Меню
Главная
Авторизация/Регистрация
 
Главная arrow География arrow Биоиндикация загрязнений

РАДИАЦИОННОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ

Все живые существа па Земле постоянно подвергаются воздействию ионизирующей радиации путем внешнего и внутреннего облучения от естественных и искусственных источников. Поскольку ионизирующая радиация вызывает значительные изменения в биосфере, метод биоиидикации можно в полной мере применить и к радиационным загрязнениям.

Основная часть радиоактивности в объектах биосферы представлена естественными радиоактивными элементами, которые подразделяются на две группы — первичные, или примордиальные, образовавшиеся одновременно со всеми химическими элементами, и космогенные, поступающие из атмосферы, где они образуются постоянно в результате взаимодействия космического излучения с ядрами стабильных элементов.

При радиоактивном распаде могут испускаться излучения трех типов: а-частицы (ядра атомов Не), (3-частицы (электроны и позитроны), у- и рентгеновское излучение. Кроме того, к числу ядерных излучений относятся нейтроны и протоны ядер- ных реакций. По характеру взаимодействия с веществом перечисленные виды излучений сильно различаются и делятся па две группы — иоиизирущие и неиоиизиру- ющие.

Основные виды неионизирующих излучений (инфракрасное, световое, ультрафиолетовое) и их воздействие на биоту было рассмотрено в предыдущих разделах книги. Наиболее значимыми типами ионизирующих излучений являются:

коротковолновое электромагнитное излучение (поток фотонов высоких энергий) — рентгеновское и гамма-излучение;

потоки частиц — [3-частиц, а-частиц, нейтронов, протонов, мюонов и других элементарных частиц, а также ионов, возникающих при делении ядер. При прохождении через вещество они вызывают возбуждение и ионизацию атомов, образуя па пути своего движения пары разноименно заряженных частиц — отрицательно заряженные электроны и ионизированные атомы. Взаимодействуя с атомами вещества, они быстро теряют свою энергию. При внешнем облучении организмов а-частицы способны проникать в ткани на глубину лишь нескольких десятков микрон. [3-частицы могут проникать в ткани па глубину до нескольких сантиметров. Эти частицы часто называют непосредственно (или прямо) ионизирующими излучениями.

Рентгеновские лучи, у-кванты и нейтроны сами по себе не обладают способностью к ионизации. Взаимодействие их с веществом происходит в два этапа: вначале образуется заряженная частица, а затем уже она вызывает ионизацию или возбуждение. Вероятность первой части процесса взаимодействия относительно мала по сравнению с вероятностью ионизации. Эти виды излучений при прохождении через вещество проникают на большую глубину и называются косвенно ионизирующими излучениями.

Количество радиоактивности выражается в беккерелях (Бк); 1 Бк соответствует одному ядерному превращению в одну секунду. Используют также внесистемную единицу активности — кюри (Ки) и производные от нее единицы; 1 Ки соответствует 3,7 • Ю10 Бк. Содержание радионуклидов в объектах окружающей среды принято оценивать по отношению к единичной массе образца (Бк/кг).

Степень воздействия источников ионизирующих излучений разного типа (a-, J3-, у-излучение) па окружающую среду в целом и отдельные ее объекты определяется дозой излучения, которая обусловливает масштаб произведенной радиацией ионизации (экспозиционная доза) и количество энергии, передаваемой излучением объекту (поглощенная доза), с которым оно взаимодействует.

Экспозиционная доза задает количество пар разноименно заряженных частиц, образовавшихся в 1 см3 воздуха; единицей экспозиционной дозы в системе СИ является один кулон на килограмм (Кл/кг), а внесистемной — рентген (Р), 1Р= 2, 58-10-4 Кл/кг.

Поглощенная доза — количество энергии, поглощенной непосредственно тканями облучаемого организма, — определяет биологическую опасность ядерных излучений.

Эта величина выражается в грэях (Гр) и соответствует поглощению 1 кг вещества энергии излучения 1 Дж; также используют внесистемную единицу — рад, который равен 0,01 Гр.

Разные виды излучений, различающиеся по величине ионизирующей способности, неравноценны по радиобиологической эффективности. Излучения, создающие при прохождении через ткани большое число пар ионов па единицу длины (а-частицы и нейтроны), вызывают при одной и той же величине поглощенной дозы гораздо больший биологический эффект, чем редко ионизирующие излучения ((3-, у- и рентгеновское излучение). Для учета этих различий введены коэффициент качества излучения и понятие эквивалентной поглощенной дозы, выражаемой в зивертах (Зв); внесистемная единица —бэр (1 бэр = 0,01 Зв). Для рентгеновского и у-излучения, а также для (3-частиц коэффициент качества принимается равным единице, тогда как для нейтронов он варьируется в зависимости от их энергии и вида биологической ткани от 3 до 10, для а-частиц—от 10 до 20. Эквивалентная доза в зивертах равна дозе в грэях, умноженной па коэффициент качества (НКДАР ООН, 1993).

К числу естественных источников излучения относятся космическое излучение и природные радиоактивные вещества. В почве, воде, воздухе, строительных и других материалах всегда рассеяны природные радионуклиды. Совместно с космическим излучением они и создают природный радиоактивный фон, постоянно облучая все живые организмы на Земле. Космическое излучение состоит из первичного и вторичного ионизирующего излучения. Первичное космическое излучение возникает вследствие извержения и испарения материи с поверхности звезд и туманностей космического пространства. Оно состоит в основном из ядер легких атомов: водорода-протонов (79%), гелия — альфа-частиц (20%), лития, бериллия, бора, углерода, азота, кислорода и других элементов, большинство из которых обладает очень высокой энергией —в интервале 3-15 ГэВ, а некоторые—1017-1018 эВ. Однако лишь немногие частицы достигают поверхности Земли, так как взаимодействуют с атомами воздуха, создавая потоки частиц вторичного космического излучения. Вторичное космическое излучение очень сложное и состоит из всех известных в настоящее время элементарных частиц и излучений. Основную массу их, достигающих уровня моря, составляют: ^х±- и тг±-мезоны (70%), электроны и позитроны (26%), первичные протоны (0,05%), гамма-кванты, быстрые и сверхбыстрые нейтроны. Проведенные исследования показали, что на уровне моря за счет космических лучей образуется 2,74 пары ионов в 1 см3 воздуха за 1 с. Это соответствует мощности дозы 1,15-10_11Гр/с. То облучение, которому подвергается человек, любой организм или растение, делится па внутреннее и внешнее. Внешнее почти всецело обусловлено у-излучеиием. Доза космических лучей в биологических тканях па 11% больше, чем в воздухе, так как сверхбыстрые нейтроны, сталкиваясь с ядрами атомов С, N и О биологической ткани, вызывают их расщепление с образованием быстрых нейтронов, которые создают в тканях дополнительную ионизацию. Таким образом, установлено, что доза внутреннего облучения ткани за сутки составляет 1,1 мкГр, за год — 0,4 мГр.

Внешнее облучение, обусловленное космическим излучением, является в пространственном и временном аспектах на поверхности Земли (на уровне моря) сравнительно стабильным, но степень его воздействия существенно зависит от высоты над уровнем моря и географической широты местности. Временные вариации потока космических лучей на поверхности Земли существенно ниже и имеТаблица 2Ji. Годовая эффективная доза от различных источников излучения

(НКДАР ООН, 1982)

Источник облучения

Годовая эс

^фективная доза, мкЗв

Средняя

Повышенная

Космическое излучение

390

2000

Внешнее у-излучение окружающей среды

460

4300

Радионуклиды, находящиеся в организме

230

600

Радон и продукты его распада

1300

10 000

Всего (приблизительно):

2400

ют обычно небольшие отклонения относительно фоновой величины, однако иногда поток космических лучей может внезапно возрастать в результате вспышек па Солнце.

Все население земного шара подвергается облучению от естественных источников при относительно постоянной интенсивности излучения во времени, которое, однако, может заметно различаться от места к месту. Из-за большой вариабельности доз от естественных источников излучения индивидуальные дозы в некоторых случаях могут в несколько раз превосходить среднее значение. Данные, приведенные в последнем отчете, опубликованном в качестве документов ООН, представлены в таблице 24.

В настоящее время глобальным источником радиоактивного загрязнения природной среды па территории России продолжает оставаться медленный процесс выведения из стратосферы продуктов испытаний ядериого оружия, проводившихся в атмосфере на полигонах планеты в предыдущие годы. Другими источниками радиоактивного загрязнения природной среды являются аварии па предприятиях ядерно- го топливного цикла (АЭС, военное производство). Загрязнение от этих источников может также быть очень значительным.

