Курсовая работа: Вплив радіоактивного забруднення на флору

Курсовая работа: Вплив радіоактивного забруднення на флору

ВСТУП

РОЗДІЛ 1 ПОНЯТТЯ ПРО РАДІОАКТИВНЕ ЗАБРУДНЕННЯ

1.1 Одиниці вимірювання доз радіації

1.2 Природні джерела радіоактивного випромінювання

РОЗДІЛ 2 РАДІОАКТИВНЕ ЗАБРУДНЕННЯ

2.1 Забруднення ґрунтів

2.2 Зона відчуження Чорнобильської АЕС та діючі АЕС - джерела радіонуклідного забруднення

РОЗДІЛ 3 РАДІОАКТИВНЕ ЗАБРУДНЕННЯ РОСЛИН

3.1 Надходження РН у рослини залежно від їхніх фізико-хімічних властивостей

3.2 Надходження РН у рослини з різних типів ґрунтів

3.3 Надходження РН у рослини залежно від їхніх біологічних особливостей

РОЗДІЛ 4 ВПЛИВ РАДІОНУКЛІДІВ НА РОСЛИНИ

4.1 Радіорезистентність вищих рослин

4.2 Чутливість рослин до хронічного опромінювання

4.3 Вплив радіонуклідів на популяції рослин

4.4 Генетичні наслідки опромінення рослин

4.5 Радіоекологія горілого лісу

РОЗДІЛ 5 АНАЛІЗ РАДІОАКТИВНОГО ЗАБРУДНЕННЯ ҐРУНТІВ ТА РОСЛИННОЇ ПРОДУКЦІЇ ЧЕРНІГІВСЬКОЇ ОБЛАСТІ

ВИСНОВОК

СПИСОК ВИКОРИСТАНИХ ДЖЕРЕЛ

Актуальність. На сучасному етапі розвитку нашого суспільства, при створенні та використанн новітніх технологій людина створює реальні небезпечні ситуації, що спричинен аваріями. Використання радіоактивного палива та недбале ставлення до техніки безпеки роботи з радіоактивними речовинами створює передумови виникнення аварій на АЕС.

Радіація значно відрізняється від інших видів забруднення навколишнього середовища, і ця відмінність виявилася життєво важливою.

По-перше, до багатьох забруднювачів біологічні системи адаптуються, і їх дія послаблюється. По-друге, відмінність радіоактивних речовин (РР) від отруйних хімічних речовин полягає в можливості їх впливу внаслідок іонізуючого випромінювання (IB) не тільки всередині організму, але й дистанційно (на відстані), а також в неможливості припинення цього випромінювання при будь-яких хімічних реакціях PP. По-третє - у тривалост дії РР і накопиченні дози опромінення протягом певного часу.

Досить небезпечним радіонукліди є для рослинної продукції, в яку вони потрапляють переважно із забруднених ґрунтів.

Мета роботи – проаналізувати вплив радіоактивного забруднення на флору.

Завдання роботи:

1)   дати поняття про радіоактивне забруднення та одиниці вимірювання;

2)   проаналізувати стан радіоактивного забруднення ґрунтів;

3)   охарактеризувати особливості надходження радіонуклідів у рослини;

4)   проаналізувати вплив радіонуклідів на рослини;

5)   проаналізувати забруднення радіонуклідами рунтів та рослинної продукції Чернігівської області за 1998 – 2006 рр..

Практичне значення роботи. В умовах широкого застосування ядерної енергії перед фахівцями всіх категорій і рангів стоїть завдання серйозної підготовки в галузі радіаційної безпеки, вивчення критеріїв оцінки радіоактивного випромінювання як шкідливого фактору впливу на людей об'єкти навколишнього середовища, в одержанні потрібних знань з радіоекології, які дозволять у практичній діяльності організувати роботу й керувати підлеглими так, щоб гарантувати безпеку, зберегти здоров'я і працездатність людини в умовах радіоактивного забруднення навколишнього середовища, сировини продуктів харчування.

1.1 Одиниці вимірювання доз радіації

Серед різноманітних видів іонізуючих випромінювань надзвичайно важливими при вивченні питання небезпеки для здоров'я і життя людини є випромінювання, що виникають в результаті розпаду ядер радіоактивних елементів, тобто радіоактивне випромінювання .

Однією з основних характеристик джерела радіоактивного випромінювання є його активність, що виражається числом радіоактивних перетворень за одиницю часу.

Активність А радіонукліда у джерелі - міра радіоактивності, яка дорівнює співвідношенню числа самовиникаючих ядерних перетворень у цьому джерелі за невеликий інтервал часу до цього інтервалу часу.

Одиниця активності - кюрі (Кі), 1 Кі = 3,7*1010 ядерних перетворень за 1 секунду. В системі СІ одиниця активності - бекерель (Бк). 1 Бк дорівнює 1 ядерному перетворенню за 1 секунду або 0,027 нКі.

Кількість такої енергії, переданої організму, або поглинуто ним, називається дозою. Розрізняють експозиційну, поглинуту та еквівалентну дозу іонізуючого випромінювання.

Ступінь іонізації повітря оцінюється за експозиційною дозою рентгенівського або гамма-випромінювання.

Експозиційною дозою називається повний заряд іонів одного знака, що виникають у малому об'ємі повітря при повному гальмуванні всіх вторинних електронів, котрі були утворені фотонами до маси повітря в цьому об'ємі.

Одиницею вимірювання експозиційної дози є кулон на 1 кг (Кл/кг). Позасистемна одиниця - рентген (Р); 1 Р = 2,58*10-4 Кл/кг.

Експозиційна доза характеризує потенційні можливост онізуючого випромінювання.

Поглинута доза випромінювання (Д) - це фізична величина, яка дорівнює співвідношенню середньої енергії, переданої при випромінюванн речовині, в деякому елементарному об'ємі до маси речовини в ньому.

Одиниця вимірювання поглинутої зони - грей (Гр.); 1 Гр = 1 Дж/кг.

Застосовується також позасистемна одиниця - рад. 1 рад = 0,01 Гр.

Для оцінки можливої шкоди здоров'ю людини від дії радіоактивного випромінювання довільного складу введено поняття еквівалентна доза.

Еквівалентна доза (Н) - основна дозиметрична величина в зоні радіаційної безпеки. Еквівалентна доза дорівнює добутку поглиненої дози Д на середній коефіцієнт якості іонізуючого випромінювання у даному елемент об'єму біологічної тканини.

Одиниця еквівалентної дози - бер. 1 бер = 0,01 Дж/кг. У системі СІ одиниця еквівалентної дози - зіверт (Зв), 1 Зв = 100 бер. Для γ β випромінювань 1 Зв = 1 Гр = 100 бер.

1.2 Природні джерела радіоактивного випромінювання

Опромінення від природних джерел переважає багато інших джерел і є істотним фактором еволюції живих організмів у біосфері.

До природних джерел IB належать:

- космічні випромінювання;

- природні натуральні джерела;

- технологічні природні джерела (штучні джерела в навколишньому середовищі і в побуті).

Космічне випромінювання. Космічне випромінювання складається з галактичного і сонячного, яке пов'язане з сонячними спалахами. Сонячне космічне випромінювання відіграє важливу роль за межами земно атмосфери, але через порівняно низьку енергію мало впливає на дозу випромінювання біля поверхні Землі.

Слід розрізняти первинні космічні частинки, повторне фотонне випромінювання, що утворюється в результаті взаємодії первинних частинок з ядрами атомів атмосфери.

Первинне космічне випромінювання більше ніж на 90% складається з протонів високих енергій. Крім них, до складу частинок входять альфа-частинки, нейтрони, ядра атомів різних елементів і інші частинки. Вступаючи у взаємодію з атмосферою Землі, ці частинки проникають до висоти 20 км над рівнем моря і утворюють повторне високоенергетичне випромінювання, яке складається з мезонів, нейтронів, протонів, електронів, фотонів тощо.

Інтенсивність космічного випромінювання залежить від сонячно активності, географічного розташування об'єкта і висоти над рівнем моря.

Залежність від широти пояснюється тим, що Земля подібна до гігантського магніту, унаслідок чого заряджені частинки відхиляються від свого шляху і проходять повз планети, інші - змінюють курс над екватором і збираються у вигляді воронки біля полюсів, закручуючись відповідно до напряму силових ліній прямо над геомагнітним полюсом (пояснення феномену північного сяйва, що виникає при проходженні інтенсивних космічних променів біля полюсів). Інтенсивність космічного випромінювання зберігається відносно постійною на географічній широті між ±15° по обидва боки від екватора, а далі в міру руху до північної або південної широти ±50° швидко зростає, після чого знову залишається практично незмінною аж до полюсів.

Потужність еквівалентної дози (ПЕД) космічного випромінювання значною мірою залежить від висоти над рівнем моря. Для різних висот ПЕД відповідно складає: 0-0,035; 4-0,2; 8-1,35; 20-12,75 мкЗв х год-1.

На вершині Евересту (Н = 8848 м), найвищої точки земно поверхні, еквівалентна доза космічного випромінювання складає близько 8 мЗв х год-1.

В орбітальному польоті на висоті 200-400 км потужність дози всередині корабля в 100 і більше разів вища, тобто за рік космонавти одержують 0,1-0,15 Зв. Рекордну дозу опромінення 0,16 Зв одержали американські астронавти у 84-добовому польоті на орбітальній станції «Скайлеб». Висота орбіти - 433 км. Допустима доза піврічного космічного польоту в СРСР була прийнята рівною 0,37 Зв.

Отже, області поблизу екватора, які знаходяться на рівн моря, одержують найменшу дозу космічного випромінювання - близько 0,35 мЗв х год-1. У географічних областях на широті 50° доза космічного випромінювання складає близько 0,5 мЗв х год-1. Таку дозу отримують жителі, що проживають поблизу даної широти, - такі міста, як Лондон, Нью-Йорк, Токіо, Торонто, Москва, Київ, Харків, Львів, Одеса.

Природні натуральні джерела. У біосфері Земл більше 60 природних РН, які можна розділити на три групи.

Перша група. - ряд довгоіснуючих РН, які входять до складу Земл з часу її утворення - природні радіоактивні ряди.

