Курсовая: Аккумулирование радионуклидов растениями лесных фитоценозов - текст курсовой. Скачать бесплатно.
Банк рефератов, курсовых и дипломных работ. Много и бесплатно. # | Правила оформления работ | Добавить в избранное
 
 
   
Меню Меню Меню Меню Меню
   
Napishem.com Napishem.com Napishem.com

Курсовая

Аккумулирование радионуклидов растениями лесных фитоценозов

Банк рефератов / Экология, охрана природы

Рубрики  Рубрики реферат банка

закрыть
Категория: Курсовая работа
Язык курсовой: Русский
Дата добавления:   
 
Скачать
Архив Zip, 52 kb, скачать бесплатно
Заказать
Узнать стоимость написания уникальной курсовой работы

Узнайте стоимость написания уникальной работы

РЕФЕРАТ курсовой работы «АККУМУЛИРОВАНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ РАСТЕНИЯМИ ЛЕСНЫХ ФИТОЦЕНОЗОВ» ОБЪЕМ РАБОТЫ: общий объем работы составляет 30 печатных страниц, содержит 4 таблицы, список использован ных источников составляет 11 наименований. Работа состоит из введения, тео ретических частей, заключения, списка использованных источников. КЛЮЧЕВЫЕ СЛОВА: АККУМУЛИРОВАНИ Е, РАДИОНУКЛИДЫ, ФИТОЦЕНОЗЫ, ИЗЛУЧЕНИЕ, РАСТИТЕЛЬНОСТЬ. ОБЪЕКТ ИССЛЕДОВАНИЯ: раститель ные сообщества как аккумуляторы радионуклидов. ЦЕЛЬ РАБОТЫ: изучение аккумули рования растительностью радионуклидов в зонах радиоактивного загрязн ения. МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ. Исходными данными для выполнения исследований явилась специальная научная лите ратура, всемирная сеть Интернет. РЕЗУЛЬТАТЫ: изучены особенност и аккумулирования радионуклидов растительными сообществами в зонах ра диоактивного загрязнения. АКТУАЛЬНОСТЬ выбранной темы ку рсовой работы обусловлена тем, что в настоящее время важнейшая проблем а сельского хозяйства в условиях загрязнения почвы радиоактивными эле ментами - максимально возможное снижение поступления этих веществ в рас тениеводческую продукцию и предотвращение накопление их в организмах сельскохозяйственных животных.. СОДЕРЖАНИЕ · ВВЕДЕНИЕ 4 · ГЛАВА 1 НАКОПЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ 6 o 1.1 Ис точники радиоактивного загрязнения 6 o 1.2 Особенности аккумуляции радионуклидов растит ельностью 8 o 1.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях 11 o 1.4 Пути миграции радионуклидов в окружающей среде 15 · Глава 2 Особенности аккумуляции радионуклидов р азличными фитоценозами 18 o 2.1 Ак кумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозов 18 o 2.2 Особенности накопления радионуклидов растени ями живого 22 o напочвенного покрова в дубравах 22 o 2.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы 25 o 2.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радио нуклидов 33 o на жизнедеятельность растений 33 · Заключение 2 · СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННОЙ ЛитературЫ 5 ВВЕДЕНИЕ В настоящее время и в перспективе особо остро вст аёт проблема эколо-гической безопасности окружающей среды, экологичес ки безопасного природопользования при возрастающих антропогенных наг рузках. Загрязнение системы “почва - растения - вода” различными химическими вещ ествами, а главным образом твердыми, жидкими и газообразными отходами пр омышленности, продуктами топлива и т.д. приводит к изменению химического состава почв. Техногенные выбросы радионуклидов в природную среду в ряде районов зем ного шара значительно превышают природные нормы. До недавнего времени в качестве важнейших загрязняющих веществ рассма тривались, главным образом, пыль, угарный и углекислый газы, оксиды серы и азота, углеводороды. Радионуклиды рассматривались в меньшей степени. В н астоящее время интерес к загрязнению радиоактивными веществами вырос, в связи с факторами появления острых токсичных эффектов, вызванных загр язнением стронцием и цезием. Чернобыльская катастрофа повлияла на экологическую ситуацию во многих агроэкосистемах Беларуси радиоактивное загрязнение охватило значите льные площади: 411 тыс. га (плот-ность загрязнения по 137Cs 5--15 К.и/км2). 