Радіоекологічні аспекти формування потоків радіонуклідів в системі "ґрунт-рослина"

Размещено на http://www.allbest.ru/

Размещено на http://www.allbest.ru/

Радіоекологічні аспекти формування потоків радіонуклідів

в системі “Грунт-рослина”

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

радіонуклід рослина грунт

Актуальність теми. Одним з головних наслідків Чорнобильської аварії є значні рівні та величезні масштаби забруднення довгоживучими радіонуклідами агроценозів з різноманітними екологічними характеристиками. Для сучасної, відновлювальної стадії поставарійного періоду основним механізмом забруднення сільськогосподарської продукції є надходження радіонуклідів в рослинну ланку з грунту [Garner,1967; Ng, 1982; 1986, Brynildsen 1989,1996; Frissel 1957, 1989, 1992,1996,1998 , Much, 1990,1992,1996; Falk 1991,1996].

Розкриття системи взаємодій "грунт-рослина", що обумовлюють радіонуклідне забруднення продуктів харчування, є одним з основних в сучасній системі заходів, направлених на зменшення дозових навантажень людини [Алексахин 1991, 1996, Гродзинский, 1991,1992, Лощилов ,1991,1993, Пристер 1991,1993 ]

Виявлена значна несталість нагромадження радіонуклідів рослиною та його залежність від комплексу фізико-хімічних, кліматичних, геохімічних, та біологічних чинників [Клечковский, 1956; Прохоров,1981; Comar C., Russell, 1957; Frissel 1957, 1989, 1992, 1996,1998; Гулякин,Юдинцева1973; Алексахин, 1991,1996; Бондарь1983,1996,1998]. Разом з тим залишаються маловідомими біологічні механізми, що визначають видоспецифічність нагромадження та його високу пластичність в залежності від факторів довкілля. Недостатньо визначеними є й радіаційні наслідки грунтового надходження радіонуклідів у трофічні ланцюжки за умов розмаїття природних характеристик та рівнів забруднення агроценозів. Кількісний аналіз внеску грунтового шляху у формування потоку радіонуклідів “грунт-людина” проведено у ряді сучасних екологічних дозових моделей [Koch,Tadmor,1986; Muller,Prohl,1987,1993,1996; Whicker, Kirchner 1987, 1990, 1993, 1996; Abbot,1994; ]. Вони застосовувалися для відповідних оцінок у гострому періоді радіоактивних випадінь та менш пристосовані до умов тривалої відновлювальної стадії, коли значну роль в формуванні та розвитку радіаційної ситуації починає відігравати різноякісність природних характеристик забрудненого середовища- клімат, тип грунту, рівень зволоження. Такі оцінки стають можливими при врахуванні комплексу факторів, що визначають інтенсивність включення радіонуклідів в рослину, як початкову ланку переважної більшості трофічних ланцюжків.

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

Зв'язок з науковими програмами, темами, планами. Дослідження проведено в рамках 6 тем, що були виконані по Державній Програмі ліквідації та зменшення наслідків Чорнобильської аварії. В тому числі:”Розробка способів коригування надходження радіоактивних речовин в рослину з метою зменшення індивідуальних та колективних доз опромінення”, реєстраційний номер -08/01.А-96; Підбір та використання у фітодезактивації органічних координаційних сполук, що підсилюють поглинання та винос довгоживучих радіонуклідів”, реєстраційний номер 4.1.4.“Розробка узагальненого алгоритму прогнозу дозових навантажень людини на основі кількісного (математична модель ) урахування динаміки рухомих форм радіонуклідів в грунті та пов'язаного з цим ступенем забруднення трофічних ланцюжків на грунтах різного типу та рівнів забруднення. “Реєстраційний номер -5.1.1.2. “Аналіз методик ретроспективної реконструкції доз опромінення та розробка рекомендацій по ретроспекції доз опромінення в перший рік після аварії ” Реєстраційний номер- 2.1.1.2.

Мета та задачі дослідження. Робота присвячена дослідженню взаємодій в системі “грунт-рослина”, що обумовлюють інтенсивність включення ¹³⁷Cs і ⁹⁰Sr у біологічний обіг, визначенню масштабів та потенційного радіаційного значення цього процесу в екологічних умовах Українського Полісся.

Досягнення цієї мети зумовлювало вирішення таких задач :

Дослідження динамічних особливостей кореневого надходження у рослину радіонуклідів Чорнобильських випадінь, що пов'язані з первинною гетерогенністю фізико-хімічних форм забруднення, яке потрапило у грунт;

Визначення дійових факторів процесу трансформації доступності радіонуклідів в системі "грунт-рослина";

Проведення кількісної оцінки швидкості цього процесу;

Дослідження фізіологічних механізмів, що визначають атрактивний потенціал рослини по відношенню до радіонуклідів та впливають на коефіцієнт переходу радіонуклідів “грунт- рослина”;

Проведення системного аналізу взаємодій "грунт-рослина", що визначають інтенсивність потоків ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr в цій ланці, та створення концептуальної основи математичної моделі процесу;

Розробка математичної моделі міграції радіонуклідів в системах "грунт-рослина", “грунт-посів”;

Створення концептуальної основи та методу оцінки радіаційних наслідків явища варіабельності коефіцієнту переходу "грунт-рослина” та його залежності від екологічних умов росту рослин. Цей метод повинен включати:

а)довгостроковий, з врахуванням природних механізмів цього процесу, прогноз очищення грунтів різних типів від ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr;

в)довгостроковий прогноз головних тенденцій динаміки коефіцієнтів нагромадження ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr рослиною в умовах змін рухомості радіонуклідів;

с)урахування включення в біологічних обіг та міграцію радіонуклідів по трофічних ланцюжках в умовах агроценозів з різними типами грунту;

Проведення параметризації моделі для умов грунтового розмаїття Українського Полісся та оцінки внеску кореневого надходженням радіонуклідів в трофічні ланцюжки в формування радіаційних наслідків використання агроценозів;

Обгрунтування принципів зниження негативних наслідків використання забруднених агроценозів на основі біологічного керування кореневим надходженням радіонуклідів в трофічні ланцюжки.

Об'єкт дослідження :включення радіонуклідів у біологічний обіг та радіаційні наслідки цих процесів

Предмет дослідження: механізми включення радіонуклідів у біологічний обіг в системі "грунт-рослина” а радіаційні наслідки цього процесу в умовах природного розмаїття забруднених територій

Наукова новизна одержаних результатів. Виявлена активна роль рослин в підвищенні доступності радіонуклідів в грунті та встановлені кількісні параметри цього процесу в умовах вегетаційного досліду.