Друга група - РН, що не утворюють радіоактивного ряду генетично не пов'язані з ним. До цієї групи відносяться 11 довгоіснуючих РН (40К, S7Rb, i0Ca, l30Te, l3SLa, u7Sm,...), що мають періоди піврозпаду від 107 до 1015 років.

Третя група - космогенні РН, які безперервно виникають у біосфері в результаті ядерних реакцій під впливом космічних випромінювань. Космогенні РН утворюються переважно в атмосфері в результаті взаємодії протонів нейтронів з ядрами азоту, кисню і аргону, а далі потрапляють на земну поверхню з атмосферними опадами. До них відносяться 3Н, 14С, 7Ве, 22Na, 25Mg, 32P, 35S, 39Аr,... - всього 14 РН. Помітний внесок у дозу опромінення роблять 3Н, 7Ве, 14С і 22Na. При цьому 3Н 14С - це джерела внутрішнього опромінення, а основними джерелами зовнішнього опромінення є 7Ве, 22Nа і 24Na.

Уран, на якому тепер базується ядерна енергетика - широковживаний і сильно розсіяний у земній корі елемент. Середній вміст його в земній корі складає близько 3 х 10 4 %. У природі уран має три зотопи: 238U (вміст 99,275%), 235U (0,72%) і 234U (0,0054). Усі ц зотопи урану радіоактивні, довільно розпадаються з випромінюванням альфа-частинок.

Слід відзначити, що віт природного урану-238 міститься 54,8 г урану-234; 0,36 г радію-226; 2,35 х 10-6 г радону-222; 1,3 х 10-9 г полонію-218; 1,17 х 10-13 г полонію-214.

Опромінення людини всіма зазначеними природними РН може бути зовнішнім і внутрішнім.

Зовнішнє гамма-опромінення людини поза приміщеннями (будинками) зумовлене наявністю РН у різних природних середовищах (ґрунті, приземному повітрі, гідросфері і біосфері).

Основний внесок у дозу зовнішнього гамма-опромінення дають гамма-РН урано-радієвого і торієвого рядів і калій-40. При цьому головними джерелами зовнішнього гамма-опромінення в повітрі торієвої серії РН є торій-228 радій-224, а в урановому ряду 99% дози визначається гамма-випромінюванням свинцю-214 і вісмуту-214.

Так, щорічна доза, яку отримує населення від РН, що знаходяться в зовнішньому середовищі, складає від 0,32 до 0,82 мЗв залежно від умов місцевості.

Середня щорічна еквівалентна доза зовнішнього опромінення для населення всієї земної кулі приймається рівною 0,65 мЗв. Якщо людина знаходиться в приміщенні, доза зовнішнього опромінення змінюється під впливом двох протилежно діючих чинників: екранування зовнішнього випромінювання будинком і випромінювання природних РН, що знаходяться в матеріалах, з яких збудовано будинок. Залежно від концентрації 40K, 226Rа, 232Th у різних будівельних матеріалах потужність дози в будинках значно змінюється.

Якщо за одиницю взяти такий матеріал, як дерево, то мешканці, що проживають у будинках з іншого будівельного матеріалу, одержують річну дозу:

- з вапняку - в 1,3 рази більшу;

- з бетону, цегли - в 3 рази;

- з пемзового каменю - в 10 разів;

- з граніту - в 10-12 разів.

При цьому потужність дози всередині будинків у всіх цих містах перевищує потужність дози поза приміщеннями на 16-46% , виняток склада Севастополь, де потужність цих доз практично однакова.

Пояснюється це просто: у гранітах урану в 2-3 рази, а торію - у 3-10 разів більше, ніж у вапняках.

Внутрішнє опромінення людини створюється РН, що потрапляють в організм разом із їжею, повітрям і водою. З них найбільш високий вклад в ефективну еквівалентну дозу вносять 40K,14С,87ЯЬ,210Ро,226Да, а також радон-222 і радон-220 (торон).

Найбільш вагомими з усіх природних джерел радіац полоній-210 (8%), калій-40 (13%) і особливо радон-220 і 222 (близько 75%).

Радон надходить до організму при диханні разом з повітрям. Він є продуктом розпаду радію, який у свою чергу повсюди міститься в ґрунті, стінах будинків та інших об'єктах зовнішнього середовища.

Основна частина опромінення спричинена не самим радоном, а продуктами його розпаду.

Радон - це невидимий важкий газ, який не має ні смаку, ні запаху (у 7,5 разів важчий за повітря). При розпаді випроміню альфа-частинки. Радон вивільняється із земної кори повсюди. Концентрація його в закритих приміщеннях звичайно у вісім раз вища, ніж на вулиці, а на верхніх поверхах нижча, ніж на першому.

Джерелами надходження радону є будівельні матеріали, вода природний газ.

При кип'ятінні радон випаровується, у сирій воді його набагато більше. Основну небезпеку викликає його попадання в легені з водяною парою. Найчастіше це відбувається у ванній кімнаті, коли людина приймає гарячий душ.

Під землею радон змішується з природним газом, який потім використовується в побутових газових плитах, і таким чином попадає в приміщення. Концентрація його значно збільшується за відсутності надійних витяжних систем.

За даними наукового комітету з атомної енергетики ООН, концентрація радону разом з продуктами його розпаду всередині будинків приблизно у 25 разів перевищує середній рівень у зовнішньому повітрі.

Радон, потрапляючи в організм, відразу ж уражає залози внутрішньої секреції, гіпофіз, кору надниркових залоз. Це викликає задишку, серцебиття, мігрень, тривожний стан, безсоння. Іноді розвиваються злоякісн пухлини в легенях, печінці, селезінці.

Український науковий центр радіаційної медицини стверджує, що близько 70-75% дози опромінення населення України від усіх джерел природно радіоактивності припадає на радон. Винним є Український щит - тектонічна структура, яка проходить з півночі на південь майже посередині України і займа близько 30% усієї території. Складається щит з гранітів та інших кристалічних порід, що характеризуються підвищеною радіоактивністю.

Підвищену радіоактивність мають сланці, фосфорити. Тому фосфорні (а також азотні і калієві) мінеральні добрива часто є носіями радіоактивного забруднення ґрунтів і ґрунтових вод. Високу радіоактивність мають кальцієво-силікатний шлак, фосфогіпс, доменний шлак, вугільний шлак.

Аномалії природного фону. На планеті є місця, де рівні радіаційного фону підвищені внаслідок значних покладів радіоактивних мінералів. Виявлено п'ять основних населених місць, які мають істотно збільшений природний рівень радіації через певний склад ґрунту і гірських порід. Це Бразилія, Франція, Індія, острів Німує (Тихий океан) і Єгипет.

У ряді місць Бразилії, головним чином у прибережних смугах, кожна з яких має довжину в кілька кілометрів і ширину в кілька сотень метрів, потужність випромінювання з ґрунту і скельних порід складає 5 мЗв х рік-1.

Аномальні райони в Україні - Хмельник, Миронівка, Жовті Води, а також Дніпропетровська, Кіровоградська і Миколаївська області, де знаходяться рудники з видобування урану. У цих місцях рівні природного фону в десятки сотні разів більші, ніж на іншій території.

У цілому, за даними спеціального наукового комітету ООН, середня еквівалентна доза опромінення населення в промислово розвинених країнах земної кулі за рахунок природних джерел випромінювання складає 2,5 - 3,0 мЗв х рік-1.

У табл. 1.1 наведено сумарну середньорічну ефективну дозу від природних джерел випромінювання.

Таблиця 1.1

Середньорічний фон природної радіац (Константінов М.П.)

Слід зазначити, що діти до 10 років через вікові особливості організму одержують дозу в 1,5 рази більшу внаслідок надходження в організм продуктів розпаду радону з повітрям, оскільки частота дихання в дітей більша.

2.1 Забруднення ґрунтів

Біологічні процеси, супутні утворенню ґрунтів, істотно впливають на накопичування в них PP. Концентрація природних РН у природі змінюється в широких межах.

У табл. 2.1. дана характеристика основних довгоіснуючих природних РН, що знаходяться в земній корі і об'єктах зовнішнього середовища з моменту утворення Землі.

Таблиця 2.1

Концентрація природних РН у земній кор (Константінов М.П.)

У земній корі, наприклад, з усіх РР найбільше міститься калію (2,5%), тоді як вміст урану і торію в десятки і сотні (урану-238 - 3 • 10-4%), а радію - у мільйон разів менше порівняно з вмістом радіоактивного калію.

Значною є різниця концентрації РН у ґрунтах різних типів. Концентрація РН у ґрунтах різних типів і відповідні потужності поглинутої дози (ППД) у повітрі на висоті 1 м від поверхні землі наведені в табл. 2.2.

РН, що потрапляють в атмосферу, врешті-решт концентруються в рунті. Через декілька років після випадання на земну поверхню надходження РН у рослини з ґрунту є основним шляхом надходження їх у їжу людини і корм тварин.

Як показала аварія на ЧАЕС, уже на другий рік після випадання основний шлях попадання РН у харчові ланцюги - надходження РН з ґрунту в рослини.

Поглинання ґрунтами РН перешкоджає їх пересуванню по профілю ґрунтів, проникненню в ґрунтові води. Так, на цілинних ділянках, природних луках пасовищах РН затримуються у верхньому шарі (0-5 см). Після оброблення ґрунту РН знаходяться переважно в орному шарі.

Таблиця 2.2

Концентрація РН у ґрунтах різних типів (Константінов М.П.)

Кожний ґрунт у природному стані містить певну кількість обмінно-поглинених катіонів Са, Н, Mg, Na, NH4, A1 та ін., у більшості ґрунтів переважає Са, друге місце посідає Mg, а в деяких ґрунтах у поглиненому стані в значній кількості міститься Н і, звичайно, відносно небагато Na, К, NH4 і А1.

Характер взаємодій РН з ґрунтовим поглинаючим комплексом (ГПК) загалом можна показати такою схемою обмінної реакції:

ГПК М + т ↔ ГПК т + М,

де М - іони елементів поглинаючого комплексу, т - іони РН.

Кількісними критеріями, які описують взаємодії РН з ґрунтами, повнота поглинання (сорбція) їх ГПК і стійкість закріплення в поглиненому стані.

