результатами спостережень Черкаського обласного центру з гідрометеорології значення радіаційного фону в останні 5 років не перевищують рівнів природного фону і становлять 10-15 мкР/год. (контрольний рівень природного гамма-фону становить 25 мкР/год.)
Добова щільність бета активних випадінь з атмосфери становить від 0 до 5 Бк/м2. Спостерігається стійка тенденція до зниження вмісту 137Cs та 90Sr чорнобильського походження, як у приземному шарі атмосфери, так і у випадіннях. Річна загальна бета-активність випадінь з атмосфери за період 2001 – 2005 роки була в межах 688 – 804 Бк/м2.
За даними Черкаського обласного управління лісового господарства в області площа лісів, яка забруднена 137Cs становить:
до 1,0 Кі/км2 – 176 тис. га;
від 1,01 до 2,0 Кі/км2 – 31,1 тис. га;
від 2,01 до 5,0 Кі/км2 – 7,3 тис. га;
від 5,01 до 10,0 Кі/км2 – 0,6 тис. га (К-Шевченківський, Канівський та Лисянський лісгоспи);
від 10,1 до 15,0 Кі/км2 – 0,04 тис. га (Лисянський лісгосп).
За результатами вибіркового радіологічного контролю продукції лісового господарства вміст радіонуклідів у зразках не перевищував допустимих рівнів, а також нормативів вмісту 137Cs [6].

2 ФІТОІНДИКАЦІЯ РАДІОЛОГІЧНОГО ЗАБРУДНЕННЯ НАВКОЛИШНЬОГО ПРИРОДНОГО СЕРЕДОВИЩА

2.1 Роль лісів у первинному затриманні радіоактивних викидів
На етапі первинного випадання радіонуклідів з атмосфери поле ра-діоактивного забруднення формується під впливом метеорологічних і ландшафтних факторів. Найбільш значущими з ландшафтних факторів є: рельєф земної поверхні, тип рослинності, гідрографічна мережа, що об'єднуються терміном — підстилаюча поверхня. Всі фізичні процеси, що відбуваються в нижніх шарах атмосфери, формуються під впливом підстилаючої поверхні [21].
Осідання часток аерозолей на земну поверхню зумовлюється залежно від їх розміру впливом гравітаційних сил і турбулентного перемішування повітря. Розміри часток коливаються в досить значних межах- від 0,001 до 800 мкм. Поведінка легких часток малого розміру (до 200 мкм) біля межі поділу атмосфера - земля більшою мірою визначається турбулент¬ною дифузією, тому швидкість їх осідання змінюється залежно від характеру підстилаючої поверхні.
Зі всіх елементів підстилаючої поверхні найбільшою мірою змінюють турбу¬лентну структуру вітру лісові насадження. Трансформація структури по-току полягає в зменшенні вертикальних пульсацій швидкості вітру і в утво-ренні менших вихорів під впливом лісу.
Впливаючи таким чином через трансформацію повітряних потоків на осідання аерозольних часток лісові насадження відіграють важливу роль у формуванні полів радіоактивного забруднення. Вони виконують функцію своєрідних фільтрів - накопичувачів радіонуклідів.
Після аварії на ЧАЕС найбільша щільність радіоактивного забруд¬нення лісових масивів довгоживучими радіонуклідами спостерігається на узліссях з навітряного боку. З підвітряного виявлено протилежну ситуацію [22, 23]. У цілому лісові масиви накопичили приблизно на 30 % більше активності, ніж навколишні поля. У період найбільш інтенсивних викидів, коли в довкіллі перебувала велика кількість короткоживучих радіоактивних елементів, роль лісу в перерозподілі радіонуклідів була особливо значною. Про це свідчать виміри потужності експозиційної дози гамма-випромінювання посеред літа 1986 р. [23].
Результати останніх досліджень показують: за високого за¬бруднення спостерігається значна варіабельність щільності забруднення грунту в лісових насадженнях навіть у межах одного кварталу й виділу. Таку строкатість забруднення можна пояснити неоднорідністю лісів і їх локального впливу на швидкість повітряного переносу радіонуклідів та інтенсивністю дощів.
Наземна рослинність — це перший екран, що затримує радіоактивні речовини повітря.
Затримування осідаючих на рослини твердих аерозолей і наступні їх втрати залежать від багатьох факторів:
- фітомаси на одиницю площі поверхні;
- форми, розміру і орієнтації листя та інших надземних органів рослин;
- характеристики їх поверхні;
- швидкості вітру під час і після випадання часток;
- розміру аерозольних часток і кількості випадінь;
- відносної вологості під час випадання тощо.
Затримування радіоактивних часток залежить від площі поверхні, здатної збирати частки. Лісові біогеоценози характеризуються найбіль¬шою біомасою на одиницю площі.
Коефіцієнт затримування лісами глобальних випадінь варіював у межах 50-100 %, при цьому коефіцієнт затримання вищий в соснових молодняках, нижчий — в середньовікових сосняках, ще нижчий — в листя¬них насадженнях. У листяних насадженнях після листопаду він знижував¬ся до 20—25 %.
Отже, за здатністю затримувати радіоактивні викиди елементи підстилаючої поверхні утворюють такий ряд: хвойні ліси - листяні ліси — луки і посіви – рілля [25].