216 тыс. га (15-- 40 Ки/к м 2 )' 28,3 тыс. га (40--80 Ки/км2), 4,4 тыс. га (80 Ки/км2). Долевое участие лугов и пастбищ в этой град ации -- соответ-ственно 156,2; 87,8; 12,1; 2,0 тыс. га. Радионуклиды по цепочке “почва - раст ение - животное” попадают в организм человека, накапливаются и оказывают не благоприятное воздействие на здоровье человека. Важнейшая проблема сельского хозяйс тва в условиях загрязнения почвы радиоактивными элементами - максималь но возможное снижение поступления этих веществ в растениеводческую пр одукцию и предотвращение накопление их в организмах сельскохозяйствен ных животных. Решение этой задачи связано с комплексом мероприятий, кото рые необходимо проводить в сельском хозяйстве. Основание для проведени я данных мероприятий является увеличение з аболеваемости и смертности, врожденных уродств и населения, проживающего на загрязнённых территориях.[ 1] ГЛАВА 1 НАКОПЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ 1.1 Источники радиоактивного загрязнения Развитие жизни на Земле всегда происходило в при сутствии радиационного фона окружающей среды. Радиоактивное излучение определяется естес твенным радиацион ным фоном и искусственным. Естественный радиационный фон - представляет собой ионизирующее излучение от природных источников космического и з емного происхождения, действующих на человека на поверхности земли. Кос мические лучи представляют собой поток частиц (протонов, альфа-частиц, т яжёлых ядер) и жёсткого гамма-излучения (это так называемое первичное ко смическое излучение). При взаимодействии его с атомами и молекулами атмо сферы возникает вторичное космическое излучение, состоящее из мезонов и электронов. Естественн ые радиоактивные элементы условно можно раздели ть на три группы: изотопы радиоактивных семейств урана, тория и актиноурана; не связанные с первой группой радиоактивные элементы - калий - 40, кальций - 48, рубидий - 87 и др.; радиоактивные изотопы, возникающие под действием космического излучен ия - углерод - 14 и тритии. Технически изменённый радиационный фон представляет собой ионизирующее излучение от природных источников , претерпевших определённые и зменения в результате деятельности человека. Например, поступление радионуклид ов в биосферу вместе с извлечёнными на поверхность земли из недр полезны ми ископаемыми (главным образом минеральными удобрениями), в результате сгорания органического топлива, излучения в помещениях, построенных из материалов, содержащих естественные радионуклиды, а также облучения за счёт полётов на современных самолётах. Излучение, обусловленное рассеянным и в биосфере искусственными радионуклидами, предста вляет собой искусственный радиационный фон (авар ии на АЭС, отходы предприятий ядерной энергетики, использование искусст венных ионизирующих излучений в медицине, народном хозяйстве). Радиоактивное загрязнение природных средств в настоящее время обуслов лено следующими источниками: глобально распределёнными долгоживущими радиоактивными изотопами - п родуктами испытаний ядерного оружия, проводивших в атмосфере и под земл ёй; выбросом радиоактивных веществ из 4-г о блока Чернобыльской АЭС в апреле - мае 1986 года; плановыми и аварийными выбросами рад иоактивных веществ в окружающую среду от предприятий атомной промышле нности; выбросами в атмосферу и сбросами в во дные системы радиоактивных веществ с действующих АЭС в процессе их норм альной эксплуатации; привнесенной радиоактивностью (твёр дые радиоактивные отходы и радиоактивные источники). Атомная энергетика вносит весьма нез начительный вклад в изменение радиационного фона окружающей среды при нормальной работе ядерных установок. АЭС является лишь частью ядерного топливного цикла, который начинается с добычи и обогащения урановой руд ы. Отработанное в АЭС ядерное топливо иногда подвергается вторичной обр аботке. Заканчивается процесс, как правило, захоронением радиоактивных отходов. [2] Но в результате аварий на АЭС в окружа ющую среду могут попасть большое количество радионуклидов. Возможны ав арии с локальными загрязнения только технологических помещений. Также случаются аварии, которые сопровождаются выбросом