Наприклад, якщо порівняти стійкість закріплення в поглиненому стані довгоживучих РН 90Sr і 137Cs, то виявиться, що вони неоднаково витісняються з ґрунтів. З усіх ґрунтів 90Sr витісняється в більшій кількості, ніж 137Cs, тобто поглинений цезій закріплюється міцніше. На різних ґрунтах стійкість закріплення РН неоднакова. Міцніше вони закріплюються в чорноземі.

На сорбційні процеси РН у ґрунтах впливає дисперсний склад рунтів (гранулометричний).

Ґрунти, які утримують більшу кількість високодисперсних частинок (розміром менше 0,001 мм), характеризуються високою ємністю поглинання, у якій поглинається до 77% від загального вмісту РН у ґрунті.

Різниця в закріпленні мікрокількості 90Sr і 137Cs різними за розміром фракціями зумовлена не тільки неоднаковою площею поверхні цих частинок, їх різним хімічним складом, але й різним мінералогічним складом.

Відмінності в повноті сорбції РН і ступеня їх закріплення різними мінералами зумовлені, перш за все, неоднаковою структурою кристалічно ратки мінералів.

Загалом цезій, на відміну від стронцію, стійкіше сорбується (закріплюється) мінералами, зокрема, глинами.

За однакової щільності забруднення ґрунту радіаційна небезпека від стронцію у 6 разів вища, ніж від цезію.

Щоб зменшити ступінь міграції, проводять агрохімічні заходи: вапнування кислих ґрунтів, бідних на обмінний кальцій, внесення органічних добрив - перегною, торфу, намулу, гною. Так, для зниження надходження стронцію застосовують фосфорні, а для цезію - калійні добрива.

На чорнобильській аварії — найбільшій техногенній катастроф в історії людства — необхідно акцентувати особливу увагу.

Жодна катастрофа XX сторіччя не мала таких тяжких екологічних наслідків, як чорнобильська. Це трагедія не регіонального, навіть не національного, а глобального масштабу. Вже загинуло більш як 50 тис. чоловік із 100 тис, які брали участь у ліквідації наслідків аварії в перший рік. Підірвано здоров'я сотень тисяч людей. Забруднені мільйони гектарів ґрунтів. У водосховищах осіли десятки мільйонів тонн радіоактивного мулу. І це тільки відомі на сьогодні наслідки.

Територія із сильним радіоактивним забрудненням ґрунту становить 8,4 млн. га й охоплює 32 райони шести областей України. Більша частина цих ґрунтів припадає на сільськогосподарські угіддя. Радіонуклідами забруднено також 3 млн. га лісу. На територіях із забрудненням цезієм-137 більш як 45 Кі на 1 км2 проживає понад 15 тис. чоловік, 15 — 45 К близько 46 тис, 5 — 15 Кі — ще 150 тис. Близько 1,5 млн. чоловік проживає на території, де радіоактивний фон перевищує допустимі норми (Київська, Житомирська, Чернігівська, Рівненська, Черкаська, Вінницька, Чернівецька, Кіровоградська, Івано-Франківська області). Дезактиваційні роботи, на які в 1986—1989 рр. були витрачені мільйони, бажаних результатів не дали.

У водах Прип'яті, Дніпра та його водосховищ (особливо в Київському) різко зросла концентрація радіонуклідів. Навіть через 6 років після аварії вона була в 10—100 разів вищою, ніж до неї, а в донних осадах, особливо мулах, багатих на органіку, нагромадилася величезна кількість радіоактивних відходів. Вважають, що забруднення заплавних територій і річок 30-кілометрово зони становить: і37Сs — 14 400 Кі, 905г — 7360 Кі, Рu 250 Кі. А в Київському водосховищі на дні нагромадилося вже більш як 60 млн. т радіоактивного мулу (забруднення І37Сs — близько 2000 Дж).

2.2 Зона відчуження Чорнобильської АЕС та діючі АЕС - джерела радіонуклідного забруднення

Внаслідок аварії на ЧАЕС у природне середовище надійшов широкий спектр радіонуклідів, але особливо велику екологічну небезпеку становлять такі довгоіснуючі радіонукліди. Загальна площа забруднення 137Сs щільністю від 3,7x1010 до 18,5х1010 Дж на 1 км2 оцінюється у 150000 км2.

Радіонуклідному забрудненню були піддані 9 млн. га територ 12 областей України (3,1 млн. га орної землі). Із господарського користування вилучено 180 тис. га сільськогосподарських угідь і 157 тис. га лісів, обмеження агропромислового виробництва і лісогосподарського користування поширені на площі 256 тис. га. В результаті післяаварійних і дезактиваційних робіт у зон відчуження створено понад 800 могильників радіоактивних відходів. Зруйнований реактор ізольований залізобетонними конструкціями (об'єкт "Укриття") за оцінками містить близько 180 т ядерного палива, в якому знаходиться понад 7,4х1017Бк радіоактивних речовин. Викид радіоактивних речовин із зруйнованого реактора продовжується, хоч і в значно меншій кількості, і за оцінками на 2000 рік досяг близько 33,3х1017 Бк (90 МКі) [19].

З метою гасіння у палаючий реактор було скинуто 1780 т піску, 900 т доломіту, 40 т карбіду бору і 2400 т свинцю. Температура в реактор коливалась від 2500 до 10000°С, становлячи в середньому за різними оцінками близько 3000°С. Через деякий час вияснилось, що в шахту реактора потрапили далеко не всі матеріали, які скидались, значна їх частина і зараз знаходиться у фізичній залі. У зв'язку з тим, що температура палаючого реактора значно перевищувала температуру кипіння свинцю (1740 °С), велика кількість цього елемента була викинута потоками повітря у природне середовище.

У післяаварійний період запаси радіонуклідів у водних екосистемах поповнюються зі стоком талих і дощових вод з територій зони відчуження, на яких питома радіоактивність ґрунтів досягає 40,7x103 Бк/кг. Функціональна схема виносу радіонуклідів з 30-кілометрової зони ЧАЕС відображає складність направленість процесів, що визначають водний шлях транспорту радіонуклідів (рис.2.1.)

Україна відзначається розвинутою атомною енергетикою, джерелами водопостачання для якої служать ріки і водосховища (рис.2.2.). Після того, як 15 грудня 2000 р. був зупинений третій реактор Чорнобильської АЕС в Україн залишилось діючими чотири АЕС, які в якості джерел водопостачання використовують: Запорізька - Каховське водосховище, Рівненська - р. Стир (притоку р. Прип'яті), Хмельницька - р. Горинь (притоку р. Прип'ять), Південноукраїнська - р. Південний Буг. У басейні р. Десни на території Рос працюють Курська та Смоленська АЕС. Курська розташована на притоці Десни р. Сейм. Водозабезпечення Смоленської АЕС здійснюється з використанням водосховища, побудованого шляхом перекриття верхньої ділянки русла р. Десни земляною дамбою. Досить інтенсивно розвинута атомна енергетика і в країнах басейну р. Дунай: у Болгарії, Угорщині, Федеративній Республіці Німеччині та нших, що обумовлює актуальність радіоекологічних досліджень всього басейну особливо нижньої ділянки цієї ріки в межах України. Вирішення основних наукових, технічних і соціально-економічних проблем, пов'язаних з виводом із експлуатації реакторів АЕС України, намічено на друге десятиліття XXI століття. Серед великої кількості екологічних проблем, які породжує атомна енергетика, слід виділити споживання води, її витрати на випаровування, теплове, хімічне радіонуклідне забруднення.

Рис. 2.1. Функціональна схема виносу радіонуклідів з 30-кілометрової зони Чорнобильської АЕС

Рис. 2.2. Схема розміщення АЕС в Україні

У складі газоаерозольних викидів АЕС особливе екологічне значення належить 3Н і 14С, які мають великі періоди напіврозпаду і, відповідно, вносять значний вклад в очікувану колективну дозу. За оцінками (Крышев, Рязанцев, 1998) викиди АЕС в атмосферу становлять: з реакторами ВЕР - Н - 25-30; І4С - 0,1-0,2; з реакторами РБМК - 3Н - 0,2; 14С - 1,3 ТБк/(ГВтхрік).

До складу різних скидів радіонукліди надходять внаслідок протікання у проміжному контурі, із системи охолодження конденсаторів турбін із дебалансними водами. У формування радіонуклідного забруднення водойм найбільший вклад вносять 3Н, 14С, 51Cr, 54Mn, 59Fe, 58Co, 60Co, 65Zn, 89Sr, 90Sr, 131І, 134Cs, 137Cs, плутоній та ін. До найбільш екологічно небезпечних радіонуклідів належать 3Н, 14С, 89Sr, 137Cs і плутоній.

Оцінка забруднення водойм стронцієм-90 і цезієм-137 діючими АЕС, особливо оснащеними реакторами РБМК, на фоні тотальних інтенсивних чорнобильських випадінь до останнього часу залишається досить проблемною. Це завдання значно спрощується для АЕС з реакторами ВВЕР, при експлуатації яких основним радіонуклідним забрудненням є тритій. А як відомо, після аварії на ЧАЕС з тритієм особливих проблем не виникало (Абагян й др., 1986).

Вміст тритію в об'єктах зовнішнього природного середовища, особливо в регіонах діючих АЕС з реакторами ВВЕР, і може служити одним з найважливіших показників їх екологічної надійності. В акваторіях, що зазнають впливу АЕС, активність тритію коливається від кількох до nх103Бк/л [19].

Радіоекологічна ситуація, що склалася в Україні після чорнобильської катастрофи і за умов експлуатації АЕС, потребує вирішення найскладнішого комплексу наукових і практичних проблем, пов'язаних перш за все з екологічно надійною переробкою, захороненням і зберіганням радіоактивних матеріалів і відходів у зоні відчуження ЧАЕС і в регіонах експлуатації АЕС. Мова йде про найгостріші практичні завдання, вирішення яких не терпить зволікання, оскільки будь-яка відстрочка тягне за собою багаторазове зростання фінансових витрат. Це в свою чергу потребує подальшого розвитку глибоких наукових радіоекологічних досліджень і адекватних практичним завданням технологічних рішень. Дослідження динаміки, розподілу, міграції радіонуклідів і їх дії на біосистеми на різних рівнях організації служать основою для оцінки стану екосистем та їх найважливішої складової - біоти, а також відкривають перспективу встановлення критеріїв оцінки дії радіонуклідного забруднення на біосистеми за умов тотального інтенсивного антропогенного пресу. Мова йде про критерії ступеня ураження біосистем, що, в свою чергу, могло б служити і показником ефективност заходів, які проводяться на території зони відчуження ЧАЕС, яка є техногенною радіонуклідною аномалією, та в регіонах експлуатації АЕС [10].

