Рис. 2.1. Функциональная схема выноса радионуклидов из 30-километровой зоны Чернобыльской АЭС

Рис. 2.2. Схема размещения АЭС в Украине

В составе газоаэрозольных выбросов АЭС особое экологическое значение принадлежит ³Н и ¹⁴С, которые имеют большие периоды полураспада и, соответственно, вносят значительный вклад в ожидаемую коллективную дозу. По оценкам (Крышев, Рязанцев, 1998) выбросы АЭС в атмосферу составляют: с реакторами СЕН — Н — 25-30; ^І4С — 0,1-0,2; с реакторами РБМК — ³Н — 0,2; ¹⁴С — 1,3 ТБк/(ГВтхрік).

В состав разных сбросов радионуклиды поступают в результате протекания в промежуточном контуре, из системы охлаждения конденсаторов турбин с дебалансними водами. В формирование радиоактивного загрязнения водоемов наибольший вклад вносят ³Н, ¹⁴С, ⁵¹Cr, ⁵⁴Mn, ⁵⁹Fe, ⁵⁸Co, ⁶⁰Co, ⁶⁵Zn, ⁸⁹Sr, ⁹⁰Sr, ¹³¹И, ¹³⁴Cs, ¹³⁷Cs, плутоний и др. К наиболее экологически опасных радионуклидов принадлежат ³Н, ¹⁴С, ⁸⁹Sr, ¹³⁷Cs и плутоний.

Оценка загрязнения водоемов стронцием — 90 и цезием — 137 действующими АЭС, особенно оснащенными реакторами РБМК, на фоне тотальных интенсивных чернобыльских выпадений до последнего времени остается достаточно проблемной. Это задача значительно упрощается для АЭС с реакторами ВВЭР, при эксплуатации которых основным радіонуклідним загрязнением является тритий. А как известно, после аварии на ЧАЭС с тритием особых проблем не возникало (Абагян и др., 1986).

Содержание трития в объектах внешней среды, особенно в регионах действующих АЭС с реакторами ВВЭР, и может служить одним из важнейших показателей их экологической надежности. В акваториях, подвергающихся воздействию АЭС, активность трития колеблется от нескольких до пх10³Бк/л [19].

Радиоэкологическая ситуация, сложившаяся в Украине после чернобыльской катастрофы и по условиям эксплуатации АЭС, требует решения сложнейшего комплекса научных и практических проблем, связанных прежде всего с экологически надежной переработкой, захоронением и хранением радиоактивных материалов и отходов в зоне отчуждения ЧАЭС и в регионах эксплуатации АЭС. Речь идет о наиболее острые практические задачи, решение которых не терпит отлагательства, поскольку любая отсрочка влечет за собой многократное увеличение финансовых затрат. Это в свою очередь требует дальнейшего развития глубоких научных радиоэкологических исследований и адекватных практическим заданием технологических решений. Исследование динамики, распределения, миграции радионуклидов и их действия на биосистемы на разных уровнях организации служат основой для оценки состояния экосистем и их важнейшей составляющей — биоты, а также открывают перспективу установления критериев оценки воздействия радиоактивного загрязнения на биосистемы в условиях тотального интенсивного антропогенного пресса. Речь идет о критерии степени поражения биосистем, что, в свою очередь, могло бы служить и показателем эффективности мероприятий, которые проводятся на территории зоны отчуждения ЧАЭС, которая является техногенной радіонуклідною аномалией, и в регионах эксплуатации АЭС [10].

Адекватно ситуации, сложившейся в Украине, сформировались основные направления радиоэкологических исследований водных экосистем:

1. оценка запасов радионуклидов, их транспорт, распределение и миграция в водных экосистемах в пространстве и времени;

2. математическое моделирование и прогнозирование поведения радионуклидов;

3. физико-химические формы радионуклидов чернобыльского происхождения;

4. процессы накопления в организме и вывода из него радионуклидов, а также дозовые нагрузки на гидробионтов различных трофических уровней;

5. оценка отклика биосистем на разных уровнях организации на радіонуклідне загрязнения водоемов;

6. факторы, которые модифицируют радиационное поражение и процессы репарации;

7. технологические решения, направленные на защиту источников питьевого водоснабжения, орошаемых земель и биологических ресурсов водоемов от радиоактивного загрязнения.

Актуальность указанных направлений росла или, наоборот, снижалась с учетом не только регионального характера проблем, но и фактора времени. При всей трагичности чернобыльской катастрофы радиоэкологическая аномалия зоны отчуждения с первых же часов ее появления послужила уникальным научным полигоном для фундаментальных и прикладных радиоэкологических исследований и технологических разработок. «Чернобыльские» радионуклиды, их физико-химические формы, миграционные особенности и действие на биосистемы с неослабевающей актуальностью продолжают служить объектом всесторонних полевых и лабораторных исследований.

РАЗДЕЛ 3 РАДИОАКТИВНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ РАСТЕНИЙ

3.1 Поступление РН в растения в зависимости от их физико-химических свойств

Радиоактивное поражение растений проявляется в торможении роста, снижении урожайности, репродуктивной качества семян, а при больших дозах вызывает гибель растений.

Растения могут загрязняться двумя путями: аэрозольным (некореневий путь) и корневым (почвенный путь поступления).

Особенность некореневого пути поступления заключается в том, что при непосредственном осадке радиоактивных частиц из различных слоев атмосферы происходит загрязнение надземной массы растений всеми РН, что выпадают.

Радиоактивные частицы неполностью задерживаются на растениях. Степень задержания радиоактивных частиц растениями характеризуется величиной первоначального задержания отношением количества осевших на растениях радиоактивных частиц от общего их количества, которая выпала из атмосферы на данной площади.

Коэффициент первичного содержания К_пу = ξ_Г/ξ_В, Дж

где ξ,_в — плотность выпадений (количества радиоактивности, что выпала на единицу площади посева или травостоя); ξ,_г — плотность радиоактивного загрязнения надземной массы растений (количества радиоактивности в надземной массе с единицы площади посева).

Различные сельскохозяйственные культуры имеют неодинаковую способность к содержанию радиоактивных осадков из атмосферы, что обусловлено как спецификой морфологического строения растений, так и степенью развития надземной массы. (Морфология и строение растений — форма, размеры, расположение листьев, степень шероховатости поверхности.)