2.2 Формування радіаційного синдрому у рослин
У рослин, як і в тварин, після впливу іонізуючого випромінювання розвивається радіаційний синдром, що на початку зародження має спільні риси з аналогічним у тварин, але в подальшому набуває своєї специфіки.
При рівномірному опроміненні рослини, коли будь-яка її частина
одержує однакову дозу радіації, її пошкодження зумовлене радіаційним
ушкодженням найбільш радіочутливих тканин. Такі радіочутливі
тканини, ушкодження яких призводить до формування радіаційного
синдрому у рослин, називаються критичними. Критичними органами у
рослин є всі меристеми: апікальні, латеральні, інтеркалярні. Оскільки
всі органи рослини формуються з меристем, то при їх опроміненні
спостерігається ушкодження майже всіх органів - як вегетативних, так і
генеративних. У цьому полягає специфіка формування радіаційного
синдрому у рослин [1].
Найбільш радіочутливі тканини за високої мітотичної активності та інтенсивного росту.
Ступінь впливу іонізуючого випромінювання на рослини визна-¬
чається потужністю джерела випромінювання, тривалістю його дії на
рослини.
Розрізняють гострий та хронічний вплив іонізуючого випромінювання на рослину.
Під час гострого опромінення організм одержує дозу радіації за порівняно нетривалий час, після чого йому вже не загрожує поява нових радіаційних ушкоджень і розвиток променевого ушкодження відбувається в умовах, сприятливих для розвитку рослини.
Під час хронічного опромінення в клітинах організму постійно виникають променеві пошкодження молекул, створюючи фон безперервного накопичення цих пошкоджень. Оскільки найбільше ушкоджуються точки росту рослини, що перебувають у стані активного поділу, під час гострого опромінення ушкодженими виявляються клітини, що в мить опромінення були на стадії поділу. При хронічному опроміненні меристеми, що поступово розпочинають поділ, зазнають постійної дії радіації.
Відомо, що у рослин виявлено дистанційну дію випроміннювання, коли з опроміненої частини організму в неопромінені переносяться речовини, здатні пошкоджувати меристеми. У зв'язку з цим прямою причиною пошкодження вегетуючої рослини є втрата меристематичними клітинами, як найбільш радіочутливою тканиною організму, здатності до поділу.
Різні органи рослин по-різному реагують на опромінення: найчутливіші серед них генеративні, потім - всі орагани, що на момент опро¬мінення складаються із меристем, які активно діляться.
При цьому на рівні органів цілої рослини виявляються зміни архі-тектоніки: змінюється морфологія трахей і трахеїд; у коренів посилю¬ється розгалуження, порушується утворення кореневих волосків. Може змінитись порядок розміщення листків, філотаксис, можуть виникнути фасціації, пухлинні утворення. Іноді змінюється тип галуження. Змі¬нюється форма листка, порядок жилкування; стимулюється утворення калюсу, що призводить до розвитку місцевих розростань (пухлин) або до появи бруньок (часто цілими групами) в незвичних місцях. На місці таких розростань нерідко утворюються корінці. Іноді радіація вповіль¬нює ріст, прискорює процеси цвітіння у рослин [13].

2.3 Летальний вилив іонізуючого випромінювання на рослину

Летальний вплив радіації, що призводить до загибелі рослинних клітин, може відбу¬ватися двома шляхами: через ушкодження їх генетичного апарату, що спричиняє репродуктивну загибель клітин, або за безпосереднього руйнування клітин. Щоб спричинити загибель клітин безпосередньо, необхідна доза в 3-4 рази більша, між для того, щоб позбавити її здатності до поділу. Летальний вплив іонізуючої радіації може змінюватись залеж¬но від стану рослини в момент опромінення та від навколишніх умов.
Іонізуюче випромінювання навіть у дуже великих дозах (1000-2000 Гр) не відразу вбиває вегетуючі рослини. Останні довго після опромінен¬ня можуть залишатись тургорними, зеленими, навіть здатними нако¬пичувати пластичні речовини, хоча здатність клітин меристеми до поділу в їх меристемах вже повністю і безповоротно втрачена.
У рослин, що одержали дозу, близьку до летальної, згодом можливе відновлення. Разом з тим низькі дози, легко витримувані під час корот-кочасного опромінення, стають летальними за тривалої дії. Це так званий ефект накопичувальної дії радіації на рослину. Таким чином, за¬гибель рослини після опромінення може реалізуватись як дуже від¬далений етап променевого ушкодження [21].

2.4 Вплив іонізуючого випромінювання на меристеми, стебло, листя, хвою

Розглянемо вплив іонізуючого випромінювання на інші органи й тканини рослини. Цей вплив залежить від поглинутої дози. Як було зазначено вище, хронічне опромінення знижує функції меристематичних тканин. Зі збільшенням поглинутої дози в меристемах можуть спос¬терігатися клітини збільшених розмірів, як наслідок затримки їх поділу. Це, як правило, призводить до передчасної їх диференціації і приско¬реного старіння. Повне припинення розвитку і росту листя настає при дозі іонізуючого опромінення близько 90 Гр [15].
Якщо під час хронічного опромінення порушується мітотична актив-ність, головним чином у внутрішніх шарах апікальних меристем, то по¬ряд з пригніченням росту рослини часто спостерігаються також мор¬фологічні зміни: булавоподібні верхівки стебел, пагони без бруньок, змінений порядок розміщення листя.
Такі морфологічні меристематичні аномалії - радіоморфози - мо¬жуть з'явитися в будь-якому органі рослини, якщо на момент опромі¬нення вони перебували на стадії примордіальних горбочків (первинних меристематичних зачатків). При певних дозах іонізуючого випромінення починають з'являтися характерні особливості реакції конусів наростання - утворення летальних, некротичних ушкоджень його клітин. Як пра¬вило, ушкодження починаються з клітин початкової зовнішньої (іні¬ціальної) зони і закінчуються порушеннями внутрішньої.
Значно рідше під дією іонізуючого випромінювання виникають ано¬малії розвитку окремих органів, зумовлені соматичними мутаціями, що контролюють морфогенез. Якщо в процесі клітинних поділів такі мута¬генні клітини не ліквідуються, виникають органи зміненої морфологічної структури. За своєю природою вони належать до генетичних, що пере¬даються спадково.
Безпосередніми прикладами впливу іонізуючого випромінювання на меристеми, листя, стебло можуть бути рослини із зони ЧАЕС.
Опромінення листя, що росте, призводить до зменшення його при¬росту. Разом з цим на листя, що закінчило ріст, іонізуюче випроміню¬вання майже не впливає.
Опромінення листя, що перейшло до поверхневого росту, мало впли¬ває на форму листкових пластинок. У той же час опромінення зачатків листя, що характеризується апікальним та маргенальним (проміжним) ростом, призводить до радіоморфозів. Опромінення листя зі сформованими хлоропластами не впливає на їх забарвлення, а опромінення молодого листя та листкових зачатків призводить до появи крапчастого і темнішого забарвлення.
Характерною реакцією на опромінення є потовщення листкових пластинок, що перебуває в прямій залежності від дози та в зворотній від сформованості листя до моменту опромінення.
Окремо зупинимось на впливові іонізуючого випромінювання на хвою. При 5 Гр та вище у 1986 р. маса хвої на пагоні становила 10-20 % контролю. При поглинутій дозі 1,5-2 Гр вона практично не змінилася, однак при опроміненні в дозі 3-4 Гр маса хвої зменшилась майже вдвоє. Доза від 0,7 до 1 Гр призводила до деякої стимуляції росту хвої.
Іонізуюче випромінювання може призвести до порушення ре¬гуляторних процесів та ростових кореляцій. При цьому пригнічення рос¬ту головного стебла зумовлює зменшення апікального домінування та посилення росту бокових пагонів.
У пошкоджених дерев 1986 р. та навесні 1987 р. спостерігалися пору-шення в ритміці росту, орієнтації пагонів, морфогенетичних процесах. При цьому спостерігалася більша радіочутливість латеральної та апі¬кальної меристем.
Під впливом високих доз іонізуючого випромінювання змінюються структура та хімічні властивості деревини, порушується будова похідних камбію, що зумовлює зниження радіального приросту деревини стовбура у сосни наступного року після опромінення, а в ялини - у рік опромінення. Радіаційне опромінення призвело до зсуву процесів наростання річного кільця, внаслідок чого збільшилась частка пізньої деревини. Реакція на опромінення виявилась сильнішою у дерев з підвищеною енергією росту.
У 1986 р. у сосни та ялини спостерігали підвищення щільності ранньої деревини. Зниження щільності пізньої деревини спостерігається на ді¬лянках з підвищеними поглинутими дозами - 1,5-2 Гр та вище. При поглинутій дозі в 20-25 Гр зменшення щільності пізньої деревини збереглось до 1988 року [1].