Встановлені фізіологічні механізми, які визначають атрактивний потенціал біомаси рослин відносно радіонуклідів та впливають на коефіцієнт нагромадження.

Створена математична модель міграції ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr в системах “"грунт-рослина"”, ”грунт-посів”, рівень розробки якої дозволяє її використання в розрахунках фітоочищення грунту.

Розроблена багатомодульна екологічна дозова модель для проведення оцінки та прогнозу наслідків кореневого надходження радіонуклідів в рослинну ланку трофічних ланцюгів. Розвинутий підхід принципово відмінний від існуючих тим, що враховує типове для України розмаїття грунтів агроценозів та комплекс природних чинників динаміки надходження радіонуклідів в біологічні ланцюжки кореневим шляхом.

Проведено комплекс розрахунків, що дають всебічну характеристику радіоекологічної якості агроценозів та оцінку потенційних радіаційних наслідків їх використання .

Показано, що ефективний контроль за надходженням ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr у біологічні ланцюжки може безпосередньо грунтуватися на використанні впливу на іонообмінну ємність та інтенсивність кореневих виділень рослин.

В роботі вирішена значна наукова проблема, пов'язана з розкриттям системних механізмів формування інтенсивності надходження радіонуклідів в рослинну, початкову для більшості трофічних ланцюжків, ланку та кількісно оцінено внесок грунтового шляху в формування негативних наслідків забруднення агроценозів України радіонуклідами Чорнобильських випадінь. Дисертація, що пропонується до захисту, є узагальненням результатів досліджень, проведені автором у 1987-2000рр та викладених більш ніж у 70 наукових працях, включаючи 30 статей та дві колективні монографії.

Практичне значення отриманих результатів. Одержані факти дозволяють прогнозувати нагромадження радіонуклідів новими сортами, встановлювати доцільність їх використання на грунтах з певним рівнем забруднення радіонуклідами та важкими металами. Виявлені механізми функціональної залежності інтенсивності надходження радіонуклідів у рослинну ланку є основою біологічного керування цим процесом та можуть бути використані при його оптимізації - як в створенні біотехнології фітоочищення грунту, так і з метою одержання чистих врожаїв. Кількісні оцінки потенційних радіаційних наслідків використання в сільськогосподарській практиці основних для Українського Полісся типів грунтів є основою їх паспортизації.

Особистий внесок здобувача. Здобувачем особисто сформульовано робочі гіпотези, сплановано всі дослідження. Самостійно розроблено моделі, проведені всі розрахунки та здійснено аналіз, інтерпретацію одержаних результатів. Виконана переважна більшість (90%) експериментальної роботи. Дослідження впливу грунтових мікроміцетів на руйнацію “гарячих” частинок проведено з д.б.н. Ждановою Н.М. та к.б.н. Василевською А.І.Виділення клітинних стінок та визначення їх катіонообмінної ємності проведено за участю к.б.н. Кузьменко Л.І. Комп'ютерні програми, що використовувалися для числових рішень розроблених здобувачем моделей, написані Павленко Ю.О.З ними здобувач має друковані праці.

Апробація результатів дисертації.Основні результати роботи були представлені: Всесоюзная конференция по радиобиологии растений. Мукачево , 1988 г.; Всесоюзная конференция по радиобиологии растений. Чернигов,1990 г.;Іnternational Symposium on radioecology Chemical Speciation -Hot Particles"1992,І Радиобиологический съезд,Киев,7-9 сентября 1993 г European society of new methods in agricultural research. 24 Annual Meeting, Sept. 12-16,1994 Bulgaria, Varna 1994; Second International Symposium on Environmental Contamination in Central and Eastern Europe, Budapest, 1994; International Symposium on Environmental Impact of Radioactive Release. May 8-12,1995, Vienna;Third International Symposium on Environmental Contamination in Central and Eastern Europe, Warsaw, 1996;European Society New Methods in Agricultural Reseach. XXV Annual Meeting Sept. 15-19-1996 Romania; XXVIIIth Annual of ESNA\UIR Meeting, 26th-29th August 1998,Brno;Third International Symposium on Environmental Contamination in Central and Eastern Europe, September 1998; Конференція “Наука.Чорнобиль -96”,11-12 лютого 1997 р; Fourth International Symposium and Exhibition on Environmental Contamination in Central and Eastern Europe, 1998, Конференція “Наука.Чорнобиль -98”,1-2 квітня 1999; XX1Xth Annual of ESNA\UIR Meeting, 2th-7th September 1999, Way, UK Науково- практична конференція з радіаційної екології та гігієни, Київ, 25-27 травня 2000 р.; Щорічна конференція по радіобіології та радіоекології Наукового Центру “Інститут ядерних досліджень”, 2-4 лютого 2001 року; Міжнародна конференція “Медичні наслідки Чорнобильської аварії”, Київ 4-9 червня 2001р.

Структура та об'єм роботи. Дисертація викладена на 350 сторінках та складається із вступу, 9 розділів, висновків, списку цитованої літератури. Робота містить 27 таблиць, 5 схем та 62 рисунка. Бібліографічний список нараховує 729 джерел, з них 360 -англомовних.

МАТЕРІАЛ ТА МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕННЯ

Виконання роботи вимагало проведення експериментальних та теоретичних досліджень з використанням та розробкою відповідних методів.

Дослідження динаміки доступності радіонуклідів в грунті та факторів, що її визначають. Виявлення динамічних особливостей кореневого надходження радіонуклідів Чорнобильських випадінь у вищі рослини проводили у 1987-1992 рр. в умовах вегетаційних дослідів, на знятому верхньому шарі дерново-підзолистого супіщаного грунту, привезеного з 10- кілометрової зони Чорнобильської АЕС. Рослини вирощували у посудинах ємністю 1- 3 літри, які заповнювали звільненим від рослинних залишків грунтом. З метою вилучення дійових факторів трансформації розчинності в якості контролю використовували стерильний грунт. Стерилізацію проводили в автоклаві при тиску 2 атмосфери. Активність грунту визначали у зразках масою 0.2 кг, відібраних з кожної посудини. Визначення гамма - компоненти радіоактивності грунту та зразків рослинної біомаси проводили на гамма-спектрометрі на базі аналізатора А-МА Г102 з детектором типу ДГДК, бета-компоненти радіоактивності- на приборі серії РБК-16 у тонкому шарі. Активність грунту по бета-компоненті складала (1.70.7)10³ кБк/кг, по гамма - компоненті -(3.31.9)10² кБк/кг.

