Фотосинтез. В исследованиях обнаружена повышенная фотохимическая активность хлоропластов, выделенных из растений, которые произрастали в условиях высокого радиационного фона (экспозиционная доза γ -излучения 300—500 мкР/ч), отмечена тенденция к увеличению содержания хлорофилла на единицу сухой массы листа и снижению концентрации растворимых белков. Некоторые изменения наблюдались и в уровне активности РДФ-карбоксилазы. О росте активности фотосинтетического аппарата растений, произраставших в условиях радиоактивного загрязнения, свидетельствовала и низкая гидролитическая активность фермента деградации хлорофилла — хлорофиллазы. Другой важный показатель действия радиации в этих условиях — повышение активности пероксидазы. В листьях люпина желтого, выращенного в пакетном опыте, существенных изменений в пигментном аппарате (количестве хлорофиллов и активности хлорофиллазы) по вариантам - опыта не наблюдалось, однако с увеличением степени загрязненности почвы наметилась тенденция к повышению скорости фотохимических реакций в хлоропластах и перекисного окисления липидов (фермента пероксидазы)
Усвоение азота. У люпина желтого снабжение вегетативных и репродуктивных органов восстановленным азотом происходит двумя путями: посредством симбиотической фиксации атмосферного азота клубеньковыми бактериями (Rhizobium) и восстановлением минерального азота почвы в корнях и листьях и частично в стеблях. Оба пути взаимодействуют между собой. Восстановление минерального азота с помощью фермента нитратредуктазы начинается вместе с прорастанием семян и формированием корневой системы и до периода стеблевания несет основную нагрузку в процессе снабжения растения восстановленным азотом. После фазы бутонизации активность этого процесса быстро снижается и на последующих фазах проявляется очень слабо. Азотфиксирующая активность развивается вместе с ростом клубеньков на корнях бобовых, начиная в фазы четырех листьев. Постепенно нарастая, она достигает максимума в фазе бутонизации—цветения. Таким образом, в фазе бутонизации—цветения оба процесса протекают интенсивно и количественная оценка их активности в это время может характеризовать состояние азотного обмена в растении.
Использованные в пакетном опыте почвы были взяты с различных участков, что поставило вопрос о влиянии на уровень азотфиксации (кроме плотности загрязнения) различий в почвенном плодородии. Чтобы ослабить это влияние, в 1991 г. был заложен пакетный опыт 2, в котором различные уровни загрязненности почвы по вариантам создавали путем смешивания условно чистой почвы (контроль) с сильно загрязненной в соотношении 2,5:1 и 1:1. В результате получено три варианта загрязненности цезием: 0,7; 9,6 и 13,7 кБк/кг почвы, первый из которых был принят за контроль. Полученные в 1991 — 1992 гг. результаты свидетельствовали о некотором повышении азотфиксирующей активности в условиях загрязнения почв, однако они имели скорее характер тенденции. Нитратредуктазная активность в условиях различной степени загрязнения почв радионуклидами не показала четкой картины изменений. Следует учитывать большую зависимость ее от содержания нитратного азота в почве. [7]
Вопрос о влиянии возможных различий в почвенном плодородии на азотфиксирующую активность был дополнительно изучен при выращивании люпина на почвах разного механического состава и плодородия без радиоактивного загрязнения. Опыты ставились в вегетационном павильоне ИЭБ. В 1991 г. растения люпина выращивали на смеси дерново-подзолистой песчаной и искусственно приготовленной перегнойной почв, взятой в тех же пропорциях, что и радиоактивная почва в опыте 2. Результаты показали некоторое повышение азотфиксирующей активности клубеньков при выращивании люпина на искусственной перегнойной почве и при смешивании ее с песчаной почвой в соотношении 1:1. Повышение плодородия почвы стимулирует таким образом азотфиксацию в клубеньках и нитрат-редукцию в листьях люпина.
В 1992 г. был проведен вегетационный опыт с использованием для выращивания люпина почв, различающихся по механическому составу. Как видн, самая низкая активность азотфиксации наблюдалась при выращивании люпина на песчаной (лесной) почве и среднем суглинке. Песчаная, супесчаная и легкосуглинистая пахотные почвы практически не различались по уровню азотфиксирующей активности в клубеньках люпина.
Важнейшим ферментом усвоения восстановленного азота, отвечающим за включение его в аминокислоты, является глута-минсинтетаза (ГС), активность которой в листьях характеризует интенсивность образования глутамина. Последний путем переаминировання с а-кетоглутаровой кислотой образует глутаминовую кислоту. Активность ГС, таким образом, дает представление об интенсивности протекания процесса вовлечения восстановленного азота непосредственно в органические соединения. Полученные в 1990 г. результаты не выявили различий в активности ГС в листьях люпина в зависимости от степени загрязнения почвы радионуклидами. Аналогичные данные получены на ячмене, выращенном в тех же условиях.