Адекватно ситуації, що склалася в Україні, сформувались основні напрями радіоекологічних досліджень водних екосистем:

1. оцінка запасів радіонуклідів, їх транспорт, розподіл міграція у водних екосистемах у просторі та часі;

2. математичне моделювання та прогнозування поведінки радіонуклідів;

3. фізико-хімічні форми радіонуклідів чорнобильського походження;

4. процеси накопичення в організмі і виведення з нього радіонуклідів, а також дозові навантаження на гідробіонтів різних трофічних рівнів;

5. оцінка відгуку біосистем на різних рівнях організації на радіонуклідне забруднення водойм;

6. фактори, що модифікують радіаційне ураження і процеси репарації;

7. технологічні рішення, спрямовані на захист джерел питного водопостачання, зрошуваних земель та біологічних ресурсів водойм від радіонуклідного забруднення.

Актуальність вказаних напрямків зростала або, навпаки, знижувалась із врахуванням не тільки регіонального характеру проблем, але фактора часу. При всій трагічності чорнобильської катастрофи радіоекологічна аномалія зони відчуження з перших же годин її появи послужила унікальним науковим полігоном для фундаментальних і прикладних радіоекологічних досліджень технологічних розробок. "Чорнобильські" радіонукліди, їх фізико-хімічні форми, міграційні особливості і дія на біосистеми з неослабною актуальністю продовжують служити об'єктом всебічних польових і лабораторних досліджень.

3.1 Надходження РН у рослини залежно від їхніх фізико-хімічних властивостей

Радіоактивне ураження рослин виявляється в гальмуванні росту, зниженні врожайності, репродуктивної якості насіння, а при великих дозах викликає загибель рослин.

Рослини можуть забруднюватися двома шляхами: аерозольним (некореневий шлях) і кореневим (ґрунтовий шлях надходження).

Особливість некореневого шляху надходження полягає в тому, що при безпосередньому осіданні радіоактивних частинок з різних шарів атмосфери відбувається забруднення надземної маси рослин усіма РН, що випадають.

Радіоактивні частинки неповністю затримуються на рослинах. Ступінь затримання радіоактивних частинок рослинами характеризується величиною первинного затримання відношенням кількості осілих на рослинах радіоактивних частинок до загальної їх кількості, яка випала з атмосфери на даній площі.

Коефіцієнт первинного утримання Кпу = ξР/ξВ, Дж

де ξ,в - густота випадань (кількост радіоактивності, що випала на одиницю площі посіву або травостою); ξ,р - густота радіоактивного забруднення надземної маси рослин (кількост радіоактивності в надземній масі з одиниці площі посіву).

Різні сільськогосподарські культури мають неоднакову здатність до утримання радіоактивних опадів з атмосфери, що зумовлено як специфікою морфологічної будови рослин, так і ступенем розвитку надземної маси. (Морфологія та будова рослин - форма, розміри, розташування листя, ступінь шорсткості їх поверхні.)

Коефіцієнт первинного утримання Кпу може змінюватися в дуже широких межах - від кількох до 95%.

Так, Кп мають: пшениця яра - 71%, просо - 51% , горох -74%, гречка - 39%, картопля - 25%.

Неоднаковою здатністю до утримання радіоактивних опадів характеризуються не тільки різні види сільськогосподарських культур, але й різні частини і органи однієї і тієї ж рослини. Так, для ярої пшениці первинне утримання складає: для листя - 41%, для стебел - 18%, для полови - 11%, для зерна - 0,6%.

Вміст РН в одиниці маси зерна залежить від строків їх випадання. Найбільша концентрація РН у зерні (пшениці та жита) спостерігається при їх випаданні в період цвітіння і молочної стиглості, більш низька — при випаданн х у фазі кущіння і виходу в трубку.

Найбільш чутливі до радіації в різних фазах розвитку квасоля, кукурудза, жито, пшениця; більш стійкі - льон, конюшина, люцерна, рис, томати.

Це зумовлено перш за все тим, що колосся, яке вже з'явилося, має високу здатність до утримання радіоактивних опадів, і частково тим, що в період наливання зерна відбувається відтікання поживних речовин з вегетативних органів у зерно. Випадання 90Sr з атмосфери на поверхню рослин практично не забруднює зерно сільськогосподарських культур із закритим насінням (горох, кукурудза). Бульби картоплі і коренеплоди столового цукрового буряку також виявляються практично чистими, тому що стронцій при попаданні на листя дуже слабко проникає всередину рослин.

Однак випадання аерозольних частинок 90Sr з атмосфери на деякі рослини дуже небезпечне. Це перш за все овочеві культури. Томати, огірки, капуста, листкові овочі можуть сильно забруднюватися.

При випаданні з атмосфери 137Cs не тільки механічно забруднює урожай, але й інтенсивно проникає в тканини наземних органів рослин, включається в метаболізм, переміщується всередині рослини накопичується в урожаї. Досить інтенсивно рухається всередині рослини при попаданні на її поверхню 131І. Незважаючи на порівняно короткий період піврозпаду, цей РН може проникати з кормом тварин у молоко, а через молоко - в організм людини.

Механізм засвоєння РН корінням рослин подібний до поглинання основних поживних речовин макро- і мікроелементів.

Головна відмінність полягає в тому, що здебільшого РН у зовнішньому середовищі наявні в гранично низьких концентраціях. Наприклад, стронцію 90 міститься 1,4 х 10-12г х кг-1 ґрунту, а маса 1 Кі 90Sr складає 7 х 10-3г.137Cs є хімічним аналогом калію, a 90Sr - кальцію, тому спостерігається певна подібність поглинання рослинами і пересування по них К, Са і їх хімічних аналогів Cs і Sr.

Найбільше поглинається рослинами з поживного розчину 137Cs, значно менше - 90Sr. Таких РН, як 60Со, 106Ru, 144Ce, 147Рт, надходить з водного розчину в наземну масу рослин у 10 разів менше, ніж Cs і Sr.

При просуванні РН по різних органах надземної частини рослин зберігається певна закономірність. РН, що надійшли в надземну частину рослин, переважно концентруються в соломі (листя, стебла), менше - у полові (колосся, волоття зерна) і в невеликих кількостях - у зерні. Деякий виняток з ц закономірності складає цезій, відносний вміст якого в насінні може досягати 10% вище загальної кількості його в надземній частині.

Загалом накопичення РН і їх вміст на одиницю маси сухо речовини в процесі росту рослин має таку ж закономірність, як і накопичення біологічно важливих елементів: з віком рослини у надземних органах збільшується абсолютна кількість РН і знижується вміст на одиницю маси сухої речовини.

При збільшенні врожаю, як правило, зменшується вміст РН на одиницю маси.

3.2 Надходження РН у рослини з різних типів ґрунтів

Забруднення продукції рослинництва (ступінь засвоєння) РР залежить від специфіки шару ґрунту, тобто від типу і властивостей ґрунтів, на яких зростають рослини.

Серед фізико-хімічних характеристик ґрунту виділяють близько 10 параметрів, що вважають найбільш значимими при визначенні поводження радіонуклідів у ґрунт переходу їхній у рослини. У загальному вигляді вплив ґрунту виявляється в зниженні біологічної рухливості радіонуклідів при збільшенні вмісту в ґрунт обмінних катіонів, органічної речовини, мулу, мінералів, ємності поглинання. Спрямованість впливу кислотності, карбонатів і вологості ґрунтів залежить від фізико-хімічних властивостей радіонуклідів. У кількісному відношенні вплив різних властивостей ґрунту виявляється в різному ступені. Для більшост радіонуклідів нагромадження їх у рослинах у залежності від зміни ґрунтових характеристик може коливатися в середньому в 10-20 разів, а для деяких радіонуклідів до 100-200 разів.

Різн типи ґрунтів мають закономірне сполучення основних ґрунтових показників. Так, чорноземи характеризуються підвищеним вмістом гумусу, обмінних катіонів, великою ємністю поглинання, підвищеним вмістом мінералів, а дерено-підзолист рунти, навпаки, відрізняються невеликою кількістю поживних речовин, незначною мністю обміну, низькими рН, низьким вмістом гумусу. У зв'язку з цим виявляється залежність між надходженням радіонуклідів у рослини і типом ґрунту. Нагромадження радіонуклідів рослинами знижується в ряді ґрунтів: алювіально-шарові, дерено-підзолисті, сірі лісові, сіроземи, каштанові, чорноземи.

Ємність катіонного обміну і вміст обмінних катіонів. Ємність катіонного обміну характеризує здатність ґрунту сорбувати катіони. Радіонукліди, сорбовані в рунті за обмінним типом, є найбільш доступними для рослин. Міцність сорбц радіонуклідів у ґрунті тим вища, чим більша ємність катіонного обміну. Поряд з обмінним поглинанням радіонуклідів ґрунтом існує необмінне поглинання - фіксація.

Ємність катіонного обміну і сума обмінних катіонів у ґрунті змінюються в залежності від реакції середовища, складу органічних і мінеральних компонентів і природи рунтових мінералів. Збільшення лужності ґрунтів сприяє зростанню їх ємності поглинання. Унаслідок високої поглинальної здатності гумусових кислот (до 400-930 мг екв/100 г), а також монтморілоніту (70-175 мг екв/100 г) ґрунту, що містять велику кількість органічної речовини і мінералів, відрізняються найбільшою мністю поглинання (чорноземи, чорноземно-лугові ґрунти). Ці ґрунти характеризуються найбільш високою сорбцією радіонуклідів і мінімальною їх біологічною рухливістю.

