Содержание материала

Эффекты у древесных растений.

Радиационные эффекты наиболее четко проявились в древостое естественных насаждений сосны и березы на территории наиболее загрязненной части Восточно-Уральского радиоактивного следа. Будучи различными по тяжести, радиационные поражения деревьев достигали летальных эффектов (табл. 2.70).
Первые эффекты проявились уже весной 1958 г. у деревьев сосны, когда часть верхушечных и боковых почек не тронулись в рост, а из уцелевших образовались укороченные пучки побегов. В дальнейшем в зависимости от дозы облучения началось частичное или полное пожелтение, приведшее к усыханию крон. С течением времени площадь территории с поражением деревьев сосны возрастала. К осени 1959 г. сосновые насаждения погибли полностью на территории при минимальной начальной плотности загрязнения 6,3-7,4 МБк м-2 по 90Sr. Деревья березы оказались более радиоустойчивыми, и визуальные признаки их повреждения на 1- 2-й годы после аварии проявились только на наиболее загрязненной части территории.
Хотя не было обнаружено гибели всего древостоя березы, но примерно 50% деревьев погибли при плотности загрязнения, достигавшей максимального значения (140 МБк M-2 по 90Sr). Основные признаки поражения деревьев березы - замедление или отсутствие развития почек и побегов и последующее отмирание части или всей кроны. Согласно оценкам [55, 72] минимальные средние поглощенные дозы за “острый” период, приведшие к частичному повреждению деревьев сосны, составляли 5-10 Гр для хвои и 2-4 Гр для почек, а к летальным эффектам привели дозы соответственно 20-40 и 10-20 Гр. У деревьев березы поглощенная доза в апикальной мерисистеме почек, вызывавшая усыхание части деревьев достигала 100-150 Гр, а полная гибель всего древостоя березы могла наступить при поглощенной дозе более 200 Гр.
Первичные радиационные эффекты в лесах, вызвавшие частичную или полную гибель древостоя естественных насаждений как доминанты лесной экосистемы, а также радиационное повреждение травянистых растений под пологом деревьев привели также и к опосредованным эффектам. Они проявились в изменении как микроклимата (в первую очередь, освещенности и увлажнения почвы) под пологом поврежденного древостоя, так и структуры травянистых сообществ.  Таблица 2.70
Первичные радиационные эффекты у древесных растений [55]

В сильно поврежденных сосново-березовых насаждениях падающая на поверхность почвы световая энергия увеличивалась до 5 раз, температура воздуха возросла на 1-2° С. Изменение микроклимата и структуры травянистых сообществ на территории с погибшими насаждениями сосны и сильно поврежденными насаждениями березы привело к возрастанию фитомассы травяного покрова в 3-5 раз [55].
С течением времени (через 2-3 года и позже) началось восстановление поврежденных лесных экосистем; однако, если древостой березовых насаждений восстанавливался в результате возобновления березовой поросли от сохранившихся живых стволов и пней, то возобновление сосны в погибших сосновых древостоях началось значительно позже только в результате заноса семян с окружающей территории. Погибшие полностью сосновые насаждения уже не восстановились, а на их месте стали произрастать либо березовые, либо смешанные сосново-березовые насаждения с малой долей сосны.

Эффекты в травянистых сообществах.

Экспериментальные доказательства радиационного повреждения травянистых сообществ в головной части Восточно-Уральского радиоактивного следа были получены уже в течение первого после аварии вегетационного сезона 1958 г. [73, 74], когда визуально наблюдались изменения в структуре типичных травянистых фитоценозов. Эти сообщества характеризуются значительной гетерогенностью как видового состава (более 100 видов), так и видовой радиочувствительности, достигающей 100-кратных различий. Дозы, полученные в течение “острого” периода разными видами растений, слагающих травянистые фитоценозы, различаются и зависят от расположения наиболее радиочувствительных органов растений (семян, почек возобновления у многолетних растений) относительно поверхности почвы как основного источника внешнего β- и γ-излучения. Наиболее облучаемыми оказались генеративные и репродуктивные органы, расположенные на поверхности почвы, наименее облучаемыми - находящиеся в слое почвы. В соответствии с геоботанической классификацией [55, 73] растения на территории ВУРСа были классифицированы пятью группами так называемых жизненных форм в зависимости от расположения зимующих почек возобновления по отношению к поверхности почвы:

  1. с почками возобновления над землей (фанерофиты - деревья и кустарники);
  2. с почками возобновления, зимующими в слое снега невысоко над землей (хамефиты; типичные представители - кустарнички черники, дрока красильного);
  3. с почками возобновления на поверхности почвы (гемикриптофиты, типичные представители - вейник, костянка);
  4. с почками возобновления в слое почвы (криптофиты; типичные представители - мятлик, овсяница, вероника, бодяк);
  5. с зимующими семенами (терофиты).