2.5 Вплив іонізуючого випромінювання на репродуктивну сферу

Найчутливішою до впливу іонізуючого випромінювання з усіх органів рослин є репродуктивна сфера. Важливість цього моменту полягає в то¬му, що порушується "свята святих" будь-якого живого організму - геном. Будь-яке найменше порушення в нормальному функціонуванні генома може призвести в ряді поколінь до найнесподіваніших ефектів.
Найбільш вразливим є процес мікроспорогенезу. На ділянці з високим рівнем радіаційного пошкодження (8-25 Гр) на чоловічих пагонах сосни спостерігалося утво¬рення нещільних колосків мікростробілів, окремі збільшені стробіли при цьому розміщувалися на подовженій осі незімкнуто.
Одним з яскравих виявів дії іонізуючого випромінювання на сосну є зміна термінів її "цвітіння". Слабкий рівень радіаційного забруднення - 0,7-2,3 Гр за сумарною поглинутою дозою порівняно з контролем прис¬корює перебіг мікроспорогенезу у сосни на 1-2 дні, а поглинута доза 3,5-4,7 Гр уповільнює розвиток спорогенних клітин. При дозах 10 Гр цвітіння практично не було.
Дослідження радіочутливості мікроспорогенезу у сосни звичайної показало, що з усього циклу розвитку чоловічих генеративних органів мейоз є найбільш чутливою фазою.
У стиглому пилку сосни, особливо з ділянок з високим рівнем радіа-ційного забруднення, в 5-6 разів частіше, ніж в контрольних зразках, траплялися пилинки з різними морфологічними порушеннями.
У насіннєвих зачатках, в яких розвиток архегонію дуже пригнічу¬вався, зародок не запліднювався і не розвився. На третій рік після гос¬трого опромінення однозначних висновків про зв'язок кількості пору¬шень під час формування пилку жіночих статевих клітин та зародка, що призводили до загибелі насіннєвих зачатків, з поглинутою дозою не бу¬ло встановлено. Можна однозначно сказати, що, починаючи з 1989 року, в репродуктивних органах сосни починають переважати репараційні процеси [21].

2.6 Вплив іонізуючого випромінювання на насіння

Радіочутливість насіння у різних видів рослин різниться в десятки разів. Дози іонізуючого випромінювання, що спричиняють загибель насіння, називають ле¬тальними; дози, за яких схожість насіння становить близько 50 % контро¬лю, а виживання - 20-30 % кількості сходів, називають критичними, а дози, за яких на одиницю виживання рослини утворюється найбільша кількість мутацій, називаються оптимальними. Для більшості видів рослин критична доза перебуває за межами 100 Гр. Нині критичні дози встановлено для більш ніж 150 культурних та багатьох диких видів рослин: вони варіюють у межах 4-2000 Гр. Істотні відмінності за стійкіс¬тю проти радіації встановлено між рослинами одного виду, але з різною кількістю хромосом.
На радіочутливість насіння істотно впливає вологість та насиченість киснем. Більша радіочутливість вологого насіння зумовлена посиленням у ньому метаболічних процесів, коли частина клітин переходить до ак¬тивного синтезу ДНК і починається підготовка клітин до мітозу.
За впливу на насіння малих доз іонізуючого випромінювання іноді спостерігається його стимулююча дія, що виявляється в прискоренні по-чаткового росту проростків. Протягом росту рослин цей ефект зникає.
Радіостійкість насіння визначали за енергією його проростання. За дослідження насіння 10 родин деревних порід виявлено, що найбільш радіочутливе насіння ялини звичайної, для якої летальна доза становила всього 50 Гр. Для ялиці сибірської та сосни звичайної летальна доза близька до 100 Гр, для берези - понад 100, для різних видів жимолості - близько 300, для клена татарського - 60, липи дрібнолистої - понад 600 Гр. Дуже висока радіочутливість насіння різних видів зіноваті.
Отже, радіочутливість насіння визначається такими біологічними та фізико-хімічними факторами: станом зародка, віком, розмірами, біохімічним складом, вологістю, характеристикою хромосом, наявністю кисню, часом та температурою зберігання, дозою та потужністю опро¬мінення [19].
Якщо підсумувати викладене вище щодо впливу іонізуючого ви-промінювання на окремі органи рослини, то можна дійти висновку, що протягом онтогенезу ця залежність змінюється не лише за ступенем вираженості променевого ефекту, а також за спектром реакцій на опромі¬нення: на початкових етапах онтогенезу - порушення первинних органів та гальмування ростових процесів; на заключних етапах - порушення формування життєздатного насіння.

