Радиоэкологические последствия катастрофы на ЧАЭС

Реферат

Тема:

РАДИОЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ КАТАСТРОФЫ НА ЧАЭС

План

1. Формирование радиоактивного загрязнения

2. Загрязнение территории радиоактивным йодом

3. Радиоактивное загрязнение почвы

4. Состояние приземного воздуха

5. Водные системы

5.1 Открытые водоемы

5.2 Подземные воды

6. Радиоактивное загрязнение лесных и других растительных сообществ

7. Состояние фауны

Литература

1. ФОРМИРОВАНИЕ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ

В 01 ч. 24 мин. московского времени 26 апреля 1986 года на 4-ом блоке Чернобыльской АЭС последовали один за другим два взрыва, которые разрушили перекрытия, сорвали крышу со здания реактора, открыв его активную зону и выбросив в атмосферу большое количество уранового топлива, трансурановых элементов, продуктов деления, бетон, графит. Возник пожар. Радиоактивные вещества достигли высоты 1,8 км и начали перемещаться с воздушными потоками в северо-западном и северном направлениях через западные и центральные районы Беларуси.

Во внешнюю среду поступило радиоактивных веществ общей активностью около 10 ЭБк (1Э = 10¹⁸), в том числе 6,3 ЭБк радиоактивных благородных газов. Было выброшено 50-60% йода и 30-35%⁽цезия, содержащихся в реакторе. По некоторым оценкам величина выброса считается более высокой.

Формирование радиоактивного загрязнения Беларуси началось сразу же после взрыва реактора. 27-28 апреля территория Беларуси находилась под влиянием пониженного атмосферного давления. 28 апреля во всех областях республики прошли дожди, носившие ливневый характер. С 29 апреля переместившиеся в северном направлении воздушные массы с радиоактивными выбросами, в связи со сменой направления движения воздушных потоков, начали перемещаться из Прибалтики на Беларусь. Такой перенос воздушных потоков сохранялся до 6 мая. С 8 мая произошло повторное изменение направления движения воздушных масс и их траектория вновь проходила от Чернобыля в северном направлении.

Метеорологические условия движения радиоактивно загрязненных воздушных масс с 26 апреля по 10 мая 1986 года в совокупности с дождями, особенно в конце апреля и начале мая, определили масштабность радиоактивного загрязнения Беларуси. Около 2/3 активных веществ в результате сухого и влажного осаждения выпали на ее территории.

Радиоактивные выбросы привели к значительному загрязнению местности, населенных пунктов, водоемов. Загрязнение территории Беларуси свыше 37 кБк/м² по цезию-137 составило 23% от всей площади республики. Для сравнения, для Украины оно составляет 5% , России -- 0,6%. Это свидетельствует о более сложных и тяжелых последствиях чернобыльской катастрофы для Беларуси по сравнению с Россией и Украиной.

Повышение радиоактивности в результате катастрофы на ЧАЭС зарегистрировано на расстоянии десятка тысяч километров. На начальном этапе основной вклад в загрязнение природной среды и формирование дозовых нагрузок на население оказали цезий-137 (период полураспада 30 лет), стронций-90 (29 лет), плутоний-238 (88 лет), плутоний-239 (24000 лет), плутоний-240 (6537 лет), плутоний-241 (14,4года), цезий-134 (2 года), цезий-144 (284суток), рутений-106 (368 суток), йод-131, -132, -133, -135 (до 8 суток), лантан-140 (40 часов), нептуний-239 (2 суток), барий-140 (13 суток), молибден-99 (66 часов), стронций-89 (50 суток) и еще около 20 радионуклидов с короткими периодами полураспада.

2. ЗАГРЯЗНЕНИЕ ТЕРРИТОРИИ РАДИОАКТИВНЫМ ЙОДОМ

В первоначальный период после катастрофы значительное повышение мощности экспозиционной дозы гамма-излучения регистрировалось практически на всей территории Беларуси. Уровни радиационного загрязнения короткоживущими радионуклидами йода во многих регионах республики были настолько велики, что вызванное ими облучение миллионов людей квалифицируется специалистами как период "йодного удара".