Коэффициент первичного содержания К_пу может изменяться в очень широких пределах — от нескольких до 95%.

Так, К_п имеют: пшеница яровая — 71%, просо — 51% , горох — 74%, гречка — 39%, картофель — 25%.

Неодинаковой способностью к содержанию радиоактивных осадков характеризуются не только различные виды сельскохозяйственных культур, но и различные части и органы одного и того же растения. Так, для яровой пшеницы первичное содержание составляет: для листья — 41%, для стеблей — 18%, для полов — 11%, зерна — 0,6%.

Содержимое РН в единице массы зерна зависит от сроков их выпадение. Наибольшая концентрация РН в зерне (пшеницы и ржи) наблюдается при их выпадении в период цветения и молочной спелости, более низкая — при выпадении их в фазе кущения и выхода в трубку.

Наиболее чувствительны к радиации в различных фазах развития фасоль, кукуруза, рожь, пшеница; более устойчивы — лен, клевер, люцерна, рис, томаты.

Это обусловлено прежде всего тем, что колосья, которое уже появилось, имеет высокую способность к содержанию радиоактивных осадков, и отчасти тем, что в период налива зерна происходит поступления питательных веществ из вегетативных органов в зерно. Выпадение ⁹⁰Sr из атмосферы на поверхность растений практически не загрязняет зерно сельскохозяйственных культур с закрытым семенами (горох, кукуруза). Клубни картофеля и корнеплоды столовой и сахарной свеклы также оказываются практически чистыми, потому что стронций при попадании на листья очень слабо проникает внутрь растений.

Однако выпадение аэрозольных частиц ⁹⁰Sr из атмосферы на некоторые растения очень опасное. Это прежде всего овощные культуры. Томаты, огурцы, капуста, листовые овощи могут сильно загрязнена.

При выпадении из атмосферы ¹³⁷Cs не только механически загрязняет урожай, но и интенсивно проникает в ткани наземных органов растений, включается в метаболизм, перемещается внутри растения и накапливается в урожае. Достаточно интенсивно движется внутри растения при попадании на ее поверхность ¹³¹И. Несмотря на сравнительно короткий период піврозпаду, этот РН может проникать с кормом животных в молоко, а через молоко — в организм человека.

Механизм усвоения РН корнями растений для поглощения основных питательных веществ, макро — и микроэлементов.

Главное отличие заключается в том, что в основном РН во внешней среде имеющиеся в предельно низких концентрациях. Например, стронция 90 содержится 1,4 х 10 ^{— 12}г х кг ^{— 1} почвы, а масса 1 Ки ⁹⁰Sr составляет 7 х 10 ^{— 3}г.¹³⁷Cs является химическим аналогом калия, a ⁹⁰Sr — кальция, поэтому наблюдается определенное сходство поглощения растениями и передвижения по ним К, Са и их химических аналогов Cs и Sr.

Больше всего поглощается растениями с питательного раствора ¹³⁷Cs, значительно меньше — ⁹⁰Sr. Таких РН, как ⁶⁰Со, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁴Ce, ¹⁴⁷Рт, поступает из водного раствора в наземную массу растений в 10 раз меньше, чем Cs и Sr.

При продвижении РН по различных органах надземной части растений сохраняется определенная закономерность. РН, поступивших в надземную часть растений, в основном концентрируются в соломе (листья, стебли), меньше — в половые (колосья, волоття зерна) и в небольших количествах — в зерне. Некоторое исключение из этой закономерности составляет цезий, относительное содержание которого в семенах может достигать 10% и выше общего количества его в надземной части.

В целом накопления РН и их содержимое на единицу массы сухого вещества в процессе роста растений имеет такую же закономерность, как и накопления биологически важных элементов: с возрастом растения в надземных органах увеличивается абсолютное количество РН и снижается содержание на единицу массы сухого вещества.

При увеличении урожая, как правило, уменьшается содержание РН на единицу массы.

3.2 Поступления РН в растения из разных типов почв

Загрязнение продукции растениеводства (степень усвоения) ГГ зависит от специфики слоя почвы, то есть от типа и свойств почв, на которых растут растения.

Среди физико-химических характеристик грунта выделяют около 10 параметров, что считают наиболее значимыми при определении поведения радионуклидов в почве и перехода их в растения. В общем виде влияние почвы проявляется в снижении биологической подвижности радионуклидов при увеличении содержания в почве обменных катионов, органического вещества, ила, минералов, емкости поглощения. Направленность влияния кислотности, карбонатов и влажности почв зависит от физико-химических свойств радионуклидов. В количественном отношении влияние различных свойств почвы проявляется в разной степени. Для большинства накопления радионуклидов в растениях в зависимости от изменения почвенных характеристик может колебаться в среднем в 10-20 раз, а для некоторых радионуклидов в 100-200 раз.

Различные типы почв имеют закономерное сочетание основных почвенных показателей. Так, черноземы характеризуются повышенным содержанием гумуса, обменных катионов, большой емкостью поглощения, повышенным содержанием минералов, а дерено-подзолистые почвы, наоборот, отличаются небольшим количеством питательных веществ, незначительной емкостью обмена, низким рН, низким содержанием гумуса. В связи с этим выявляется зависимость между поступлением радионуклидов в растения и типом почвы. Накопление радионуклидов растениями снижается в ряде почв: аллювиально-шаровые, дерено-подзолистые, серые лесные, сіроземи, каштановые, черноземы.

Емкость катионного обмена и содержимое обменных катионов. Емкость катионного обмена характеризует способность почвы сорбировать катионы. Радионуклиды, сорбированные в почве по обменному типом, являются наиболее доступными для растений. Прочность сорбции радионуклидов в почве тем выше, чем больше емкость катионного обмена. Рядом с обменным поглощением радионуклидов почвой существует необмінне поглощения — фиксация.

Емкость катионного обмена и сумма обменных катионов в почве меняются в зависимости от реакции среды, состав органических и минеральных компонентов и природы грунтовых минералов. Увеличение щелочности почв способствует росту их емкости поглощения. Вследствие высокой поглотительной способности гумусовых кислот (до 400-930 мг экв/100 г), а также монтморілоніту (70-175 мг экв/100 г) почвы, содержащие большое количество органического вещества и минералов, отличаются наибольшей емкостью поглощения (черноземы, черноземно-луговые почвы). Эти почвы характеризуются наиболее высокой сорбции радионуклидов и минимальной их биологической подвижностью.