3 ВПЛИВ АГРОХІМІЧНИХ ВЛАСТИВОСТЕЙ ГРУНТУ НА РУХЛИВІСТЬ РАДІОНУКЛІДІВ

Значна кількість радіонуклідів уже в перші роки після переміщення у грунт досить міцно фіксується. На перший погляд їх міграція має визначатися співвідношенням водорозчинної, обмінної та інших форм. Відомо, що чим більше водорозчинних і об¬мінних форм радіонуклідів у грунті, тим швидше вони рухаються. Але після того, як радіонукліди потрапили у грунт, з ними відбуваються різ¬номанітні процеси, що змінюють їх рухливість. Внаслідок утворення важко- і нерозчинних сполук відбувається хімічне осадження радіо-нуклідів, завдяки сорбції глинистими мінералами з часом збільшується кількість радіоактивного елемента в кристалічній решітці. На перебіг усіх цих процесів впливає близько 10 характеристик ґрунтових умов.
Кислотність грунту. У лісах території радіоактивного забруднення України найбільше поширені дерново-підзолисті, оторфовані та торфові грунти. Вони відрізняються значною кислотністю, тому тут відмічається зростання частки водорозчинних і обмінних форм 90Sr і І37Сs. У зв'язку з цим в грунтах таких типів рухливість 90Sr та І37Сs підвищується, знижу¬ється міцність їх фіксації у фунті і зростає інтенсивність надходження їх у рослини. У той же час 60Со, 59Fe, 65Zn та деякі інші радіонукліди у кислих грунтах створюють різноманітні гідролізні та комплексні сполуки, то знижує їх рухливість.
Втім, швидкість переміщення радіоактивних елементів з лісової під¬стилки у мінеральну частину грунту слід відрізняти від рухливості їх у грунті та у системі "грунт-рослини". Зростання швидкості міграції ра¬діонуклідів у мінеральну частину грунту не завжди збігається із зрос¬танням темпів їх надходження у рослини. У мінеральній частині грунту радіоактивні речовини можуть міцно фіксуватися, що зменшує темп їх надходження у рослини [11].

4 НАКОПИЧЕННЯ РАДІОНУКЛІДІВ ВИДАМИ ТРАВ'ЯНО-ЧАГАРНИЧКОВОГО ЯРУСУ ЛІСУ

Трав'яно - чагарничковий ярус лісів ценотично і флористично різно-манітний. В Україні до специфічного лісового фітоценокомплексу нале¬жить близько 600 видів судинних рослин, радіоактивне забруднення яких варіює в широких межах і відіграє важливу роль у накопиченні радіонук¬лідів компонентами лісових біогеоценозів. Зокрема, він бере участь у накопиченні гумусу грунтами лісових екосистем і в міграції радіонук¬лідів у них; види, що входять до його складу, є першими ланками тро¬фічних ланцюгів, і їх радіоактивне забруднення зумовлює міграцію ра¬діонуклідів до наступних ланок, зокрема, мисливських тварин - козулі, кабана, лося; до його складу входять господарські цінні види рослин (ягідні, лікарські та ін.), при використанні яких у їжу до людини радіо¬нукліди можуть надходити у значних кількостях.
Інтенсивність накопичення радіонуклідів видами трав'яно-чагарничкового ярусу значною мірою зумовлюється ізотопним складом радіо-активних випадінь, їх фізико-хімічними властивостями, формою і шля¬хом надходження радіонуклідів до екосистеми. З усього ізотопного складу глобальних випадінь радіонуклідів 1960-х - 1970-х років та аварійних викидів Чорнобильської АЕС (більше 100 ізотопів) види трав'яно-чагарничкового ярусу найбільше накопичують І37Сs та 90Sr. Транс¬уранові радіонукліди накопичуються у рослинах у 10-100 разів менше. Загальна закономірність полягає в тому, що інтенсивність надходження кожного радіонукліда до рослин залежить від ступеня його участі у метаболічних процесах рослинного організму. Саме тому радіонукліди, схожі за хімічною природою з біогенними елементами, активніше на¬копичуються у рослинах (І37Сs як аналог калію, 90Sr - кальцію).
Накопичення радіонукліда в певному виді рослин, крім цього, залежить і від інших факторів. їх доцільно об'єднати у дві групи за відношенням до рослинного організму: внутрішні, (притаманні конкретному виду) та зовнішні (екосистемні).
Групу внутрішніх факторів складають біологічні особливості видів:
- систематичне положення;
- життєва форма;
- утворення симбіозу з мікоризою грибів;
- потреба у К+, Са2+та інших катіонах;
- глибина розміщення кореневої системи у грунті;
- екологічна амплітуда.
Для рослин трав'яно-чагарничкового ярусу лісу характерна видоспецифічність накопичення радіонуклідів. Це явище проявляється у всіх фітоценозах та типах умов місцезростання. Зокрема, міжвидова різ¬ниця накопичення І37Сs судинними рослинами наземного покриву у сві¬жих сугрудках Українського Полісся в ценозі дубових лісів різнотравно-конвалієвих сягає 50-кратної величини, а у свіжих суборах в ценозі соснового лісу різнотравно-чорнично-зелсномошного-250-кратної [18]. Тому в межах типів умов місцезростання доцільно згрупувати рослини за інтенсивністю накопичення ними певного радіонукліда, зокрема, І37Сs. Показником згаданого параметру може бути величина коефіцієнта пере¬ходу радіонукліда з грунту до фітомаси виду. Зважаючи на величину КП, інтенсивність надходження І37Сs до надземної фітомаси поділяють на дуже сильну (КП > 100), сильну (100 >КП > 50), помірну (50 >КП > 10), слабку (10 > КП > 1), дуже слабку (КП < 1). В таблиці 4.1 наведено середні значення КП І37Сs із грунту до надземної фітомаси, характерні для видів трав'яно-чагарничкового ярусу лісів у двох типах умов міс¬це зростання [19].