Поскольку прямые измерения йода в первые дни после катастрофы детально не были произведены, учеными и специалистами республики выполнена реконструкция распределения йода-131 на территории Беларуси по состоянию на 10 мая 1986 г.

В апреле-мае 1986 года наибольшие уровни выпадения йода-131 имели место в ближней (10-30 км) зоне в Брагинском, Хойникском, Наровлянском районах Гомельской области, где его содержание в почвах составило 37000 кБк/м² и более. В Чечерском, Кормянском, Буда-Кошелевском, Добрушском районах уровни загрязнения достигли 18500 кБк/м².

Значительному загрязнению подверглись также юго-западные районы: Ельский, Лельчицкий, Житковичский, Петриковский районы Гомельской области и Пинский, Лунинецкий, Столинский районы Брестской области.

Высокие уровни загрязнения имели место и на севере Гомельской и Могилевской областей. В Ветковском районе Гомельской области содержание йода-131 в почве достигало 2000 кБк/м². В Могилевской области наибольшее загрязнение отмечалось в Чериковском и Краснопольском районах (5550-11100 кБк/м²).

Загрязнение территории йодом-131 обусловило большие дозы облучения щитовидной железы у людей, что привело в последующем к значительному увеличению ее патологии. При оценках величины полученной дозы населением, проживающим на загрязненных территориях, лицами, эвакуированными из зоны отселения и ликвидаторами, необходимо учитывать вклад таких короткоживущих радионуклидов, как молибден, технеций, лантан, барий, благородные газы (ксенон, криптон).

3. РАДИОАКТИВНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОЧВЫ

В Беларуси радиоактивному загрязнению цезием-137 с содержанием в почве более 37 кБк/м² подверглась территория, площадь которой составляет 46,45 тысяч квадратных километров. На ней расположено более 3600 населенных пунктов, в том числе 27 городов, где проживало 2,2 млн. человек, то есть свыше 1/5 всего населения Беларуси .

Наиболее загрязненными в результате катастрофы на ЧАЭС оказались Гомельская, Могилевская и Брестская области.

Радиоактивное загрязнение носит неравномерный "пятнистый" характер даже в пределах одного населенного пункта. Так, в населенном пункте Колыбань Брагинского района Гомельской области, величина загрязнения цезием-137 колеблется от 170 до 2400 кБк/м². Максимальный локальный уровень содержания цезия-137 в почве в ближней зоне ЧАЭС обнаружен в населенном пункте Крюки Брагинского района Гомельской области -- 59200 кБк/м², а в дальней зоне на расстоянии 250км -- в населенном пункте Чудяны Чериковского района Могилев-ской области -- 5100 кБк/м²

В Брестской области радионуклидному загрязнению подверглась южно-восточная часть, где в 6-ти районах содержание цезия-137 в почве в основном находится в пределах от 37 до 185 кБк/м², а максимальные уровни достигают 400 кБк/м². В Минской, Гродненской и 4-х населенных пунктах Витебской области содержание цезия-137 превышает 37 кБк/м².

На остальной территории Беларуси уровни загрязнения почвы цезием-137 также завышены до аварийных значений и лишь в северо-западных районах Витебской области сопоставимы с глобальными выпадениями.

Загрязнение территории республики стронцием-90 носит более локальный характер. Уровни содержания его в почве выше 5,5 кБк/м² обнаружены на площади 21,1 тыс.кв.км, что составляет 10% от территории республики. Максимальные уровни стронция-90 обнаружены в пределах 30-км зоны ЧАЭС и достигают величины 1800 Бк/м² в Хойникском районе Гомельской области. Наиболее высокое содержание его в почвах дальней зоны обнаружено на расстоянии 250 км -- в Чериковском районе Могилевской области составляет 29 кБк/м², а также в северной части Гомельской области в Ветковском районе-137 кБк/м².