Механический состав почв. Сорбционная способность почв существенно возрастает с увеличением степени дисперсности грунтовых частиц мелкодисперсных фракции имеют более высокую поглинальну способность по сравнению с крупными фракциями. В пределах одного типа почв в зависимости от гранулометрического состава накопления радионуклидов растениями может изменяться в 10 раз. Более высокая сорбция радионуклидов мелкими фракциями почвы обусловлена как большой удельной поверхностью глинистых и илистых частиц, так и различием их свойств. С уменьшением размера гранулометрических фракций повышается содержание в них гумуса и обменных катионов, а также увеличивается емкость катионного обмена. Кроме того, различия в свойствах гранулометрических элементов различной степени дисперсности объясняется особенностями минералогического состава. Предпочтительными минералами фракций мелкого песка и крупной пыли является кварц и полевые шпаты, в среднем и мелком пыли увеличивается содержание слюд и гидрослюд. В илистой фракции преобладают слюды, гидрослюды и минералы.

Минеральная часть почвы. Минеральная часть грунта составляет от 55 до 97 % массы грунта. В почве присутствуют первичные минералы, представленные главным образом крупнопісчаними долями, и вторичные минералы, которые преобладают в глинистых и коллоидных фракциях почвы. В группу первичных минералов относятся кварц, апатит, полевые шпаты, слюды (мусковит, биотит) и др., к вторичным — минералы группы каолинита, монтморілоніту, вермикулита, вторичных гидрослюд и др. Вторичные минералы отличаются высокой поглощаемостью [11]. Минералы монтморілонітової группы преобладают в черноземах, каштановых почвах и солонцах, что обуславливает высокую сорбцию радионуклидов и значительное снижение их перехода в растения.

Органическое вещество почвы. Важное влияние на миграцию радионуклидов в почве и поглощения их растениями создает органическое вещество. Для большинства радионуклидов увеличение содержания гумуса в почве является фактором, снижающим их поступление в растения [24]. Поведение радионуклидов связано с органическим веществом почв специфической природы — гуміновими и фульвокислотами. Способность гуминовых кислот адсорбировать ионы, а также образовывать прочные сложные комплексы с радионуклидами влияет на сорбцию их в почве и поступление в растения.

Для ряда радионуклидов, например трансурановых, заметное влияние на их доступность растениям создает соединение хелатного типа, характеризующиеся высокой мобильностью. Исключительная роль органического вещества в поступлении в растения радиоизотопов вследствие образования йод-гумусовых соединений.

Кислотность почвы. Кислотность почв неоднозначно влияет на биологическую подвижность в них радионуклидов. Для ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs при увеличении кислотности возрастает интенсивность поступления радионуклидов в растения. При повышении рН ⁵⁹Fe, ⁶⁰Co, ⁶⁵Zn и ^115mCd переходят из ионной формы в разные гидролизные и комплексные соединения, что снижает их доступность для растений. Для многих радионуклидов зависимость поведения от кислотности почв сложная — для некоторых из них характерны два и более пики максимумов подвижности. Кислотность влечет и косвенное влияние на сорбцию грунтами радионуклидов, изменяя емкость катионного обмена.

Карбонатность почвы. Влияние карбонатності почв на доступность радионуклидов растениям связана с изменением кислотности, соотношение различных фракций органических веществ и состав обменных катионов, в частности, содержания обменного Са. Увеличение карбонатності почв снижает накопление ⁹⁰Sr в сельскохозяйственные культуры в 1,1-3 раза, а для ¹³⁷Cs в этих же условиях поступление в растения увеличивается в 1,3-4 раза (табл. 3.1). В карбонатных почвах происходит фиксация необменная ⁹⁰Sr. В карбонатном черноземе в сравнении с вилуженим в 1,5-3 раза ниже содержание водорастворимого ⁹⁰Sr и на 4-6 % выше количества необмінного ⁹⁰Sr. Увеличение содержания карбонатов в почве изменяется соотношение между гумусовими кислотами — уменьшается содержание фульвокислот. Более высокая подвижность ¹³⁷Cs в карбонатных почвах может быть связана с увеличением количества водорастворимых органических соединений, которые обусловливают десорбцію этого радионуклида [12].

Влажность почвы. Сведения о роли почвенной влаги в миграции радионуклидов в системе почва — растения довольно противоречивы. Отмечено увеличение перехода радионуклидов в растения с ростом содержания влаги в почве, так и отсутствие влияния влажности. При различных режимах увлажнение может расти общий вынос радионуклидов за счет увеличения биомассы растений [11]. Неоднозначность имеющихся данных о роли влажности связана с тем, что различные радионуклиды поглощаются растениями из почвы в зависимости от режима ее увлажнения по-разному. Кроме того, влияние влажности почв на подвижность радионуклидов зависит от свойств почв и биологических особенностей растений.

Таблица 3.1

Коэффициенты накопления ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в растениях в зависимости от степени карбонатності черноземов (Алексахин Р.М.)

Распределение радионуклидов в профиле почвы. Распределение радионуклидов в пределах корнеобитаемого слоя почвы влияет на их поступление в растения. В первый период после попадания радионуклидов на грунтово-растительный покров с воздуха они локализуются в верхней части почвы. Много радионуклидов характеризуются слабой подвижностью и в течение длительного периода времени задерживаются в слое почвы 0-5 см. Наиболее интенсивно переходят в растения радионуклиды при сосредоточении их в луговой дернині. Так, в первый год после внесения ⁹⁰Sr на дернину его содержание в растениях будет в 2 — 8 раз выше, чем на 3-й год.

Равномерное размещение радионуклидов в пахотном слое при вспахивании снижает переход их в растения [17].

Наиболее высокие уровни загрязнения стронцием наблюдаются на дерново-подзолистых почвах, меньше — на серых лесных почвах и сероземах и самые низкие — на черноземах. Аналогичная зависимость установлена и для цезия.

Большое разнообразие почв в нашей стране определяет значительную разницу в поведении РН в почвах и накоплении их в растениях. Поэтому концентрация РН в растениях на различных почвах в различных ґрунтово-климатических зонах страны при одном и том же уровне загрязнения может отличаться в 10 раз.