Зміни рухомості радіонуклідів у грунті під рослинами протягом вегетаційного періоду визначали по рухомості ^{134, 137}Сs. Розміри різних за розчинністю форм оцінювали за найбільш поширеною методикою, на двох типах грунтових витяжок. Для приготування змивів брали співвідношення сухого грунту та розчинника як 1:10, перемішували та давали відстоятися протягом доби. Обмінний цезій витісняли з грунту 1н розчином СН₃СOONH₄ при такому ж співвідношенні. Через добу розчин відфільтровували, наважку грунту використовували для виміру у ній радіоцезію, а обмінний радіоцезій визначали як різницю між активністю грунту до приготування ацетатних витяжок та після цього.

У вегетаційних дослідах використовували представників 8 сортів 4 видів родини злаків (жито, овес, ячмінь, пшениця) та 2 видів родини бобових (горох, конюшина).Зразки грунту та рослин відбирали п'ять разів протягом вегетаційного періоду. Рослинний матеріал висушували до повітряно-сухого стану для оцінці спектру радіонуклідів гамма- випромінювачів та озоляли при температурі 450^oС для визначення бета-компоненти радіоактивності. В залежності від мети, досліди тривали від одного місяця до двох вегетаційних періодів, тобто до 4-5 місяців.При вивченні дії сорбентів попередньо проводили їх перевірку на токсичність.

Оцінка внеску у рухливість радіонуклідів мікрофлори грунту. У якості типових представників мікрофлори грунту використовували мікроміцети штамів Cladosporium cladosporioideum та Penicillium roseo-purpureum.Культури грибів вирощували на рідкому мінеральному середовищі Чапека протягом 14 діб; грибну масу, що утворилася (міцелії та конідії) відокремлювали від середовища, роздрібнювали та вносили у грунт з розрахунку 2 г біомаси/ кг грунту. Через тиждень проводили контроль на життєздатність грибів в грунті, після чого висівали вищі рослини.

Вивчення природи факторів, що визначають ємність нагромадження РН тканинами рослин. Дослідження проводили на представниках родини злаків (п'ять видів, дев'ять сортів), родини бобових (чотири види), соняшнику та гречці .В якості факторів, що модифікують нагромадження, використовували осмотичний шок (замочування насіння в розчинах NaCl, KCI, NaH₂PO₄, KH₂PO_4, концентрації 10^-3-10^-2 моль/л), опромінення насіння (в дозі 25- 50 Грей), підвищена щільність посіву (від 10 до 40 рослин/посудину) .Визначення КОЄ (катіонообмінної ємності) інтактних тканин, виділених клітинних стінок, та оцінки нагромадження ¹³⁷Сs з водних розчинів проводили на двотижневих рослинах.

Визначення іонообмінної ємності рослинних структур. Оцінку катіонообмінної ємності (КОЄ) інтактних тканин коріння та стебла а також попередньо виділених клітинних стінок тканин коріння проводили за методом Крука у модифікації Блемея [Blamey et.al.,1979].

Оцінка надходження та розподілу радіонуклідів в рослині. Кінетичними методами визначали надходження, перехід коріння-стебло, а також розподіл радіонуклідів в системі симпласт-апопласт[Бенсон,1964, Курский та інш,1977].

Виділення клітинних стінок здійснювали за методом Стессарда з використанням 1% розчину тритона Х-100, та витримці в ньому рослинного матеріалу протягом 5 діб з періодичним відмиванням та перевіркою на залишкове білкове забруднення препарату за методом Лоурі [Loury, 1932].

Розробка математичної моделі міграції радіонуклідів в системі "грунт-рослина",”грунт-посів”.Використано метод функціонального моделювання; з метою перевірки динамічної та кількісної адекватності моделі проведено декілька серій числових експериментів на моделі.

Оцінки радіоекологічних та радіаційних наслідків надходження радіонуклідів в рослину з грунту. Складність та багатофакторність задачі оцінки радіаційних наслідків включення радіонуклідів в рослинну ланку трофічних ланцюжків обумовили складну, трьохмодульну структуру моделі.

Перший модуль. Для розрахунку динаміки очищення грунтів внаслідок комплексу природних процесів вертикальної міграції, розпаду та виносу радіонуклідів з вегетативною масою рослин в процесі формування врожаю були використані дві системи рівнянь. Одна з них об'єднує чотири та два рівняння і є відповідною модифікацією відомої моделі масопереносу у пористому середовищі в часткових похідних та рівнянь, що описують зміну розчинності радіонукліду; друга - розроблена здобувачем, складається з трьох рівнянь і описує процеси міграції та трансформації стану радіонуклідів в посівах сільськогосподарських рослин.

Другий модуль. Прогноз загальних тенденцій у динаміці коефіцієнтів переходу ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr з грунту в рослину за рахунок змін в рухливості цих радіонуклідів проведено на основі модифікації першої з вищезгаданих моделей. Для числового рішення рівнянь перших двох субмоделей використано ітеративний метод Рунге -Кутта та незалежні програми з використанням комп'ютерної мови Фортран.

Третій модуль є власне розрахунковою схемою, що дозволяє на основі знання рівня забруднення агроценозу, типу його грунту, коефіцієнтів переходу грунт рослина, залежних як від типу грунту, так і від виду рослини, та раціону визначити потік радіонуклідів агроценоз- людина та розрахунок очікуваної дози. При розрахунку дози внутрішнього опромінення від радіонуклідів, що надійшли в організм людини з продуктами харчування використовували дозові коефіцієнти, які наведені в останніх рекомендаціях МКРЗ (ICRP,1990) .

Очікувану дозу розраховували як інтеграл від функції надходження за певний період, помножений на дозовий коефіцієнт, тобто:

де К_n (Зв\ Вк поглинутої активності) є ефективною еквівалентною дозою за життя на надходження одиниці активності, тобто дозовим коефіцієнтом для вікової групи n; Q_пj(t)- швидкість надходження активності з раціоном , Т- час надходження [ICRP,1987, Lichtarev 1996, Ліхтарьов та інш.1997] Цей модуль є об'єднанням алгебраїчних рівнянь; розрахунки проводили з використанням багатомірних електронних таблиць в системі MS-DOS - Quattro Pro 4. та Lotus-1-2-3).Статистичну обробку проводили по загальноприйнятій методиці.Для оцінки значимості результатів використовували t-критерій Ст'юдента.Оцінка щільності статистичного зв'язку здійснювалась шляхом розрахунків коефіцієнтів лінійної кореляції Бравє- Пірсона.