Механічний склад ґрунтів. Сорбційна здатність ґрунтів істотно зростає зі збільшенням ступеня дисперсності ґрунтових часток дрібнодисперсних фракції мають більш високу поглинальну здатність у порівнянні з великими фракціями. У межах одного типу ґрунтів у залежності від гранулометричного складу нагромадження радіонуклідів рослинами може змінюватися в 10 разів. Більш висока сорбція радіонуклідів дрібними фракціями ґрунту обумовлена як великою питомою поверхнею глинистих і мулистих часточок, так і відмінністю їх властивостей. Зі зменшенням розміру гранулометричних фракцій підвищується вміст у них гумусу й обмінних катіонів, а також збільшується ємність катіонного обміну. Крім того, розходження у властивостях гранулометричних елементів різного ступеня дисперсності пояснюється особливостями мінералогічного складу. Переважними мінералами фракцій дрібного піску і крупного пилу є кварц і польові шпати, у середньому і дрібному пилі збільшується вміст слюд і гідрослюд. У мулистій фракції переважають слюди, гідрослюди і мінерали.

Мінеральна частина ґрунту. Мінеральна частина ґрунту складає від 55 до 97 % маси ґрунту. У рунті присутні первинні мінерали, представлені головним чином крупнопісчаними частками, і вторинні мінерали, що переважають у глинистих і колоїдних фракціях рунту. До групи первинних мінералів відносяться кварц, апатит, польові шпати, слюди (мусковіт, біотит) і ін., до вторинних - мінерали групи каолініту, монтморілоніту, вермикуліту, вторинних гідрослюд та ін. Вторинні мінерали відрізняються високою поглинальною здатністю [11]. Мінерали монтморілонітово групи переважають у чорноземах, каштанових ґрунтах і солонцях, що обумовлює високу сорбцію радіонуклідів і значне зниження їх переходу в рослини.

Органічна речовина ґрунту. Важливий вплив на міграцію радіонуклідів у ґрунті і поглинання х рослинами створює органічна речовина. Для більшості радіонуклідів збільшення вмісту гумусу в ґрунті є чинником, що знижує їх надходження в рослини [24]. Поводження радіонуклідів пов'язане з органічною речовиною ґрунтів специфічно природи - гуміновими і фульвокислотами. Здатність гумінових кислот адсорбувати они, а також утворювати міцні складні комплекси з радіонуклідами впливає на сорбцію їх у ґрунті і надходження в рослини.

Для ряду радіонуклідів, наприклад трансуранових, помітний вплив на їх доступність рослинам створює сполука хелатного типу, що характеризуються високою мобільністю. Виняткова роль органічної речовини в надходженні в рослини радіоізотопів внаслідок утворення йод-гумусових сполук.

Кислотність рунту. Кислотність ґрунтів неоднозначно впливає на біологічну рухливість у них радіонуклідів. Для 90Sr, 137Cs при збільшенні кислотност зростає інтенсивність надходження радіонуклідів у рослини. При підвищенні рН 59Fe, 60Co, 65Zn і 115mCd переходять з іонної форми в різні гідролізні і комплексні сполуки, що знижує їх доступність для рослин. Для багатьох радіонуклідів залежність їх поведінки від кислотності ґрунтів складна - для деяких з них характерні два і більш піки максимумів рухливості. Кислотність спричиняє і непрямий вплив на сорбцію ґрунтами радіонуклідів, змінюючи ємність катіонного обміну.

Карбонатність рунту. Вплив карбонатності ґрунтів на доступність радіонуклідів рослинам пов'язана зі зміною кислотності, співвідношення різних фракцій органічних речовин і складу обмінних катіонів, зокрема вмісту обмінного Са. Збільшення карбонатност рунтів знижує нагромадження 90Sr у сільськогосподарські культури у 1,1-3 рази, а для 137Cs у цих же умовах надходження в рослини збільшується в 1,3-4 рази (табл. 3.1). У карбонатних ґрунтах відбувається необмінна фіксація 90Sr. У карбонатному чорноземі в порівнянні з вилуженим у 1,5-3 рази нижче вміст водорозчинного 90Sr і на 4-6 % вище кількості необмінного 90Sr. Збільшення вмісту карбонатів у рунті змінюється співвідношення між гумусовими кислотами - зменшується вміст фульвокислот. Більш висока рухливість 137Cs у карбонатних ґрунтах може бути пов'язана зі збільшенням кількості водорозчинних органічних сполук, що обумовлюють десорбцію цього радіонукліда [12].

Вологість рунту. Відомості про ролі ґрунтової вологи в міграції радіонуклідів у систем рунт - рослини досить суперечливі. Відзначено як збільшення переходу радіонуклідів у рослини зі зростанням вмісту вологи в ґрунті, так і відсутність впливу вологості. При різних режимах зволоження може зростати загальний винос радіонуклідів за рахунок збільшення біомаси рослин [11]. Неоднозначність наявних даних про роль вологості пов'язана з тим, що різні радіонукліди поглинаються рослинами з ґрунту в залежності від режиму її зволоження по-різному. Крім того, вплив вологості ґрунтів на рухливість радіонуклідів залежить від властивостей ґрунтів і біологічних особливостей рослин.

Таблиця 3.1

Коефіцієнти накопления 90Sr и 137Cs в рослинах в залежності від ступеня карбонатност чорноземів (Алексахин Р.М.)

Розподіл радіонуклідів у профілі ґрунту. Розподіл радіонуклідів у межах кореневого шару ґрунту впливає на їх надходження в рослини. У перший період після потрапляння радіонуклідів на грунтово-рослинний покрив з повітря вони локалізуються у верхній частині ґрунту. Багато радіонуклідів характеризуються слабкою рухливістю і протягом тривалого періоду часу затримуються в шарі ґрунту 0-5 см. Найбільше інтенсивно переходять у рослини радіонукліди при зосередженні їх у луговій дернині. Так, у перший рік після внесення 90Sr на дернину вміст його в рослинах буде в 2- 8 разів вищий, ніж на 3-й рік.

Рівномірне розміщення радіонуклідів в орному шарі при переорюванн знижує перехід їх у рослини [17].

Найбільш високі рівні забруднення стронцієм спостерігаються на дерново-підзолистих ґрунтах, менші - на сірих лісних ґрунтах і сіроземах найнижчі - на чорноземах. Аналогічна залежність установлена і для цезію.

Велика різноманітність ґрунтів у нашій країні визначає значну різницю в поведінці РН у ґрунтах і накопиченні їх у рослинах. Тому концентрація РН у рослинах на різних ґрунтах в різних ґрунтово-кліматичних зонах країни при одному й тому ж рівні забруднення може різнитися в 10 разів.

Існує прямо пропорційна залежність між щільністю забруднення місцевості і накопиченням РН у рослинній продукції.

3.3 Надходження РН у рослини залежно від їхніх біологічних особливостей

Розмір накопичення РН у рослинах залежить від їхніх видових сортових особливостей. Рослини, які утримують більше кальцію, накопичують 90Sr більше, а рослини, що відрізняються високим вмістом калію, накопичують більше 137Cs.

У товарній частині рослинницької продукції найбільше 90Sr і 137Cs містять коренеплоди (столовий буряк, морква) і бобов культури (горох, соя, вика), далі картопля, менше РН -у зернових злаках.

За накопиченням 90Sr з грунту на одиницю сухо речовини овочеві культури можна розташувати в такому порядку: буряк, огірки, морква, капуста, томати, картопля.

Дослідженнями установлено, що діапазон накопичення 137Cs в зерні різних сільськогосподарських культур різний. Так, у зерні квасолі цезію на одиницю маси міститься в 3-5 разів менше, ніж у зерні гороху і вівса. Видова відмінність у накопичуванні цезію окремими сортами пшениці, вівса, квасол гороху на одиницю маси зерна може досягати 10, а сортова - складає 1,5-2 рази.

Значно відрізняються вмістом РН озимі і ярові зернов культури. Озимі (пшениця, жито), як правило, накопичують у 2-2,5 рази менше 90Sr і 137Cs, ніж яров зернові культури (пшениця, овес, ячмінь). Це пояснюється більш високим урожаєм озимих порівняно з яровими.

Овочі здебільшого надходять у їжу без переробки, тому їх споживання становить певну небезпеку. 90Sr найбільше накопичується в коренеплодах степового буряку, моркви, огірках і найменше - у плодах томатів бульбах картоплі, що певною мірою пов'язано з концентрацією кальцію в цих частинах урожаю.

Менший вміст 90Sr в бульбах картоплі, ніж у коренеплодах буряку і моркви, пояснюється, очевидно, тим, що коренеплід - це видозмінений корінь, через який РН надходять з ґрунту в рослину; бульба ж картоплі - видозмінене стебло, і РН можуть надходити з ґрунту в надземну частину рослини, обминаючи бульби. У зовнішній частині бульби картоплі (коркова тканина) міститься в 3 рази більше 90Sr на 1 г сухої маси, ніж у решті бульби.

У природних умовах у багатьох продуктах харчування містяться PP. Наприклад, в 1 кг свіжо картоплі міститься близько 2,9 х 10-9 Кі радіоактивного калію.

Забруднення харчових продуктів рослинництва, що сталося при засвоєнні РН кореневою системою і проникненні з атмосфери через поверхню, можна визначити кількісно. Концентрацію (З) РН у рослинних продуктах визначають за формулою

З = СҐхКҐ-СПхКП, Дж

де Сґ — вміст РН у ґрунті, мКі х м-2; Сп - інтенсивність осідання РН з атмосфери, мКі х м-2; Кг і Кп - ґрунтовий і повітряний коефіцієнти, що встановлюються шляхом дослідів.

Ґрунтовий коефіцієнт Кґ виражає концентрацію відповідних РН у рослинній продукції на одиницю щільності забруднення ґрунту. Наприклад, Кґ 90Sr для основних харчових продуктів рослинного походження має такі значення: для пшениці - 7, картоплі - 16, цукрового буряку - 6. Середньоквадратичне відхилення від наведених цифр не перевищує 25%. Величина Кґ значною мірою залежить від природи РН.

Для відносної оцінки вмісту РН у раціоні людини і в кормах тварин необхідно знати розміри порівняльного їх накопичення в господарсько-цінній частині врожаю.

У табл. 3.2 наведено дані, що вказують, у скільки разів зміниться кількість РН в урожаї різних рослин порівняно з вмістом їх у зерн ярової пшениці (за одиницю прийнято вміст 90Sr i 137Cs в 1 кг зерна ярої пшениці).

Таблиця 3.2

Кількість РН в урожаї різних рослин (Константінов М.П.)