Таблиця 4.1 - Інтенсивність накопичення І37Сs у надземній
фітомасі видів трав'яно-чагарничкового ярусу лісу у свіжих сугрудках та свіжих суборах

Інтенсивність накопичення І37Сs із грунту у надземній фітомасі Вид КП, м2кг-1 10-3

Дуже сильна Свіжі субори (В1)
Щитник шартрський
590
Орляк 500
Веснівка дволиста 170
Перестріч лучний 160
Сильна Одинарник європейський 72
Костяниця 56
Верес звичайний 45
Конвалія звичайна 40
Чорниця 29
Брусниця 28
Перстач білий 23
Осока вереснякова 18
Суниці лісові 17
Звіробій звичайний 11
Слабка Зимолюбка зонтична 9,6
Костриця овеча 9
Ортилія однобока 4,4
Герань криваво-червона 2,3
Свіжі сугрудки (С2)
Помірна
Продовження таблиці 4.1 Щитник шартрський 47

Щитник чоловічий 15
Безщитник жіночий 13
Перстач білий 13
Осока трясучковидна 13
Веснівка дволиста 12
Перестріч гайовий 10
Слабка Костяниця 9,9
Конвалія звичайна 8,6
Суниці лісові 8,3
Осока гірська 6,3
Купина лікарська 4,6
Материнка звичайна 2,6
Чорниці 2,4
Брусниці 2,3
Звіробій звичайний 1,6
Дуже слабка Герань криваво-червона 0,9

Систематична належність рослин істотно впливає на накопичення в них І37Сs. Зокрема, підвищене накопичення цього радіонукліда характер¬не для папоротей та плаунів. У борах та суборах концентраторами його є види з родин вересових (верес, багно болотне, підбіл білолистий) та брусничних (чорниці, брусниці, буяхи) [9]; у сугрудках - види родин розових, лілійних, ранникових; у грудах - види родин осокових, губо¬цвітих, маренових. У виділених рядах рангове положення виду за інтен¬сивністю накопичення І37Сs із грунту в певних екологічних умовах досить стабільне [20]. Останнє має важливе практичне значення, адже дає змогу, зважаючи на систематичне положення певних господарських видів, на якісному рівні оцінити їх можливе радіоактивне забруднення. У видів різних систематичних груп різниця в інтенсивності накопичення І37Сs із грунту проявляється в істотно відмінних темпах цього процесу протягом різних частин вегетаційного періоду та у різному перерозподілі радіонук¬ліда між надземною та підземною частинами рослин. Наприклад, для видів родини осокових вміст І37Сs у надземній фітомасі зменшується від початку вегетаційного періоду до його закінчення, у злаків - навпаки, спостерігається зростання цього показника наприкінці вегетації [2].
Важливу роль у кореневому живленні рослин (і в надходженні ра-діонуклідів) відіграє їх симбіоз з мікоризою грибів. Як правило, підви¬щена інтенсивність накопичення І37Сs характерна для мікосимбіотрофних видів, особливо в бідних умовах місцезростання. Наприклад, у бо¬рах та суборах Полісся України види родин вересових та брусничних (облігатні мікотрофи) дуже сильно накопичують радіонукліди, зокрема І37Сs із грунту [19]. Проте із загальної закономірності є й окремі винятки. Наприклад, у видів родин осокових, кропивових, макових (рід чистотіл) симбіоз з мікоризою відсутній, а інтенсивність накопичення радіонук¬лідів - значна [15]. Значення мікосимбіотрофності для накопичення рослинами радіонуклідів зменшується із збільшенням трофності грунту.
Існує ще одна закономірність. Як правило, чим глибше розміщена коренева система виду, тим слабше надходження І37Сs до його фітомаси з грунту. Це явище зумовлюється закономірностями вертикального розподілу цього радіонукліда у грунті - експоненційним зменшенням його активності із збільшенням глибини. Згадане зменшення активності І37Сs дуже різке у верхніх горизонтах грунту і поступове у нижніх.
На інтенсивність надходження радіонуклідів до рослин також істотно впливають такі параметри їх кореневих систем, як горизонтальна про¬тяжність, ступінь заповнення коренями ґрунтових горизонтів, хімізм ко¬реневих виділень.
Механізм кореневого засвоєння радіонуклідів рослинами схожий в цілому до засвоєння їх стабільних аналогів [1]. Найважливіші з радіо-екологічної точки зору радіонукліди - І37Сs та 90Sr - інтенсивно нако¬пичують рослини, у яких підвищена потреба відповідно у калії та кальції. Наприклад, па лісових мезотрофних сфагнових болотах максимальне значення КП І37Сs - 390 спостерігається у рінхоспори білої, а мінімальне - у підбілу білолистого (КП=90). Відповідно вміст стабільного калію в згаданих видах в тому самому екотопі становив 110 та 32 мк-моль/г сухої ваги.
За винятком радіоцезію, інтенсивність накопичення радіонуклідів рослинами із грунту вивчено лише фрагментарно. При цьому найбільшу увагу дослідники приділили накопиченню рослинами 90Sr. За даними російських учених [17], у вологих березових лісах види наземного по¬криву за інтенсивністю накопичення згаданого радіонукліда утворюють такий ряд: щучка дерниста > купальниця європейська > конюшина проміжна > герань лісова > купина лікарська > медунка м'яка > орляк-костяниця > буквиця лікарська. Спостерігається тенденція посиленого накопичення 90Sr рослинами, що мають розгалужену кореневу систему поверхневих шарах грунту, та тих, що утворюють дернину.
Для цього радіонукліда, як і для радіоцезію, характерна видоспецифічність нако¬пичення різними видами, причому у різних екологічних умовах вона проявляється по-різному.
Зокрема, за величиною КН90Sr видами у сухо¬дольних лісах формується такий ряд видів: яглиця > таволга в'язолиста > хвощ лісовий, а у заболочених – істотно відмінний: хвощ лісовий > яглиця > таволга в'язолиста [11].
Вміст радіонуклідів у видах трав'яно-чагарничкового ярусу є резуль-татом складної взаємодії внутрішніх факторів, коротко проаналізованих вище, із зовнішніми факторами, особливо - з ґрунтовими параметрами місцезростань. Найважливішими з них є:
• тип грунту;
• мінералогічний та гранулометричний склад;
• багатство (кількість мінерального азоту);
• вологість;
• кислотність (рН);
• вміст органічної речовини;
• вміст обмінних К+, Са2+;
• ступінь насиченості основами ґрунтового поглинального ком¬плексу.
У трофотопному ряду одного пгротопу зростання інтенсивності на-копичення І37Сs відбувається із зменшенням родючості грунту.
Таким чином, можна зробити висновок, що для типу умов місцезрос-тання величина накопичення І37Сs рослинами із грунту буде більшою при меншій родючості та більшій вологості грунту. Наведена вище зако¬номірність зумовлює необхідність заготівлі ягідної та лікарської сирови¬ни у лісах, забруднених радіонуклідами, на лісотипологічній основі.
Вплив інших параметрів грунту на накопичення І37Сs в узагальне¬ному вигляді можливо сформулювати так, інтенсивність надходження радіонукліда із грунту до фітомаси тим більша, чим менший в ньому вміст дрібнодисперсних фракцій - мулистої та глинистої; менше значен¬ня рН (більша кислотність); менший вміст обмінних форм К+, як іона-антагоніста І37Сs; менший ступінь насиченості основами ґрунтового по¬глинаючого комплексу [18].