в окружающие среду р адиоактивных веществ в количествах, превышающие установленные пределы . Большую опасность при этом имеют выбросы в атмосферу. Аварийный выброс в водную среду, по мнению специалистов, менее вероятное событие и будет х арактеризоваться более низкими уровнями воздействия. Также большое значение как источника радиации имеют ядерные взрывы. При испытаниях ядерного оружия в атмосфе ре часть радиоактивного материала выпадает неподалеку от места испыта ния, какая-то часть задерживается в нижнем слое атмосферы, подхватываетс я ветром и переносится на большие расстояния. Находясь в воздухе около м есяца, радиоактивные вещества во время этих перемещений постепенно вып адают на землю. Однако, большая часть радиоактивного материала выбрасыв ается в атмосферу (на высоту 10-15 км), где он остаётся многие месяцы, медленно опускаясь и рассеиваясь по всей поверхности земного шара. В настоящее время большой вклад в доз у получаемую человеком вносят медицинские процедуры и методы лечения, с вязанные с применением радиоактивности. Также проблемы могут возникат ь при не правильной транспортировке радиоактивных отходов на комбинат по переработке этих отходов, хранении жидких и твёрдых радиоактивных от ходов. Таким образом, из всего выше сказанно го можно сделать вывод, что в изменении радиационного фона окружающей ср еды большой вклад вносят АЭС, ядерные взрывы и радиоактивные отходы. 1.2 Особенности аккумуляции радионуклидов растительностью Между плотностью загрязнен ия почв радионуклидами природно-растительных комплексов и удельной ра диоактивностью растений существует прямая зависимость. Например, раст ения в 1990 г. имели следующую удель-ную радиоактивность: хвоя сосны--1,8-10 -7 Ки/кг, черника -- 1,2- К) -7 , мох Шребера-- 1,1-КН Ки/кг, ХЮ 6 и 2,9-10 -6 Ки/кг соответственно. Плотность загрязн ения почвы радионуклидами гамма-спектра на этих пробах была равна 7,0 и 19,9 К и/км 2 . На луговых пробных площадях, как и в лесных фитоценозах, аналогичная зак ономерность соблюдалась только в идентичных типах луга, характеризующ ихся сходными свойствами почв. Так, пойма р. Сож щучка дер-нистая имела уде льную радиоактивность 4,3-10 -8 Ки/кг, осока пузырчатая--1,4-10 -7 , клевер луговой -- 5,5-Ю -8 Ки/кг. Пока-затели удельной радиоактивно сти аналогичных растений на ПП 20 (Ветковский район, пойма р. Беседь) были зн ачительно. Плотность загрязне-ния почв радионуклидами на этих пробных п лощадях была равна соответственно 4,2 и 17,1 Ки/км 2 . Растения живого напочвенного покрова аккумулировали эти радионуклиды по-разному: по аккумуляции стронция-90 выде-ляется овсяница овечья (в 10 раз и нтенсивнее цезия-137), а так-же лишайник олений мох (в 6 раз). В растениях в боль ших количествах обнаружены изотопы церия, празеодима и рутения, хотя они и не относятся к биогенным элементам. Их накопление соизмеримо с аккуму ляцией стронция-90 и цезия-137. По акку-муляции изотопов плутония в растениях лесных фитоценозов, особенно сосняков, выделяется живой напочвенный по кров, ко-торый концентрирует эти радионуклиды на 1--2 порядка боль-ше, чем со сна. Н^ луговых пробах подавляющее количество видов концентрирует цезий -137, в меньшей степени -- изотопы стронция-90. По изотопному составу радионуклидов, содержащихся в при-родно-растител ьных комплексах, можно проследить динамику общего содержания гамма-изл учаюших радионуклидов в расте-ниях. С момента аварии удельная радиоакти вность раститель-ности непрерывно падала. Значительные колебания удельной радиоактивности отмечаются в самой бл из-кой к аварийному реактору точке д. Масаны. Это связано с распадом корот коживущих изотопов -- церия, празеодима и рутения, а также цезия-134. В настоящее время радиоактивность почв и растений опре-деляется в основ ном радиоизотопами цезия, стронция и плу-тония. Следует подчеркнуть, что с течением времени в почвах уменьшается подвиж ность цезия-137, а стронция-90 возрастает. Это от-ражается на поступлении данн ых радионуклидов в растения. Очевидно, что поступление цезия-137 в растения за 5 лет сокра-тилось