Существует прямо пропорциональная зависимость между плотностью загрязнения местности и накоплением РН в растительной продукции.

3.3 Поступления РН в растения в зависимости от их биологических особенностей

Размер накопления РН в растениях зависит от их видовых и сортовых особенностей. Растения, которые содержат больше кальция, накапливают ⁹⁰Sr больше, а растения, отличающиеся высоким содержанием калия, накапливают больше ¹³⁷Cs.

В товарной части растениеводческой продукции больше всего ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs корнеплоды содержат (столовая свекла, морковь) и бобовые культуры (горох, соя, вика), далее картофель, меньше РН-у зерновых злаках.

За накоплением ⁹⁰Sr из почвы на единицу сухого вещества овощные культуры можно расположить в следующем порядке: свекла, огурцы, морковь, капуста, томаты, картофель.

Исследованиями установлено, что диапазон накопления ¹³⁷Cs в зерне различных сельскохозяйственных культур разный. Так, в зерне фасоли цезия на единицу массы содержится в 3-5 раз меньше, чем в зерне гороха и овса. Видовое отличие в накоплении цезия отдельными сортами пшеницы, овса, фасоли и гороха на единицу массы зерна может достигать 10, а сортовая — составляет 1,5-2 раза.

Значительно отличаются содержанием РН озимые и яровые зерновые культуры. Озимые (пшеница, рожь), как правило, накапливаются в 2-2,5 раза меньше ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs, чем яровые зерновые культуры (пшеница, овес, ячмень). Это объясняется более высоким урожаем озимых по сравнению с яровыми.

Овощи в основном поступают в пищу без переработки, поэтому их потребление составляет определенную опасность. ⁹⁰Sr больше всего накапливается в корнеплодах степного свеклы, моркови, огурцов и меньше всего — в плодах томатов и клубнях картофеля, что в определенной степени связано с концентрацией кальция в этих частях урожая.

Меньшее содержание ⁹⁰Sr в клубнях картофеля, чем в корнеплодах свеклы и моркови, объясняется, очевидно, тем, что корнеплод — это видоизмененный корень, через который РН поступают из почвы в растение; бульба же картофеля — видоизмененное стебель, и РН могут поступать из почвы в надземную часть растения, минуя бульбы. Во внешней части клубня картофеля (корковая ткань) содержится в 3 раза больше ⁹⁰Sr на 1 г сухой массы, чем в остальных бульбы.

В природных условиях во многих продуктах питания содержатся PP. Например, в 1 кг свежего картофеля содержится около 2,9 х 10 ^{— 9} Ки радиоактивного калия.

Загрязнения пищевых продуктов растениеводства, что произошло при усвоении РН корневой системой и проникновении из атмосферы через поверхность, можно определить количественно. Концентрацию (С) РН в растительных продуктах определяют по формуле

С = С_ДхК_Д-С_ПхК_П, Дж

где С_д — содержимое РН в почве, нки х м ^{— 2}; С_п — интенсивность оседания РН из атмосферы, нки х м ^{— 2}; К_г и К_п — почвенный и воздушный коэффициенты, устанавливаемые путем опытов.

Почвенный коэффициент К_д выражает концентрацию соответствующих РН в растительной продукции на единицу плотности загрязнения почвы. Например, К_д ⁹⁰Sr для основных пищевых продуктов растительного происхождения имеет следующие значения: для пшеницы — 7, картофеля — 16, сахарной свеклы — 6. Среднеквадратичное отклонение от приведенных цифр не превышает 25%. Величина К_д в значительной мере зависит от природы РН.

Для относительной оценки содержимого РН в рационе человека и в кормах животных необходимо знать размеры сравнительного их накопления в хозяйственно-ценной части урожая.

В табл. 3.2 приведены данные, указывающие, во сколько раз изменится количество РН в урожаи различных растений по сравнению с содержанием их в зерне яровой пшеницы (за единицу принято содержимое ⁹⁰Sr i ¹³⁷Cs в 1 кг зерна яровой пшеницы).

Таблица 3.2

Количество РН в урожаи различных растений (Константинов М.П.)

Определив содержание РН в яровой пшеницы того или иного почвы, ориентировочно можно рассчитать возможное количество ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в урожаи других сельскохозяйственных культур, выросшие на том же почве.

РАЗДЕЛ 4 ВЛИЯНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ В РАСТЕНИЯ

4.1 Радіорезистентність высших растений

Все высшие растения, диплоидное и полиплоидные эукариоты, относятся к IV каріотаксону, что отличается максимальной надежностью генома, которая составляет около 10⁵ эв. Такая надежность генома обусловлена главным образом интенсивными процессами диилоїдоспецифічної репарации ДНК, поэтому благодаря резко повышенной по сравнению с микроорганизмами содержания ДНК в ядре их радиочувствительность не столь высокой. В зависимости от содержания ДНК в ядре (который варьирует в них от 10 до 1000 пг) D_o для высших растений колеблется от единиц до сотен грей. Однако это показатель радіорезистентності лишь клеток высших растений. Чтобы вызвать гибель ростков, а тем более взрослых растений, нужны поглощенные дозы излучения в десятки и сотни раз больше, особенно в случае хронического воздействия [26].

Некоторые представления о радіорезистентність высших растений при хроническом облучении дают эксперименты на гамма-полях, в том числе с размещением гамма-источников в лесах. Такие работы проводились в Великобритании (А. Воробья), США (Г. Вудвелл), Пуэрто-Рико (Г. Одум и Г. Пиджин), России (М. В. Тимофеев-Ресовський). Эти исследования доказали, что наименее радіорезистентними из высших растений являются хвойные, прежде всего сосна: иглы ее начинают желтеть, а затем опадают уже по мощности поглощенной дозы излучения около 0,1 Гр/сутки (10 советов/сутки) или 35 Гр (3500 советов) в год. Почти такую же чувствительность к облучения проявляют сосны в случае выпадения радионуклидов. Так, для аварии на Южном Урале в 1957 г., а также на Чернобыльской АЭС характерный «рыжий» лес — большие массивы соснового леса с поруділою хвоей. Тот факт, что хвойные, по крайней мере внешне, является наиболее радіочутливими растениями, заставляет рассмотреть это явление подробнее. Порудіння и потом опадание хвои — следствие влияния не столько инкорпорированному, сколько внешнего облучения (например, от радиоактивного облака, возникшей во время аварии и содержала много короткоживущих радионуклидов). Корневая система деревьев в почве, что сорбируется основную массу радионуклидов, пострадала относительно мало, как и клетки камбия, что способны пробуждаться и давать новые ростки с нормальной хвоей.