5 АКУМУЛЯЦІЯ РАДІОНУКЛІДІВ МОХАМИ ТА ЛИШАЙНИКАМИ

Мохово-лишайниковий ярус є важливим компонентом лісових біогеоценозів, особливо в хвойних лісах бореального типу, характерних для Лісової зони. Наприклад, в Українському Поліссі основні площі зай¬мають соснові ліси зеленомошні, зеленомошно-чагарничкові, довгомошні, сфагнові, лишайникові. Біологічні особливості мохів та лишай¬ників істотно впливають на перерозподіл радіонуклідів у лісових еко¬системах. Види мохово-лишайникового ярусу накопичують радіонукліди у 10-100 разів інтенсивніше, ніж види, що складають трав'яно-чагарничковий ярус лісу.
Усім видам класу мохів притаманна висока сорбційна місткість та значна міцність фіксації високодисперсних радіоактивних частинок. Крім того, мохи утворюють суцільні "килими" або "подушки", характе¬ризуються значною площею листкової поверхні, водоутримуючою здатністю, повільними процесами наростання та відмирання фітомаси [12, 13]. Вони перехоплюють значну частку радіонуклідів, що надходять у лісову або лісоболотну екосистему, включають їх у малий біо¬логічний кругообіг. Інтенсивність накопичення радіонуклідів мохами наочно можна ілюструвати на прикладі І37Сs. Після аварії на ЧАЕС вміст його у мохах Уралу та Західного Сибіру (2-3 тис. км на схід від джерела викидів) зріс у 20-40 разів порівняно з доаварійним періодом [17]. На Поліссі питома активність І37Сs у лісових мохах так само зросла і ста¬новить: 100-2600 кБк/кг (зона відчуження ЧАЕС), 50-250 кБк/кг (Житомирська та Рівненська області, 200-300 км від місця аварії). Якщо зіставити питому активність І37Сs у лісових мохах з відповідним показ¬ником радіоактивних відходів (75 кБк/кг), то як бачимо, вміст радіо¬нукліда у мохах в ряді випадків більший, ніж у відходах. Питома актив¬ність радіонуклідів у мохах перевищувала відповідний показник грунту в 10-100 разів [5,17]. Шляхи надходження радіонуклідів до мохів вивчено недостатньо, але більшість дослідників вважають основним висновок про аеральний шлях.
Різноманітність анатомо-морфологічної будови та фізіологічних особливостей мохів є причиною різної інтенсивності накопичення ними радіонуклідів. З радіоекологічного погляду у класі мохів найбільш важ¬ливою є різна інтенсивність накопичення та швидкість виведення радіо¬нуклідів у двох підкласах мохів - сфагнових та брієвих (зелених). Перші є звичайними домінантами мохового ярусу лісових боліт у борах та суборах, а другі - у суходольних лісах борів, суборів, зрідка - сугрудків. Так от зелені мохи накопичують більше радіонуклідів, ніж сфагнові.
Зелені мохи за формою росту та розміщенням спороносів поділя¬ються на верхоплідні та бокоплідні. До першої групи входять поширені у лісах Українського Полісся дикран багатоніжковий, види роду зозулин льон, а до другої - основні домінанти мохового ярусу хвойних лісів - плеуроцій Шребера та гілокомій блискучий. Однак висновки вчених щодо інтенсивності накопичення радіонуклідів бокоплідними та верхоплідними мохами досить суперечливі. Перевага надається то верхо-плідним мохам, що утворюють щільні "подушки" [5], то бокоплідним, для яких характерне формування майже суцільних рідких "килимів" [4]. Накопичення радіонуклідів та їх перерозподіл у сфагнових мохах
якісно інші ніж у зелених. Для сфагнів властиве надходження більшості мінеральних елементів, в тому числі радіонуклідів, не із субстрату (тор¬фу), а з водних розчинів, що формуються внаслідок аеральних випадінь. Більшу частину року сфагновий покрив перезволожений і утримує знач¬ний обсяг води, завдяки якій відбувається міграція радіонуклідів у товщі цих мохів та торфу. Сфагнові мохи підтримують у водному розчині кис¬лотні умови середовища, виділяють антисептики (сфагнол), що уповіль¬нюють розклад решток болотних рослин. Для цих мохів властивий інтенсивний вертикальний приріст (5-15 см за рік), що дорівнює щоріч¬ному їх відпаду. Відмерлі слабкорозкладені рештки сфагнів є суб¬стратом для живої наростаючої їх частини. Все це істотно впливає на перерозподіл радіонуклідів між живими та мертвими частинами сфагно¬вого покриву. І тому міграція радіонуклідів тут відбувається у специфіч¬ному циклі "сфагн живий - сфагн мертвий", за межі якого вони виходять в обмеженій кількості, не потрапляючи до судинних рослин. Явище лате¬рального (бокового) водного та радіонуклідного транспорту зу¬мовлює більш-менш рівномірний розподіл радіонуклідів на площі болота.
Розподіл І37Сs та І34Сs у сфагновому покриві специфічний: макси¬мальний їх вміст - у фізіологічно активних, апікальних живих частинах сфагнів, і значно менший - у відмерлій частині. В той же час розподіл 90Sr у товщі сфагнового покриву практично рівномірний [13].
Сфагни є своєрідним "насосом", завдяки якому калій, І37Сs, І34Сs практично повністю "висмоктуються" з води, що міститься у сфагновому покриві та під ним. Наприклад, у 1997 р. на болотах Словечанського ДЛГ Житомирської області питома активність І37Сs у живій частині сфагнів становила 20000 Бк/кг, у мертвій - 8000 Бк/кг, а питома актив¬ність цього радіонукліда у воді - 2-3 Бк/л.
Щодо накопичення радіонуклідів мохами, то накопичення І37Сs інтенсивніше порівняно із 90Sr. Він також міцніше утримується, особливо у живій, наростаючій частині мохів [16]. Основними радіонуклідами у всіх видах мохів є І37Сs, І34Сs, 40 К, у менших кількостях поглинаються І44Се, 226Rа, 228Rа, 131J, І03Ru, 106Ru, в ще менших - 210РЬ, 210Ро, 238U. Вміст усіх наведених вище радіонуклідів в біомасі мохів значно більший, ніж у судинних рослин в тому самому екотопі. Саме тому при довготрива¬лому радіоекологічному моніторингу мохи пропонується використову¬вати як біоіндикатори та зручні тест-об'єкти для контролю концентрації широкого спектра радіонуклідів у навколишньому середовищі.
Внаслідок особливостей анатомо-морфологічної будови лишайники мають у десятки разів більшу сорбційну поверхню на одиницю ваги, ніж судинні рослини, і виділяють специфічні лишайникові кислоти, що можуть сприяти накопиченню радіонуклідів [17]. Про їх високу здатність до накопичення радіонуклідів свідчать значення питомої активності І37Сs у таломах лишайників. Вважається, що основним шляхом над¬ходження радіонуклідів до лишайників є аеральний, причому як із мок¬рих, так і з сухих випадінь.
За інтенсивністю акумуляції І37Сs та І34Сs еколого-біоморфолоіічні групи лишайників можна розмістити у такому порядку: епіфітні листуваті > епіфітні кущисті > епілітні листуваті > епігейні кущисті. Саме представники останньої групи (кладіна, кладонія, цетрарія) відіграють важливу роль у перерозподілі радіонуклідів у біогеоценозах лишай¬никових сухих борів. У представників цієї групи 1992 р. вміст І37Сs та І34Сs був у 10-100 разів вищим, ніж у грунті [8].
Всі види лишайників інтенсивно поглинають з аеральних випадінь І37Сs, І34Сs, 90Sr, 40K. Інші радіонукліди накопичуються досить вибірково і у незначних концентраціях – 228Ra, 125Sb, 241Am, 238U. Таким чином, лишайники як біоіндикатори довго живучих радіонуклідів можна використовувати для біоіндикації радіоактивного забруднення навколишнього середовища.
Протягом післяаварійного періоду вміст радіонуклідів у таломах лишайників зменшується. Завдяки фізичному розпаду радіоізотопів, вилуговуванню із таломів дощовими водами, а також розбавленню останніх у біомасі талому за його росту [17].