в 5--10 раз, а стронция-90 возросло в такой же степени. Это о бстоятельство следует учитывать при использовании рас-тительных ресур сов в зонах радиоактивного загрязнения. Для практики лесного хозяйства очень важны сведения о за-кономерностях распределения радионуклидов по органам расте-ний. Установлено, что ради онуклиды больше всего скапливаются в хвоё (листьях), затем в коре, ветвях, меньше всего их в Дре-весине. Следует задуматься над тем, что при использовании «чи-стой» древесины мы получаем большую массу отходов с высо-кой радиоактивностью, которые неи звестно куда девать -- то ли сжигать, то ли подвергать захоронению. Однако отходы -- цен-ное сырье, его нельзя терять, это неэкономично. Мы рекомен-дуе м воздерживаться от эксплуатации таких насаждений в ближайшие 30--60 лет до понижения радиоактивности органов древесных пород до приемлемого уров ня за счет естественного распада радионуклидов. [5] В лесных фитоценозах картина несколько иная. Из напочвен-ного покрова в почву возвращается примерно 50% радионук-лидов, а из древесного яруса за сч ет опада хвои, веток, шишек, коры в почву поступает около 5% радиоизотопов, и ли 0,1 Ки/км 2 . Общее поступление (возврат) радионуклид ов в почву составляет (с учетом живого напочвенного покрова) 0,46 Ки/км 2 . Таким образом, живой напочвенный покров, особенно травянистые растения, принимает более активное участие в круго-вороте радионуклидов в природ но-растительных комплексах. В результате изучения круговорота радиону клидов в природно-растительных комплексах можно составить схему распр еде-ления радионуклидов между компонентами биогеоценоза. Наибольшей у дельной радиоактивностью обладает нижний ярус фитоценоза (мхи, лишайни ки, грибы), затем идут травянистые виды, кустарнички, подлесок и подрост. Н аименьшая удельная радиоактивность характерна для древесного-- верхне го -- яру-са фитоценоза. Это связано с особенностями биологии и строе-ния р астений. В большем количестве радионуклиды накапли-ваются в тех органах и тканях растений, в которых происходит интенсивный обмен веществ и отно сительно высокий процент белка. В одревесневевших органах и тканях, игра ющих проводя-щую роль, радионуклиды накапливаются в меньших количе-ства х. В связи с этим сильнейшими биоконцентратами радио-нуклидов являются ш ляпочные грибы. 1.3 Накопление радионуклидов в почвах и растениях Значительная часть радионуклидов наход ится в почве, как на поверхности, так и в нижних слоях, при этом их миграция во многом зависит от типа почвы, её гранулометрического состава, водно-ф изических и агрохимических свойств. Основными радионуклидами, определяющими характер загрязнения, в нашей области является цезий - 137 и стронция - 90, которые по разному сортируются по чвой. Основной механизм закрепления стронция в почве - ионный обмен, цези я - 137 обменной формой либо по типу ионообменной сорбции на внутренней пов ерхности частиц почвы. Поглощение почвой стронция - 90 меньше цезия - 137, а следовательно, он являетс я более подвижным радионуклидом. В момент выброса цезия - 137 в окружающие среду, радионуклид изначально нах одится в хорошо растворимом состоянии (парогазовая фаза, мелкодисперсн ые частицы и т.д.) В этих случаях поступления в почву цезий - 137 легко доступен для усвоения р астениями. В дальнейшем радионуклид может включаться в различные реакц ии в почве и подвижность его снижается, увеличивается прочность закрепл ения, радионуклид “стареет”, а такое “старение” представляет комплекс п очвенных кристаллохимических реакций с возможным вхождением радионук лида в кристаллическую структуру вторичных глинистых минералов. Механизм закрепления радиоактивных изотопов в почве, их сорбция имеет б ольшое значение, так как сорбция определяет миграционные качества ради оизотопов, интенсивность поглощения их почвами, а, следовательно, и спос обность проникать их в корни растений. Сорбция радиоизотопов зависит от многих факторов и одним из основных является механический и минералоги ческий состав почвы тяжёлыми по гранулометрическому составу почвами п оглощённые