РЕЗУЛЬТАТИ ТА ОБГОВОРЕННЯ

ДИНАМІЧНІ ОСОБЛИВОСТІ КОРЕНЕВОГО НАДХОДЖЕННЯ РАДІОНУКЛІДІВ ЧОРНОБИЛЬСЬКИХ ВИПАДІНЬ

Дослідження було розпочато з весни 1987 в умовах вегетаційних дослідів на грунті, завезеному з Чорнобильської зони відчуження, що мав високий вміст "гарячих" частинок. Про це свідчили оцінки вихідного співвідношення різних по рухливості фракцій ^137+134Сs. Метою першого етапу дослідження було з'ясування інтенсивності кореневого надходження радіонуклідів та темпів змін цього процесу в часі. В серії дослідів з послідовними висівами сільськогосподарських рослин в забруднений грунт було встановлено значне, у 2.2-2.7 рази, підвищення (Рис. 1) коефіцієнту нагромадження для радіонуклідів бета - випромінювачів для рослин другого посіву, порівняно з першим, та в 1.5-1.9 разів (Табл.1) зростання цього показника для гамма- випромінювачів. Паралельно проводили оцінку зміни рухомих форм радіонуклідів у грунті. Контролем слугував грунт, що “відпочивав” протягом першого посіву і рослини, які були висіяні у нього одночасно з рослинами другого посіву дослідних варіантів.

В зв'язку з тим, що проведення масових оцінок динаміки форм знаходження радіонуклідів в грунті в умовах посіву є надто трудомістким процесом, а реєстрація змін у коефіцієнті нагромадження потребує паралельного з'ясування кінетичного механізму цього явища, виникла необхідність додатково ввести новий кількісний показник гетерогенності забруднення (Н), що розраховується як коефіцієнт лінійної кореляції між питомою активністю грунту (А_г) та біомаси рослин (А_р), які виросли на ній, тобто: Н= R_АрАг. Введення цього показника базувалося на двох положеннях. По-перше, це надійно встановлений факт існування лінійної залежності між концентрацією будь-якого елементу в рухомій формі в грунті та концентрацією цього елементу в рослині [Кабата-Пендіас, Пендіас, 1988].З точки зору статистичних взаємо зв'язків це відповідає існуванню високої позитивної кореляції між концентрацією елементу в грунті та в рослині. По- друге, - відмічене нами при роботі з чорнобильськими грунтам явище існування від'ємної кореляції між активністю грунту та рослинних тканин. Воно свідчило про те, що більш висока радіоактивність грунту обумовлюється більшим вмістом саме нерозчинної фракції, яка поглинатися не може. Зміни співвідношення рухомої та малорухомої фракції протягом досліду знаходять своє відображення у змінах коефіцієнту кореляції.

Аналіз одержаних нами результатів з врахуванням введеного показника гетерогенності (Н) показав, що збільшення його позитивного значення співпадає з зростанням коефіцієнту нагромадження. Це свідчить, що підвищення коефіцієнту нагромадження відбувається саме за рахунок зростання вмісту рухливих форм радіонуклідів. У зв'язку з тим, що у контролі, в якості якого ми використовували грунт, який “відпочивав” протягом першого посіву і рослини, які були висіяні у нього одночасно з рослинами другого посіву дослідних варіантів, помітних змін показників рухомості та нагромадження не спостерігалося, було зроблено висновок, що збільшення рухливості радіонуклідів обумовлено активністю рослин. Продовження дослідження біотичних факторів руйнації “гарячих” частинок було проведено з використанням ускладненої моделі з додатковим введенням в грунт типових представників грунтової мікрофлори Полісся (Табл.2) -мікроміцетів Сladosporium cladosporioideum та Penicillium Roseo-purpureum. Проведені дослідження свідчили про те, що здатність до деструкції “гарячих” частинок мають певні представники грунтової мікрофлори і можливе сполучення “мікроміцет - вища рослина”, яке обумовлює підвищене нагромадження радіонуклідів рослинами та їх винос з грунту.

Суттєвим моментом, що має не тільки теоретичне, але й практичне значення є залежність здатності до розчинення “гарячих” частинок рослинами різного функціонального стану та рівня забезпеченості мінеральними речовинами. З'ясування цього питання було наступним кроком у вивченні ролі взаємодій стресових факторів, в якості яких може виступати і підвищений ценотичний тиск, об'єм кореневих виділень може підвищуватися з 2 до 50% від приросту біомаси [Virtanen,Tornainen,1940, 1979 ] .

Проведення балансових розрахунків для деяких, використаних нами експериментальних об'єктів, показало, що в умовах вегетаційних дослідів значення кількісних показників процесу біотичної деструкції малорухомих форм забруднення може на порядок перевищувати (Табл 4) швидкість процесів авторуйнації “гарячих” частинок [Саботович та інш 1990,1992], значно перевищує швидкість цього процесу під впливом агрохімічних факторів [Бобовникова, Коноплев, 1990; Konoplev et.al.1992,1994;Ivanov,1992,1996, 1997, Кашпаров,1998,2000] та є суттєвим фактором включення радіонуклідів у біологічний обіг.

Таким чином в результаті проведення циклу досліджень, встановлено, що в процесах переходу радіонуклідів "грунт-рослина" суттєвим є не тільки прямий зв'язок, але й і обернений, пов'язаний з активним впливом рослини на рухомість забруднення. Саме взаємодія між грунтом і рослиною визначає ефективний , доступний для поглинання розмір рухомої фракції радіонуклідів і впливає таким чином на коефіцієнт переходу "грунт-рослина". Здатність рослин до активної трансформації рухомості забруднення є одним з основних природних чинників включення радіонуклідів в рослинну ланку і суттєвим фактором, що визначає інтенсивність потоку забруднення "грунт-рослина" та його негативні наслідки.