4.2 Чувствительность растений к хронического облучения

Для того чтобы дерево или кустарник погибли в результате радиоактивного загрязнения, нужно не только инактивировать значительную часть клеток их точек роста, т.е. кончиков корней и побегов, но и уничтожить значительную часть клетки камбия, способных пробуждаться и давать начало новым точкам роста. Благодаря такому защитному барьеру кривые выживаемости деревьев и кустарников имеют обычно большие плечи и наклонности, обусловленные уровнем D_о для их клеток, вследствие чего они становятся подобными кривых выживаемости простейших. Поэтому сведения об уровне D_o в случае облучения деревьев и других растений) дают значительно заниженные оценки их радіорезистентності [26].

Многочисленные эксперименты с острого и хронического облучения семян и наростків различных растений показали, что предельной дозой, ниже которой в каких растений не удается наблюдать других последствий облучения, кроме лучевого стимулирования, является доза 10 Гр., что примерно соответствует поверхностной активности радионуклидов 3,7 х 10¹⁴ Бк/км² (10⁴ Ки/км²) в пересчете на хроническое облучение в течение года. Эта оценка учитывает результаты изучения растений и в лабораторных экспериментах, и в природных условиях. Наиболее чувствительны к воздействию радионуклидов является семена, ростки и деревья сосны, другие древесные значительно устойчивее, еще более радіорезистентні кустарники и, наконец, травы. Поэтому травы (по крайней мере некоторые виды их) могут выдерживать хроническое облучение дозой до 10 Гр/сутки, что соответствует поверхностной активности радионуклидов на загрязненной территории до 3,7 х 10¹⁴ Бк/км² (10⁴ Ки/км²) и более. Этот интервал — от 3,7 х 10¹³ до 3,7 х 10¹⁵ Бк/км² (10³ — 10⁵ Ки/км²) — можно считать ушкоджувальним для лесных растений.

Хронический влияние градиента гамма-излучения на дубово-сосновый лес показано на рис. 4.1. Мощность дозы 0,02 — 0,05 Г/сутки или 2 — 5 советов/сутки (что составляет около 10 — 20 Гр/год, или 1000 — 2000 советов/год), не влияет на растения такого леса. В случае мощности дозы около 0,1-0,2 Гр/сутки (10 — 20 советов/сутки) начнет реагировать сосна, в которой впоследствии буреет и опадает хвоя. Мощность поглощенной дозы излучения 0,05-1 Гр/сутки, або5-100 рад/сутки (то есть 10 — 3,5 • 10² Гр/год), приводит к снижению видового разнообразия леса и увеличение количества насекомых-паразитов, что предпочитают подавленным растениям. Мощность поглощенной дозы излучения, которая превышает 1 Гр/сутки (100 рад/сутки), или 3,5 • 10² Гр/год, приводит к гибели высших рослый, которые практически вымирают при 5 Гр/сутки (500 советов/сутки), или 3,5 • 10⁴ Гр/год.

Рис. 4.1. Влияние градиента хронического гамма-излучения на дубово-сосновый лес (за И.А. Одумом, 1975)

Наиболее радіорезистентними из лесных растений есть мелкие кустарники и травы, такие как верес, осока и другие, в которых значительная часть растения размещена под землей и после прекращения облучения дает корневые ростки, что быстро отрастают. Рекордсменом в этом отношении является травянистое растение Panicum sanguinale, которая образует в случае хронического облучения по мощности поглощенной дозы 10 Гр/сутки (1000 советов/сутки) вместо обычной смеси многих видов разнотравья и злаков чистый травостой [26].

4.3 Влияние радионуклидов на популяции растений

Таким образом, можно обоснованно считать, что поверхностная активность радионуклидов территории примерно до уровня 3,7 • 10³ Бк/км² (10³ Ки/км²) никак не будет влиять на проживание на ней микроорганизмов и растительность. Это нижняя граница радіорезистентності этих организмов. На самом деле их радіорезистентність еще выше. Во-первых, эффект хронического облучения намного меньше, чем острого (а приведенный выше материал касается в основном острого облучения). Во-вторых, при использованной данных о радіонуклідне загрязнение мы учитывали только внешнее облучение от радионуклидов, внесенных в почву или воду, а не дополнительное внутреннее облучение за счет инкорпорированных радионуклидов. Как известно, коэффициенты перехода и накопления могут быть очень значительными, и дозы, полученные растениями вследствие действия радионуклидов, должны быть существенно больше, чем было учтено нами во время рассмотрения влияния радионуклидов в растения (как и на животных, живущих на загрязненных ими территориях).

Фактически человека интересует не столько характер изменений в состоянии здоровья отдельных представителей биоты, живущих на загрязненных территориях, сколько то, какой вред может причинить такое загрязнение популяциям этих организмов, то есть как повлияет их облучения на способность давать полноценное потомство. Таких данных уже накоплено достаточно, чтобы считать, что популяции микроорганизмов и высших растений значительно более устойчивы к облучения (особенно хронического), чем их отдельные особи. Учитывая такой популяционный аспект радиоэкологических исследований можно считать вполне обоснованным уровень мощности поглощенной дозы излучения 10 Гр/год или поверхностной активности радионуклидов 3,7 • 10¹³ Бк/км² (10³ Ки/км²) как нижнюю границу биологически безвредного облучения не только микроорганизмов и растений. Иначе говоря, при дозах, не превышающих приведенных значений, никаких неблагоприятных последствий для растений ожидать не следует. Независимо от такого облучения растения и микроорганизмы будут нормально выполнять свои трофические функции, иметь такую же производительность и кондиціювальну способность, как и без облучения, и, следовательно, играть ту же роль концентраторов и транспортеров радионуклидов в прочно связаны с детритом формы захоронювання.

Напомним, что такое кондиционирования окружающей среды от радионуклидов, которые попали в него, более чем на 99 % выполняют именно высшие растения и микроорганизмы, и только около 1 % приходится на животных.