радионуклиды, особенно цезий - 137, закрепляются сильнее, чем лё гкими и с уменьшением размера механических фракций почвы прочность зак репления ими стронция - 90 и цезия - 137 повышается. Наиболее прочно закрепляю тся радионуклиды илистой фракцией почвы. Большему удержанию радиоизотопов в почве способствует наличие в ней хи мических элементов, близких по химическим свойствам к этим изотопам. Так , кальций - химический элемент, близкий по своим свойствам стронцию - 90 и вне сение извести, особенно на почвы с высокой кислотностью, ведёт к увеличе нию поглотительной способности стронция - 90 и к уменьшению его миграции. К алий схож по своим химическим свойствам с цезием - 137. Калий, как неизотопны й аналог цезия находится в почве в макроколичествах, в то время как цезий - в ультромикроконцентрациях. Вследствие этого в почвенном растворе про исходит сильное разбавление микроколичеств цезия - 137 ионами калия, и при поглощении их корневыми системами растений отмечается конкуренция за место сорбции на поверхности корней. Поэтому при поступлении этих элеме нтов из почвы в растениях наблюдается антагонизм ионов цезия и калия. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количество осадков). Установлено, что стронций - 90 попавший на поверхность почвы, вымывается до ждём в самые нижние слои. Следует заметить, что миграция радионуклидов в почвах протекает медленно и их основная часть находится в слое 0 - 5 см. Накопление (вынос) радионуклидов сельскохозяйственными растениями во многом зависит от свойства почвы и биологической особенности растений. На кислых почвах радионуклиды поступают в растения в значительно больш их количествах, чем из почв слабокислых. Снижение кислотности почвы, как правило, способствует уменьшению размеров перехода радионуклидов в ра стения. Так, в зависимости от свойства почвы содержание стронция - 90 и цези я - 137 в растениях может изменяться в среднем в 10 - 15 раз. А межвидовые различия сельскохозяйственных культур в накопление этих радионуклидов наблюдается зернобобовыми культурами. Например, стронц ий - 90 и цезий - 137, в 2 - 6 раз поглощается интенсивное зернобобовыми культурами , чем злаковыми. Поступление стронция - 90 и цезия - 137 в травистой на лугах и пастбищах опреде ляется характером распределения в почвенном профиле. На целинных участка, естественных лугах, цезий находится в слое 0-5 см, за пр ошедшие годы после аварии не отмечена значительная вертикальная мигра ция его по профилю почвы. На перепаханных землях цезий - 137 находится в пахо тном слое. Пойменная растительность в большей степени накапливает цезий - 137, чем сух одольная. Так при загрязнении поймы 2,4 Ки/км 2 в траве было обнаружено Ки/кг сухой массы, а на суходольной при загрязнении 3,8 Ки/км 2 в траве содержалось Ки /кг. Накопление радионуклидов травянистыми растениями зависит от особенно стей строения дернины. На злаковом лугу с мощной плотной дерниной содер жание цезия - 137 в фитомассе в 3 - 4 раза выше, чем на разнотравном с рыхлой мало мощной дерниной. Культуры с низким содержанием калия меньше накапливают цезия. Злаковые травы накапливают меньше цезия по сравнению с бобовыми. Растения сравни тельно устойчивы к радиоактивному воздействию, но они могут накапливат ь такое количество радионуклидов, что становятся не пригодными к употре блению в пищу человека и на корм скоту. Поступление цезия - 137 в растения зависит от типа почвы. По степени уменьше ния накопления цезия в урожае растения почвы можно расположить в такой п оследовательности: дерново-подзолистые супесчаные, дерново-подзолисты е суглинистые, серая лесная, чернозёмы и т.