Як вже було зазначено, дослідження було проведено на грунтах 10- кілометрової зони, яка , особливо в 1986-1992 рр, мала дуже високий вміст “гарячих” частинок. Завдяки цій особливості експериментальних об'єктів та використання в якості контролю стерильного грунту вдалося виявити здатність рослин до підвищення доступності радіонуклідів в грунті та встановити, що швидкість біологічної трансформації значно перевищує ту, що обумовлюється суто термодинамічними та геохімічними факторами. Виявлення цього феномену дає підстави вважати, що біологічна трансформація розчинності є постійним процесом, який поряд з певними геохімічними факторами протидіє міцному закріпленню радіонуклідів кришталевими гратками грунту. Непрямі свідчення на користь існування впливу рослин на рухомість забруднення одержані ще за часів досліджень поведінки радіонуклідів глобальних випадінь в грунті. Було показано, що під посівом співвідношення різних по рухомості та біологічній доступності фракцій ⁹⁰Sr обумовлюється не тільки агрохімічними факторами, але й видом рослин [Павлоцкая,1972] .Саме на цей механізм зміни рухомості забруднення вказують і широко відомі факти про те, що швидкість “старіння” цезію та зниження за рахунок цього коефіцієнту переходу радіонукліду у рослинність залежить від її виду[ UIR, Frissel,1992,1998].

Одержані нами в прямих дослідах результати є новими в радіоекології, але знаходяться у повній відповідності до відомостей з біогеохімії і фізіології мінерального живлення рослин. Після проведення наших досліджень, в 90-х роках незалежно одержані аналогічні відомості і в хемоекології [Bank,1994]. Сукупність цих фактів вказує на те, що здатність рослин змінювати рухомість мінеральних елементів в грунті є фізіологічно обумовленою, але неспецифічною реакцією. Її залежність від виду, сорту та функціонального стану рослини повинна враховуватися при використанні грунтів з підвищеним утриманням радіонуклідів та важких металів.

Виявлення активної ролі рослин в трансформації забруднення як важливого аспекту, що впливає на коефіцієнт переходу "грунт- рослина", не вичерпує проблему розкриття механізмів, що визначають ступінь нагромадження радіонуклідів рослиною, його варіабельність та відому залежність від умов вирощування та стану рослини. Подальша логіка досліджень привела до необхідності розкриття факторів та механізмів, які визначають коефіцієнт переходу "грунт-рослина" власне через ємність нагромадження радіонуклідів рослинними тканинами .

ПРИРОДА АТРАКТИВНОЇ ЗДАТНОСТІ РОСЛИННИХ ТКАНИН ТА ЇЇ ВПЛИВ НА НАГРОМАДЖЕННЯ РАДІОНУКЛІДІВ

Поглинання мінеральних елементів рослинами є складний процес, який вміщує в себе етапи залежні від адсорбції, та ті, що від неї не залежать. Відомі непрямі свідчення , зокрема ефект конкурентних взаємодій між радіонуклідами та їх неізотопними носіями, на користь думки про важливу роль в процесах поглинання та нагромадження радіонуклідів саме адсорбційного етапу цих процесів [Гулякин,Юдинцева 1962,Дричко и др.1990].

В зв'язку з цим проведено ряд досліджень, що мали на меті виявлення значимості адсорбційного етапу в поглинанні та нагромадженні радіонуклідів. По першу досліджено зв'язок між сорбційною здатністю тканин коріння та стебла ряду сільськогосподарських рослин (14 видів) та нагромадженням ¹³⁷Сs в умовах вирощування, наближених до оптимальних. Було встановлено існування щільного лінійного статистичного зв'язку між іонообмінною ємністю рослинних тканин (КОЄ),та рівнем нагромадження ¹³⁷Сs (R= 0.902 при поглинанні з водних розчинів та 0.862 при поглинанні з грунту)

Подальші дослідження було пов'язано з визначенням сталості цього зв'язку в стресових умовах. Використано різноманітні за своєю природою фактори (Рис.2,3, табл. 5,6), які за даними різних авторів модифікують біохімічний стан клітинних стінок рослин, що забезпечують основний внесок в іонообмінну ємність рослинних тканин (осмотичний шок, [Iraki et.al.,1989]), їх механічні властивості (опромінення [Дмитриев,Гродзинский, 1988, Палкина, 1990]) або нагромадження мінеральних елементів (щільність посіву, [Дмитренко,1975] включаючи і pадіонукліди (опромінення [Гродзінський та інш.,1991]).Встановлено, що фактори, які підвищують іонообмінні характеристики рослинних структур (Рис 2) приводять і до підвищення рівня нагромадження (Рис 3 ) і навпаки модифікація нагромадження опосередкується змінами в іонообмінних характеристиках. Було розширено спектр видів культурних рослин на яких було досліджено взаємозв'язок змін іонообмінної ємності та нагромадження ¹³⁷Сs. Результати свідчать про видо- та сортоспецифічну пластичність іонообмінної ємності інтактних тканин і рівня нагромадження радіонуклідів і про однонаправленість змін між цими двома характеристиками. Комплекс одержаних даних дає підстави вважати, що зв'язок між іонообмінними характеристиками рослинних тканин та рівнем двома характеристиками. Комплекс одержаних даних дає підстави вважати, що зв'язок між іонообмінними характеристиками рослинних тканин та рівнем нагромадження радіонуклідів носить не тільки корелятивний, а причинно-наслідковий характер.

Подальші дослідження показали, що вплив іонообмінних характеристик рослинних тканин на міграцію радіонуклідів в системі "грунт-рослина" (джерело-стік) не обмежується визначенням тільки ємнісних характеристик нагромадження. Кінетичними методами було досліджено надходження у коріння, міграція з коріння в стебло і розподіл радіонуклідів в системі “симпласт-апопласт” та встановлено значний вплив на ці процеси змін у іонообмінних характеристиках інтактних тканин та клітинних стінок. Таким чином показано, що іонообмінні характеристики є фактором, який впливає на ємнісні характеристики нагромадження, кінетику надходження та топографію розподілу радіонуклідів в рослинному організмі. Комплекс цих фактів дозволяє зробити висновок про вирішальну роль саме першого, іонообмінного етапу поглинання та розподілу мінеральних елементів в визначенні інтенсивності переходу радіонуклідів в рослину Впровадження декількох схем експерименту, загальних з використаними при дослідженні роли рослин в трансформації рухливості забруднення в грунті, дало відповідь на питання про можливий зв'язок між цими двома групами процесів. Підвищення щільності посіву рослин приводить не тільки до збільшення їх здатності “розчиняти” гарячі частинки, але і суттєво впливає на підвищення іонообмінної ємності рослинних тканин, їх атрактивної здатності.