ВИСНОВОК

Основними джерелами радіоактивного забруднення навколишнього середовища в Україні є:
- індукування хімічних елементів космічним випромінюванням;
- ядерні вибухи;
- теплові енергетичні станції;
- промислові комплекси з повним ядерним паливним циклом, атомна промисловість;
- неконтрольоване використання радіонуклідовмісних сировин¬них матеріалів.
Найзначнішими за впливом на живе середовище є ізотопи 89,90Sr, 95Zr, 95Nb, 103.106Ru, ІЗІІ, І34.137Сs, І40Ва, 144Се.
Основною потенційною радіаційною небезпекою є аварії на АЕС. За період експлуатації АЕС у 14 державах сталося понад 150 аварій різного ступеня складності, що супроводжувались викидами радіоактивних речовин.
Найбільшою аварією в світі на АЕС стала аварія 1986 року на 4 блоці Чорнобильської АЕС із зруйнуванням активної зони реакторної установки і частини споруди, в якому вона розміщувалась.
Сумарний викид радіонуклідів за межі проммайданчика АЕС (без радіоактивних інертних газів) становив близько 1,9 * 1018 Бк – близько 3,5 % загальної кількості радіонуклідів, накопичених у реакторі на момент аварії. У складі матеріалу викиду було близько 500 радіонуклідів з різними періодами розпаду.
Останнім часом основними джерелами опромінення є 137 Сs і 90Sr, що чинять негативний вплив на об`єкти навколишнього природного середовища.
Ступінь впливу іонізуючого випромінювання на рослини визна-¬
чається потужністю джерела випромінювання, тривалістю його дії на
рослини. Під впливом високих доз іонізуючого випромінюваня змінюються структура та хімічні властивості деревини, порушується будова похідних камбію, що зумовлює зниження радіального приросту деревини стовбура у сосни наступного року після опромінення, а в ялини - у рік опромінення.
Вміст радіонуклідів у видах рослинних угруповань є резуль¬татом складної взаємодії внутрішніх факторів із зовнішніми факторами, особливо - з ґрунтовими параметрами місцезростань. Найважливішими з них є:
• тип грунту;
• мінералогічний та гранулометричний склад;
• багатство (кількість мінерального азоту);
• вологість;
• кислотність (рН);
• вміст органічної речовини;
• вміст обмінних К+, Са2+;
• ступінь насиченості основами ґрунтового поглинального ком¬плексу.
Таким чином, можна зробити висновок, що для типу умов місцезрос-тання величина накопичення І37Сs рослинами із грунту буде більшою при меншій родючості та більшій вологості грунту.
Вплив інших параметрів грунту на накопичення І37Сs в узагальне¬ному вигляді можливо сформулювати так, інтенсивність надходження радіонукліда із грунту до фітомаси тим більша, чим менший в ньому вміст дрібнодисперсних фракцій - мулистої та глинистої; менше значен¬ня рН (більша кислотність); менший вміст обмінних форм К+, як іона-антагоніста І37Сs; менший ступінь насиченості основами ґрунтового по¬глинаючого комплексу.
Щодо накопичення радіонуклідів мохами, то накопичення І37Сs інтенсивніше порівняно із 90Sr. Він також міцніше утримується, особливо у живій, наростаючій частині мохів сновними радіонуклідами у всіх видах мохів є І37Сs, І34Сs, 40 К, у менших кількостях поглинаються І44Се, 226Rа, 228Rа, 131J, І03Ru, 106Ru, в ще менших - 210РЬ, 210Ро, 238U. Вміст усіх наведених вище радіонуклідів в біомасі мохів значно більший, ніж у судинних рослин в тому самому екотопі. Саме тому при довготрива¬лому радіоекологічному моніторингу мохи та лишайники пропонуються використову¬вати як біоіндикатори та зручні тест-об'єкти для контролю концентрації широкого спектра радіонуклідів у навколишньому середовищі.