Природные радиоактивные вещества распределяют па три группы:

— в первую группу входят U и Th с продуктами их распада, а также 40К и 87Rb; ко второй группе относятся малораспространенные изотопы и изотопы с большим периодом полураспада: 48Са, 9f)Zr, 113In, 124Sn, 130Те, 138La, 150Nb, 152Sm, 176Lu, 180W, 187Re, 209Bi;

к третьей группе принадлежат радиоактивные изотопы 14С, 3Н, 7Ве, 10Ве, образующиеся непрерывно под действием космического излучения.

Наиболее распространенным радиоактивным изотопом земной коры является 87Rb, содержание которого значительно выше содержания U, Th, и особенно 40К. Однако радиоактивность 40К в земной коре превышает радиоактивность суммы всех других естественных радиоактивных элементов. Основной вклад во внешнее облучение вносят 40К, 14С и 3Н, которые активно вовлекаются в биогенную и физикохимическую миграцию элементов и поступают во все объекты биосферы. Изотоп 40К широко рассеян в почвах и прочно удерживается глинами в результате сорбционных процессов. Глинистые почвы почти всегда богаче радиоактивными элементами, чем песчаные и известковые. U, Th и Ra содержатся преимущественно в гранитах. В разных районах земного шара доза гамма-излучения различных горных пород изменяется от 0,26 до 11,5 мГр/год. В районах месторождений радиоактивных руд доза природного фона составляет 0,12-0,7 Гр/год, что в 100-500 раз выше среднемирового уровня. Радиоактивность воды обусловлена содержанием растворимых комплексных соединений U, Th и Ra, поступающих с почвенными растворами, а также газообразными продуктами их радиоактивных превращений — радона и торона. Концентрация радиоактивных элементов в реках меньше, чем в озерах, морях и океанах. Содержание их в пресноводных источниках определяется типом горных пород, рельефом, климатическими факторами и т. д. Обогащены радиоактивными элементами и минеральные воды. Так, например, в минеральных водах Кавказа уровень радия составляет 277,5 Бк/л (7,5 • 10~9 Ки/л), радона — 962 Бк/л (2, 6 • 10-8 Ки/л). Количество 40К в водах рек и озер равно в среднем 0,274 Бк/л (7,4 • КС12 Ки/л) и 0,481 Бк/л (1,3- 10-11 Ки/л) соответственно.

Радиоактивность атмосферного воздуха определяется присутствием в нем радиоактивных изотопов (Rn, 14С, ,3Н) или аэрозолей (40К, уран, радий и др.). Суммарная радиоактивность воздуха зависит от особенностей местообитания, времени года, погодных условий, состояния магнитного поля Земли и изменяется в широких пределах от 7,4 • 10-4 до 16, 3 • 10_3 Бк/л (2 • 10—14 — 4,4 • 10-13 Ки/л).

Из естественных радиоактивных веществ, содержащихся в растениях, наибольшая удельная активность приходится на долю 40К. Она составляет 44,4-370 Бк/кг (1,2 • 10~9 — 1 • КС8 Ки/кг). Самые высокие его концентрации отмечаются в бобовых—горохе, бобах, фасоли, сое. Содержание в растениях урана, радия, тория и 14С ничтожно мало. В тканях животных содержание 40К меньше, чем в растениях. Уран, торий и 14С встречаются в биологических объектах в очень незначительных концентрациях по сравнению с 40К. Среднегодовая доза облучения человека составляет около 1,3 мГр на скелет и считается безопасной.

Вместе с тем на Земле известны такие области, в которых дозы излучения в несколько раз превосходят средние значения. К ним относятся районы рудных месторождений урана и тория, где радиоактивный фон повышается в сотни, тысячи раз (штат Керала, Индия; некоторые районы Ирана). Повышенное содержание естественных радионуклидов может быть связано также с выходом на поверхность подземных высокорадиоактивных руд либо с высокой концентрацией этих радионуклидов в почвообразующих породах. Как отмечают Д. А. Криволуцкий, Ф. А. Тихомиров, А. Д. Покаржевский и др. (1988), в таких случаях наиболее высокие дозовые нагрузки получают микроорганизмы и животные, обитающие в почве, и корневые системы растений в основном за счет a-излучения инкорпорированных радионуклидов. Такие участки служат удобными стационарными полигонами для комплексных радиоэкологических исследований.

Помимо естественных источников радионуклидов существуют и техногенные. Радионуклиды искусственного происхождения образуются в результате деятельности человека, связанной с использованием атомной энергии, испытаниями и применением ядериого оружия, ядериого синтеза с помощью специальных установок и источников излучений и т. д. Загрязнение экосистем радионуклидами возникает в районах добычи и переработки ядериого топлива, вблизи производств, использующих ядерное топливо, и АЭС (при аварийных выбросах). Активное поступление техногенных радионуклидов в окружающую среду связано с началом испытаний ядериого оружия в 1945 г. и последующим развитием атомной энергетики и промышленности.

Радиоактивные продукты деления ядер, происходящего при взрыве «атомного» заряда, представлены осколками деления урана и плутония-239, непрореагировавшими компонентами ядериого заряда и радионуклидами, образующимися при взаимодействии быстрых нейтронов деления с ядрами элементов оболочки бомбы, воздуха и грунта. Они поднимаются в атмосферу па высоту до 30 км, переносятся воздушными потоками в горизонтальном направлении, постепенно оседая на поверхности почвенно-растительного покрова. В зависимости от времени, прошедшего с момента взрыва до поступления радионуклидов па поверхность Земли, радиоактивные выпадения могут быть локальными, промежуточными (тропосферными) и глобальными (стратосферными). В локальных выпадениях присутствует весь спектр продуктов деления, за исключением очень короткоживущих. Значительная их часть задерживается надземной фитомассой, в которой создаются высокие концентрации радиоактивных веществ и соответственно формируются высокие дозы облучения. Тропосферные выпадения представлены более мелкими частицами, период полу- выведения которых из тропосферы составляет 20-30 дней, а их доля в общей активности оценивается в 5%. В глобальных выпадениях преобладают долгоживущие радионуклиды с периодами полураспада несколько месяцев и более, такие как 3Н, 14С, 89Sr, 90Sr, 96Zr, 106Ru, 137Cs, 144Ce, 147Pm, 235U, 239Pu и их дочерние продукты. Из них наиболее биологически опасны 14С, 90Sr и 137Cs, так как они вовлекаются в биогенный круговорот элементов, накапливаясь в тканях растений и животных. Глобальные выпадения распределяются по всей поверхности Земли, но наиболее высокие уровни отмечаются в умеренных широтах, что обусловлено особенностями общей циркуляции атмосферы.

Техногенным источником радионуклидов в окружающей среде являются также радиоактивные отходы, включающие естественные радиоактивные элементы (продукты переработки урановых руд), продукты деления тяжелых ядер и нуклиды наведенной активности, образующиеся при взаимодействии нейтронов с ядрами стабильных элементов в активной зоне реактора или при переработке отработанного ядерного топлива. Для отходов с относительно небольшой удельной активностью существует несколько путей их строго контролируемого поступления в биосферу: сброс отходов в водоемы, захоронение в грунт и выброс через вентиляционные заводские системы в атмосферу. Высокоактивные отходы хранятся в герметичных контейнерах или подлежат захоронению в глубоких геологических формациях, надежно изолированных от окружающей среды.

Значительные выбросы радионуклидов в атмосферу в газообразной форме или в виде твердых аэрозолей случаются при авариях реакторов. Наиболее крупной из них была авария па Чернобыльской АЭС, в результате которой было выброшено ~50 МКи активности и произошло значительное по масштабу загрязнение природной среды, главным образом европейской части бывшего СССР. Однако поступление радионуклидов в биосферу не превысило 3% поступления от испытаний ядерного оружия, и па большей части загрязненных территорий, за исключением районов Брянской и Калужской областей, дозовые нагрузки на население России па 90% определялись природным радиационным фоном, а не техногенным загрязнением.

В некоторых фосфорсодержащих породах осадочного происхождения, служащих естественным сырьем для производства минеральных удобрений, содержание естественных радиоактивных элементов U, Th, Ra на порядок и более превышает кларковые значения. Соответственно ежегодное внесение таких удобрений через несколько десятков лет приводит к заметному повышению содержания этих элементов в почве, растениях и других организмах и увеличению дозовых нагрузок на 30-50% по сравнению с естественным уровнем.

Значительное количество тяжелых естественных радиоактивных элементов поступает на поверхность почвенного и растительного покровов в составе летучей камеиноугольиой золы, выбрасываемой в атмосферу тепловыми электростанциями. Содержание этих элементов в золе на порядок выше, чем в почвах. Такие источники радиоактивного загрязнения носят локальный характер, но вследствие большой распространенности они проявляют свое действие на значительной по площади территории.