Загрязнение почвы изотопами плутония-238, -239, -240 более 0,37 кБк/м² охватывает около 4 тыс.км². Эти территории преимущественно находятся в Гомельской области (Брагинский, Наровлянский, Хойникский, Речитский, Добрушский, Лоевский районы) и Чериковском районе Могилевской области. Так, загрязнение почвы изотопами плутония от 0,37 до 3,7 кБк/м² отмечены Гомельской области. Содержание в почве плутония, достигающее 3,7 кБк/м², характерно для 30-км зоны ЧАЭС. Наиболее высокие уровни наблюдаются в Хойникском районе -- более 111кбк/м².

В соответствии со статьей 4 Закона "О правовом режиме территорий, подвергшихся радиоактивному загрязнению после катастрофы на Чернобыльской АЭС" территория республики Беларусь разделена на зовы в зависимости от радиоактивного загрязнения почв радионуклидами» величины среднегодовой эффективной дозы. Радионуклиды из почвы поступают в воду, воздух, а также включаются в биологические циклы миграции, создавая тем самым множественность путей внешнего и внутреннего облучения населения.

На величину этих процессов оказывает влияние ряд факторов, прежде всего определенных скоростью вертикальной миграции. Среди них следует указать -- тип почвы, ее минеральный и органический состав, ландшафтно-геохимические особенности региона, физико-химическое состояние выпавших радионуклидов и ряд других.

Наблюдаются следующие явления. Во-первых, сохранение в течение длительного времени цезия-137 преимущественно в верхнем 0-5 см слое почвы и проникновение стронция-90 в более глубокие слои. Во-вторых, по мере увеличения расстояния от станции вертикальная миграция практически всех радионуклидов возрастает. В-третьих, миграционная способность америция-241, являющегося дочерним продуктом распада плутония-241, выше, чем плутония.

Указанные закономерности миграции радионуклидов имеют важное практическое значение. Прежде всего, это относится к сохранению возможности включения радионуклидов в пищевую цепочку, так как радионуклиды остаются в корнеобитаемом слое.

Период полуочищения в ближней и дальней зонах для цезия-137 составляет соответственно 24-27 и 10-17 лет. Для стронция-90 период полуочищения слоя 0-5 см для ближней и дальней зон меньше и составляет 7-12 лет. К 2006 году содержание стронция-90, цезия-137 и плуто-ния-239, -240 в слое 0-5 см для дерново-подзолистых песчаных почв ближней зоны составит соответственно 30-40%, 60-70% и 90-95% их запаса. Эти величины для дальней зоны будут находиться для стронция-90 в пределах 15-25%, цезия-137 -- 35-45% и для плутония -239, -240 -- 10-20%.

Значительное заглубление плутония объясняется тем, что при его освобождении от разрушающихся "горячих" частиц, существенно увеличивается миграционная способность.

На эти процессы существенное влияние оказывают такие факторы, как тип почвы, степень ее увлажненности и т.д.

4. СОСТОЯНИЕ ПРИЗЕМНОГО ВОЗДУХА

В результате аварии на ЧАЭС радиоактивность приземного слоя в апреле-мае 1986 года на всей территории Беларуси возросла в сотни тысяч раз. Максимальные концентрации радионуклидов в воздухе наблюдались 27-28 апреля. Активность воздуха заметно начала снижаться начиная со второй половины мая 1986 года. Быстрое снижение продолжалось до конца 1986 года, а затем темпы его резко упали .

В Березинском заповеднике (400 км севернее от Чернобыля) 27-28 апреля 1986 года концентрация йода-131 составляла 150-200 Бк/м³, в марте-первой половине апреля 1986 года -- (3-5) ¦ 10~⁹ Бк/м³. В последующем происходило уменьшение среднегодовых концентраций радионуклидов в воздухе городов Беларуси. За 1990-1994 годы период полуочищения атмосферы от плутония-239, -240 был практически одинаков для всех областных городов Беларуси и составлял в среднем 14,2 месяца, что совпадает с периодом полуочищения атмосферы от плутония при испытаниях атомного оружия. Период полуочищения атмосферы от цезия-137 длительнее и составляет для Гомеля и Могилева около 25 месяцев.

