Сравнительный анализ содержания гамма-излучающих радионуклидов в почве и травах до вспашки (1988 г.) и после, вспашки дернины (1990 г.) позволяет судить об эффективности этого агротехнического приема в снижении миграции радиоизотопов в растения. Вспашка, заглубление верхнего (0—5 см) слоя почвы и последующая культивация при сохранении прежней технологии выращивания трав способствовали «разбавлению» концентрации радионуклидов в корнеобитаемом слое почвы. Суммарное содержание гамма-излучателей в почве снизилось в среднем в 1,8 раза за счет двухкратного уменьшения концентрации 137Cs и 134Cs, поскольку радиоизотопы цезия составляли более 65% суммарной концентрации. Вторым по значимости радионуклидом был 4аК, участие которого в общей гамма-активности почвы до вспашки составляло 23%, а после обработки — 32%, т.е. оно не только не изменилось, но даже увеличилось в результате внесения калийных удобрений перед повторным высевом трав, а затем поукосно.
Таким образом, на дерново-подзолистых почвах сельхозугодий с плотностью загрязнения 2—5 Ки/км2 гамма-активность сеяных трав определяется в основном 40К, концентрация которого в почве сохраняется высокой за счет внесения фосфорных и калийных удобрений, содержание в фосфорных удобрениях составляет 70— 120 Б к/кг, а с внесением калийных удобрений в дозе 60 кг/га в почву поступает 1,35-10е Бк/кг калия-40.
Эффект от перепахивания почвы для равномерного перемешивания радионуклидов в пахотном горизонте может проявляться в основном в злаках, поскольку поглощающая деятельность корневых систем бобовых трав осуществляется по всему профилю обработанного слоя.
Анализ распределения радионуклидов цезия в корнях и надземных органах контрастных по свойствам видов (ежи сборной, костреца безостого и лисохвоста лугового) показал, что при внесении азотных удобрений в почву у ежи и костреца усиливается миграция радионуклидов цезия из корней в надземные органы: если на безазотном фоне соотношение удельной активности по цезию в корнях и надземной массе составляло у ежи 1:3, а у костреца 5:1, то на азотном фоне — соответственно 1 : 20 и 1:1 (табл. 4.9). В то же время у лисохвоста лугового эти соотношения составляли на безазотном фоне 6 : 1 и при внесении удобрений — 16 : 1.
Для более детального исследования особенностей перераспределения цезия между подземными и надземными органами был проведен вегетационный опыт с внесением в почву под луговые злаки стабильных изотопов цезия. Опыты были заложены в сосудах Митчерлиха на двух типах почвы: торфяно-болот-ной и дерново-глееватой суглинистой, т. е. нами были охвачены наиболее распространенные луговые почвы. Схема опыта: 7 видов луговых злаковых трав на безазотном фоне и на фоне внесения азота. Минеральные удобрения вносили в почву перед набивкой сосудов в виде солей: аммонийной селитры (на минеральной почве 1,71 г/сосуд, на торфяной—0,40 г/сосуд). Аккумуляция радиоцезия (Бк/кг) многолетними злаками
Таким образом, радиоэкологический мониторинг в луговых фитоценозах, проведенный в 1986—1990 гг. на пробных площадях естественных лугов, в разной степени удаленных от ЧАЭС, и в агроэкосистемах на опытах с сеяными травами, позволяет сделать следующие выводы.
1. Поступление радионуклидов и аккумуляция их в луговой растительности в период наблюдений определялись рядом факторов, в том числе количеством и элементным составом после-аварийных радиоактивных выпадений и характером взаимодействия радионуклидов с почвой, что в значительной мере повлияло на их доступность растениям, поглощение и миграцию в надземные органы луговых трав.
2. В послеаварийный период удельная радиоактивность растений в луговых фитоценозах зоны загрязнения, представленных в основном злаковыми и разнотравно-злаковыми ассоциациями, после резкого снижения в 1986—1987 гг. за счет распада короткоживущих радионуклидов стабилизировалась на пробных площадях в Гомельской области на уровне 10~8—10~6 Ки/кг, в Могилевской— 10-9—10-8, в Минской — 10 -9—10-8 Ки/кг;
4. Для ряда доминантных луговых растений установлены как межвидовые, так и внутривидовые различия в аккумуляции радионуклидов. Внутривидовые различия наиболее контрастно проявляются при сопоставлении уровней накопления гамма-излучателей на торфяных и минеральных почвах. При близких показателях плотности загрязнения удельная гамма-активность надземной фитомассы ценопопуляций одних и тех же видов в среднем на порядок ниже на торфяниках по сравнению с дерново-подзолистыми почвами вследствие высокой сорбирующей способности торфяной почвы, что обеспечивается присутствием в ней значительного количества гумусовых и низкомолекулярных кислот.