Не менш важливим є результат, одержаний в дослідах з підвищеним зволоженням посіву. Ефект впливу зволоження на підвищення нагромадження радіонуклідів рослинами відомий давно; результати, отримані в наших дослідах, свідчать, що він пов'язаний не тільки з впливом на рухомість радіонуклідів в грунті, але й на іонообмінні характеристики рослинних тканин, які визначають рівень нагромадження абіогенного елементу. Одержані результати вказують на те, що ці дві реакції рослинного організму діють координовано, визначають сорто-та видоспецифічність коефіцієнту переходу радіонуклідів “грунт - рослина” та в значній мірі його зміни під впливом факторів середовища. Виявлені залежності рівня нагромадження радіонуклідів від іонообмінних характеристик рослинних тканин та активності кореневих виділень дозволяють прогнозувати характер нагромадження радіонуклідів новими сортами, проводити

їх відбір для використання на грунтах з певним рівнем забруднення і мають враховуватися при екологічній сертифікації сорту. При цьому має братися до уваги не тільки видо - та сорто-залежні характеристики рослини в оптимальних умовах вирощування, але й діапазон їх варіювання при підвищеному тиску факторів середовища, що цілком реально в природних умовах. Використання суто біологічного контролю за включенням радіонуклідів у трофічні ланцюжки не має побічних негативних наслідків і дозволяє значно та з мінімальними витратами знижувати негативні наслідки використання забруднених сільськогосподарських угідь.

Висока пластичність процесів, що обумовлюють перехід радіонуклідів в рослинну, початкову для переважної більшості трофічних ланцюжків ланку, їх залежність від комплексу біотичних та абіотичних факторів середовища є основою формування складної динамічної картини радіаційних наслідків на забруднених територіях. Для її кількісного визначення була розроблена екологічна модель, що враховувала вплив комплексу природних чинників на інтенсивність переходу радіонуклідів “грунт-рослина”.

ОЦІНКА РАДІАЦІЙНИХ НАСЛІДКІВ КОРЕНЕВОГО НАДХОДЖЕННЯ РАДІОНУКЛІДІВ В РОСЛИННУ ЛАНКУ ТРОФІЧНИХ ЛАНЦЮЖКІВ

Розрахунки потенційних наслідків надходження радіонуклідів в рослинну ланку трофічних ланцюжків повинні враховувати основні систематичні фактори середовища, що діють на цей процес. Такими факторами є зниження рівня забруднення грунту та біодоступності радіонуклідів в ньому. Як відомо, суттєвим природним чинником, що значно впливає на ці процеси є тип грунту. Урахування природних чинників робить можливим довгостроковий прогноз змін у забрудненні трофічних ланцюжків в цілому, оцінку поведінки функції надходження радіонуклідів у організм людини і її залежність від екологічної якості агроценозу. Проведення таких оцінок, що базуються на використанні різноякісного математичного апарату та баз даних, зробило доцільним об'єднання в моделі трьох модулів.

Перший модуль. Оцінка швидкості природного очищення грунтів. Дослідження та оцінку темпів природного очищення грунту проведено з використанням двох моделей без врахування та з врахуванням виносу ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr рослинами в процесі формування врожаю.

На сьогодні не існує методів хімічного розрізнення необмінних форм на паливні частинки та незворотно сорбований стан, пов'язаний з включенням в кришталеві гратки мінералів грунту [Бобовникова и др,1990,1992].Разом з тим в останні роки заявилися відомості про спільність поведінки паливний частинок та частинок грунту з включеними радіонуклідами [Nageldinger,1996 ]. Це дало підстави для об'єднання стану (компартментів) A_c(t) та A_h(t) в компартмент нерухомих форм A_s(t) та переходу до більш спрощеної моделі загального вигляду:

A_m/t = D/R A_m² (t) / ²x - V/R A_m(t) /x + K _sm As(t) - A_m(t) - (2)

радіонуклід рослина ґрунт

та введення при її параметризації єдиної відносної швидкості як для розчинення паливних частинок, так і для процесу десорбції радіонуклідів з мінералів грунту, тобто К_hm=K_cm=K_sm.

Другий варіант оцінки темпів самоочищення грунтів, з врахуванням виносу радіонуклідів з грунту біомасою рослин додатково використовував розроблену модель міграції радіонуклідів в системі "грунт- однорічна рослина"

Для дослідження темпів очищення грунту в умовах щорічних посівів сільськогосподарських культур протягом довільного часу було проведено об'єднання моделі (3) з попередньою системою рівнянь, їх розгляд та рішення як системи з змінною структурою, що описує міграцію радіонуклідів в багаторічних посівах та відображає природне чергування процесів вегетації та її відсутності.

Другий модуль. Дослідження динаміки коефіцієнту переходу радіонуклідів "грунт-рослина". Прогноз можливих наслідків використання агроценозів, забруднених ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr, має розглядати питання і про довгострокову поведінку коефіцієнту переходу радіонуклідів "грунт-рослина", пов'язану зi змінами у доступності цих елементів після надходження у грунт. Для дослідження головних тенденцій у динаміці коефіцієнту нагромадження в умовах послідовної зміни співвідношення між рухомими та малорухомими формами було запропоновано модель, що базується на рішеннях системи рівнянь (2).

Третій модуль. Оцінка надходження радіонуклідів в організм людини трофічним шляхом. Для встановлення кількісного взаємозв'язку між ланкою "грунт-рослина", з якої починається формування і забруднення трофічних ланцюгів, та можливими радіаційними наслідками була розвинута субмодель міграції радіонуклідів по трофічним ланцюгам та їх надходження в організм людини, з врахуванням розмаїття типів грунту та рослинницької продукції, а також основних динамічних факторів, що визначають перехідні процеси в цій ланці. Формальна модель розглядає ситуацію, при якій забруднення організму радіонуклідами відбувається при їх надходженні з продуктом j-го типу, що у випадку його рослинного походження (картопля, листові овочі) безпосередньо формується на грунті i-типу з певним рівнем забруднення А₁(t), а у випадку тваринного походження - пов'язане з ланкою "грунт-рослина" декількома проміжними етапами (рослини-корми-тварина- молоко, рослини- корми - тварина -м'ясо) та відповідно декількома коефіцієнтами переходу. В даному випадку тип грунту(i) та продукту (j), що з нього одержується, характеризується певним коефіцієнтом переходу "грунт-рослина" - К_ij, і питома активність А_2ji продукту j,що походить з грунту і може бути визначена в загальному вигляді як:

Представлення функції надходження забруднення в організм у такій формі дає можливість введення в розрахунок та кількісне врахування впливу на функцію надходження міграційних процесів в грунті та їх інтенсивності в залежності від його типу (A_1i(t)), врахування динамічної природи коефіцієнтів переходу грунт рослина і далі, по трофічним ланцюжкам; впровадження та врахування різних форм контрзаходів, як таких що впливають на рівень забруднення продукту через дію на рівень забруднення грунту (A_1i(t)) та біологічну рухомість забруднення (K_ij) , так і тих, що впливають на структуру забрудненого раціону (V_jn).