д. Накопление радионуклидов в у рожае зависит не только от типа почвы, но и от биологической особенности растений. Отмечается, что кальциелюбивые растения обычно поглощают больше строн ция - 90,чем растения бедные кальцием. Больше всего накапливают стронций - 90 бобовые культуры, меньше корнеплоды и клубнеплоды, и ещё меньше злаковые . Накопление радионуклидов в растении зависит от содержания в почве элем ентов питания. Таким образом, миграция радионуклидов во многом зависит от типа почвы, е ё механического состава, водно-физических и агрохимических свойств. Так на сорбцию радиоизотопов влияют многие факторы, и одним из основных явля ются механический и минералогический состав почвы. Тяжёлыми по механич ескому составу почвами поглощённые радионуклиды, особенно цезий - 137, закр епляются сильнее, чем лёгкими. Кроме того эффект миграции радионуклидов зависит от метеорологических условий (количества осадков). [5] 1.4 Пути миграции радионуклидов в окружающ ей среде Радиоактивные вещества попадающие в атм осферу, в конечном счёте концентрируются в почве. Через несколько лет по сле радиоактивных выпадений на земную поверхность поступления радиону клидов в растения из почвы становится основным путём попадания их в пищу человека и корм животным. При аварийных ситуациях, как показала авария н а Чернобыльской АЭС, уже на второй год после выпадений основной путь поп адания радиоактивных веществ в пищевые цепи - поступление радионуклидо в из почвы в растения. Радиоактивные вещества, попадающие в почву, могут из неё частично вымыва ться и попадать в грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживае т попадающие в неё радиоактивные вещества. Поглощение радионуклидов об уславливает очень длительное (в течение десятилетий) их нахождение в поч венном покрове и непрекращающееся поступления в сельскохозяйственную продукцию. Почва как основной компонент агроценоза оказывает определя ющее влияние на интенсивность включения радиоактивных веществ в кормо вые и пищевые цепи. Поглощение почвами радионуклидов препятствует их передвижению по проф илю почв, проникновению в грунтовые воды и в конечном счёте определят их аккумуляцию в верхних почвенных горизонтах. Механизм усвоения радионуклидов корнями растений сходен с поглощение м основных питательных веществ - макро и микроэлементов. Определённое с ходство наблюдается в поглощении растениями и передвижения по ним стро нция - 90 и цезия - 137 и их химических аналогов - кальция и калия поэтому содерж ание данных радионуклидов в биологических объектах иногда выражают по отношению к их химическим аналогам, в так называемых стронциевых и цезие вых единицах. Радионуклиды Ru - 106, Ce - 144, Co - 60 концентрируются преимущественно в корневой сис теме и в незначительных количествах передвигаются в назёмные органы ра стений. В отличие от них стронций - 90 и цезий - 137 в относительно больших колич ествах накапливаются в наземной части растений. Радионуклиды, поступившие в подземную часть растений, в основном концен трируются в соломе (листья и стебли), меньше - в мягкие (колосья, метёлки без зерна. Некоторые исключения из этой из этой закономерности составляет ц езий, относительное содержание которого в семенах может достигать 10 % и вы ше общего количества его в надземной части. Цезий интенсивно передвигае тся по растению и относительно в больших количествах накапливается в мо лодых органах, чем очевидно вызвана повышенная концентрация его в зерне. В общем накопление радионуклидов и их содержание на единицу массы сухог о вещества в процессе роста растений наблюдается такая же закономернос ть, как и для биологически важных элементов: с возрастом растений в их над земных органах увеличивается абсолютное количество радионуклидов и сн ижается содержание на единицу массы сухого вещества. По мере увеличения урожая, как правило, уменьшается содержание радионуклидов на единицу ма ссы. Из кислых почв радионуклиды поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабокислых, нейтральных и слабо щелочных. В кис лых почвах повышается подвижность стронция - 90 и цезия - 137 снижается прочно сть их растениями. Внесение карбонатов кальция и калия или натрия в кисл ую дерново-подзолистую почву в количествах, эквивалентных гидролическ ой кислотности, снижает размеры накопления долгоживущих радионуклидо в стронция и цезия в урожае. Существует тесная обратная зависимость накопления стронция - 90 в растен иях от содержания в почве обменного кальция (поступление стронция умень