Визначивши вміст РН у ярій пшениці того чи іншого ґрунту, можна орієнтовно розрахувати можливу кількість 90Sr і 137Cs в урожаї інших сільськогосподарських культур, що виросли на тому ж ґрунті.

4.1 Радіорезистентність вищих рослин

Усі вищі рослини, диплоїдні і поліплоїдні еукаріоти, належать до IV каріотаксону, що відрізняється максимальною надійністю геному, яка становить близько 105 еВ. Така надійність геному зумовлена головним чином інтенсивними процесами диилоїдоспецифічної репарації ДНК, тому завдяки різко підвищеному порівняно з мікроорганізмами вмісту ДНК у ядрі їхня радіочутливість є не настільки високою. Залежно від вмісту ДНК у ядрі (який варіює в них від 10 до 1000 пг) Do для вищих рослин коливається від одиниць до сотень грей. Проте це показник радіорезистентност лише клітин вищих рослин. Щоб спричинити загибель паростків, а тим більше дорослих рослин, потрібні поглинені дози випромінювання у десятки і сотні разів більші, особливо у випадку хронічного впливу [26].

Деякі уявлення про радіорезистентність вищих рослин при хронічному опромінюванні дають експерименти на гамма-полях, у тому числі з розміщенням гамма-джерел у лісах. Такі роботи проводились у Великій Британ (А. Сперроу), США (Г. Вудвелл), Пуерто-Рико (Г. Одум і Р. Піджін), Росії (М. В. Тимофєєв-Ресовський). Ці дослідження довели, що найменш радіорезистентними з вищих рослин є хвойні, насамперед сосна: голки її починають жовтіти, а потім обпадають уже за потужності поглиненої дози випромінювання близько 0,1 Гр/добу (10 рад/добу) чи 35 Гр (3500 рад) на рік. Майже таку саму чутливість до опромінення виявляють сосни у разі випадання радіонуклідів. Так, для аварії на Південному Уралі в 1957 p., а також на Чорнобильській АЕС характерний «рудий» ліс — великі масиви соснового лісу з поруділою хвоєю. Той факт, що хвойні, принаймні зовні, є найбільш радіочутливими рослинами, змушує розглянути це явище докладніше. Порудіння потім обпадання хвої — наслідок впливу не стільки інкорпорованого, скільки зовнішнього опромінення (наприклад, від радіоактивної хмари, що виникла під час аварії і містила багато короткоіснуючих радіонуклідів). Коренева система дерев у ґрунті, що сорбував основну масу радіонуклідів, постраждала відносно мало, як клітини камбію, що здатні пробуджуватися і давати нові паростки з нормальною хвоєю.

4.2 Чутливість рослин до хронічного опромінювання

Для того щоб дерево чи чагарник загинули внаслідок радіонуклідного забруднення, потрібно не тільки інактивувати значну частину клітин їхніх точок росту, тобто кінчиків коренів і паростків, а й знищити значну частину клітин камбію, здатних пробуджуватися і давати початок новим точкам росту. Завдяки такому захисному бар'єру криві виживаності дерев чагарників мають зазвичай великі плечі й нахили, зумовлені рівнем Dо для їхніх клітин, унаслідок чого вони стають подібними до кривих виживаності найпростіших. Тому відомості про рівень Do у випадку опромінення дерев (та й інших рослин) дають значно занижені оцінки їхньо радіорезистентності [26].

Численні експерименти з гострого і хронічного опромінювання насіння і наростків різних рослин засвідчили, що граничною дозою, нижче за яку в жодних рослин не вдається спостерігати інших наслідків опромінювання, крім променевого стимулювання, є доза 10 Гр, що приблизно відповідає поверхневій активності радіонуклідів 3,7 х 1014 Бк/км2 (104 Кі/км2) у перерахунку на хронічне опромінювання протягом року. Ця оцінка враховує результати вивчення рослин і в лабораторних експериментах, і в природних умовах. Найчутливішими до впливу радіонуклідів є насіння, паростки дерева сосни, інші деревні значно стійкіші, ще більш радіорезистентні чагарники , нарешті, трави. Тому трави (принаймні деякі види їх) можуть витримувати хронічне опромінювання дозою до 10 Гр/добу, що відповідає поверхневій активності радіонуклідів на забрудненій території до 3,7 х 1014 Бк/км2 (104 Кі/км2) і більше. Цей інтервал - від 3,7 х 1013 до 3,7 х 1015 Бк/км2 (103-105 Кі/км2) - можна вважати ушкоджувальним для лісових рослин.

Хронічний вплив градієнта гамма-випромінювання на дубово-сосновий ліс показано на мал. 4.1. Потужність дози 0,02 — 0,05 Гр/добу, або 2 — 5 рад/добу (що становить близько 10 — 20 Гр/рік, або 1000 — 2000 рад/рік), не впливає на рослини такого лісу. У разі потужності дози близько 0,1—0,2 Гр/добу (10 — 20 рад/добу) почне реагувати сосна, у якої згодом буріє та обпадає хвоя. Потужність поглиненої дози випромінювання 0,05—1 Гр/добу, або5—100 рад/добу (тобто 10 — 3,5 • 102 Гр/рік), призводить до зменшення видово різноманітності лісу і збільшення кількості комах-паразитів, що віддають перевагу пригніченим рослинам. Потужність поглиненої дози випромінювання, яка перевищує 1 Гр/добу (100 рад/добу), чи 3,5 • 102 Гр/рік, призводить до загибелі вищих рослий, які практично вимирають при 5 Гр/добу (500 рад/добу), чи 3,5 • 104 Гр/рік.

Мал. 4.1. Вплив градієнта хронічного гамма-випромінювання на дубово-сосновий ліс (за І.О. Одумом, 1975)

Найбільш радіорезистентними з лісових рослин є дрібн чагарники і трави, такі як верес, осока та інші, в яких значна частина рослини розміщена під землею і після припинення опромінювання дає кореневі паростки, що швидко відростають. Рекордсменом щодо цього є трав'яниста рослина Panicum sanguinale, яка утворює в разі хронічного опромінювання за потужності поглиненої дози 10 Гр/добу (1000 рад/добу) замість звичайної суміші багатьох видів різнотрав'я і злаків чистий травостій [26].

4.3 Вплив радіонуклідів на популяції рослин

Таким чином, можна обґрунтовано вважати, що поверхнева активність радіонуклідів території приблизно до рівня 3,7 • 103 Бк/км2 (103 Кі/км2) ніяк не впливатиме на проживання на ній мікроорганізмів і рослинність. Це нижня межа радіорезистентності цих організмів. Насправді їхня радіорезистентність є ще вищою. По-перше, ефект хронічного опромінювання набагато менший, ніж гострого (а наведений вище матеріал стосується в основному гострого опромінення). По-друге, при використаній даних про радіонуклідне забруднення ми враховували лише зовнішнє опромінення від радіонуклідів, внесених у ґрунт чи воду, а не додаткове внутрішнє опромінення за рахунок інкорпорованих радіонуклідів. Як відомо, коефіцієнти переходу і накопичення можуть бути дуже значними, і дози, отримані рослинами внаслідок дії радіонуклідів, мають бути істотно більшими, ніж було враховано нами під час розгляду впливу радіонуклідів на рослини (як на тварин, що живуть на забруднених ними територіях).

Фактично людину цікавить не стільки характер змін у стан здоров'я окремих представників біоти, що живуть на забруднених територіях, скільки те, яку шкоду може заподіяти таке забруднення популяціям цих організмів, тобто як уплине їх опромінення на здатність давати повноцінне потомство. Таких даних уже накопичено досить, щоб вважати, що популяц мікроорганізмів і вищих рослин значно стійкіші до опромінення (особливо хронічного), ніж їх окремі особини. З огляду на такий популяційний аспект радіоекологічних досліджень можна цілком обґрунтованим вважати рівень потужності поглиненої дози випромінювання 10 Гр/рік чи поверхневої активност радіонуклідів 3,7 • 1013 Бк/км2 (103 Кі/км2) як нижню межу біологічно нешкідливого опромінення не тільки мікроорганізмів, а й рослин. Інакше кажучи, при дозах, що не перевищують наведених значень, ніяких несприятливих наслідків для рослин очікувати не слід. Незалежно від такого опромінення рослини і мікроорганізми будуть нормально виконувати свої трофічн функції, мати таку саму продуктивність і кондиціювальну здатність, як і без опромінення, і, отже, відігравати ту саму роль концентраторів і транспортерів радіонуклідів у міцно зв'язані з детритом форми захоронювання.

Нагадаємо, що таке кондиціювання навколишнього середовища від радіонуклідів, які потрапили до нього, більш ніж на 99 % виконують саме вищ рослини і мікроорганізми, і тільки близько 1 % припадає на тварин.

4.4 Генетичні наслідки опромінення рослин

Генетичні наслідки опромінення мікроорганізмів не було описано у відповідному підрозділі, тому що вони у загальному розумінні мають універсальний характер для всієї біоти і їх зручніше розглянути в розділі, присвяченому вищим рослинам, для яких ці наслідки різноманітніші.

Щодо генетичних наслідків опромінення, то маються на уваз головним чином мутації генів, адже досить значні мутації хромосом, як правило, летальн для клітин, і закономірності їх виникнення внаслідок опромінення такі самі, як закономірності його летальної дії [26].

Проте не можна вважати мутації генів однотипними. Крім уже зазначеної вище різноманітності їхньої структурної основи — від точкових мутацій, зумовлених ураженням малої кількості основ, до структурних, як захоплюють багато тисяч основ, потрібно враховувати, що подібні фенотипічн наслідки можуть мати зміни генів унаслідок внутрішніх рекомбінацій; частота ж рекомбінацій може у 10 — 30 разів перевищувати частоту справжніх мутацій генів. Таким чином, під генетичними наслідками опромінення розуміють інтегральний підсумок, що виявляється в зміні потомства опромінених особин незалежно від того, зумовлене це мутацією генів (точковою чи структурною) чи хромосом.