Одержання в загальному вигляді швидкості надходження радіонуклідів в організм дозволяє записати основне для розрахунку дози кінетичне рівняння, яке таким чином враховує дію екологічних факторів на можливе нагромадження радіоактивності у організмі та формування дози:

ПАРАМЕТРИЗАЦІЯ МОДЕЛІ ТА ОЦІНКА РАДІОЕКОЛОГІЧНОЇ ЯКОСТІ АГРОЦЕНОЗІВ УКРАЇНСЬКОГО ПОЛІССЯ

Розрахунки проведено для шести основних типів грунту Українського Полісся: дерново-підзолистого супіщаного (1), дерново-підзолистого легко- та середньо суглинистого (2), дерново-підзолистий важко суглинистого (3);сірого лісового (4), чорнозему (5) та торф'яно-болотного (6).

Для параметризації запропонованої моделі та врахування на її основі реальної інтенсивності надходження радіонуклідів у організм людини в сучасних та прогнозуємих умовах радіоактивного забруднення України були створені бази даних, одержаних при радіоекологічному та радіологічному дослідженні забруднення довкілля .Було враховано :

- коефіцієнти переходу "грунт-рослина" для основних типів рослинної продукції та грунтів Українського Полісся та їх динаміка в пострадіаційний період;

кількісні параметри процесів вертикальної міграції - коефіцієнти дифузії та інфільтрації для грунтів різних типів;

швидкість руйнації малорухомих форм забруднення та швидкість “старіння” радіонуклідів;

дані про рівні радіонуклідного забруднення сільськогосподарських угідь України: - карти РН -забруднення Державного Комітету України по геології та використанню надр та Мін Чорнобиль України

структура раціону та його модифікації для окремих вікових груп (1-3, 3-7,7-12,12-17,17-70 р.).Ці оцінки грунтувалися на рекомендаціях МКРЗ для умовної людини та зведеннях по фактичному вжитку по Україні;

дозові коефіцієнти, рекомендовані в останніх публікаціях МКРЗ

Визначення темпів очищення ораного шару грунту. Числове рішення динамічних моделей міграції ⁹⁰Sr та ¹³⁷Cs в грунті (модуль1,)дає оцінку швидкості напів очищення ораного шару грунтів шести означених вище типів. Для ¹³⁷Cs час напівочищення грунтів перерахованих типів знаходиться в інтервалі від 280 до 360 місяців. Аналогічні оцінки проведені для ⁹⁰Sr свідчать, що для цього більш мобільного елементу час напівочищення знаходяться в інтервалі від 220 до 267 місяців. У зв'язку з близькістю динамічних параметрів міграції ¹³⁷Cs в чорноземі та у важко-суглинистому грунті, сірому лісовому та легко суглинистому одержані для них усереднені залежності динаміки очищення співпадають.

На основі об'єднання систем рівнянь (3), (2) в модель, що є системою з змінною структурою, проведено розрахунок часу напівочищення грунту в умовах посіву. Проведені оцінки свідчать, що в цьому випадку час напівочищення грунту змінюється і становить для ¹³⁷Cs від 260 до 300 місяців, для ⁹⁰Sr, як для елементу, що в середньому має вищі коефіцієнти переходу грунт рослина -від 180 до 220 місяців.

Оцінка головних тенденцій у динаміці коефіцієнтів переходу "грунт- рослина". Показано, що при умові незначного вихідного вмісту “гарячих” частинок, коефіцієнти нагромадження ⁹⁰Sr рослинами лишаються постійними протягом довільного часу. Для ¹³⁷Cs в умовах гетерогенного забруднення може очікуватися трьохфазна залежність змін цього параметру Спочатку руйнація значного вмісту “гарячих” частинок дає певне підвищення коефіцієнту: це явище і спостерігалося в дослідах на грунтах з Зони Відчуження; потім починає переважати “закріплення” цього радіонукліду, яке приводить до зниження коефіцієнту, а потім, після 120 -140 місяців, що відповідає часу напівочищення, відбувається вихід на стаціонарний рівень. Розрахунки носять відносний характер і можуть бути поширені після відповідного нормування на коефіцієнт переходу. Вони знаходяться у достатньо хорошій відповідності з різними оцінками, проведеними як у до- так і поставарійний період. Так, проведені на дослідних ділянках УНДІСГР в 1987-1996 роках оцінки зміни коефіцієнту переходу цезію "грунт-рослина" для основних сільськогосподарських культур виявили його монотонне зниження і свідчать, що за цей період в середньому для чорнозему ці значення становлять 1.9 раз, для сірого лісового грунту- 3.2, для дерново-підзолистого супіщаного грунту- 4 ; для торф'яно-болотного -2,3. .За даними Російського інституту сільськогосподарської радіології, екологічний період напівзниження коефіцієнту переходу залежить від типу грунтів та рослинності і знаходиться у межах 3.3-14.1 років. Результати, одержані при спостереженні поведінки ¹³⁷Cs глобальних випадінь, вказують, що періоди напівзниження його вмісту становлять 8-15 років. За даними Міжнародного Союзу радіоекологів періоди напівзниження вмісту ¹³⁷Cs Чорнобильських випадінь для сільськогосподарських культур становлять 4-8 років. Найважливішою частиною прогнозу ми вважаємо одержання третьої, останньої фази кривих. Перехід К_н до стаціонарного рівня свідчить про те, що дія геохімічних та біотичних факторів може заважати повному закріпленню цього радіонукліду та є значним фактором радіаційного ризику. В зв'язку з тим, що фактичні дані дійсно свідчать про поступове уповільнення закріплення, а теоретичні оцінки вказують на можливість встановлення динамічної рівноваги між процесами, які обумовлюють підвищення та зниження рухливої фракції, в прогностичних розрахунках використовували коефіцієнти переходу ¹³⁷Cs "грунт- рослина", які спостерігалися у 1996 р.