Формирование радиоактивного загрязнения определяется содержанием пыли в приземном слое атмосферы и ее удельной активностью. Запыленность воздуха в зоне отселения из-за снятия техногенной нагрузки и образования растительного покрова наименьшая и составляет в весенний период около 20 мкг/м³. В районах проживания, особенно во время проведения сельскохозяйственных и других работ, пылеобразование значительно возрастает. В этот период, несмотря на меньшую загрязненность радионуклидами почв, прилегающих к зоне отселения, удельная радиоактивность приземного воздуха значительно повышается. Так в 1991-1994 гг. концентрация цезия-137 в воздухе в п.Погонное, находящемся в 30-км зоне, составляла (1,5-4,0) 10~⁴ Бк/м³, а в г. Хойники, расположенном за пределами зоны отчуждения, -- (4,0-7,7) * 10~⁴ Бк/м³.

Стихийные явления, в первую очередь лесные и торфяные пожары, также влияют на радиоактивное загрязнение приземного воздуха. В 1992 году на загрязненной территории происходили многочисленные лесные пожары. Мониторинговые исследования зарегистрировали заметные повышения радиоактивности воздуха на расстояниях 40 км и более. Например в г. Хойники содержание плутония-239, -240 в воздухе в 1991 году составляло 7,4 * 10"⁷ Бк/м³, а в 1992 году -- 2,3 ¦ 10~^в Бк/м³.

Таким образом, катастрофа на ЧАЭС привела в 1986 году к увеличению в сотни тысяч раз содержания радионуклидов в атмосферном воздухе Беларуси. В послеаварийные годы происходило постепенное его снижение. Период полуочищения (уменьшения в два раза) для плутония-239, -240 составляет 14,2 месяца, для цезия-137 -- 25-40 месяцев. На эти процессы значительное влияние оказывает плотность радиоактивного загрязнения почвы, антропогенная деятельность на загрязненных территориях, пожары, состояние подстилающей поверхности и другие факторы.

5. ВОДНЫЕ СИСТЕМЫ

5.1 ОТКРЫТЫЕ ВОДОЕМЫ

Наибольшему радиоактивному загрязнению подверглись реки бассейна Днепра, Сожи, Припяти, в меньшей степени -- Немана и Западной Двины.

В доаварийный период концентрация стронция-90 и цезия-137 в воде реки Припять составляли соответственно 0,0033-0,0185 и 0,0066 Бк/л. В первые дни после аварии (период первичного аэрозольного загрязнения) суммарная бета-активность воды в р.Припять в районе ЧАЭС превышала ЗОООБк/л и только к концу мая 1986 года снизилась до 150-200 Бк/л. Максимальные концентрации плутония-239 в воде р.Припять составили 0,37 Бк/л.

В настоящее время более высокое содержание стронция-90 (от 1,59 до 2,70 Бк/л) наблюдается в водах рек Брагинка, Желонь, Ротовка, Несвичь, дренирующих территории с высокой плотностью радиоактивного загрязнения, а также в старицах р.Припять на территории зоны отселения. За период 1987-1994 гг. среднегодовые концентрации цезия-137 также уменьшились, его максимальные активности составляют (0,6-2,45 Бк/л).

В миграции цезия-137 в составе речного стока исключительно большую роль играет его перенос на твердых взвесях (от 10 до 35-40% общей переносимой активности). Во время паводков происходит увеличение удельной активности воды. Например, в р.Брагинке возле г.п.Брагин она возросла в 1983 году с 0,26 Бк/л до 0,33 Бк/л по це-зию-137 и с 0,09 Бк/л до 0,17 Бк/л по стронцию-90. Синхронно возрастает и доля активности, связанная с твердыми взвесями.

В отличие от цезия-137 большая часть стронция-90 (50-90%) мигрирует в растворенном состоянии.

Способность речных вод к самоочищению объясняется постоянной сменой масс воды, выпадением взвешенных радиоактивных частиц на дно водоемов и, частично, процессами сорбции находящихся в растворенном состоянии радионуклидов мелкодисперсными взвешенными и донными минералами, а также органическими веществами. Во время половодий происходит обратный процесс: перевод высокоактивных донных осадков во взвешенное состояние, что приводит к многократному возрастанию радиоактивности речных вод.