Об относительной величине вклада различных источников в дозу облучения организмов можно судить также по данным таблицы 25. При рассмотрении техногенного фактора увеличения радиоактивного фона следует учитывать неравномерность распределения антропогенных дозовых нагрузок между отдельными регионами в масштабах земного шара или крупного региона. Поэтому нельзя усреднять облучения от каждого источника в расчете на все население живых организмов Земли. В связи с существованием на территории бывшего СССР зон локального радиоактивного загрязнения созданы так называемые радиоактивные заповедники, реально существующие па ядерпых полигонах в Семипалатинске и па Новой Земле, и юридически оформленные зоны радиоактивного загрязнения па Южном Урале (Восточно-Уральский радиоактивный след), а также в Чернобыле, где проводятся исследования в области радиоэкологического мониторинга. Кроме того, большое количество радиоэкологических исследований ведется па территориях с повышенным природным фоном естественной радиации.

Таблица 25. Средние дозы облучения населения (в относительных единицах) от различных источников (по данным НКДАР ООН, 1982)

Источник излучения

Доля*

Выпадения от производственных ядерных испытаний

8

Производство ядерной энергии

0,2

Фосфорные удобрения

0,1

Электростанции на угле

0,001

* В % к суммарному природному облучению.

Основными радионуклидами, вносящими вклад в оценку ожидаемой дозы и приводящими к глобальному загрязнению окружающей среды, являются (в порядке убывания их значимости): 14С, 137Cs, 95Zr, 90Sr, 106Ru, 144Ce, 3H. Если рассматривать только наземные выпадения, то наибольший вклад в ожидаемую коллективную эффективную эквивалентную дозу на период 50 лет дает 137Cs.

С точки зрения радиоэкологических исследований 137Cs служит удобным радиоактивным индикатором процессов переноса вещества в окружающей среде, а также процессов миграции и сорбции веществ различными почвами и растениями.

Проблема оценки эффектов ионизирующих излучений в сообществах живых организмов тесно связана с изучением миграции радионуклидов в трофических цепях экосистем. Экстремальные ситуации, когда эффект ионизирующих излучений в сообществе определяется внешним облучением, откладывает свой отпечаток лишь в начальный, довольно короткий, период времени. Долговременные эффекты от ионизирующих излучений определяются при прямом воздействии не только внешним влиянием, но и аккумуляцией в организмах а- и (3-излучателей, степенью контакта с почвенной средой, а при косвенном — степенью элиминации источников пищи, исчезновения или появления местообитаний, убежищ. При прямом и косвенном облучении фактор воздействия во многом связан со структурой пищевых цепей, их функциональной организацией.

Предложенная А. Д. Покаржевским в 1987 г. модель миграции вещества в трофической цепи включает следующие гетеротрофные трофические уровни: субстрат — микроорганизмы — растительно-субстратные животные (фитоконсумен- ты) — животно-субстратные животные (зоокопсумепты). Для радиоэкологии и радиобиологии включение микробного звена в общую схему пищевой цепи имеет большое значение. Во-первых, аккумуляция радионуклидов в организме фитоконсумен- тов и дальнейшая судьба их миграции по пищевой цепи связаны с особенностями аккумуляции радионуклидов микроорганизмами как пищеварительного тракта, так и свободноживущими. Во-вторых, иммобилизация элементов может иметь место в пищеварительном тракте, и ассимиляция радионуклидов в организме животных будет определяться степенью иммобилизации элементов микрофлорой пищеварительного тракта. В-третьих, перевод малоподвижных форм радионуклидов в подвижные соединения микроорганизмами может усиливать ассимиляцию их животными. В-четвертых, радиационное влияние на популяции животных может определяться радиационным воздействием на популяции микроорганизмов, снабжающих животных питательными веществами. Микробное звено в пищевой цепи обеспечивает в первую очередь поступление в цепь необходимых соединений азота и фосфора, которые определяют биогенную миграцию всех остальных элементов в экосистеме.

Миграция радионуклидов по трофическим цепям наземных биогеоценозов характеризуется коэффициентами накопления, которые рассчитываются как отношения концентраций радионуклида в соответствующем звене к концентрации в почве или предыдущем звене пищевой цепи. Основным фактором, определяющим накопление радионуклида во всех компонентах, является его концентрация в почве. Д. А. Криволуцкий, Ф. А. Тихомиров, А. Д. Покаржевский разделяют все элементы по отношению к биогенной миграции на:

экогены (N, Р) — биологически необходимые элементы;

биогены (К, С, Н, О, S, Mg, Са, С1) — жизненно необходимые, но в экосистемах зависящие от круговорота экогеиов;

микроэлементы (I, Fe, Си, Zn, Mn, F, В, Sn, Si, Mo, Se, Co, Ni, Cr, V, Ga) — необходимые для всех живых организмов или их отдельных групп, но роль организмов в их круговороте невелика;

экологические примеси (Sr, Ва, Cs, Rb) — химические элементы, аналоги биогенов или микроэлементов, которые могут выполнять их физиологическую роль; при высоких концентрациях в организмах вызывают токсикозы;

абиогены (Hg, некоторые естественные радионуклиды, инертные газы) — практически не ассимилируются организмами или токсичны для них даже в малых концентрациях;

техногены (технеций, трансурановые элементы)—элементы, полученные искусственным путем.

Рассматривая поведение радионуклидов в трофических системах, особое внимание нужно уделять закономерностям аккумуляции элементов и радионуклидов в микроорганизмах и биологическому действию радионуклидов па популяции микроорганизмов, а также изменению содержания радионуклидов по отношению к азоту и фосфору.

Живые организмы при радиоактивном загрязнении среды их обитания испытывают внешнее и внутреннее облучение. Внешнее облучение складывается из дистанционного (от среды обитания) и контактного. Внутреннее облучение обусловлено поступлением и нахождением (отложением) радионуклидов в телах живых оргаиизмов. Средние дозы облучения за счет природных источников различаются для разных таксономических групп и составляют (мЗв/год): для человека — 2, растений — 15-20, фитопланктона — 10, моллюсков — 1, рыб —3.

Радиационные биологические эффекты у живых организмов принято классифицировать на непосредственные повреждения на уровне клетки, ткани, организма, популяции, сообщества, экосистемы и генетические эффекты на уровне популяции.

Для диагностики нарушения на генетическом уровне в последнее время широко применяется метод «ДНК-комет», позволяющий определить радиационные эффекты (адаптивный ответ, гиперрадиочувствительность, нестабильность генома) на уровне повреждений ДНК.

На уровне организма, что обычно достаточно легко обнаруживается при экспериментальных наблюдениях в природных условиях, радиационные эффекты включают морфологические изменения, угнетение роста и развития, снижение и потерю продуктивности, гибель. Наиболее чувствительными к ионизирующей радиации являются кроветворная, иммунная и нейро-эндокринная системы (Лютых, Долгих, 1997).

Радиационные эффекты на уровнях популяций и сообществ (экосистем) проявляются в снижении продуктивности популяций, изменении видового разнообразия сообществ, деградации и гибели сообществ, существенном изменении структуры экосистем.

Поскольку нарушения структуры сообщества живых организмов имеют в своей основе первичный механизм — нарушение физиологии, поведения и популяционной структуры тех конкретных видов, которые подверглись воздействию ионизирующего излучения, то максимальный эффект можно обнаружить при изучении видов, которые в наибольшей степени контактируют с радиоактивностью или же более чувствительны к действию радиации. Под радиочувствительностью понимают количественное отношение между дозой облучения и вызываемыми при этом радиационными эффектами в организме. Поэтому радиочувствительность оценивают либо по отдельным признакам у живого организма, например по морфологическим изменениям или снижению продуктивности, либо по факту гибели, что используют гораздо чаще.

Однако современные данные свидетельствуют, что радиочувствительность подвержена некоторым формам и типам изменчивости. Существует возрастная, половая, суточная, годовая, сезонная изменчивость радиочувствительности по проявлению и экспрессивности (степени выраженности) широкого спектра морфологических, физиологических, биохимических, генетических и поведенческих признаков.

Индивидуальная изменчивость радиочувствительности касается и поражаемо- сти организмов вирусами и паразитами, показателей заболеваемости и смертности, репродуктивного здоровья, иммунного и эндокринного статуса.

Кроме того, имеет место внутривидовая фенотипическая изменчивость по различным показателям радиочувствительности, которая подтверждается существованием адаптации на популяционном уровне. Такая адаптация возможна лишь благодаря естественному отбору, а основой отбора является индивидуальная изменчивость. Так, в популяциях млекопитающих (и человека) встречается 14-20% радиорезистентных особей и 10-20% особей с повышенной радиочувствительностью (7-10% —сверхрадиочувствительные). При этом различие в радиочувствительности крайних форм может быть многократным.