Розрахунки радіаційних наслідків. Запропонована екологічна модель оцінки радіаційних наслідків (ЕМОРН) кореневого надходження радіонуклідів в рослинну ланку трофічних ланцюжків дозволяє проведення комплексу оцінок впливу природних факторів на інтенсивність потоку радіонуклідів "агроценоз-людина" та його дозової вартості. Розрахунки залежності від типу грунту річних референтних доз (мкЗв/кБк/м²), пов'язаних з можливим вжитком забрудненої продукції, показала, що грунтове розмаїття агроценозів, яке впливає на коефіцієнт переходу, обумовлює значну територіальну варіабельність референтних доз, діапазон яких для Українського Полісся становить від 0.21 (чорнозем(5)) до 10.5мкЗв/кБк/м² (торф'яно-болотний грунт(6)) по ¹³⁷Сs та від 0.75 до 6.6 мкЗв/кБк/м² по ⁹⁰Sr відповідно. Базуючись на цих розрахунках для обох радіонуклідів побудовано найпростіші номограми, що встановлюють зв'язок між типом грунту з довільним рівнем забруднення та річною дозою (рис. 6).

Розрахунок динаміки річних доз від інкорпорованих ¹³⁷Сs (Рис.7) і ⁹⁰Sr та їх нагромадження (Рис.8) протягом життя проведено з використанням чотирьох варіантів моделі. Ці варіанти враховували вплив на функцію надходження Q(t) природного розпаду радіонуклідів та різних екологічних чинників, залежних від типу грунті агроценозу. Послідовно розглянуто вплив на природне очищення сільськогосподарської продукції:1) природного розпаду радіонуклідів, 2) природного розпаду та заглиблення радіонуклідів;3) природного розпаду, заглиблення та виносу з біомасою рослин;4) природного розпаду, заглиблення, виносу з біомасою рослин та зміни біодоступності. Такий підхід дав змогу провести диференційні оцінки дозової “вартості” окремих екологічних процесів, що впливають на кореневе надходження ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr в біологічні ланцюжки та визначити чутливість цього процесу до дії різноманітних факторів. Розрахунки показують, що фактор вертикальної міграції ⁹⁰Sr, обумовлює зменшення на 10-20% негативних наслідків використання забруднених агроценозів. Разом з тим самоочищення грунту за рахунок вертикальної міграції ¹³⁷Cs дає “економію” дози за життя 5-7%, тоді як “закріплення” цього радіонукліду- 33- 50% (Рис.7). В зв'язку з цим контрзаходи, направлені на зменшення негативних наслідків використання агроценозів, мають враховувати генетичні і функціональні можливості рослин збільшувати рухомість забруднення в грунті.

Наведені вище розрахунки базуються на використанні усереднених значень коефіцієнтів переходу "грунт - рослина". Між тим урахування типу грунту як єдиного природного фактору, який визначає варіабельність коефіцієнтів переходу є певною ідеалізацією надскладного процесу переносу радіонуклідів в біосфері. Запропонована модель дозволяє врахувати і роль інших чинників варіабельності в визначенні радіаційних наслідків грунтового шляху надходження радіонуклідів в трофічні ланцюжки. Оцінки, проведені за умов максимальних та мінімальних коефіцієнтів переходу, свідчать, що за рахунок генетичної та функціональної варіабельності цих показників очікувані дози можуть коливатися в 2.3-3.3 рази.

Модель і проведені на її основі розрахунки дозволяють кількісно оцінити внесок кореневого надходження радіонуклідів в забруднення трофічних ланцюжків і формування потенційних радіаційних наслідків використання різноманітних за своїми екологічними характеристиками агроценозів України. Визначено в якій мірі кореневе надходження радіонуклідів в агропродукцію може обумовити формування дозових навантажень, що залежать не тількі від вихідних рівнів забруднення, але й від природної якості довкілля.

В результаті проведення дослідження в повному його об'ємі зроблені такі висновки:

ВИСНОВКИ

1.Одним з головних екологічних механізмів розчинення важкодоступних форм радіонуклідів є активність вищих рослин та грунтової мікрофлори. Динамічні особливості кореневого надходження радіонуклідів Чорнобильських випадінь пов'язані з впливом на цей процес поступового підвищення розчинності забруднювачів, що надійшли у грунт у вигляді “гарячих” частинок.

2.Інтенсивність фіторозчинення малорухомих форм радіонуклідів є видо-та сорто - специфічною характеристикою, проявляє широку норму реакції в залежності від функціонального стану рослин.

3.Запропонований коефіцієнт гетерогенності Н, який розраховується як коефіцієнт лінійної кореляції між радіоактивністю грунту та біомаси рослин, що на ній виросли, є адекватним показником присутності в грунті малорухомих форм забруднення та динаміки їх розчинення.

4.При кореневому надходженні радіонуклідів, що поглинаються у іоній формі, домінуючий внесок у визначення коефіцієнту нагромадження дає іонообмінна ємність біомаси рослин а у визначенні останньої - іонообмінна ємність полісахаридного скелету рослин.

5.Іонообмінна ємність є видо- та сорто специфічною характеристикою та має високий рівень функціональної пластичності, залежить від комплексу біотичних та абіотичних факторів, що в значній мірі визначає і варіабельність коефіцієнту нагромадження радіонуклідів рослиною.

6.Іонообмінні характеристики рослинних структур визначають не тільки ємність нагромадження радіонуклідів, а й кінетичні характеристики їх надходження, міграцію та топологію розподілу у рослині.

7.Існуюча координованість і однонаправленість реакцій підвищення здатності рослин до розчинення малорухомих форм забруднення та іонообмінної ємності тканин дозволяють розглядати їх як єдиний двокомпонентний механізм, що впливає на інтенсивність потоків радіонуклідів в системі "грунт-рослина".

8.Запропоновані принципи використання радіоекологічних даних дозволяють проведення комплексу оцінок радіаційного значення кореневого надходження радіонуклідів до трофічних ланцюжків за умов використання забруднених агроценозів.

9.Грунтове розмаїття агроценозів, що впливає на інтенсивність кореневого надходження у рослинну ланку трофічних ланцюжків, є потенційним чинником, що обумовлює значну територіальну варіабельність референтних доз, що для Українського Полісся становить від 0.21 (чорнозем) до 10.5мкЗв/кБк/м² (торф'яно-болотний грунт) по ¹³⁷Сs та відповідно від 0.75 до 6.6 мкЗв/кБк/м² по ⁹⁰Sr .

10.Вертикальна міграція РН в грунті, темпи якої залежать від типу грунту

(Т_1/2= 360- 280 для ¹³⁷Cs та 267-220 місяців- для ⁹⁰Sr) обумовлює поступове ослаблення інтенсивності потоку радіонуклідів в трофічні ланцюжки та знижує радіаційні наслідки забруднення ( 4-11 % для ¹³⁷Cs та 10-20% для ⁹⁰Sr за життя)