На суходолах и под пологом леса представители гемикриптофитов и криптофитов доминируют в видовом разнообразии и   на их долю приходится в сумме 90-95% видового состава [73].
В качестве критерия радиационных эффектов в травянистых сообществах принята доля проективного покрытия участка территории каждой группой жизненных форм, уменьшение которой в зависимости от поглощенной дозы по сравнению с исходной характеризует уровень тяжести эффекта. (Этот показатель является интегральной функцией, достаточно сложной по роли действующих факторов и зависящей от жизненной формы растений, поглощенной дозы, видовой радиочувствительности, межвидовой конкуренции за жизненное пространство, а также степени и темпов биологического восстановления поврежденного ценоза, тем не менее, этот показатель оказался пригодным для оценки эффектов в фитоценозе в целом.)
На рис. 2.19 представлены результаты экспериментальной оценки радиационного повреждения травянистых сообществ на участках ВУРСа с начальной плотностью загрязнения до 130-150 МБк м-2 по 90Sr. Непосредственно в первый после аварии вегетационный сезон при достижении плотности загрязнения около 37 МБк м-2 по 90Sr началось изменение структуры фитоценозов, проявившееся в исчезновении терофитов и первоначальном снижении общего запаса надземной биомассы растений примерно на 30%. Соотношение долей проективного покрытия разными группами жизненных форм растений показывало в первый год преобладание гемикриптофитов (около 70%), хотя они являются видами, получившими наибольшие дозы облучения. У растений, относящихся к криптофитам, обнаружилось существование двух форм, характеризующихся увеличением или отсутствием роста доли проективного покрытия с течением времени по сравнению с исходной до аварии. В последующем, вплоть до 5-6-го годов после аварии, наблюдались значительное снижение доли проективного покрытия у гемикриптофитов (явное следствие ущерба репродуктивным органам) и повышение доли покрытия у части криптофитов. В течение последующих 5-6 лет отмечалось медленное восстановление фитоценоза, но оно не достигало состояния фитоценоза, имевшего место до аварии.

Рис. 2.19. Динамика проективного покрытия разными группами растений в березовом лесу при поглощенных дозах за “острый” период, достигавших 100-200 Гр [73]: 1 - гемикриптофиты;
2 - криптофиты, не изменившие покрытие; 3 - криптофиты, изменившие покрытие

Оценка зависимости доза-эффект [68], представленная рис. 2.20, показывает, что наибольшие изменения в соотношении долей проективного покрытия, отмеченные на 5-6-й годы после аварии, имеют пороговую зависимость от дозы в “острый” период. Можно видеть, что этот порог соответствует минимальной начальной плотности загрязнения около 18-37 МБк M-2 пo 90Sr или поглощенной дозе растениями на поверхности земли около 30-50 Гр. При повышении поглощенной дозы возникает неопровержимое изменение структуры фитоценозов - снижается вклад гемикриптофитов и соответственно возрастает вклад криптофитов.

Рис. 2.20. Зависимость изменения проективного покрытия (на 5-6-й годы после аварии 1957 г.) разными группами растений в березовом лесу от плотности загрязнения территории [68]. (1 Ки км2 = 37 кБк м-2, 1 крад = 10 Гр): 1 - гемикриптофиты: 2 - криптофиты, изменившие покрытие; 3 - криптофиты, не изменившие покрытие;
4 - поглощенная доза за “острый” период

Эффекты у позвоночных животных.

Систематические исследования влияния радиоактивного загрязнения территории на популяции млекопитающих, птиц, рыб и других позвоночных на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа были начаты только после 1962 г., поэтому оценка ранних радиационных эффектов у позвоночных может быть сделана только на основе реконструкции данных других исследований.
В течение “острого” периода основной вклад в дозу сочетанного облучения крупных травоядных (лосей, косуль) мог быть обусловлен поступлением загрязненных кормов в ЖКТ животных [55]. Начальная мощность поглощенной дозы в этих тканях могла составлять около 30 мкГр сут-1 в расчете на 1 кБк M-2 пo 90Sr [8]. За “острый” период накопленная поглощенная доза в ЖКТ могла быть около 3 мГр на 1 кБк M 2 пo 90Sr или 1-10 Гр при плотности загрязнения в 0,37-3,7 МБк м-2 по 90Sr, которую можно считать приемлемой для животных с большим ареалом обитания.
Доза в 1 Гр на ЖКТ копытных не могла привести к сокращению численности их популяций в целом, но при учете обитания животных в ареалах с плотностью загрязнения и в 37 МБк м-2 по 90Sr и дополнительного возможного вклада внешнего облучения всего тела до 2-3 Гр в этом же ареале обитания можно предположить существование ранних эффектов у отдельных особей, которые могли проявиться в угнетении состояния здоровья и даже гибели.
Мелкие мышевидные грызуны могли испытать в течение “острого” периода дозы сочетанного (прежде всего внешнего на все тело) облучения в пределах 0,3-0,5 мГр при начальной мощности поглощенной дозы около 4 мкГр сут-1 в расчете на 1 кБк м'2 no90Sr (см. табл.2.68).
Летальные радиационные исходы у мышевидных грызунов при накопленной дозе около 10 Гр могли иметь место на территории с минимальной плотностью загрязнения 37 МБк м-2 пo 90Sr. На этой части загрязненной территории могли произойти значительное сокращение общей численности и изменение видовой структуры популяции мышевидных грызунов.
Надежные оценки доз облучения птиц отсутствуют, но приближенные подсчеты (см. табл. 2.68) показывают, что повышенные дозы могли получить только всеядные и хищные птицы (сороки, вороны), обитавшие на загрязненной территории зимой 1957-1958 гг. По возвращению перелетных птиц весной 1958 г. дозы значительно снизились, и эти птицы получили дозы существенно ниже, чем зимовавшие. Отличаясь большей радиорезистентностью по сравнению с млекопитающими, даже популяции зимовавших птиц не могли испытать заметного ущерба.
Рыбы местных видов в наиболее загрязненных водоемах (озера Урус-Куль и Бердениш) могли получить за “острый” период дозы облучения на уровне 10-40 Гр (см. табл. 2.68). Можно предположить, что при таких поглощенных дозах могло быть прежде всего снижение продуктивности популяций рыбы вследствие радиационного повреждения инкубированной и отложенной икры. Однако прямые доказательства отсутствуют. Начатые через несколько лет после аварии наблюдения (первый раз - в 1960 г.) за состоянием популяций рыбы в этих водоемах показали отсутствие снижения рыбопродуктивности водоемов, что наводит на мысль о возможной биологической компенсации радиационного ущерба популяциям рыбы к началу наблюдений, если такой ущерб имел место в действительности.