Курсовая работа: Рослинність України та вплив на неї антропогенної радіонуклідної аномалії
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 морфологічно 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.
Радіоактивн 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 рівн 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 6,7 % 90Sr. Причому, у підстилці перебувало 64,5 і 83,2 % відповідно, а в ґрунті 17,0 і 10,1 % загальної кількості.
Отримані дан 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/км2.
Результати спостережень в 1986 - 1992 р. над характером вертикальної міграц 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 результат 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.
Розрахован значення коефіцієнтів квазидиффузії 137Cs лежать у межах 1,6-10-9 см2/с для дернових слабопідзолистих глинисто-піщаних ґрунтів 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 %.
Особливост 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 поверхн рунту, 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 хво (близько 70 % радіонуклідів у вигляді дрібних аерозолів утримувалося обростаючою деревиною, корою, хвоєю й тільки 30 % перебувало в листовому опад 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 зон 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 хньої зустрічальності різна. Так, у перший рік після аварії в рослин озимо 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") вкорочені колосся. Утворення додаткових колосків у наступних поколіннях зростало майже в 2 рази. До розповсюджених змін структури колосся можна віднести аномалії типу скверхед.