шается с увеличением содержания обменного кальция в почве). Следовательно, зависимость поступления стронция - 90 и цезия -137 из почвы в р астения довольно сложная, и не всегда её можно установить по какому-либо одному из свойств, в разных почвах необходимо учитывать комплекс показа телей. Пути миграции радионуклидов в организм человека различны. Значительна я их доля поступает в организм человека по пищевой цепи: почва - растения - сельскохозяйственные животные - продукция животноводства - человек. В пр инципе радионуклиды могут поступать в организм животных через органы д ыхания, желудочно-кишечный тракт и поверхность кожи. Если в период радиоактивных выпадений крупных рогатый скот находится на пастбище, то поступление радионуклидов может составить (в относительных единицах): ч ерез пищеварительный канал 1000, органы дыхания 1, кожу 0,0001. Следовательно, в ус ловиях радиоактивных выпадений основное внимание должно быть обращено на максимально возможное снижение поступления радионуклидов в органи зм сельскохозяйственных животных через желудочно-кишечный тракт. Так как радионуклиды поступая в организм животных и человека могут нака пливаться и оказывая неблагоприятное воздействие на здоровье и генофо нд человека необходимо проводить мероприятия, снижающие поступление р адионуклидов в сельскохозяйственные растения, снижение накопления рад иоактивных веществ в организмах сельскохозяйственных животных. [1] Глава 2 Особенности аккумуляции радионук лидов различными фитоценозами 2.1 Аккумуляция радионуклидов растениями лесных фитоценозов Особенности поведения радиоактивных элементов в почве и растениях при водят к так называемой биогенной сепарации, которая проявляется в разли чном изотопном составе загрязнен-ной почвы и произрастающих на ней раст ений. Распределение радионуклидов по их органам строго спе-цифично и зав исит от подвижности данного элемента в расте-нии, его доступности, биоло гических особенностей растения и т. д. Вопрос о поступлении и распределении в растениях (осо-бенно древесных) р азличных радиоизотопов изучен недоста-точно, что объясняется отчасти т рудностями определения радио-нуклидов в растениях вследствие незначит ельного их содержания. А между тем изучение поведения различных радиоак тивных веществ, особенно долгоживущих, имеет немаловажное значе-ние для лесного хозяйства, так как дает возможность оценить радиобиологически е эффекты, связанные с их транспортом в системе почва--растение, и получит ь прогнозные данные для разработки лесохозяйственных мероприятий на з агрязненных радионуклидами территориях (создание лесных культур, заго- товка хвойно-витаминной муки, селекция древесных растений и т. д.). Из выпавших в результате аварии на ЧАЭС радионуклидов наибольший интер ес для лесного хозяйства представляют 90 Sr и 47 Cs, которые при соответствующих условиях м огут активно включаться в древесную растительность корневым путем, в зн а-чительной мере влиять на ее жизнедеятельность и определять степень ис пользования. Большинство других радиоактивных изо-топов ( 103 Ru, 106 Ru, 144 Ce и. др.) усваивается корневыми систе-мами в небольших количествах и с точки зрения загрязнения растительной проду кции несущественно. Поэтому необходимо было оценить роль основных лесо образующих дре-весных растений в вертикальной миграции радионуклидов по содержанию радиоактивных веществ в различных органах рас-тений и поч ве в зависимости от уровня ее загрязнения, устано-вить вклад основных пр одуктов распада в корневое питание опытных растений. Принималось во вни мание, что динамика накопления изучаемых элементов отражает потребнос ть расте-ний в них. Результаты исследования показали, что из важнейших дол-гоживущих проду ктов деления через корневые системы в надзем-ную часть древесных растен ии в наибольших количествах по-ступали l37 Cs и 134 Cs. Они вносили основной вклад в удельную ра диоактивность растений (в зависимости от их вида и плот-ности загрязнени я почвы) -- от 25 до 80% общей концентрации изучаемых элементов. Поглощение цез ия-134 и - 137 надземными