Нагадаємо, що таке кондиціювання навколишнього середовища від радіонуклідів, які потрапили до нього, більш ніж на 99 % виконують саме вищі рослини і мікроорганізми, і тільки близько 1 % припадає на тварин.
Генетичні наслідки опромінення мікроорганізмів не було описано у відповідному підрозділі, тому що вони у загальному розумінні мають універсальний характер для всієї біоти і їх зручніше розглянути в розділі, присвяченому вищим рослинам, для яких ці наслідки різноманітніші.
Щодо генетичних наслідків опромінення, то маються на увазі головним чином мутації генів, адже досить значні мутації хромосом, як правило, летальні для клітин, і закономірності їх виникнення внаслідок опромінення такі самі, як і закономірності його летальної дії [26].
Проте не можна вважати мутації генів однотипними. Крім уже зазначеної вище різноманітності їхньої структурної основи — від точкових мутацій, зумовлених ураженням малої кількості основ, до структурних, які захоплюють багато тисяч основ, потрібно враховувати, що подібні фенотипічні наслідки можуть мати зміни генів унаслідок внутрішніх рекомбінацій; частота ж рекомбінацій може у 10 — 30 разів перевищувати частоту справжніх мутацій генів. Таким чином, під генетичними наслідками опромінення розуміють інтегральний підсумок, що виявляється в зміні потомства опромінених особин незалежно від того, зумовлене це мутацією генів (точковою чи структурною) чи хромосом.
Розглянемо два аспекти мутагенної дії випромінювання: залежність її від потужності дози і ЛПЕ випромінювання, а також від рівнів інтегральної поглиненої дози випромінювання. На підставі різних даних, отриманих як на мікроорганізмах, так і на вищих рослинах, встановлено, що мутагенний ефект опромінення, віднесений до одиниці поглиненої дози випромінювання (наприклад, частота мутацій на 1 Гр), зі збільшенням потужності поглиненої дози спочатку дещо зменшується, а потім починає зростати. Механізм такої закономірності й локалізація «точки перегину» на осі потужності дози остаточно не з'ясовані. З цього приводу існує лише одна гіпотеза, що пов'язує характер змін мутагенного ефекту опромінення з індукцією в об'єктах системи відновлення (SOS-системи), які зазнали опромінення, і зумовленим із цим відновленням клітин від передмутаційних змін ДНК.
У такий самий спосіб, тобто на підставі загальних понять, зазвичай пояснюють емпірично встановлений факт збільшення генетичного ефекту опромінення зі збільшенням ЛПЕ випромінювання. Проте, як уже зазначалось, механізм цього феномену ще не з'ясовано.
Щодо кількісної залежності частоти індукції мутацій від поглиненої дози випромінювання є дані в основному для одноразового гострого опромінення в досить великих дозах — 1 Гр (100 рад) і більше. У разі хронічного впливу також звичайно експериментують із поглиненими дозами 1 Гр (100 рад) і більше на покоління, тому що зменшення дози нижче цього рівня зумовлює необхідність настільки збільшувати обсяг вибірки (для отримання вірогідних даних), що це робить неможливим дослідження [26].
Можна вважати, за потужності поглиненої дози 0,1 — 1 Гр/рік у разі хронічного опромінювання рівень реєстрованих генетичних змін статистично не відрізнятиметься від контролю. Це твердження стосується і мікроорганізмів, і вищих рослин, і, очевидно, переважної більшості тварин. Тому таку потужність поглиненої дози у разі хронічного опромінювання 0,1 — 1 Гр/рік можна, мабуть, вважати щодо генетичних наслідків безпечною для будь-яких представників біоти. Непрямим підтвердженням цього є те, що у випадку виникнення при такому опроміненні і з низькою частотою мутантних особин (додатково до спонтанного фону) вони, як правило, будуть швидко елімінуватися з популяції внаслідок добору, адже давно відомо, що переважна більшість спонтанних та індукованих мутантів відрізняються від особин дикого типу (що виділені з природних умов без добору) дещо зниженою життєздатністю. Мутанти із підвищеною життєздатністю, що піддаються добору, будуть залучатися до участі в житті популяції, не завдаючи їй ніякої шкоди.
Великі пожежі в 30-кілометровій зоні ЧАЕС у 1990—1992 pp. охопили значну площу (2000 — 3000 га) забрудненого радіонуклідами лісу. Тому вважаємо за доцільне розглянути деякі радіоекологічні аспекти горілого лісу.
Процес верхівкової (по кронах дерев) і низової пожежі призвів до вигоряння сухої, забрудненої радіонуклідами лісової підстилки, яка містить до 90 % радіонуклідів, що випали на лісові масиви зони. Горіння лісової підстилки зумовило утворення величезної кількості аерозолів, що спричинило інтенсивне вторинне вітрове підіймання у повітря великих кількостей радіонуклідів (коефіцієнт вітрового підіймання в палаючому лісі досягає 10-2 м-1). Радіонукліди з аерозолями і попелом переносяться на досить великі відстані від місць пожеж. Так, на полігоні «Буряківка» після масового загоряння лісів радіаційний фон на відстані 3 —5 км підвищився в 1,5 рази; зросли також і рівні поверхневого забруднення ґрунту [26].