По степени радиоактивного загрязнения компоненты водных экосистем располагаются в следующем порядке: донные отложения > гидробионты > вода.

Если для воды и, в меньшей степени, взвесей характерно со временем уменьшение содержания цезия-137 и стронция-90, то в донных отложениях в водной растительности имеют место их концентрации.

Основной вынос цезия-137 в Днепр происходит с Белорусско-Брянского цезивого пятна водами р. Сож, причем за период 1987- 1994 гг. объем выноса уменьшился в 20 раз. Аналогичные изменения отмечены в отношении других рек, что указывает на несущественный вклад этого процесса в перенос радионуклидов.

Процесс радионуклидного загрязнения непроточных водоемов происходит, как и для рек, за счет аэрозольного выпадения радионуклидов на водную поверхность и смыва их с площадей водосбора. Из-за ограниченного водообмена системы озерного типа к настоящему времени по уровню загрязнения пришли практически в равновесное состояние по выраженным сезонным колебаниям концентраций радионуклидов в воде, в растительных и животных организмах (биоте).

В озерах радионуклиды преимущественно сосредоточены в донных отложениях и биоте. Накопление радиоактивности в водной растительности с ежегодным ее отмиранием при отсутствии стока приводит к увеличению их аккумуляции в донных отложениях. Это обусловливает сохранение достаточно высокого уровня содержания радионуклидов в компонентах водных систем замкнутого типа. Например, концентрация цезия-137 в воде оз. Святское (Ветковский район Гомельской области) составляет 8,7 Бк/л и 3,7 кБк/кг в биоте, а в одном из конечных звеньев озерных трофических цепей -- рыбе -- в зависимости от вида 18,0-39,0 кБк/кг (сухой массы), что может при употреблении рыбы в пищу существенно увеличить дозовые нагрузки.

Для озерных водных систем, расположенных в загрязненной зоне и выведенных из антропогенного процесса, проявляется тенденция к их зарастанию за счет неуправляемого роста биоты различных экологических групп. Это способствует в определенной мере процессу очищения воды от цезия-137 и стронция-90 при одновременном возрастании радиоактивности донных отложений.

5.2 ПОДЗЕМНЫЕ ВОДЫ

В отношении загрязнения грунтовых вод радионуклидами чернобыльского происхождения следует отметить, что фоновые ("дочернобыльские") значения удельной активности воды по цезию-137 и стронцию-90 составляли тысячные доли Бк/л, но уже в 1987 году было отмечено возрастание этих показателей. Нижне-Припятской зоне на территориях с плотностью загрязнения более 1480 кБк/кв.м удельная активность грунтовых вод достигала 3,0 Бк/л по цезию-137 и 0,7 Бк/л -- по стронцию-90. В зоне отчуждения концентрации радионуклидов достигали 3,0-5,0 Бк/л по цезию и 1,0-2,0 Бк/л по стронцию. В Сожской зоне максимальные значения также достигали этого уровня, но в среднем концентрации были ниже.

Отмечается четкая зависимость между плотностью загрязнения и содержанием радионуклидов в водах первого от поверхности горизонта. На территориях с плотностью загрязнения цезием-137 555-1480 кБк/кв.м концентрация радионуклидов в грунтовых водах составляет 0,2-2,0 Бк/л по цезию-137 и 0,03-0,1 по стронцию-90 как в Нижне-Припятской, так и в Сожской зонах. Для грунтовых вод, область питания которых загрязнена цезием-137 на уровне 185-555 кБк/кв.м, характерны концентрации: для цезия-137 -- 0,01-1,0 Бк/л и для стронция-90 -- 0,01-0,07 Бк/л.

Анализ загрязнения подземных вод цезием-137 и стронцием-90 показывает, что концентрация радионуклидов в них имеет тенденцию к увеличению при возрастании плотности загрязнения почв и зависит от мощности и состава зоны аэрации и других факторов. В зоне Нижне-Припятского бассейна содержание в подземных водах цезия-137 и стронция-90 составляло до катастрофы 3,7 ¦ 10"⁴-3,7 ¦ 10~³ Бк/л и 3,7 * 10~⁴-1,85 ¦ Ю-³ Бк/л, а в 1990-1994 гг. -- 0,1-0,7 Бк/л и 0,01-0,07 Бк/л, соответственно.