Рис. 34? Приблизительные диапазоны острых летальных доз для различных таксономических групп (Романов, 1997)

Изменчивость радиочувствительности касается признаков на всех уровнях биологической организации: молекулярно-генетическом, клеточном, оргаиоткаиевом, онтогенетическом, популяционном и биогеоцеиотическом. В одной популяции какого-либо отдельного вида радиочувствительность особей различается иногда более чем в 50 раз. В сообществах различных видов радиочувствительность варьируется в сотни раз. Внутривидовые различия в радиочувствительности зависят от двух основных факторов:

— стадии развития организма во время облучения; наименее радиочувствительна стадия физиологического покоя, наиболее чувствительной является фаза мейоза — деления половых клеток;

динамики формирования дозы; острое облучение (кратковременное с большой мощностью дозы) эффективнее пролонгированного облучения с меньшей мощностью дозы вследствие компенсирующего влияния восстановительных биологических процессов.

Межвидовые различия обусловлены вероятностью попадания ионизирующей частицы или у-кванта в ядро клетки. Существует теория, согласно которой начальные радиационные эффекты определяются поперечным сечением мишени па пути излучения, а такой мишеныо является хромосома. Чем больше объем хромосомы в процессе деления (в интерфазе), тем выше радиационный эффект.

Общая зависимость острых летальных доз от видовой принадлежности представителей живой природы прослежена Г. Н. Романовым (1997) и приведена па рисунке 34. Можно видеть, что чем выше уровень организации какого-либо вида, тем меньшие дозы вызывают его гибель: например, для млекопитающих летальные дозы составляют 2-12 Зв, для вирусов — 120—1 -101 Зв.

Согласно современным данным Научного комитета ООН по действию атомной радиации (НКАР ООН) у наиболее типичных представителей растительного и животного мира наблюдаются радиационные эффекты, приведенные ниже.

Растения. Острые летальные дозы составляют для высших растений в целом 10-1000 Зв, для древесных — 8-100 Зв. Снижение урожайности растений на 50% наблюдается у зерновых при дозах (Зв) 5-50, у бобовых — 1-60, у пастбищных трав 150-230. Считают, что безопасной для популяции отдельного вида при облучении ее в составе растительного сообщества является доза 0,01 мЗв/сут. Безопасной дозой для растений считается доза в пределах 10% от летальной. ПДУ радионуклидов в продуктах питания представлены в таблице 26.

Эффекты облучения растительных сообществ, включающих многообразие доминирующих и сопутствующих видов, характеризуют и видовую, и межвидовую радиочувствительность и в принципе могут быть тяжелее, чем при облучении популяции только одного вида. Как видно из таблицы 27, наиболее радиочувствительными являются лесные сообщества, в первую очередь хвойные. В них эффекты незначительного повреждения могут наблюдаться при дозах 1-10 мЗв, что соизмеримо с чувствительностью к облучению человека.

Таблица 26. Предельно допустимые уровни содержания радионуклидов в некоторых продуктах питания (СанПиН № 6229-91)

Группа продуктов

Радионуклиды

Допустимые уровни, Бк/кг, не более

Картофель

Цезий-137

320

Стронций-90

60

Овощи, бахчевые

Цезий-137

130

Стронций-90

50

Фрукты, ягоды, виноград

Цезий-137

40

Стронций-90

50

Г рибы

Цезий-137

500

Стронций-90

50

Таблица 27. Эффекты острого облучения растительных сообществ

(Романов, 1997)

Сообщество

Доза (Зв) и степень вызываемого ею повреждения

незначительная

промежуточная

тяжелая

Хвойный лес

1-10

10-20

20

Лиственный лес

1-100

50-350

100

Кустарники

10-50

50-200

200

Луга, пастбища

80-100

100-1000

1000

Мхи, лишайники

100-1000

500-5000

2000

Беспозвоночные. В целом летальные дозы для насекомых в 100 раз выше, чем у позвоночных. Летальные дозы зависят от стадии развития насекомых во время облучения. Наиболее чувствительны насекомые при облучении па стадии яйца (15 Зв). При облучении личинок и других ювенильных форм летальные дозы составляют 130-230 Зв, при облучении взрослых форм — 150 300 Зв.

Рыбы. Натурные наблюдения за состоянием и продуктивностью популяций рыб показали, что безопасными для популяции дозами при облучении на стадии гонад (икры, молок) являются 0,02 мЗв/сут, при облучении популяции в целом — около 10 мЗв/сут.

Птицы. Дозы острого облучения, вызывающие гибель 50% популяции, составляют 5-12 Зв (для домашней птицы — 9 Зв). При облучении птенцов летальные дозы снижаются в 1,5-3 раза. Начало угнетения роста и развития птенцов наблюдается при 1 Зв. Безопасными считаются дозы: для взрослой птицы — 0,5 Зв, для насиживаемого яйца — 6 мЗв/сут.

Млекопитающие. Основными видами начального радиационного поражения млекопитающих, даже при остром внешнем облучении, являются повреждения кроветворной системы и слизистой оболочки желудочно-кишечного тракта. Летальные дозы острого облучения млекопитающих, приводящие к гибели 50% популяции, различаются в зависимости от «локализации» результата воздействия. Так, по данным Г. Н. Романова (1997), летальная доза (Зв) составляет для общего внешнего облучения 2,5-10, для проявления костно-мозгового синдрома (кроветворение) — 5-8 (мелкие млекопитающие) и 2-3 (крупные млекопитающие), для возникновения желудочно-кишечного синдрома — 8-12. Снижение рождаемости наступает при 10% летальной дозы, снижение жизнеспособности потомства — при мощности дозы, полученной родителями, более 1 мЗв/сут. Доза, не вызывающая смертности, — около 0,1 Зв/сут.

Несмотря на большой объем информации о реакциях природных экосистем и составляющих их компонентов на радиоактивное загрязнение, использование этой информации затруднительно. Прежде всего это обусловлено сложностью определения значимости многих биологических реакций на фоне их аналогичных природных изменений во времени под влиянием климатических и других факторов. Кроме того, в условиях хронического воздействия ионизирующих излучений в малых дозах экологические последствия могут проявиться не сразу, а через длительное время.

В качестве биологических индикаторов могут использоваться как растения, так и животные. В целях биоиидикации загрязнения радионуклидами можно выбрать несколько показателей; основные из них — содержание радионуклидов в объектах биоты, видовое разнообразие в сообществе, присутствие или отсутствие в нем конкретного вида, общее обилие организмов па загрязненной территории, изменение биохимических и физиологических реакций, анатомические, морфологические и поведенческие отклонения. Но не все наземные животные подходят для целей биоиндикации. Так, например, птицы многочисленны летом, а на зиму большинство из них мигрирует, крупные млекопитающие редки, а мелкие подвержены резким изменениям численности. Поэтому наиболее показательной группой биоиндикаторов является почвенная фауна.

Существуют два пути поступления радионуклидов в биоту — атмосферный, аэрационный, путь, сопровождающийся поверхностным загрязнением, и корневой путь поступления из почвы и загрязненных вод.

При атмосферных выпадениях задержка растениями радиоактивных веществ зависит от физических свойств выпадений (частицы, пары, роса, дождь или туман), дисперсности выпавшего материала и скорости роста растений. Естественный травостой удерживает 30-40% выпавшего количества гамма-излучающих нуклидов и около 30% 137Cs, сеяные многолетние травы — соответственно 20-40% и 7-15%.

Накопление радионуклидов в биоте. Специфической реакцией на загрязнение среды радионуклидами является их накопление в организмах, обитающих па загрязненной территории. Однако при сравнении содержания радионуклида в организме с полученной дозой или выбросом радионуклида необходимо учитывать целый ряд факторов, определяющих особенности его биологического накопления и миграции. К наиболее значимым относятся: коэффициент накопления и период полураспада радионуклида; его путь попадания в организм — аэрационный или через почву; особенности миграции радионуклида в почве; обменные особенности почвы; миграция организма, его индивидуальные, половые, возрастные особенности, скорость процессов метаболизма, а также то, в какой ткани или органе производится измерение содержания радионуклида. Чаще всего определяют содержание в организме 137Cs, 90Sr, 239Pu, а также 60Со, 1311, 144Се и 106Ru.

При оценке радиационной нагрузки за счет аэрационного поступления радионуклидов в экосистемы репрезентативным биоиндикатором выступают сфагновые мхи. Это особенно важно для территорий, подверженных влиянию предприятий по захоронению радиоактивных отходов, поскольку их специфика определяется высоким содержанием в отходах 137Cs (до 90%) и соответственно большим выходом этого изотопа в воздушную среду. Кроме того, экспериментально была установлена высокая резистентность лишайников к ионизирующей радиации, особенно видов рода Clado- пга: даже при очень высоких дозах у-облучепия (более 1000 Р/сут) не происходит массовой гибели слоевищ лишайников и их выпадения из состава сообществ. Аккумулирование радионуклидов в слоевищах зависит как от характеристик радиоизотопов (форма выпадения, количество, растворимость в воде, подвижность в среде), так и от особенностей лишайника (жизненная форма, размеры и возраст растения) и местообитания (субстрат, экспозиция, количество осадков). Период выведения из лишайников 137Cs предположительно составляет более 17 лет, а представители отдельных видов лишайников живут до сотен и тысяч лет, поэтому их слоевища могут содержать следы многих выбросов радионуклидов в атмосферу. Высокой аккумуляцией радионуклидов отличаются грибы.