Розглянемо два аспекти мутагенної дії випромінювання: залежність її від потужності дози і ЛПЕ випромінювання, а також від рівнів нтегральної поглиненої дози випромінювання. На підставі різних даних, отриманих як на мікроорганізмах, так і на вищих рослинах, встановлено, що мутагенний ефект опромінення, віднесений до одиниці поглиненої дози випромінювання (наприклад, частота мутацій на 1 Гр), зі збільшенням потужності поглиненої дози спочатку дещо зменшується, а потім починає зростати. Механізм тако закономірності й локалізація «точки перегину» на осі потужності дози остаточно не з'ясовані. З цього приводу існує лише одна гіпотеза, що пов'язує характер змін мутагенного ефекту опромінення з індукцією в об'єктах системи відновлення (SOS-системи), як зазнали опромінення, і зумовленим із цим відновленням клітин від передмутаційних змін ДНК.

У такий самий спосіб, тобто на підставі загальних понять, зазвичай пояснюють емпірично встановлений факт збільшення генетичного ефекту опромінення зі збільшенням ЛПЕ випромінювання. Проте, як уже зазначалось, механізм цього феномену ще не з'ясовано.

Щодо кількісної залежності частоти індукції мутацій від поглиненої дози випромінювання є дані в основному для одноразового гострого опромінення в досить великих дозах — 1 Гр (100 рад) і більше. У разі хронічного впливу також звичайно експериментують із поглиненими дозами 1 Гр (100 рад) більше на покоління, тому що зменшення дози нижче цього рівня зумовлю необхідність настільки збільшувати обсяг вибірки (для отримання вірогідних даних), що це робить неможливим дослідження [26].

Можна вважати, за потужності поглиненої дози 0,1 — 1 Гр/рік у разі хронічного опромінювання рівень реєстрованих генетичних змін статистично не відрізнятиметься від контролю. Це твердження стосується і мікроорганізмів, вищих рослин, і, очевидно, переважної більшості тварин. Тому таку потужність поглиненої дози у разі хронічного опромінювання 0,1 — 1 Гр/рік можна, мабуть, вважати щодо генетичних наслідків безпечною для будь-яких представників біоти. Непрямим підтвердженням цього є те, що у випадку виникнення при такому опроміненні і з низькою частотою мутантних особин (додатково до спонтанного фону) вони, як правило, будуть швидко елімінуватися з популяції внаслідок добору, адже давно відомо, що переважна більшість спонтанних та індукованих мутантів відрізняються від особин дикого типу (що виділені з природних умов без добору) дещо зниженою життєздатністю. Мутанти із підвищеною життєздатністю, що піддаються добору, будуть залучатися до участі в житті популяції, не завдаючи й ніякої шкоди.

4.5 Радіоекологія горілого лісу

Великі пожежі в 30-кілометровій зоні ЧАЕС у 1990—1992 pp. охопили значну площу (2000 — 3000 га) забрудненого радіонуклідами лісу. Тому вважаємо за доцільне розглянути деякі радіоекологічні аспекти горілого лісу.

Процес верхівкової (по кронах дерев) і низової пожежі призвів до вигоряння сухої, забрудненої радіонуклідами лісової підстилки, яка містить до 90 % радіонуклідів, що випали на лісові масиви зони. Горіння лісово підстилки зумовило утворення величезної кількості аерозолів, що спричинило нтенсивне вторинне вітрове підіймання у повітря великих кількостей радіонуклідів (коефіцієнт вітрового підіймання в палаючому лісі досягає 10-2 м-1). Радіонукліди з аерозолями і попелом переносяться на досить великі відстані від місць пожеж. Так, на полігоні «Буряківка» після масового загоряння лісів радіаційний фон на відстані 3 —5 км підвищився в 1,5 рази; зросли також і рівні поверхневого забруднення ґрунту [26].

Вигорілий ліс — це «прозоре» скупчення голих стовбурів, що стоять серед чорної вигорілої лісової підстилки. Зрозуміло, що горіла лісова підстилка серед стовбурів, практично позбавлених крони, призводить до різкого збільшення (у 3-5 разів) поверхневого твердого і рідкого стоку. Основні пожежі в зоні були восени, і закріплення горілої підстилки свіжим трав'яним покривом не відбулося. Тому до появи значного снігового покриву в зоні ЧАЕС у наступні роки навесні можна було очікувати підвищеного стоку радіонуклідів з усієї територ згарищ [26].

Відновлення трав'яного покриву на місцях згарищ трива звичайно 3—5 років, а деревної рослинності — понад 15 — 30 років. У цей період здатність горілого лісу утримувати радіонукліди різко зменшується. При значних площах горілого лісу і високому рівні забруднення їх радіонуклідами можливе підвищення стоку радіонуклідів із ландшафту згарищ у водотоки, у р. Прип'ять далі в каскад Дніпровських водосховищ. За оцінками авторів, унаслідок пожеж питома радіоємність лісових масивів зменшується у 35 разів. Тому для лісів, значно забруднених радіонуклідами, особливо в 30-кілометровій зоні ЧАЕС, а також в Україні і Білорусі, слід передбачити ефективну систему протипожежних заходів. Горіння таких лісів може помітно підвищити забруднення повітря і таким чином потенційно збільшити інгаляційну складову дози випромінювання для населення селищ і сіл за шляхом вітрового перенесення аерозолів і попелу.

Багато важливих проблем радіоекології горілого лісу ще потребують детального дослідження.

Спостереження за щільністю забруднення ґрунту і рівнями забруднення рослинницької продукції радіонуклідами проводяться Чернігівським обласним державним проектно-технологічним центром охорони родючості ґрунтів і якост продукції "Облдержродючість" в чотирьох районах області на 7 стаціонарних пунктах. Моніторинг радіологічних даних проводиться в ґрунті та рослинницькій продукції, які в 2006 році характеризувались такими показниками:

- рівень гама-фону 10-12 мкР/год;

- щільність забруднення радіоцезієм - 0,17-0,769 Кі/км";

- щільність забруднення радіостронцієм - 0,02-0,24 Кі/км";

- відношення щільності забруднення цезієм-137 і стронцієм-90 в орному шарі дорівнює 1,3 - 6,5.

Дані щільності забруднення наведені в табл. 5.1.

Дослідження останніх років вказують на стабільність щільност забруднення ґрунту радіонуклідами на контрольних ділянках та зниження рівня забрудненості у порівнянні з минулим роком. Незначні обсяги досліджень не дають змоги зробити належні об'єктивні висновки, але загальна направленість процесів простежується.

Таблиця 5.1

Щільність забруднення ґрунту цезієм-137 та стронцієм-90 на контрольних ділянках

Щільність забруднення сільгоспугідь радіонуклідами була визначена при їх суцільному обстеженні у 1991-1993 роках. Протягом наступних років і проводились уточнюючі обстеження незначних за площею земельних ділянках. Уточнююче обстеження на сільськогосподарських угіддях, площею 17 тис. га, проведене в 2006 p., вказує зниження забрудненості фунтів цезієм-137 на 41 %, стронцієм-90 на 56 %, в порівнянні з даними забрудненост цих же ділянок у 1993 році. Па фоні загальної тенденції до зниження вмісту радіонуклідів в ґрунті, спостерігаються і протилежні результати, що пояснюється як різними площами забруднених ділянок так і переходами стронцію-90 в рухом форми. Але, враховуючи незначні площі обстежень, говорити про зменшення радіаційного забруднення передчасно. Дані щільності забруднення наведені в табл. 5.2.

Таблиця 5.2

Цільність забруднення ґрунтів сільгоспугідь радіонуклідами за 2006 рік

Забруднення рослинницької продукції

В залежності від рівнів забруднення фунту радіонуклідами, ландшафтно-геохімічних особливостей забруднених територій, здійснюється перехід радіонуклідів з фунту в рослини. Визначення кількості забрудненої продукц дозволяє скласти оцінку радіаційній ситуації регіону. Динаміка рівнів забруднення радіоцезієм рослинницької продукції вказує на те, що в останні роки не спостерігається їх суттєвого зниження. В основному вони стабілізувались. Кількість досліджених центром "Облдержродючість" зразків рослинницької продукції в минулому році склала 6036 шт., з них з перевищенням допустимих рівнів - 140 шт., основна маса яких припадає на Чернігівський район.

Через те, що нормативним документом ДР-97 не визначен допустимі рівні забруднення сіна, соломи, зеленої маси природних угідь і сіяних трав, зернофуражу - основи кормових раціонів, параметри досліджень продукц оцінювались у відповідності з документом ТДР-91, згідно з яким допустимі рівн по цих видах продукції, в основному, завищені. В той же час інших параметрів оцінки забруднення вищеназваної продукції немає.

В порівнянні з 1998 роком у 2006 році майже на одному рівн (находиться забруднення картоплі, відповідно 21 і 20 Бк/кг, сіна -139 і 132 Бк/кг, силосу - 29 і 26 Бк/кг, овочів -21 і 22 Бк/кг. В той же час чещо зросло забруднення соломи, відповідно 68 і 83 Бк/кг, та в 1,5 рази забруднення зелено маси природних угідь, відповідно 85 і 128 Бк/кг. Динаміка середніх рівнів забруднення с/г продукції радіоцезієм наведена и табл. 5.3.

Таблиця 5.3

Динаміка середніх рівнів забруднення сільськогосподарської продукції радіоцезієм у господарствах області

Рис. 5.1. Динаміка зміни середніх рівнів забруднення сільськогосподарської продукції радіоцезієм у господарствах област за 1998 та 2006 роки

З метою зниження нагромадження радіонуклідів в сільськогосподарській продукції, необхідно проводити контрзаходи, які суттєво зменшать перехід радіонуклідів з ґрунту в рослини, підвищать врожайність сільгоспкультур збільшать "ефект розбавлення". Серед них: вапнування; внесення достатньої кількості, в необхідних співвідношеннях, мінеральних добрив; застосування органічних добрив, які забезпечують бездефіцитний баланс гумусу в рунті; докорінне та поверхневе поліпшення природних кормових угідь; формування структури посівних площ з культур, які здатні менше накопичувати радіонукліди та інше.

На контрольованих територіях проводиться комплекс заходів, спрямованих на мінімізацію наслідків Чорнобильської катастрофи у відповідност до програми "Радіологічний захист населення та екологічне оздоровлення території, що зазнала радіоактивного забруднення".