Основными факторами, определяющими в будущем загрязнение поверхностных вод, является поступление радионуклидов с площадей водосборов, а также процессы биологического круговорота в водных системах и дальнего руслового переноса. В силу этих причин и распада радионуклидов плотность радиоактивного загрязнения водотоков, а также водосборов будет постепенно снижаться. В процессе выноса цезия-137 и стронция-90 из прибрежных ландшафтов более четко проявится тенденция возрастания различий их поступления в открытые водоемы за счет большей подвижности стронция. Менее загрязненные прибрежные территории, находящиеся ниже по течению, могут дополнительно загрязняться радионуклидами благодаря вторичным процессам переноса, особенно проявляющимся во время обильных дождей, половодий и паводков. Для замкнутых и слабопроточных водных систем озерного типа и далее будет происходить сток радионуклидов с ближайших территорий в котловины водоемов. Удельные активности поверхностных вод стабилизируются с колебаниями в периоды, связанные с экстремальными ситуациями (засухи, паводки, дожди).

6. РАДИОАКТИВНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ ЛЕСНЫХ И ДРУГИХ РАСТИТЕЛЬНЫХ СООБЩЕСТВ

В результате аварии на ЧАЭС в зоне радиоактивного загрязнения оказалось около 1,73 млн.га лесов (табл.0.2), или 25% лесных угодий республики.

В первые дни после аварии на ЧАЭС около 80% всех радиоактивных выпадений на лесные площади было задержано надземными частями древесных растений и около 20% осело на напочвенный покров. В конце лета 1986 года в надземной фитомассе осталось 13-15% общего количества выпавших радионуклидов. Начиная с 1988 года, на фоне продолжающегося самоочищения крон отмечается усиление корневого поступления в надземную фитомассу радионуклидов цезия-137 и стронция-90.

В настоящее время в надземной части, в зависимости от возраста и густоты лесных насаждений, породы деревьев и условий произрастания, находится 5-7% радионуклидов. Исследования свидетельствуют о продолжающемся процессе накопления радионуклидов в древесине основных лесообразующих пород.

Результаты прогноза показывают, что загрязнение леса будет нарастать и основным механизмом перехода радионуклидов в древесный ярус явится корневое поступление. В ближайшие 10-15 лет надземная фитомасса, в частности 30-летних сосняков, накопит до 10-15% от общего запаса цезия-137 в лесных массивах.

В зависимости от почвенно-ландшафтных условий и уровня увлажнения травянистые растения по-разному накапливают радионуклиды, однако на лугах и болотах наибольшей способностью аккумулировать их обладают семейства осоковых, щавелевых, бобовых, злаковых.

Из пищевой продукции леса наиболее загрязнены грибы и ягоды (черника, клюква и земляника), содержание цезия-137 в которых превышает допустимые нормативы (грибы сушеные -- 3700 Бк/кг, ягоды -- 185 Бк/кг) даже на территориях с незначительной плотностью загрязнения почвы -- 37-100 кБк/м. Радиоактивное загрязнение лесной продукции, ограничивающее ее использование, следует ожидать и в последующие 30-40 лет на территориях с плотностью загрязнения 150 кБк/м выше.

Исследования качества семенной продукции и наследственных изменений в потомстве древесных пород показало, что в относительно жестких условиях радиоактивного загрязнения выживаемость сеянцев со-* сны из радиоактивно загрязненных территорий снижается, падает их I устойчивость к грибным болезням. Имеют место и аномальные явления: нетипичное ветвление пыльцевых трубок и образование вздутий

В настоящее время в надземной части, в зависимости от возраста и густоты лесных насаждений, породы деревьев и условий произрастания, находится 5-7% радионуклидов. Исследования свидетельствуют о продолжающемся процессе накопления радионуклидов в древесине основных лесообразующих пород.