Вигорілий ліс — це «прозоре» скупчення голих стовбурів, що стоять серед чорної вигорілої лісової підстилки. Зрозуміло, що горіла лісова підстилка серед стовбурів, практично позбавлених крони, призводить до різкого збільшення (у 3-5 разів) поверхневого твердого і рідкого стоку. Основні пожежі в зоні були восени, і закріплення горілої підстилки свіжим трав'яним покривом не відбулося. Тому до появи значного снігового покриву в зоні ЧАЕС у наступні роки навесні можна було очікувати підвищеного стоку радіонуклідів з усієї території згарищ [26].
Відновлення трав'яного покриву на місцях згарищ триває звичайно 3—5 років, а деревної рослинності — понад 15 — 30 років. У цей період здатність горілого лісу утримувати радіонукліди різко зменшується. При значних площах горілого лісу і високому рівні забруднення їх радіонуклідами можливе підвищення стоку радіонуклідів із ландшафту згарищ у водотоки, у р. Прип'ять і далі в каскад Дніпровських водосховищ. За оцінками авторів, унаслідок пожеж питома радіоємність лісових масивів зменшується у 35 разів. Тому для лісів, значно забруднених радіонуклідами, особливо в 30-кілометровій зоні ЧАЕС, а також в Україні і Білорусі, слід передбачити ефективну систему протипожежних заходів. Горіння таких лісів може помітно підвищити забруднення повітря і таким чином потенційно збільшити інгаляційну складову дози випромінювання для населення селищ і сіл за шляхом вітрового перенесення аерозолів і попелу.
Багато важливих проблем радіоекології горілого лісу ще потребують детального дослідження.
Спостереження за щільністю забруднення ґрунту і рівнями забруднення рослинницької продукції радіонуклідами проводяться Чернігівським обласним державним проектно-технологічним центром охорони родючості ґрунтів і якості продукції "Облдержродючість" в чотирьох районах області на 7 стаціонарних пунктах. Моніторинг радіологічних даних проводиться в ґрунті та рослинницькій продукції, які в 2006 році характеризувались такими показниками:
- рівень гама-фону 10-12 мкР/год;
- щільність забруднення радіоцезієм - 0,17-0,769 Кі/км";
- щільність забруднення радіостронцієм - 0,02-0,24 Кі/км";
- відношення щільності забруднення цезієм-137 і стронцієм-90 в орному шарі дорівнює 1,3 - 6,5.
Дані щільності забруднення наведені в табл. 5.1.
Дослідження останніх років вказують на стабільність щільності забруднення ґрунту радіонуклідами на контрольних ділянках та зниження рівня забрудненості у порівнянні з минулим роком. Незначні обсяги досліджень не дають змоги зробити належні об'єктивні висновки, але загальна направленість процесів простежується.
Таблиця 5.1
Щільність забруднення ґрунту цезієм-137 та стронцієм-90 на контрольних ділянках
| Пор№ | Місце знаходження контрольної ділянки | Щільність забруднення грунтуКі/км2 | |
| цезієм-137 | стронцієм-90 | ||
| 1 | с. Ковпита. Чернігівський р-н | 0.57 | 0,12 |
| 2 | с. Дніпровське. Чернігівський р-н | 0,57 | 0,21 |
| 3 | с. Боромики, Чернігівський р-н | 0,71 | 0.26 |
| 4 | с. Підлісне, Коіслєцький р-н | 0.19 | 0.12 |
| 5 | с. Тужар, Кокліецький р-н | 0.60 | 0.26 |
| 6 | с. Малинівка, Ріпкинський р-н | 0.28 | 0.10 |
| 7 | с. Жадове. Ссмекіиськнй р-н | 0.19 | 0.02 |
Щільність забруднення сільгоспугідь радіонуклідами була визначена при їх суцільному обстеженні у 1991-1993 роках. Протягом наступних років і проводились уточнюючі обстеження незначних за площею земельних ділянках. Уточнююче обстеження на сільськогосподарських угіддях, площею 17 тис. га, проведене в 2006 p., вказує зниження забрудненості фунтів цезієм-137 на 41 %, стронцієм-90 на 56 %, в порівнянні з даними забрудненості цих же ділянок у 1993 році. Па фоні загальної тенденції до зниження вмісту радіонуклідів в ґрунті, спостерігаються і протилежні результати, що пояснюється як різними площами забруднених ділянок так і переходами стронцію-90 в рухомі форми. Але, враховуючи незначні площі обстежень, говорити про зменшення радіаційногозабруднення передчасно. Дані щільності забруднення наведені в табл. 5.2.