Среди растений тенденция к высокому накоплению радионуклидов наблюдается у представителей семейств мареновых Rubiaceae, толстяиковых Crassulaceae, норичниковых Scrophulariaceae и бобовых Fabaceae, а к низкому —у злаковых Роасеае, осоковых Сурегасеае и зонтичных Аргасеае.

При оценке содержания радионуклида в различных организмах необходимо учитывать основные закономерности накопления радионуклидов в разных элементах биоценозов. Так, например, при переходе в растительность 90Sr и 137Cs их концентрация снижается, однако у видов с поверхностной корневой системой (клубника, земляника и др.) их концентрация близка к почвенной. Имеются большие различия в концентрации радионуклидов в теле животных, обитателей одного биогеоценоза, а также представителей одного вида, живущих в различных местах. Накопление радионуклидов в теле животных зависит прежде всего от: плотности загрязнения почвы, длительности и тесноты контактов животных с ней; трофического уровня данного вида животных и занимаемой им экологической пиши; степени биологической доступности радионуклида. Коллективом исследователей под руководством Д. А. Криволуцкого установлено, что:

— максимальные количества 90Sr и 137Cs накапливаются у животных, тесно связанных в процессе жизнедеятельности с верхним слоем почвы, — дождевых червей, муравьев, мышевидных грызунов, лягушек (проникновение радионуклидов осуществляется через кожные покровы);

90Sr, являясь остеотропом, концентрируется в значительных количествах в скелете позвоночных животных, беспозвоночные накапливают его незначительно;

оседлые виды животных накапливают радионуклиды больше, чем животные, совершающие суточные и сезонные миграции;

— половые различия в накоплении радионуклидов имеют место у животных, проживающих постоянно на загрязненной территории лишь в период размножения, что связано с усилением обмена веществ у самок; в общем, интенсивность накопления радионуклидов зависит от скорости обменных процессов;

— концентрация 90Sr и 137Cs в организме молодых животных выше, чем у взрослых, что обусловлено активными процессами жизнедеятельности и скелетообразо- вания;

при совместной миграции пар элементов-аналогов 90Sr— Са и 137Cs— К в пищевых цепях животных наблюдается: в паре 90Sr — Са на всех трофических уровнях дискриминация радионуклида (исключение составляют насекомые, у которых происходит увеличение содержания 90Sr относительно Са); в паре 137Cs— К увеличение концентрации 137Cs по отношению к К в среднем в 1,5-8 раз па каждом последующем трофическом уровне;

— миграционная способность 239 Ри мала, за счет образования в почве нерастворимых комплексов его доступность очень незначительна для растений и животных, за исключением дождевых червей.

Часто для биоиидикации загрязнения используются определение содержания радионуклидов в почвенной микро- и мезофауне, а также численность отдельных видов на разных стадиях развития и их соотношение (личинки и нимфы микрофауны, личинки насекомых, взрослые кокциды, дождевые черви видов Dendrobaena octae- dra, Eisenia nordenskioldi, моллюски).

Способность проникновения радионуклидов через поверхность листьев и стеблей была установлена путем нанесения растворов радионуклидов на растения. При этом была показана зависимость поглощения радионуклидов растениями от физико-химических свойств элементов. Высокой подвижностью в растениях обладают радионуклиды Cs, I и Th, низкой — радионуклиды Sr, Се, Ва. Через листья в растения проникает от 20 до 60% поверхностно нанесенного раствора 137Cs и всего лишь сотые доли процента 90Sr.

Накопление радионуклидов в растениях зависит от возраста и фазы развития особей. Из радиоактивных продуктов деления в первый период развития наибольшую опасность представляют изотопы йода вследствие наиболее высокого относительного их содержания и значительной биологической токсичности. В последующем основную роль играют 90Sr и 137Cs из-за их сравнительно высокой энергии излучения, большого периода полураспада и способности активно включаться в биологический круговорот веществ (почва —растения —животные —человек). Эти изотопы способны надолго задерживаться в организме человека и животных. При поступлении с кормом в организм животных 90 Sr его постоянным неизотопным носителем служит кальций, а для 137Cs — калий. В организме животных калий и кальций представлены как макроэлементы. При исследовании закономерностей передвижения 90Sr и 137Cs от одного биологического объекта к другому было замечено, что первый ведет себя сходно с кальцием, второй —с калием. Это обстоятельство имеет важное значение для радиоэкологических биоиндикационных исследований. Установлено, что при равных условиях максимальная концентрация 90Sr всегда обнаруживается в органах (продуктах), физиологически богатых кальцием (кости, яичная скорлупа и т. д.), а максимальная концентрация 137Cs— в богатых калием (например, мышцах). Ввиду определенной пропорциональности накопления в биологических объектах 90Sr и кальция, а также 137Cs и калия количество радиоактивного стронция или радиоактивного цезия выражают не в абсолютных величинах, а в относительных по отношению к кальцию или калию соответственно. Содержание 90Sr по отношению к кальцию в почвах, растениях, молоке и тканях животных при таком расчете выражают в стронциевых единицах, под которыми понимают отношение активности (нКи) "Sr, содержащегося в 1 кг исследуемого образца, к концентрации в нем кальция (г/кг).

Аналогично рассчитывают содержание 137Cs по отношению к калию в цезиевых единицах. Однако в последнее время ими практически перестали пользоваться, поскольку выяснилось, что в процессе перехода по некоторым звеньям пищевых цепей 137Cs не всегда сходен с калием и связан с ним меньше, чем "Sr с кальцием.

При биоиидикации загрязнения радионуклидами применяются такие показатели, как уровни содержания радионуклидов в биоте, видовое разнообразие, присутствие-отсутствие вида, обилие организмов и др. Исследованиями А. В. Канева и др. (2013) показано, что морфологические параметры червей семейства Lumhricidae не могут быть использованы в качестве индикаторных критериев радиационного воздействия, поскольку эти показатели, рассчитанные для контрольных и техиогеи- но загрязненных территорий, достоверно < 0,05) не различались. В то же время численность беспозвоночных была достоверно выше < 0,05) па контрольных участках, чем на площадках с повышенным содержанием радионуклидов в почве.

Абсолютными индикаторами радиационных нагрузок в лесных экосистемах являются подстилки. Хорошими показателями радиационного загрязнения служит накопление радионуклидов в мхах и лишайниках. Второе место по значимости занимают грибы — подстилочные сапрофиты и микоризообразователи. Травянистые растения могут использоваться в индикации "Y, 90Sr. Ксилофиты и травянистые растения плохо индицируют 137Cs и 134Cs. А. В. Маркелов с соавторами (1990) при биоиидикации радиационного загрязнения рекомендует использовать грибы. В лесных экосистемах 90Y, 90Sr, 137Cs и 134Cs, поступающие корневым путем, отмечены в 100% сапрофитов и 95,6% ксилофитов. 137Cs и 134Cs, поступающие аэрационным путем, аккумулируются в подстилочных сапрофитах и микоризообразователях слабее, чем во мхах, по интенсивнее, чем в ксилофитах. Содержание радионуклидов в грибах европейской провинции подзоны хвойио-широколиствеииых лесов к концу 1987 г. (после аварии па Чернобыльской АЭС) возросло по сравнению с 1976-1983 гг. по "Sr в 1100 раз, по изотопам Cs — в 100 раз.

Избирательное поглощение 137Cs характерно для лишайников рода Cladonia и Cetraria islandica. Интерес представляет трансформация вещества в цепи «лишайник — олень — человек». А.И. Нижииков и др. (1979) отмечают ярко выраженные сезонные колебания концентраций 137Cs в оленине. В зимний период она в 15-18 раз выше, чем летом. Сезонные колебания объясняются изменением рациона питания оленей. В зимний период животные полностью переходят на питание лишайниками, в то время как в летний период олени практически полностью исключают их из рациона. Сезонному изменению содержания 137Cs способствует также короткий биологический период полу выведения радионуклида из организма оленей — 21-35 дней.

Распространение радионуклидов по цепи питания зависит от рациона животных. По данным Б. П. Кругликова (1969), содержание радиоцезия в мышцах благородных оленей, лосей и косуль было соответственно в 3, 10 и 20 раз выше, чем в мышечной ткани коров из той же местности. У плотоядных хищников содержание цезия превышает таковое у травоядных животных в 2-3 раза.