ЛІТЕРАТУРА

1. Анненков Б.Н., Юдинцева Е.В. Основы сельскохозяйственной
радиологии. – М.: ВО "Агропромиздат", 199, - 287 с.
2. Балашев Л.С., Сипайлова Л.М. Накопление І37Сs доминантами пойменных
луговых фитоценозов в зоне отчуждения ЧАЭС//Тез. Доклад. Радиобиолог. Съезда (Киев 1993) – 63 с.
3. Брегадзе Ю.И., Степанов Э.К. Прикладная метрология ионизирующих
излучений/ Под ред. Ю.И. Брегвадзе. – М.: Энергоатомиздат, 1990. – 264 с.
4. Вассер С.П., Болюх В.О. Накопичення радіонуклідів споровими рослинами і
вищими грибами України/ За ред.. С.П. Вассера. – Київ, 1995. – 130 с.
5. Вирченко В.М., Болюх В.А. Накопление радионуклидов мхами в фітоценозах
Украинского полесья// Тез. Доклад радиобиолог. Съезда. – Пущино, 1993. – с. 183-184
6. Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Черкаській області
7. Джигирей В.С. Екологія та охорона навколишнього природного
середовища: Навч. Посібник. – 3-тє вид., - К.: Т-во "Знання", КОО, 2004. – 309 с.
8. Кондратюк С.Я., Навроцкая И.Л. К изучению содержания радионуклидов
в лишайниках Украины// Тез. Доклад радиобиолог. Съезда. – Пущино, 1993. – с. 487-488
9. Краснов В.П., Орлов О.О. Особливості накопичення цезію-137
лікарськими рослинами на Українському Поліссі//Укр. ботан. Журнал. – 1995. – Т. 52, № 4. – с. 472-478
10. Кузин А.М. Природный радиоактивный фон и его значение для биосферы
Земли. – М.: Наука, 1991. – 117 с.
11. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология.
Посвенные и пресноводные экосистемы. – М.- Л.: Наука, 1975. – 184 с.
12. Куликов Н.В., Боченина Н.В. Особенности накопления І37Сs и 90Sr
некоторыми видами мхов// Экология. – 1976. - № 6. – с. 82-85
13. Куликов Н.В., мол чанова И.В. Радиоэкология почвенно-растительного
Покрова. – Свердловськ: УрО АН СССР, 1990. – 170 с.
14. Маргулис У.Я. Атомная энергия и радиационная безопасность. – 2- е узд.,
перераб. И доп. – М.: Энергоатомиздат, 1988. – 224 с.
15. Мокроносов М.Г., Куликов Н.В. Радиоэкологическое изучение природних
екосистем в зоне атомних электростанцый// Екологія. – 1988. - № 3. – с. 40-45
16. Молчанова И.В., Боченина Н.В. Мхи как накопители радионуклидов//
Екологія. – 1980. - № 3. – с. 42-47
17. Нифонтова М.Г. Динамика содержания долгоживущих радионуклидов в
мохово-лишайниковой растительности// Екологія. – 1997. - № 4. – с. 273-277
18. Орлов А.А., Краснов В.П. интенсивность накопления цезию-137 видами
живого напочвенного Покрова дубовых и сосново-дубовых лесов в сугрудках Украинского Полесья: классификация, ординація, закономерности// Проблемы экологии лесов и лесопользования в Полесье Украины. – научные труды Полесской АЛНИС. – вып. 4. – Житомир, 1996. – с. 25-30
19. Орлов О.О., Краснов В.П. Вивчення радіоактивного забруднення лікарських
рослин лісів Українського полісся// Проблеми екології лісів і лісокористування на поліссі України. – Наук. Праці поліської АЛНДС. – вип.. 3. – Житомир, 1996. – с. 55-64
20. Паламарчук И.К. Оценка последствий Чернобыльской аварии и меры по
реабилитации здоровья населения. "Радиологические и экономико-правовые аспекты землепользования после аварии на Чернобыльской АЭС". Материалы научной конференции, 1991, Киев. – с. 130-134
21. Сельскохозяйственная радиоэкология./ Алексахин Р.М., Васильев А.В.; под.
ред. Алексахина Р.М., - М.: экология, 1992. – 400 с.
22. Соботович Э.В., Шестопалов В.М. состояние проблемы захоронення
радиоактивных отходов в украине и геологические аспекты их изоляции. В н-т збірнику "Проблеми Чорнобильської зони відчуження", вип.. 3. – К.: Наукова думка, 1986, с. 5-16
23. Чернобыльская катастрофа (Гл. ред. В.Г. Барьяхтар). - Киев, Наукова
думка, 1996. – 575 с.
24. Экология города. Учебник. – К.: Либра, 2000. – 464 с.
25. Ядерная энергетика, человек и окружающая середа/ Н.С. Бабаев, В.Д.
Демин. Узд. 2-е, М.: Энергоатомиздат, 1984.

Оцінка: 
0
No votes yet