4.4 Генетические последствия облучения растений

Генетические последствия облучения микроорганизмов не было описано в соответствующем подразделении, потому что они в общем понимании имеют универсальный характер для всей биоты и их удобнее рассмотреть в разделе, посвященном высшим растениям, для которых эти последствия разнообразнее.

Относительно генетических последствий облучения, то имеются в виду главным образом мутации генов, ведь довольно значительные мутации хромосом, как правило, летальные для клеток, и закономерности их возникновения в результате облучения такие же, как и закономерности его летальной действия [26].

Однако нельзя считать мутации генов однотипными. Кроме уже отмеченного выше разнообразия их структурной основы — от точечных мутаций, обусловленных поражением малого количества основ, к структурных, которые захватывают много тысяч основ, нужно учитывать, что подобные фенотипические последствия могут иметь изменения генов вследствие внутренних рекомбинаций; частота же рекомбинаций может в 10 — 30 раз превышать частоту настоящих мутаций генов. Таким образом, под генетическими последствиями облучения понимают интегральный результат, что проявляется в изменении потомства облученных особей независимо от того, вызвано это мутацией генов (точечной или структурной) или хромосом.

Рассмотрим два аспекта мутагенного действия излучения: зависимость ее от мощности дозы и ЛПЭ излучения, а также от уровней интегральной поглощенной дозы излучения. На основании различных данных, полученных как на микроорганизмах, так и на высших растениях, установлено, что мутагенный эффект облучения, отнесенный к единице поглощенной дозы излучения (например, частота мутаций на 1 Гр), с увеличением мощности поглощенной дозы сначала несколько уменьшается, а затем начинает расти. Механизм такой закономерности и локализация «точки перегиба» на оси мощности дозы окончательно не выяснены. По этому поводу существует лишь одна гипотеза, что связывает характер изменений мутагенного эффекта облучения с индукцией в объектах системы восстановления (SOS-системы), подвергшихся облучению, и обусловленным с этим восстановлением клеток от передмутаційних изменений ДНК.

Таким же образом, то есть на основании общих понятий, обычно объясняют эмпирически установленный факт увеличения генетического эффекта облучения с увеличением ЛПЭ излучения. Однако, как уже отмечалось, механизм этого феномена еще не выяснено.

Относительно количественной зависимости частоты индуцирования мутаций от поглощенной дозы излучения являются данные в основном для одноразового острого облучения в достаточно больших дозах — 1 Гр (100 рад) и больше. В случае хронического воздействия также обычно экспериментируют с поглощенными дозами 1 Гр (100 рад) и более на поколения, потому что уменьшение дозы ниже этого уровня предопределяет необходимость столь увеличивать объем выборки (для получения достоверных данных), что это делает невозможным исследования [26].

Можно считать, по мощности поглощенной дозы 0,1 — 1 Гр/год в случае хронического облучения уровень регистрируемых генетических изменений статистически не будет отличаться от контроля. Это утверждение касается и микроорганизмов, и высших растений, и, очевидно, подавляющего большинства животных. Поэтому такую мощность поглощенной дозы в случае хронического облучения 0,1 — 1 Гр/год можно, пожалуй, считать относительно генетических последствий безопасной для любых представителей биоты. Косвенным подтверждением этого является то, что в случае возникновения при таком облучении и с низкой частотой мутантных особей (дополнительно к спонтанному фона) они, как правило, будут быстро елімінуватися популяции в результате отбора, ведь давно известно, что подавляющее большинство спонтанных и индуцированных мутантов отличаются от особей дикого типа (выделенные из природных условий без отбора) несколько пониженной жизнеспособностью. Мутанты с повышенной жизнеспособностью, подвергающихся отбора, будут привлекаться к участию в жизни популяции, не причиняя ей никакого вреда.

4.5 Радиоэкология горелого леса

Крупные пожары в 30-километровой зоне ЧАЭС в 1990-1992 гг. охватили значительную площадь (2000 — 3000 га) загрязненного радионуклидами леса. Поэтому считаем целесообразным рассмотреть некоторые радиоэкологические аспекты горелого леса.

Процесс верховой (по кронам деревьев) и низового пожара привел к выгоранию сухой, загрязненной радионуклидами лесной подстилки, которая содержит до 90 % радионуклидов, выпавших на лесные массивы зоны. Горение лесной подстилки обусловило образование огромного количества аэрозолей, что вызвало интенсивное вторичное ветровое подъема в воздух больших количеств радионуклидов (коэффициент ветрового подъема в горящем лесу достигает 10 ^{— 2} м ^{— 1}). Радионуклиды с аэрозолями и пеплом переносятся на достаточно большие расстояния от мест пожаров. Так, на полигоне «Буряковка» после массового возгорания лесов радиационный фон на расстоянии 3 — 5 км повысился в 1,5 раза; возросли также и уровне поверхностного загрязнения почвы [26].

Выгоревший лес — это «прозрачное» скопления голых стволов, стоящих среди черной выгоревшей лесной подстилки. Понятно, что горела лесная подстилка среди стволов, практически лишенных кроны, приводит к резкому увеличению (в 3-5 раз) поверхностного твердого и жидкого стока. Основные пожара в зоне были осенью, и закрепление горелой подстилки свежим травяным покровом не произошло. Поэтому до появления значительного снежного покрова в зоне ЧАЭС в последующие годы весной можно было ожидать повышенного стока радионуклидов по всей территории пожарищ [26].

Восстановление травяного покрова на местах пожарищ длится обычно 3-5 лет, а древесной растительности — более 15 — 30 лет. В этот период способность горелого леса удерживать радионуклиды резко уменьшается. При значительных площадях горелого леса и высоком уровне их загрязнения радионуклидами возможное повышение стока радионуклидов из ландшафта пожарищ в водотоки, в г. Припять и далее в каскад Днепровских водохранилищ. По оценкам авторов, вследствие пожаров удельный радіоємність лесных массивов уменьшается в 35 раз. Поэтому для лесов, значительно загрязненных радионуклидами, особенно в 30-километровой зоне ЧАЭС, а также в Украине и Беларуси, следует предусмотреть эффективную систему противопожарных мероприятий. Горения таких лесов может заметно повысить загрязнения воздуха и таким образом потенциально увеличить інгаляційну составляющую дозы излучения для населения поселков и сел за путем ветрового переноса аэрозолей и пепла.

Много важных проблем радиоэкологии горелого леса еще требуют детального исследования.