При изучении радиационного загрязнения учитывается трансформация "Sr Са и 137Cs — К. Для первого трофического уровня беспозвоночных и позвоночных животных характерно снижение концентрации Sr и Cs по сравнению с Са и К. У хищных беспозвоночных и пекрофагов увеличивается концентрация 90Sr, иногда 137Cs. В. Е. Соколов, И. А. Рябцев и А. Д. Покаржевский (1985) ввели термин «наблюдаемое отношение» —НО:

У растительно- и насекомоядных млекопитающих НО близки. В высших звеньях трофической цепи снижается доля Sr по отношению к Са и увеличивается соотношение Cs:K.

А. И. Таскаев и Д. А. Криволуцкий (1985) среди хороших индикаторов ионизирующего излучения называют малоподвижных почвенных беспозвоночных с относительно длинным периодом индивидуального развития. К ним, в частности, относятся дождевые черви и многоножки.

При оценке радиационного загрязнения водных экосистем Н. В. Куликовым (1978) предлагается использовать дойные отложения, а также отмершие растения. Кроме того, практически все гидробионты, особенно пресноводные растения, могут быть биоиндикаторами радиационного загрязнения. Большинство представителей пресноводной флоры и фауны обладают способностью накопления радиоактивных изотопов 238U, 226Ra, 232Th до уровня, в 100 и 1000 раз превышающего их концентрацию в воде.

Неспецифическая реакция организмов на радиационное загрязнение охватывает все остальные перечисленные выше виды реакции: изменение видового разнообразия, присутствие — отсутствие вида, изменение обилия организмов и др.

При оценке влияния радиоактивного загрязнения на свойства экосистемы особое значение придается состоянию микробного сообщества почв, которое является репрезентативной системой в силу коротких циклов развития, высокой чувствительности к изменению внешних воздействий и больших адаптационных возможностей. Оценка состояния почвенных микроорганизмов после длительного радиационного воздействия (например, в зоне Чернобыльской аварии) проводится по показателям численности микроорганизмов различных эколого-трофических групп, выделению и первичной идентификации доминирующих групп прокариотных (бактерии, акти- номицеты) и эукариотных (микромицеты и дрожжи, микроводоросли, простейшие) микроорганизмов.

В работе И. К. Кравченко, А. М. Семёнова, С. Н.Дедыш и др. (1999) было показано, что закономерное уменьшение количества бактерий при увеличении дозы особенно четко проявляется для горизонтов подстилки (роды Bacillus, Pseudomonas) и в меньшей степени характерно для нижележащих минеральных субстратов. При увеличении дозы облучения количество актиномицетов возрастало, однако наблюдалось образование мутантов с увеличенной фазой вегетативного роста гифов.

Микромицеты являются одной из наиболее чувствительных к воздействию радиации групп почвенных микроорганизмов. Действие радиации коренным образом видоизменяет коренное микромицетиое сообщество; увеличение видового разнообразия в исследованных загрязненных почвах происходит в основном за счет рода Penicillium. Н. Н. Ждановой, А. И. Василевской, В. А. Захарченко (1999) предложены семь видов микромицетов в качестве биоиндикаторов низкого (3, 7—3, 7-103 Бк/кг почвы), среднего (3, 7• 103- 3,7• 105 Бк/кг почвы) и высокого (3, 7• 105-3,7• 107 Бк/кг почвы) уровней загрязненности почв радионуклидами. Виды Myrothecium roridum, Metarrhizium anisopliae, Penicillium roseo-purpureum, Arthrinium phaeospermum —

индикаторы низкого уровня, Acremonium strictum — низкого и среднего, Chaetomium аигеит и Paecilomyces lilacinus — среднего и высокого уровней радиационного загрязнения.

Часто в качестве биоиндикаторов используют также раковинные корненожки (Protozoa, Testacida). В условиях радиационного загрязнения наблюдаются снижение видового разнообразия простейших и стремление к монодоминантности.

Количество почвенных водорослей в почвенной подстилке при увеличении дозы облучения снижается. Наиболее информативным показателем, по данным И. К. Кравченко, А. М. Семёнова, С.Н.Дедыш и др. (1999), является флористический состав альгоцеиозов, так как разные водоросли значительно различаются по степени устойчивости к радиации. Например, культуры цианобактерий (Microcoleus, Phormidium, Synechococcus) обладают очень высокой степенью устойчивости к облучению—до 1280 кР, в то время как одноклеточные зеленые водоросли Chlorococcum sp. выдерживают не более 160 кР, хотя среди зеленых водорослей степень резистентности к радиации значительно варьируется. Еще более чувствительны к радиации нитчатые зеленые водоросли, что связано с их большей активностью в аккумуляции различных соединений, в том числе 90Sr и 137Cs.

В большой степени с загрязненным радионуклидами субстратом — почвой — контактируют почвенные беспозвоночные, на которые приходится основная радиационная нагрузка. В исследованиях радиационных эффектов используются семейства Collembola, Diplopoda, Isopoda, Acarina, Caleoptera, Diptera, Oligochaeta и др. К. А. Эдвардс (1999) было выяснено, что при дозе 2 кГр в течение 80 дней происходит гибель всех почвенных беспозвоночных, а доза 1 кГр, и даже несколько меньшая, уничтожает большинство групп беспозвоночных в почвах. При этом наблюдается отчетливая корреляция между активностью и подвижностью животных, с одной стороны, и их чувствительностью к радиации —с другой. Наиболее активные животные, такие как многоножки, мокрицы, обитающие на поверхности почвы иогохвостки, гамазовые клещи, гораздо более чувствительны к облучению, чем обитающие в толще почвы панцирные клещи и иогохвостки. Черви, нематоды, личинки мух и жуков проявляют промежуточный уровень активности и умеренную чувствительность к облучению. Патологические признаки, вызываемые радиацией у разных групп беспозвоночных, были различны, однако животные всех групп становились намного более медлительными и бездейственными после облучения большой дозой радиации. Индивидуальные реакции па облучение также различались.

Эксперименты с пролонгированным облучением микропопуляций мокриц (сем. Isopoda) показали (Куприянова, 1999), что учет относительной численности молодых особей и числа генераций в данный сезон размножения позволяет оцепить жизнеспособность микропопуляций и степень их поражения. На уровне сообществ характерными показателями неблагополучия оказались внезапное изменение видового состава и доминирование вида, не характерного для данного типа биоценоза, вследствие нарушения процесса размножения.

Насекомые являются традиционным модельным объектом при проведении исследований, связанных с ионизирующем излучением. Высокая численность и плодовитость двукрылых, тесная связь личиночных стадий со средой обитания и частая смена поколений обеспечивают быстрое проявление результатов воздействия ионизирующего излучения на эту группу насекомых. Эколого-фаунистические исследования двукрылых зоны Восточно-Уральского радиационного следа (ВУРС) показали, что па загрязненной территории по сравнению с контрольной отсутствовало подавляющее большинство видов. Также были зарегистрированы выпадение ряда видов сапрофагов, развивающихся в иле, и Norellia spinimanum, развивающегося в прибрежной растительности озер, что свидетельствует о высокой степени загрязненности прибрежной зоны (Кривошеина, 1993, 1995). Однако двукрылые мицетофаги успешно развивались на всех участках произрастания грибов, независимо от степени загрязнения.

Наибольшая роль из всех беспозвоночных в биоиндикации принадлежит дождевым червям Oligochaeta, Lumbricidae, которые встречаются практически во всех естественных и антропогенных системах умеренного пояса и доминируют в их биомассе. Различия в радиочувствительности особей одного и того же вида обусловлены комплексом факторов. Самым устойчивым к радиоактивному загрязнению видом является Dendrobaena octaedra. Радиопатологии дождевых червей возникают при десятых долях ЛД50 и выражаются в сильном повреждении сперматогониев.

Популяции червей испытывают существенное угнетение своей численности при дозовых нагрузках на порядок меньших, чем уровень ЛД50/30 половозрелых особей. Это обусловлено в первую очередь тем, что более чувствительные к ионизирующему излучению начальные стадии развития дождевых червей в значительной степени определяют судьбу всей облучаемой популяции. Однако наличие коконов в загрязненных почвах свидетельствует о размножении животных даже на загрязненных территориях. В силу особенностей своего питания, которые связаны с заглатыванием почвенных частиц, содержащих радионуклиды, черви подвергаются облучению как снаружи, так и изнутри, в результате чего в эпителиальных покровах и средней кишке значительно увеличивается количество слизистых секретов, что, возможно, является защитной реакцией организмов на действие ионизирующего излучения (Криволуцкий, 1980, 1994). Тесный контакт кишечного эпителия с радионуклидами вызывает существенные нарушения процессов пищеварения, что ведет к гибели животного.