Интегральным показателем интенсивности азотного обмена в растении является содержание в его органах азота. Определение азота по методу Кьельдаля в органах люпина желтого сорта БСХА 382 и ячменя сорта Жодинский 5 выявило существенные различия в органах растения. У люпина самой высокой концентрацией азота характеризовались верхние листья (4 8—5,7% на сухую массу) и оси соцветий с цветками (4,3— 4,9%), а самой низкой — стебли (1,6—1,9%). У ячменя самое высокое содержание азота также было во флаговых листьях (2,8—3,3%), а самое низкое — в стеблях (0,8—1,2%). Колебания концентрации азота по вариантам опытов не носили систематического характера и были вызваны, очевидно, другими причинами. Поэтому, может быть сделан вывод об отсутствии влияния загрязненности почвы радионуклидами на содержание общего азота в растениях люпина и ячменя.
Таким образом, на почвах с плотностью загрязнения до 80 Ки/км2 поглощенные люпином радионуклиды оказывают некоторое воздействие на азотный обмен вегетативных органов. Однако этот вывод касается только растений, выращенных из «чистых» семян, т. е. тех, которые получены в условиях отсутствия радиоактивного загрязнения почвы. [9]
Детальное обследование лесов Беларуси показало, что в результате аварии на ЧАЭС более 1700 тыс. га (четвертая часть от всей площади лесов) подверглась радиоактивному загрязнению. Следует отметить, что загрязненной считается территория, если плотность выпадений превышает 1 Ки/км2 по цезию-137, 0,15 Ки/км2 по стронцию-90 и 0,01 Ки/км2 по плутонию-238,239,240. Более 90% загрязненного лесного фонда приходится на зону загрязнения по цезию-137 от 5 до 15 Ки/км2. В доаварийный период уровень радиоактивного загрязнения в лесах Беларуси достигал 0,2-0,3 Ки/км2 и определялся в основном природными радионуклидами и искусственными радионуклидами глобальных выпадений, образовавшихся в результате испытаний ядерного оружия.
Из 88 существующих в республике лесхозов 49 в той или иной степени подверглось радиоактивному загрязнению, что в значительной степени изменило характер их хозяйственной деятельности. Крупномасштабное загрязнение лесных комплексов Беларуси резко ограничило использование лесных ресурсов, оказало негативное влияние на экономическое и социально-психологическое состояние населения в целом.
В первые дни после аварии до 80% радиоактивных выпадений было задержано надземной частью древесного яруса. Затем происходило быстрое очищение крон и стволов под воздействием метеорологических факторов, и в конце 1986 года до 95% радиоактивных веществ, задержанных лесом, уже находилось в почве, причем основная их часть в лесной подстилке, являющейся аккумулятором радионуклидов. Дальнейшая скорость миграции радионуклидов в глубь почвы зависела от вида растительного покрова, водного режима, агрохимических показателей почв и физико-химических свойств радиоактивных выпадений. Проведенные исследования показали, что в настоящий период основная часть радиоактивных выпадений по-прежнему сосредоточена в верхнем горизонте почв, где они хорошо удерживаются органическими и минеральными компонентами.
Загрязнение лесной растительности зависит от уровня радиоактивных выпадений и свойств почвы. На гидроморфных (избыточно увлажненных) почвах отмечается более высокая степень перехода в системе “почва - растение”, чем на автоморфных (нормально увлажненных) почвах. Чем выше плодородие почвы, тем меньшая доля радионуклидов поступает как в древостой, так и в организмы напочвенного покрова (грибы, ягоды, мхи, лишайники, травяная растительность).
Наибольшим содержанием радионуклидов в различных частях древесного полога характеризуются хвоя (листья), молодые побеги, кора, луб; наименьшее загрязнение отмечено в древесине. Аккумуляторами радионуклидов в лесных сообществах являются грибы, мхи, лишайники, папоротники. Лесной растительностью поглощается в основном цезий-137, стронций-90. Трансурановые элементы (плутоний-238,239,240 и америций-241) слабо включаются в миграционные процессы.
Таким образом, лесные экосистемы являются постоянным источником поступления радионуклидов в лесную продукцию, в частности, в пищевую. Накопление радионуклидов в лесных ягодах и грибах в 20-50 раз больше, чем их содержание в продуктах сельскохозяйственного производства при одинаковом уровне радиоактивного загрязнения. Исследования показали, что доза облучения, обусловленная потреблением лесных продуктов питания, в 2-5 раз выше доз, формируемых за счет употребления сельскохозяйственных продуктов. Причем в отличие от сельскохозяйственных угодий, лесные комплексы являются малоуправляемыми с точки зрения снижения радиационной нагрузки путем проведения различных эффективных контрмер с применением современных технологий. Пребывание в лесу также связано с дополнительным внешним облучением, поскольку леса явились естественным барьером, а, следовательно, — резервуаром радиоактивных выпадений. Проблемы радиационной безопасности на загрязненных лесных территориях в основном решаются за счет ограничительных мероприятий.