ГЛАВА 5 АНАЛИЗ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ И РАСТИТЕЛЬНОГО ПРОДУКЦИИ ЧЕРНИГОВСКОЙ ОБЛАСТИ

Наблюдение за плотностью загрязнения почвы и уровнями загрязнения растениеводческой продукции радионуклидами проводятся Черниговским областным государственным проектно-технологическим центром охраны плодородия грунтов и качества продукции «Облгосплодородие» в четырех районах области на 7 стационарных пунктах. Мониторинг радиологических данных проводится в почве и растениеводческой продукции, которые в 2006 году характеризовались следующими показателями:

— уровень гамма-фона 10-12 мкР/час;

— плотность загрязнения радиоцезием — 0,17-0,769 Ки/км«;

— плотность загрязнения радіостронцієм — 0,02-0,24 Ки/км»;

— отношение плотности загрязнения цезием — 137 и стронцием — 90 в пахотном слое равен 1,3 — 6,5.

Данные плотности загрязнения приведены в табл. 5.1.

Исследования последних лет указывают на стабильность плотности загрязнения почвы радионуклидами на контрольных участках и снижения уровня загрязненности по сравнению с прошлым годом. Незначительные объемы исследований не позволяют сделать надлежащие объективные выводы, но общая направленность процессов прослеживается.

Таблица 5.1

Плотность загрязнения почвы цезием — 137 и стронцием — 90 на контрольных участках

Плотность загрязнения сельхозугодий радионуклидами была определена при их сплошном обследовании в 1991-1993 годах. В течение следующих лет и проводились уточняющие обследования незначительных по площади земельных участках. Уточняющий обследование на сельскохозяйственных угодьях, площадью 17 тыс. га, проведенное в 2006 г., указывает снижение загрязненности фунтов цезием — 137 на 41 %, стронцием — 90 на 56 %, по сравнению с данными загрязненности этих же участков в 1993 году. Па фоне общей тенденции к снижению содержания радионуклидов в почве, наблюдаются противоположные результаты, что объясняется как разными площадями загрязненных участков так и переходами стронция — 90 в подвижные формы. Но, учитывая незначительные площади обследований, говорить о уменьшения радиационного загрязнение преждевременно. Данные плотности загрязнения приведены в табл. 5.2.

Таблица 5.2

Цельность загрязнения почв сельхозугодий радионуклидами за 2006 год

Загрязнение растениеводческой продукции

В зависимости от уровней загрязнения почвы радионуклидами, ландшафтно-геохимических особенностей загрязненных территорий, осуществляется переход радионуклидов из почвы в растения. Определение количества загрязненной продукции позволяет составить оценку радиационной ситуации региона. Динамика уровней загрязнения радиоцезием растениеводческой продукции указывает на то, что в последние годы не наблюдается их существенного снижения. В основном они стабилизировались. Количество исследованных центром «Облгосплодородие» образцов растениеводческой продукции в прошлом году составила 6036 шт., из них с превышением допустимых уровней — 140 шт., основная масса которых приходится на Черниговский район.

Через то, что нормативным документом ДР — 97 не определены допустимые уровни загрязнения сена, соломы, зеленой массы природных угодий и сеяных трав, зернофуража — основы кормовых рационов, параметры исследований продукции оценивались в соответствии с документом ТИР — 91, согласно которому допустимые уровни по этим видам продукции, в основном, завышены. В то же время других параметров оценки загрязнения вышеназванной продукции нет.

По сравнению с 1998 годом в 2006 году почти на одном уровне (находится загрязнения картофеля, соответственно 21 и 20 Бк/кг, сена — 139 и 132 Бк/кг, силоса — 29 и 26 Бк/кг, овощей — 21 и 22 Бк/кг. В то же время чещо возросло загрязнение соломы, соответственно 68 и 83 Бк/кг, и в 1,5 раза загрязнения зеленой массы природных угодий, соответственно 85 и 128 Бк/кг. Динамика средних уровней загрязнения с/х продукции радиоцезием приведенная и табл. 5.3.

Таблица 5.3

Динамика средних уровней загрязнения сельскохозяйственной продукции радиоцезием в хозяйствах области

Рис. 5.1. Динамика изменения средних уровней загрязнения сельскохозяйственной продукции радиоцезием в хозяйствах области за 1998 и 2006 годы

С целью снижения накопления радионуклидов в сельскохозяйственной продукции, необходимо проводить контрмеры, которые существенно уменьшат переход радионуклидов из почвы в растения, повысят урожайность сельхозкультур и увеличат «эффект разбавления». Среди них: известкование; внесение достаточного количества, в необходимых пропорциях, минеральных удобрений; применение органических удобрений, которые обеспечивают бездефицитный баланс гумуса в почве; коренное и поверхностное улучшение природных кормовых угодий; формирование структуры посевных площадей из культур, которые способны меньше накапливать радионуклиды и другое.

На контролируемых территориях проводится комплекс мероприятий, направленных на минимизацию последствий Чернобыльской катастрофы в рамках программы «Радиологическая защита населения и экологическое оздоровление территории, подвергшейся радиоактивному загрязнению».

За 2006 г. выполнены следующие объемы работ:

— залужено, перезалужено лугов и пастбищ на территории зон безумовного и гарантированного добровольного отселения — 580 га;

— провапновано кислых радиоактивно загрязненных почв на площади — 225 га;

— для крупного рогатого скота Черниговского района завезено 83,3 тонны комбикорма с радиопротекторными свойствами;

— проведено радиологическое обследование земель зоны безусловного (обязательного) и гарантированного добровольного переселения Козелецкого, Репкинского, Семеновского, Черниговского районов на площади 28 га.

ВЫВОД

1. Среди различных видов излучения чрезвычайно опасным для живых организмов является радиоактивное излучение. Радиоактивное излучение возникает при спонтанном распаде ядер некоторых элементов (урана, радия, плутония и др.). Основной эффект такого излучения заключается в способности вызывать ионизацию атомов других веществ, то есть відщеплювати от них один или несколько электронов, раскалывая таким образом электрическое нейтральную молекулу на заряженные частицы.

2. Одной из основных характеристик источника радиоактивного излучения является его активность, что выражается числом радиоактивных превращений за единицу времени. К природных источников IB относятся: космические излучения; природные натуральные источники; технологические природные источники (искусственные источники в окружающей среде и в быту).