Н. С. Бузинова, О. П. Данильченко, Е. Ф. Исакова и др. (1985) провели опыты с дафниями в лабораторных условиях, с брюхоногими моллюсками в озерах, загрязненных отходами объединения «Радон» (Московская область) с уровнем суммарного [3-излучения 17 и 3 Бк/л. Ими были зафиксированы потемнение тела и раковины моллюсков, изменение формы и размеров раковин. У дафний в загрязненных водах снижалась выживаемость, но стимулировалась плодовитость. На примере моллюсков была показана способность формирования устойчивых к радиационному загрязнению популяций, испытывающих определенное угнетение и снижение плодовитости в контрольных (чистых) условиях.

Биологические последствия воздействия радиоактивного загрязнения среды на земноводных и пресмыкающихся изучены слабо. Однако ряд биологических особенностей этих животных — тесная связь с субстратом, оседлый и открытый образ жизни, относительно высокие показатели продолжительности индивидуальной жизни и плотности населения, высокий трофический уровень, длительный период эмбрионального развития, смена среды обитания в ходе онтогенеза и наличие высокочувствительной фазы развития — делают их, и в первую очередь чешуйчатых пресмыкающихся Scuamata, перспективными биоиндикаторами радиационных загрязнений.

В 1992-1995 гг. Д. В. Семёновым, С. А. Ивановой и Е. С. Ройтбергом (1999) проводились исследования в зоне БУРС. В результате было отмечено, что демографическая структура популяций наиболее массового вида пресмыкающихся, живородящей ящерицы Lacerta vivipara, на загрязненных местообитаниях остается неизменной. Существенное отличие популяций загрязненных участков выявлено при анализе репродуктивной системы и эмбрионов: обнаружены гермафродитизм и эмбриональные уродства, а также резкое понижение жизнеспособности аномальных эмбрионов. В целом герпетофаупа загрязненной территории не отличалась от импактпой пи по видовому разнообразию, пи по обилию отдельных видов, пи по фенологии, пи по аутэкологическим характеристикам.

При рассмотрении растительности как индикатора радиационных загрязнений можно использовать помимо содержания радионуклидов в отдельных частях растений различные характеристики: радиочувствительность вида и изменение видового состава сообщества, фенологические и морфологические изменения облученных растений.

Общие закономерности состоят в том, что леса умеренной зоны имеют высокую чувствительность к радиоактивному загрязнению по сравнению, например, с тропическими лесами. По данным коллектива авторов под руководством Д. А. Криволуцкого, наиболее чувствительными являются травянистые однолетние виды растений. Многолетники, имеющие многолетние подземные почки, защищенные от облучения, более устойчивы к радиационному воздействию. Фенологические сдвиги возникают при дозах 100-200 Гр, многочисленные и разнообразные морфологические изменения у растений (лапчатка ползучая, лисохвост вздутый) — при дозах от 25 до 73 Гр. При весеннем облучении доза выше 25 Гр вызывает существенные изменения состава сообщества, а доза свыше 200 Гр приводит к разрушению фитоценоза—чем выше доза облучения, тем проще структура сообщества, остающегося на месте коренного облученного. Место, освобождаемое в сообществе радиочувствительными видами, занимают более радиорезистентные (например, Calamagrostis epigeios и виды рода Сагех).

Исследуя древесную растительность как биоиндикатор, нужно учитывать, что при облучении в летальных и сублетальиых дозах их гибель растянута во времени и продолжается в течение пяти лет. Хорошим показателем радиоактивного загрязнения является поражение листьев, хвои и камбия древесных растений. Наиболее детально эффекты облучения изучены у сосны обыкновенной Pinus sylvestris и березы бородавчатой Betula pendula. Специфика лучевого поражения древесных растений проявляется в повреждении листьев, хвои и апикальной меристемы, прежде всего в средней и нижней части крон, что связано с быстрым очищением верхней части крон от радионуклидов под действием ветра и атмосферных осадков. Устойчивость древесных растений к облучению существенно зависит от их физиологического состояния: летальные дозы облучения в стадии физиологического покоя в 1,5 раза выше, чем в период вегетации.

Пожелтение отдельных пучков хвоинок сосны па однолетних побегах возникает при дозах облучения 15-40 Гр. Пожелтение двухлетней хвои в верхней части крон деревьев свидетельствует о дозах в 40-60 Гр. Хвоя меняет окраску с темно-зеленой до оранжево-красной при дозах 100-200 Гр, при этих же дозах начинает буреть и отслаиваться камбий в месте соединения ксилемы и флоэмы. Гибель клеток камбия берез наблюдается при дозах более 100 Гр. Деревья с частично поврежденным камбием подвержены большой ветроломности из-за нарушения структуры древесины и ее отмирания в местах гибели камбия.

Кроме того, под действием повышенной радиации у древесной растительности происходит торможение роста побегов и прироста древесины. Так, например, торможение роста побегов сосны наблюдается в интервале поглощенных доз 10-30 Гр, однако через несколько лет после облучения начинают развиваться и процессы восстановления роста. Радиальный прирост сосны уменьшается почти в два раза при дозе 30-35 Гр.

При поражении хвои и листьев происходит заметное снижение фотосиптетиче- ской активности (у сосны при дозе 25 Гр, у березы —при 100 Гр), а это в сочетании с сокращением общей листовой поверхности, обусловленным повреждением и опа- дом ассимилирующих органов, приводит к изменению первичной продуктивности. Достоверное снижение продуктивности у сосны наблюдается при величине поглощенной дозы свыше 5 Гр, у березы —при существенно более высоких поглощенных дозах, чем у сосны, порядка 100 Гр и более.

Сдвиги в наступлении фенофаз в развитии древесных растений, в частности лиственных пород, выражающиеся в замедлении распускания листьев весной и более раннем пожелтении и листопаде, часто рассматриваются как характерная реакция па облучение.

Цитогенетические изменения у древесных растений выражаются в увеличении частоты хромосомных аберраций. Увеличение частоты хромосомных аберраций в листовой меристеме сосны проявляется при дозах в 12 Гр. Происходит также изменение генеративных органов: у сосны масса пыльцы в пыльнике резко снижается с увеличением поглощенной дозы (на 25% при поглощенной дозе в 22 Гр), жизнеспособность такой пыльцы понижается.

Радиоустойчивость травянистых растений на порядок выше, чем у видов древесного яруса. У травянистых растений при облучении в дозах от 1 до 230 Гр лучевые эффекты незначительны и выражаются в кратковременном угнетении или усилении роста, лучевых ожогах, изменении формы и окраски листьев, других морфологических уродствах. Изменения па уровне сообщества выражаются в выпадении радиочувствительных видов и доминировании растений, способных к вегетативному размножению от корневищ, защищенных от облучения слоем почвы, таких как вей- пик наземный Calamagrostis epigeios, иван-чай Chamaenerium angustifolium, василек Centaurea scabiosa, бодяк Cirsium setosum, земляника лесная Fragaria vesca, вереск обыкновенный Calluna vulgaris, осока Carex praecox.

В лесостепных сообществах для визуального отслеживания заметных радиационных поражений наиболее подходят следующие виды: земляника Fragaria vesca, клубника Fragaria viridis, лапчатка Potentilla anserina, бодяк мягкощетинистый Cirsium setosum, осот полевой Sonchus arvensis, вейник наземный Calamagrostis epigeios, выо- иок полевой Convolvulus arvensis, порезник сибирский Libanotis sibirica, клевер полевой Trifolium eampestre, молочай лозный Euphorbia virgata, тысячелистник обыкновенный Achillea millifolium и некоторые другие.

Для травянистых растений радиациоппо загрязненных территорий как показатель повреждения может фиксироваться ущербность семенного потомства, формирующегося па облученных растениях, по причиной этих неблагоприятных изменений могут быть токсические свойства таких радионуклидов, как ТМ, а не их ионизирующие свойства. Так, например, по данным О. Н. Поповой, Н. П. Фроловой, З.Г. Улле и др. (1991), у Phleum pratense в условиях радиационного фона 8- 15 мР/час может наблюдаться низкая продуктивность соцветий, а иногда и полная стерильность генеративных побегов. Однако, несмотря на это, угнетенного СОСТОЯНИЯ особей, выросших из семян, собранных с малопродуктивных соцветий на загрязненных территориях, обнаружено не было, в отдельных же случаях особи тимофеевки отличались исключительно крупными размерами.

В других исследованиях О. Н. Поповой и В. И. Шершуиовой (1988) показано, что при повышенном на 1-2 порядка содержании в субстрате U и Ra семена Vicia сгасса, формирующиеся на облученных травянистых растениях, раньше созревали и уменьшались в размерах, но проявляли более ранние стартовые реакции при прорастании. Однако с первых дней прорастания обнаруживались признаки отставания молодых растений в росте, усиливающиеся с возрастом, в корнях регистрировался более высокий уровень хромосомных аберраций. В природных условиях большая часть таких проростков была нежизнеспособна и выпадала из популяции. Таким образом, учитывая разноречивость сведений, невозможно точно определить, является ли радиоактивное излучение причиной нарушения генеративных функций травянистых растений и как сильно оно сказывается па следующем поколении.