За 2006 р. виконані такі обсяги робіт:

-   залужено, перезалужено луків і пасовищ на території зон безумовного та гарантованого добровільного відселення - 580 га;

-   провапновано кислих радіоактивно забруднених ґрунтів на площі - 225 га;

-   для великої рогатої худоби Чернігівського району завезено 83,3 тонни комбікорму з радіопротекторними властивостями;

-   проведено радіологічне обстеження земель зон безумовного (обов'язкового) та гарантованого добровільного переселення Козелецького, Ріпкинського, Семенівського, Чернігівського районів на площі 28,0 га.

1.    Серед різноманітних видів випромінювання надзвичайно небезпечним для живих організмів є радіоактивне випромінювання. Радіоактивне випромінювання виникає при спонтанному розпад ядер деяких елементів (урану, радію, плутонію й ін.). Основний ефект такого випромінювання полягає в здатності викликати іонізацію атомів інших речовин, тобто відщеплювати від них один чи кілька електронів, розколюючи таким чином електричне нейтральну молекулу на заряджені частки.

2.    Однією з основних характеристик джерела радіоактивного випромінювання є його активність, що виражається числом радіоактивних перетворень за одиницю часу. До природних джерел IB належать: космічні випромінювання; природні натуральні джерела; технологічні природн джерела (штучні джерела в навколишньому середовищі і в побуті).

3.    Радіонукліди досить добре акумулюються в ґрунтах, спричиняючи великомасштабне та тривале їх забруднення. Радіоактивні речовини можуть тривалий час зберігатися в різних типах ґрунтів та проникати з ґрунту в рослини.

4.    Рослини можуть забруднюватися двома шляхами: аерозольним (некореневий шлях) і кореневим (ґрунтовий шлях надходження). Радіоактивне ураження рослин виявляється в гальмуванні росту, зниженні врожайності, репродуктивно якості насіння, а при великих дозах викликає загибель рослин. Різн сільськогосподарські культури мають неоднакову здатність до утримання радіоактивних опадів з атмосфери, що зумовлено як специфікою морфологічно будови рослин, так і ступенем розвитку надземної маси. Найбільш чутливі до радіації в різних фазах розвитку квасоля, кукурудза, жито, пшениця; більш стійкі - льон, конюшина, люцерна, рис, томати. Забруднення продукц рослинництва (ступінь засвоєння) РР залежить від специфіки шару ґрунту, тобто від типу і властивостей ґрунтів, на яких зростають рослини. Серед фізико-хімічних характеристик ґрунту виділяють близько 10 параметрів, що вважають найбільш значимими при визначенні поводження радіонуклідів у ґрунт переходу їхній у рослини. У загальному вигляді вплив ґрунту виявляється в зниженні біологічної рухливості радіонуклідів при збільшенні вмісту в ґрунт обмінних катіонів, органічної речовини, мулу, мінералів, ємності поглинання. Найбільш висок рівні забруднення стронцієм спостерігаються на дерново-підзолистих ґрунтах, менші - на сірих лісних ґрунтах і сіроземах і найнижчі - на чорноземах. Аналогічна залежність установлена і для цезію.

5.    За соматичними, і за мутагенними наслідками опромінення вищ рослини є досить різноманітними щодо чутливості і фенотипічних наслідків. Мутагенна допустима потужність поглиненої дози випромінювання в разі хронічного опромінювання, ймовірно, становить 0,1 — 1,0 Гр/рік. Радіорезистентність популяцій рослин зумовлена багатьма чинниками, проте, очевидно, зазначена межа має універсальний характер. Це стосується також і мутагенних наслідків хронічного опромінювання, що при зазначеному рівні не піддаються безпосередній оцінці. Лише в загальному розумінні можна стверджувати, що частота мутацій генів збільшується зі зростанням потужності поглиненої дози і ЛПЕ випромінювання, проте це виявлятиметься в разі хронічного опромінювання за потужності поглиненої дози випромінювання понад 0,1 Гр/добу (10 рад/добу).

6.    Проведений аналіз забруднення радіоактивними речовинами ґрунтів в Чернігівській області свідчить про деяке зниження рівня забрудненості в 2006 році в порівнянні з 1998 роком. В продукції рослинництва спостерігається незначне зниження вмісту радіоактивних речовин (зерно, картопля, овочі, силос), різке зниження радіонуклідів спостерігається у сіні та зеленій масі і лише в солом незначне підвищення

1.       Абагян А.А., Асмолов В.Г., Гуськова А.К. и соавт. Информация об аварии на Чернобыльской АЭС и ее последствиях, подготовленная для МАГАТЭ // Атом, энергия. - 1986. - 61, Вып. 5. - С.301-320.

2.       Алексахин Р.М. Радиоактивное загрязнение природной среды при эксплуатации АЭС // Радиоактивное загрязнение районов АЭС. - М.: Из-во Ядерного общества СССР. - 1990. - С. 22-58.

3.       Андреев А.Д., Гудков Д.И., Кузьменко М.И. Оценка влияния Запорожской АЭС на распределение трития в воде Каховского водохранилища // Доповіді Національно академії наук України. - 1995, №6. - С. 143-145.

4.       Анненков Б.Н., Юдтнцева Е.В. Основы сельскохозяйственной радиологии. – М.: Агропромиздат, 1991. – 287 с.

5.       Баженов В.А., Булдаков Л.А., Василенко И.Я. и соавт. Вредные химические вещества. Радиоактивные вещества. - Л.: Химия, 1990. - 464с.

6.       Білявський Г.О. та інші. Основи екологічних знань: Пробний підручник для учнів 10 –11 класів. – К.: Либідь, 2000. – 336 с.

7.       Боболевич В.Н. К вопросу о безопасности окружающей среды при подземных ядерных взрывах // Атомная техника за рубежом. - 1973, № 9.-С. 26.

8.       Борзилов В.А. Физико-математическое моделирование поведения радионуклидов // Природа. - 1991, № 5.- С. 42-51.

9.       Бузынный М.Г., Зеленский А.В., Лось И.П. и соавт. Мониторинг трития в воде на Украине в 1989-1991 гг. // Авария на ЧАЭС: радиационный мониторинг, клинические проблемы, социально-психологические аспекты, демографическая ситуация, малые дозы ионизирующего излучения. Информ. бюл. - Киев: Б. и., 1992. - Ч. 1.-С. 254-270.

10.    Виленчик М.М. Радиобиологические эффекты и окружающая среда. - М.: Энергоатомиздат, 1991. - 160 с.

11.    Власенко М. Еще раз о чернобыльских проблемах // Зеркало недели. 2000. - №16. – с. 13.

12.    Войцехович О.В., Лаптев Г.В. Радиоактивное загрязнение территорий и водных объектов в ближней зоне влияния аварийного выброса // Радиоэкология водных объектов зоны влияния аварии на Чернобыльской АЭС. - Киев: Чорнобильінтершформ, Т. 1. - 1997. - С. 40-59.

13.    Войцехович О.В., Лаптев Г.В., Канівець В.В., Бугай Д.А., Джепо С.П., Скальський А.С., Железняк М.Й. Радіаційне забруднення водних об'єктів зони відчуження ЧАЕС // Бюлетень екологічного стану зони відчуження. - 1996, № 1(6). - С. 37-44.

14.    Глазунов В.О., Кононович А.Л., Красножон З.І. Радіаційний стан системи поверхневих вод району ЧАЕС у травні-червні 1986 р.// Чорнобиль-88, Доповіді І Всесоюзно науково-технічної наради за підсумками ліквідації наслідків аварії на Чорнобильській АЕС. - Чорнобиль: ПО "Комбінат", 1989.

15.    Голубець М.А., Кучерявий В.П., Генсірук С.А. та ін. Конспект лекцій з курсу "Екологія і охорона природи". К., 1990.

16.    Горев Л.М., Пелешенко В.І., Хільчевський В.К. Гідрохімія України: Підручник. - К.: Вища школа, 1995. - 307 с.

17.    Гродзинский Д. Чорнобиль сотні років завдаватиме нам несподіваних жертв // Науковий світ. – 2001. - №4. – с. 4-5.

18.    Гродзинський Д.М. Радіобіологічні і радіоекологічні наслідки аварії на Чорнобильській АЕС // Доповіді Академії наук України. - 1993, № 1. - С. 134-140.

19.    Джигирей В.С. Безпека життєдіяльності: Навч. посібник. – Львів, 2000.

20.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2002 рік. – Чернігів, 2003. – 186 с.

21.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2003 рік. – Чернігів, 2004. – 196 с.

22.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2004 рік. – Чернігів, 2005. – 204 с.

23.    Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2005 рік. – Чернігів, 2006. – 210 с.

24.    Дорошенко Л.А., Деревець В.В. Радіаційний стан водних об'єктів зони відчуження в період 1986-95 рр. // Доповідь на V Міжнародній конференц з проблем ліквідації наслідків аварії на ЧАЕС. - Зелений Мис, 1996.

25.    Комаров В. В. Чорнобильська катастрофа: історичні аспекти, соціальні наслідки // Вісник Житомирського інженерно-технологічного інституту. 2000. - №10. – с. 32-33.

26.    Куплахмедов Ю.О. та ін. Основи радіоекології. – К.: Вища школа, 2003. – 319 с.

27.    Лапін В.М. Безпека життєдіяльності: Навч. посібник. – К., 2000.

28.    Новиков Г.А. Основи общей зкологии. Л., 1979.

29.    Радіонукліди у водних екосистемах України. / За ред. М.Лябаха. К.: Чорнобильінтерінформ, 2001. – 320 с.

30.    Сніжко С.І. Оцінка та прогнозування якості природних вод. – К.: Ніка-Центр, 2001. – 264 с.

31.    Сельскохозяйственная радиоекология / Под ред. Алексахина Р.М., Корнеева Н.А. – М.: Экология, 1992. 400 с.

32.    Техногенні чинники забруднення довкілля. Вплив Чорнобильсько катастрофи // Шевченко В. І., Півень А. З. Енергетика України: який шлях обрати, щоб вижити. – К., 1999. – с. 52-58.

33.    Третобчук В. Интегральная экономическая оценка ущерба и потерь, обусловленных ядерной катастрофой на ЧАЭС// Экономика Украины. – 1996. - №10. с. 19-24.

34.    Усатенко П. Прабабушки альфа, бета и прадед уран // Зеркало недели. – 2001. - №17.

35.    Ющенко В. Чорнобиль – це біль, який буде відчувати не одне покоління Українців // Урядовий кур’єр. – 2001. - №65. – с. 3-4.