5. Самые низкие коэффициенты накопления гамма-излучающих радионуклидов, до 70—90% которых составляют радиоизотопы цезия, отмечены у луговых доминантов на торфяно-глеевых почвах (0,4—1,5). Значительно интенсивнее накопление гамма-излучателей луговой растительностью происходит на минеральных почвах.
6. Коэффициенты накопления радионуклидов на одной и той же почвенной разности могут существенно (до 4—6 раз) различаться не только у представителей разных систематических групп, но и у видов в пределах одного семейства, например мятликовых. Поэтому неправомерно использование в сравнительной характеристике накопления радионуклидов луговой растительностью такой таксономической единицы, как семейство. В основе анализа аккумулирующей способности луговых трав в отношении отдельных дозообразующих радиоизотопов должны лежать исследования морфофизиологических особенностей каждого доминанта лугового сообщества с учетом ценотических отношений компонентов и водно-физических и агрохимических параметров эдафотопа, определяющих концентрацию обменных форм радионуклидов в почвенном растворе. [3]
Рост, развитие и продуктивность растений. Наблюдения за ростом и развитием растений, проводившиеся в первые месяцы после аварии в непосредственной близости от реактора, где выпало много радиоактивных осадков, а тип облучения в некоторых местах был близок к острому, выявили отдельные аномалии в морфогенетнческом развитии растений, особенно у хвойных (сосны, ели):
— утрата способности апикальных (верхушечных) почек к росту, усиленное образование и рост новых почек, в том числе спящих;
— появление гигантской хвои у сосны и ели и гигантских листьев дуба, отличавшихся от обычных по длине в 2—3 раза и по массе в 5—7 раз;
— осыпание хвои предшествующих лет образования (2-го и 3-го годов) с функционированием хвои только первого года;
— потеря геотропической чувствительности.
Отмеченные морфозы (гигантизм органов) встречались в 10-километровой зоне довольно часто в 1987—1988 гг. В 1991— 1992 гг. была отмечена вторая волна гигантизма органов, которая, как полагают, связана с последовавшим после аварии накоплением радионуклидов в органах растений. Имеются данные о том, что посевы озимой ржи и пшеницы, расположенные в непосредственной близости от реактора и подвергшиеся загрязнению порядка 1000 Ки/км2, характеризовались замедленным ростом и развитием, имели пониженный индекс листовой поверхности и площади флагового листа на 40—50%.
Посевы пшеницы, подвергшиеся острому облучению в год аварии, в последующие годы дали новое поколение растений, среди которых встречались мутантные формы, характеризовавшиеся отсутствием остей, выпадением отдельных колосков, раздвоением колоса и пр. Среди них можно найти и полезные для селекции формы. Отдельные проявления морфологических изменений растений наблюдали и в белорусском секторе 30-километровой зоны.
При выращивании сельскохозяйственных растений на почвах, загрязненных радионуклидами до 77 Ки/км2, не отмечали никаких особых изменений в их росте и развитии. Основные фазы развития наступали независимо от степени загрязненности почвы, морфологические показатели семян также соответствовали норме. Наблюдения, естественно, касались растений, полученных из «чистых» семян.
Действительно, имеются данные, что уровни загрязнения почвы в пределах 86 Ки/км2 не оказывают существенного влияния на показатели роста и развития растения. Однако пересев семян подорожника, хронически облучавшихся в течение трех лет, несмотря на стабильность показателей всхожести, массы 1000 семян и т. д., выявил скрытые изменения, заключавшиеся в неодинаковой реакции растений на дополнительное облучение и неадекватной картине хромосомных аберраций в меристеме корешков. Таким образом, при тех плотностях загрязнений почв, которые были в наших опытах, следовало ожидать проявления отдельных количественных изменений в метаболизме выращиваемых растений. [10]
Таблица 4. Продуктивность люпина желтого в условиях загрязненности почв радионуклидами.
| Номерварианта | Удельная γ активностьпочвы, Бк/кг, X 103 | Урожай семян | Масса 1000семян, г | Белок, % | |
| г/100растений | %к контролю | ||||
| 1 | 0,16 | 440 | 100,0 | 134,1 | 36,9 |
| 2 | 2,3 | 458 | 104,0 | 131,1 | 36,9 |
| 3 | 3,3 | 488 | 110,7 | 111,7 | – |
| 4 | 11,6 | 484 | 110,0 | – | 35,6 |
| 5 | 23,2 | 565 | 128,3 | 122,8 | 35,6 |
Для посева ежегодно применялись семена с «чистых» посевов. Учет урожая семян с растений люпина (сорт БСХА 382), выращенных в пакетном опыте, показал в среднем за два года некоторое увеличение продуктивности растений по мере возрастания степени загрязнения почвы радионуклидами (табл. 4), что свидетельствовало о существовании зависимости между этими показателями. Анализируя показатели продуктивности, мы склонны считать, что наблюдавшиеся изменения в некоторой степени вызваны и небольшими различиями в механическом составе и уровне плодородия почв, использованных в опытах.