Кроме того, Д. А. Криволуцким, Ф. А. Тихомировым, А. Д. Покаржевским и др. (1988) обнаружено, что обитание популяций растений в среде с повышенным фоном ионизирующих излучений приводит в действие адаптационные механизмы, направленные па приспособление популяций к этим изменившимся условиям. Одно из проявлений адаптации — увеличение радиорезистентности популяций.

У млекопитающих наиболее критическими системами организма по отношению к действию ионизирующей радиации являются клетки половых органов и кроветворная система. У обитающих в районах месторождений радиоактивных руд животных (например, самцов полевок) обнаружены хромосомные аберрации, дегенерация в зародышевом эпителии половых желез, заторможенное половое созревание и стерильность половозрелых самцов. Однако поскольку исследования радиочувствительных клеток половых органов в массовом порядке затруднительны, то все большее распространение получают анализы крови и кроветворной ткани костного мозга, селезенки, лимфоузлов. Определенное представление о действии радиации на организм можно получить после полного анализа крови, включающего 13 определяемых с помощью микроскопа, и 11 расчетных показателей (Богатов, 1997; Маркелов, 1999). Окончательное заключение делается па основании анализа качества клеток кроветворного красного костного мозга. При необходимости проводят дополнительное определение клеточного состава селезенки и лимфоузлов. Этим обусловлено применение гематологических методов, часто дополненных методом исследования цитогенетических повреждений, позволяющим измерять разрывы хромосом и потерю целых хромосом в клетках крови (микроядериый тест, например определение микроядер в популяциях лимфоцитов периферической крови, способных накапливать цитогенетические повреждения в течение нескольких лет).

При применении гематологических методов решающим признаком радиационного поражения млекопитающих, определяющим характер и тяжесть лучевого поражения, являются изменения количества и качества клеток в крови и костном мозге.

Хорошим индикатором могут быть мелкие млекопитающие: рыжая, обыкновенная и темная полевки, полевка-экоиомка, желтогорлая, лесная и домовая мыши, отвечающие требованиям, предъявляемым к видам-индикаторам. Для них характерны постоянно высокая численность, ограниченность индивидуальных участков, доступность добычи в природе и др. Однако часто применяемые экологические показатели стабильности и нормального развития популяций (численность мелких млекопитающих и фактическая плодовитость) в данном случае не могут служить индикатором воздействия повреждающего фактора на популяции грызунов и землероек. Факторы, зависящие от плотности, «затеняют» действие радиационного фона. Единственным достоверным и падежным свидетельством нарушения нормального состояния популяции мелких млекопитающих может считаться эмбриональная смертность. В результате многочисленных исследований было выяснено, что наиболее надежными показателями эмбриональной смертности являются патология беременности (наличие уродств, резорбции эмбрионов), неравномерность развития эмбрионов в одном выводке, редукционные аномалии скелета и конечностей эмбрионов, аномалии в развитии головного мозга, пороки развития глаз. Но, как правило, эмбрион несет в себе целый комплекс отклонений, обусловленных совокупностью тератогенных и мутагенных эффектов. Вероятнее всего, детеныши с подобными патологиями умирают в первые дни постпатальпого развития.

Гематологические методы используются в тех случаях, когда не наблюдается отклонений во внешнем виде животных, окраске шерсти и глаз от нормы, т. е. видимых мутаций. При этом гематологические сдвиги довольно хорошо соответствуют степени радиоактивного загрязнения местности. Для всех грызунов, находящихся под воздействием радиации, характерны отклонения морфологического состава крови и костного мозга, степень тяжести которых предположительно зависит от возраста. Особо опасными для жизни животных являются алейкемические лейкозы, предлейкозы и апластические состояния лейкопоэза, возникающие при облучении в 0,8-1,2 Гр/год. Эти гематологические изменения могут приводить к сокращению продолжительности жизни животных (Богатов, 1997; Богатов, Мартюшов, 1999; Материй, Таскаев, 1999).

Следует учитывать, что мышевидные грызуны благодаря условиям жизни (норное и наземно-гнездное размещение) более тесно связаны с присущим данной местности радиоактивным загрязнением, чем крупные млекопитающие. Их тело, в отличие от средних и крупных животных, больше подвергается воздействию (3-излучепия 90Sr и других радионуклидов, которое может пронизывать его насквозь. Поэтому результаты исследований на мышевидных грызунах не могут быть полностью перенесены на более крупных животных, особенно с широким ареалом обитания, у которых (3-частицами поражаются лишь отдельные участки кожи, желудочно-кишечного тракта и скелета. Наблюдения за сравнительно крупными млекопитающими (зайцы, копытные) па территориях с сильным локальным загрязнением показали, что происходит не только регистрируемое накопление радионуклида, но и нарушение популяционной структуры. Так, Л. В. Богатов (1997) и Д. А. Криволуцкий, Ф. А. Тихомиров, А. Д. Покаржевский (1988) отмечают задержку развития и полового созревания животных, уменьшение продолжительности жизни и устойчивости к неблагоприятным воздействиям среды, снижение плодовитости за счет ранней гибели и рассасывания эмбрионов, морфометрические изменения внутренних органов (печень, селезенка, семенники, почки, надпочечники), большую поражеииость болезнями и паразитами зверей и птиц па загрязненных участках. О радиационном загрязнении свидетельствует и состояние кроветворной системы животных.

Радиоактивное загрязнение больших площадей сельскохозяйственных угодий вызвало необходимость изучения воздействия разных уровней радиации на различных сельскохозяйственных животных, причем определяющее значение имели сведения об изменениях системы крови. Основные выводы из проведенных исследований сводятся к следующему:

в условиях хронического поступления 90Sr при дозе на костный мозг ниже 1 мГр/сут и суммарной поглощенной этим органом дозе не выше 1 Гр отклонения от нормальных показателей крови (количество лейкоцитов, величина деструкции клеток и биохимических показателей) вообще не наблюдаются;

суммарная поглощенная доза в пределах до 1 Гр при мощности дозы выше 3 мГр/сут может вызвать временное незначительное снижение числа лейкоцитов в крови. Статистически значимые изменения морфологического состава крови и костного мозга могут проявиться у сельскохозяйственных животных через 4-18 месяцев с момента поступления в организм 90Sr, если мощность дозы будет равна 3 мГр/сут или выше при суммарной поглощенной дозе 1,5-2,5 Зв;

почвенное загрязнение 90Sr, не превышающее 185 кБк/м2, не вызывает у крупного и мелкого рогатого скота каких-либо изменений в системе крови;

— крупный и мелкий рогатый скот выдерживает накопление высоких суммарных доз радиации в критических органах (до нескольких Гр) при сравнительно небольшой убыли продуктивности.

При облучении биогеоценозов воздействие ионизирующих излучений в первую очередь отражается па популяциях млекопитающих и птиц как особо радиочувствительных компонентах сообщества. Несколько более устойчивы к облучению хвойные древесные растения и лиственные породы. Еще большие дозы выдерживают многие виды насекомых и травянистых растений, грибы, мхи, лишайники и большинство микроорганизмов. Соответственно, по количеству выпавших из сообщества видов, по сложности структуры сообщества, остающегося па месте облученного коренного, можно судить о степени радиационного воздействия. Однако, рассматривая сочетание отдельных элементов биогеоценоза, необходимо учитывать биогенную миграцию радионуклидов по трофическим цепям и существование биогенной аккумуляции отдельными видами организмов.

Наиболее чувствительными к действию ионизирующих излучений являются лесные биогеоценозы (особенно хвойные). Радиационное повреждение леса происходит под действием таких доз, которые не вызывают заметных нарушений в биогеоценозах других типов, в частности в сообществе травянистых растений. Облучение непосредственно воздействует прежде всего на отдельные компоненты лесного биогеоценоза, особенно на ярусы древесной растительности, которые характеризуются наибольшей радиочувствительностью. При достаточно больших дозах это воздействие оказывается летальным и приводит к выпадению радиочувствительных видов из состава облученного биогеоценоза. Такие эффекты являются первичными, поскольку они обусловлены прямым действием ионизирующих излучений. Но последствия облучения леса не ограничиваются этими первичными эффектами. Выпадение видов из состава сообщества приводит к нарушению сложившихся ранее взаимоотношений между различными группами организмов. Это вызывает дальнейшую перестройку лесного биогеоценоза и изменение его структуры. Подобные вторичные изменения возникают как результат первичных и наступают, согласно исследованиям Д. А. Криволуцкого, Ф. А. Тихомирова, А. Д. Покаржевского и др. (1988), через 2-5 лет после первичных.

 
Посмотреть оригинал
Если Вы заметили ошибку в тексте выделите слово и нажмите Shift + Enter
 
Популярные страницы