Результаты прогноза показывают, что загрязнение леса будет нарастать и основным механизмом перехода радионуклидов в древесный ярус явится корневое поступление. В ближайшие 10-15 лет надземная фитомасса, в частности 30-летних сосняков, накопит до 10-15% от общего запаса цезия-137 в лесных массивах.

В зависимости от почвенно-ландшафтных условий и уровня увлажнения травянистые растения по-разному накапливают радионуклиды, однако на лугах и болотах наибольшей способностью аккумулировать их обладают семейства осоковых, щавелевых, бобовых, злаковых.

Из пищевой продукции леса наиболее загрязнены грибы и ягоды (черника, клюква и земляника), содержание цезия-137 в которых превышает допустимые нормативы (грибы сушеные -- 3700 Бк/кг, ягоды -- 185 Бк/кг) даже на территориях с незначительной плотностью загрязнения почвы -- 37-100 кБк/м. Радиоактивное загрязнение лесной продукции, ограничивающее ее использование, следует ожидать и в следующие 30-40 лет на территориях с плотностью загрязнения 150 кБк/м² и выше.

Исследования качества семенной продукции и наследственных изменений в потомстве древесных пород показало, что в относительно жестких условиях радиоактивного загрязнения выживаемость сеянцев сосны из радиоактивно загрязненных территорий снижается, падает их устойчивость к грибным болезням. Имеют место и аномальные явления: нетипичное ветвление пыльцевых трубок и образование вздутий.

Проведенный генетический анализ семенного материала хвойных пород показало, что даже на территориях с относительно небольшой плотностью загрязнения цезием-137 (около 1000-1500 кБк/м²) наблюдается увеличение частоты мутаций более чем в два раза.

При плотности загрязнения почв цезием-137 свыше 3700 кБк/м² отмечены аномалии в росте и развитии травянистых и кустарниковых видов, так называемые радиоморфозы. Морфологические отклонения у растений являются следствием нарушения процессов органообразования, связанного с возникающими аномалиями деления клеток. При этом появляются следующие виды аномалий: искривление и опухолевые утолщения стеблей, асимметрия и курчавость листьев, усиление роста боковых побегов, карликовость, кустистость, гигантизм.

У растений обнаружены нарушения и на клеточном уровне. В делящихся клетках растений происходят разрывы хромосом. Наиболее радиочувствительными видами являются подорожник, кульбаба, тысячелистник и др.

Проводимый мониторинг природных популяций растений свидетельствует, что растительные комплексы в целом являются относительно s устойчивыми к радиационному воздействию. Большинство представителей растительного мира на отчужденных территориях не претерпело существенных изменений. Несмотря на отсутствие видимых нарушений на популяционном и экосистемном уровнях в растительных сообществах, г нельзя исключить возможность появления изменений в фитоценозах в сторону преобладания наиболее радиорезисторных видов.

7. СОСТОЯНИЕ ФАУНЫ

Накопление радионуклидов животными адекватно радиоактивному загрязнению территории. Наиболее высокие уровни содержания радионуклидов у представителей различных видов фауны наблюдались в первые годы после аварии. В 1987 году произошло их заметное снижение (в 5-10 раз).В последующий период (1988-1990 гг.) указанный процесс существенно замедлился, а в ряде случаев у некоторых групп животных (рыб, амфибий, мелких млекопитающих), обитающих на более загрязненных территориях, содержание радионуклидов в организме приблизилось к уровню 1986 года. В настоящее время наблюдается тенденция к стабилизации содержания радионуклидов в организме животных.

Обитание животных в зараженных радионуклидами биогеоценозах не привело пока к заметным радиационным эффектам на популяционном уровне. Вместе с тем у некоторых групп животных выявлен ряд изменений. Гематологические исследования показали, что у почвенных беспозвоночных произошли изменения в формуле крови, выражающиеся в увеличении доли мертвых клеток, цитологических и морфологических нарушениях. Морфологический анализ показал снижение в 1,5-2 раза размера тела представителей мезофауны из зоны отчуждения. Абсолютная и относительная плодовитость рыб уменьшилась. У них отмечены нарушения процессов роста и развития половых клеток и их структур. Выявлены генетические изменения у отдельных видов земноводных и пресмыкающихся, выражающиеся в повышении частоты аберрантных клеток. У европейской рыжей полевки происходило замедление созревания молодняка и снижение интенсивности размножения. Анализ демографических показателей других видов животных также указывает на нарушение соотношения видов полов, снижение воспроизводства и другие изменения.