3. Радионуклиды достаточно хорошо аккумулируются в почвах, вызывая крупномасштабное и длительное их загрязнения. Радиоактивные вещества могут длительное время сохраняться в различных типах почв и проникать из почвы в растения.

4. Растения могут загрязняться двумя путями: аэрозольным (некореневий путь) и корневым (почвенный путь поступления). Радиоактивное поражение растений проявляется в торможении роста, снижении урожайности, репродуктивной качества семян, а при больших дозах вызывает гибель растений. Различные сельскохозяйственные культуры имеют неодинаковую способность к содержанию радиоактивных осадков из атмосферы, что обусловлено как спецификой морфологического строения растений, так и степенью развития надземной массы. Наиболее чувствительны к радиации в различных фазах развития фасоль, кукуруза, рожь, пшеница; более устойчивы — лен, клевер, люцерна, рис, томаты. Загрязнение продукции растениеводства (степень усвоения) ГГ зависит от специфики слоя почвы, то есть от типа и свойств почв, на которых растут растения. Среди физико-химических характеристик грунта выделяют около 10 параметров, что считают наиболее значимыми при определении поведения радионуклидов в почве и перехода их в растения. В общем виде влияние почвы проявляется в снижении биологической подвижности радионуклидов при увеличении содержания в почве обменных катионов, органического вещества, ила, минералов, емкости поглощения. Наиболее высокие уровни загрязнения стронцием наблюдаются на дерново-подзолистых почвах, меньше — на серых лесных почвах и сероземах и самые низкие — на черноземах. Аналогичная зависимость установлена и для цезия.

5. За соматическими, и за мутагенными последствиями облучения высшие растения являются весьма разнообразными по чувствительности и фенотипических последствий. Мутагенная допустимая мощность поглощенной дозы излучения в случае хронического облучения, вероятно, составляет 0,1 — 1,0 Гр/год. Радіорезистентність популяций растений обусловлена многими факторами, однако, очевидно, указанная граница имеет универсальный характер. Это касается также и мутагенных последствий хронического облучения, что при указанном уровне не подвергаются непосредственной оценке. Только в общем смысле можно утверждать, что частота мутаций генов увеличивается с ростом мощности поглощенной дозы и ЛПЭ излучения, однако это будет проявляться в случае хронического облучения по мощности поглощенной дозы излучения свыше 0,1 Гр/сутки (10 советов/сутки).

6. Проведен анализ загрязнения радиоактивными веществами почв в Черниговской области свидетельствует о некотором снижении уровня загрязненности в 2006 году по сравнению с 1998 годом. В продукции растениеводства наблюдается незначительное снижение содержания радиоактивных веществ (зерно, картофель, овощи, силос), резкое снижение радионуклидов наблюдается в сене и зеленой массе и только в соломе незначительное повышение

СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННЫХ ИСТОЧНИКОВ

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 // Доклады Национальной академии наук Украины. — 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. Белявский Г.О. и другие. Основы экологических знаний: Пробный учебник для учащихся 10 — 11 классов. — К.: Лыбидь, 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., Козлов 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 А.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 А.В., Лаптев Г.В., Канивец В.В., Бугай Д.А., Джепо С.П., Скальский А.С., Железняк М.И. Радиационное загрязнение водных объектов зоны отчуждения ЧАЭС // Бюллетень экологического состояния зоны отчуждения. — 1996, № 1(6). — С. 37-44.

14. Глазунов В.А., Кононович А.Л., Красножон З.И. Радиационное состояние системы поверхностных вод района ЧАЭС в мае-июне 1986 г.// Чернобыль — 88, Доклады И Всесоюзного научно-технического совещания по итогам ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС. — Чернобыль: ПО «Комбинат», 1989.

15. Голубец М.А., Кудрявый В.П., Генсирук С.А. и др. Конспект лекций по курсу «Экология и охрана природы». К., 1990.

16. Горев Л.М., Пелешенко В.И., Хильчевский В.К. Гидрохимия Украины: Учебник. — К.: Высшая школа, 1995. — 307 с.

17. Гродзинский Д. Чернобыль сотни лет будет наносить нам неожиданных жертв // Научный мир. — 2001. — №4. — с. 4-5.

18. Гродзинский Д.М. Радиобиологические и радиоэкологические последствия аварии на Чернобыльской АЭС // Доклады Академии наук Украины. — 1993, № 1. — С. 134-140.

19. Джигирей В.С. Безопасность жизнедеятельности: Учеб. пособие. — Киев, 2000.

20. Доклад о состоянии окружающей природной среды в Черниговской области за 2002 год. — Чернигов, 2003. — 186 с.

21. Доклад о состоянии окружающей природной среды в Черниговской области за 2003 год. — Чернигов, 2004. — 196 с.

22. Доклад о состоянии окружающей природной среды в Черниговской области за 2004 год. — Киев, 2005. — 204 с.

23. Доклад о состоянии окружающей природной среды в Черниговской области за 2005 год. — Чернигов, 2006. — 210 с.

24. Дорошенко Л.А., Деревцев В.В. Радиационное состояние водных объектов зоны отчуждения в период 1986-95 гг. // Доклад на V Международной конференции по проблемам ликвидации последствий аварии на ЧАЭС. — Зеленый Мыс, 1996.

25. Комаров В. В. Чернобыльская катастрофа: исторические аспекты, социальные последствия // Вестник Житомирского инженерно-технологического института. — 2000. — №10. — с. 32-33.

26. Куплахмедов Ю.А. и др. Основы радиоэкологии. — К.: Высшая школа, 2003. — 319 с.

27. Лапин В.М. Безопасность жизнедеятельности: Учеб. пособие. — К., 2000.

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

29. Радионуклиды в водных экосистемах Украины. / Под ред. М.Лябаха. — К.: Чернобыльинтеринформ, 2001. — 320 с.

30. Снежко С.И. Оценка и прогнозирование качества природных вод. — К.: Ника-Центр, 2001. — 264 с.

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

32. Техногенные факторы загрязнения окружающей среды. Влияние Чернобыльской катастрофы // Шевченко В. И., Петух А. С. Энергетика Украины: какой путь выбрать, чтобы выжить. — 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. Чернобыль — это боль, которая будет ощущать не одно поколение Украинцев // Правительственный курьер. — 2001. — №65. — с. 3-4.