Прекращение хозяйственной деятельности на загрязненных территориях отразилось на структуре и численности птиц и охотничье-промысловых млекопитающих. В 30-км зоне произошел значительный рост численности популяций охотничье-промысловых млекопитающих, которая стабилизировалась в последние годы.

Благодаря обильной кормовой базе и отсутствию пресса охоты в 4-5 раз увеличилась численность волков. Отмечено перераспределение в сообществах и структуре популяций мелких млекопитающих. На территории выселенных населенных пунктов в последние два года встречаются лесные виды и виды открытых пространств. Численность и видовое разнообразие насекомых увеличилось в 3-3,5 раза по сравнению с тем, что отмечается на приусадебных участках действующих деревень. На территориях зашлюзованных мелиоративных систем возросло видовое разнообразие и численность амфибий и рептилий, птиц болотного и древесно-кустарникового комплекса. В целом в фаунистических комплексах увеличилась численность ряда редких видов животных.

Напряженность паразитологической ситуации в загрязненной радионуклидами зоне выше, чем в контрольных биоценозах. Фауна и численность паразитов диких птиц, мелких млекопитающих, обитателей их гнезд и кровососущих двукрылых насекомых в загрязненных радионуклидами районах богаче, чем на сопредельных территориях. С течением времени в загрязненных районах следует ожидать дальнейшего увеличения численности видов, имеющих эпидемическое и эпизодическое значение.

Имеющиеся случаи радиационных эффектов на молекулярном, клеточном и организменном уровне не исключают возможность с течением времени дальнейших нарастаний этих процессов, накопления негативного генетического груза в популяциях и сообществах животных, что может, в конечном итоге, найти отражение в изменении показателей, характеризующих состояние фито- и зооценозов. Наибольших изменений следует ожидать на территориях, активно эксплуатировавшихся человеком до аварии: в населенных пунктах, на сельскохозяйственных угодьях и мелиоративных системах.

Радиационно-экологическая обстановка в Беларуси характеризуется сложностью и неоднородностью загрязнения территории альфа-, бета- и гамма-излучающими радионуклидами с различными периодами полураспада, присутствием радиоизотопов практически во всех компонентах экосистем, а также вовлечением их в геохимические и трофические циклы миграции. Это обуславливает множественность путей внешнего и внутреннего облучения населения и создает риск для его здоровья. Динамика радиационной обстановки в ближайшее время и на перспективу будет определяться радиоактивным распадом, миграцией радионуклидов, трансформацией форм их существования.

Отмечен ряд радиационно-индуцированных изменений флоры и фауны, особенно на молекулярно-клеточном и организменном уровнях и менее выраженном -- на популяционном и экосистемном уровнях. Ряд последствий для природно-растительных комплексов и животных связан с изменениями хозяйственной деятельности и природопользования. Накопление генетического груза и других изменений систем организма и обменных процессов может найти отражение в изменении сообществ растений и животных. Это требует дальнейшего изучения динамики радиационной обстановки, поведения радионуклидов в почве, воде, воздухе, включения радионуклидов в пищевые цепочки, накопления их в растительных и животных организмах, а также оценки биологических эффектов.

Литература

1. Савенко В.С. Радиоэкология. -- Мн.: Дизайн ПРО, 1997.

2. М.М. Ткаченко, “Радіологія (променева діагностика та променева терапія)”

3. А.В. ШУМАКОВ Краткое пособие по радиационной медицине Луганск -2006

4. Бекман И.Н. Лекции по ядерной медицине

5. Л.Д. Линденбратен, Л.Б. Наумов Медицинская рентгенология. М. Медицина 1984

6. П.Д.Хазов, М.Ю.Петрова. Основы медицинской радиологии. Рязань,2005

7. П.Д. Хазов. Лучевая диагностика. Цикл лекций. Рязань. 2006