органами растений шло примерно одинаково (1 : 1). Некоторо е несоблюдение этой закономерности при поступлении 134 Cs и 137 Cs в хвою второго и третьего года жизни объя сняется, по нашему мнению, частичным поверхностным ее загрязнением. Набл юдается и определенная видовая специфичность в по-глощении цезия-134 и цез ия-137 из почвы. Максимальная акку-муляция этого элемента отмечена в листья х березы, несколько меньшая -- у дуба. Близкие концентрации цезия обнаруже ны в фотосинтезирующих органах осины, ольхи, хвое сосны первого года жиз ни. Относительно высокое содержание цезия-137 и це-зия-134 (по сравнению с почв ой) наблюдается в хвое сосны обыкновенной второго года жизни. Поглощение радионуклидов растениями определяется еще и сорбционными п роцессами в почве. Так, при поступлении из водного раствора в наибольших количествах поглощается 137 Cs, в меньшей степени -- 90 Sr, тогда как при поступлении из почвы коэфф ициент накопления 137 Cs намного меньше, чем 90 Sr. При исследовании поступления 90 Sr и 137 Cs в древесные рас-тения из почв в Гомельско й и Могилевской областях, загрязнен-ных радионуклидами, такой закономер ности не выявлено. Нао-борот, в значительно больших количествах в надзем ную часть древесных растений поступает из почвы 137 Cs. Повышенная миграция 137 Cs отмечалась и другими исследователями. Т ак, известно, что 137 Cs из дерново-подзо-листых торфяных, суп есчаных и песчаных почв Белорусского Полесья поступает в травянистые р астения интенсивнее, чем 90 Sr. На исследованных почвах набл юдается большее (в среднем в 10 раз) по сравнению с 90 Sr поступление I37 Cs в растения, о чем свидетельствует увелич ение отношения 137 Cs : 90 Sr (до 16 раз). Считается, что основной причино й значительного по-ступления 137 Cs в растительность данного региона являе тся ма-лая фиксирующая способность почв по отношению к этому радионукли ду, что обусловлено особенностями их минералоги-ческого состава (невысо ким содержанием илистых фракций, почти полным отсутствием глинистых ми нералов и высокой их гидроморфностью). Показано, что растениям доступен не только 137 Cs, находящийся в обменной форме, но и радио нуклид в необ-менной форме. Сравнительное перемещение радионуклидов в системе поч-ва--растение удо бно оценивать с помощью коэффициентов накопления (отношение концентра ции элемента в растении к содержанию этого элемента в почве). При расчете коэффициен-тов нами использовались данные о концентрации радионукли-д ов в верхнем (0--5 см) слое почвы и листьях, где находится значительное количе ство исследуемых радионуклидов. Обнаружены существенные различия в содержании радио-активных веществ, обусловленные неодинаковой избирательной поглотительной способност ью древесных растений (табл. 1). Наиболее высокие коэффициенты накопления ( КН) характер-ны для поступления цезия в березу (2,8--3,8). Коэффициенты накоплен ия для дуба и осины достаточно близки (1,39--1,56 и 1,42--1,44 соответственно). Мало разли чаются по этому пока-зателю и ольха с сосной. Наиболее высокий уровень по требле-ния стронция у дуба: коэффициент накопления равен 0,79. Близки к нему осина и ольха. Минимальная аккумуляция этого элемента отмечена у сосны ( КН = 0,45). Береза по этому пока-зателю занимает промежуточное положение (КН = 0,50). Потребление других радиоактивных элементов (церия, плутония, рутени я, празеодима) также неодинаково. Таблица 1 Коэффициенты накопления радионуклидов из почвы различными из древесными породами Объе кт исследования Элемент 90 Sr Pu 144 Се 144 Pr 106 Ru 134 Cs 137 Cs Береза Осина Дуб Ольха Сосна 0,50 0,60 0,79 0,60 0,45 0,30 0,09 0,18 0,22 0,19 1,44 1,66 1,37 1,12 0,73 2,79 2,72 0,29 0,73 1,52 0,83 0,53 0,88 2,85 1,42 1,39 0,53 0,48 3,82 1,44 1,56 0,71 0,74 Таблица 2. Содержание элементов питания в различных древесных растениях, % Объе кт исследования Элемент Са К Береза Осина Дуб Ольха Сосна 1,43 0,68 1,16 0.71 0,33 0,36 1,42 1,11 0,39 0,53 Проведено сравнение поступления в исследуемые дре-весные растения изотопов стронция и цезия и их аналого в -- калия и кальция, так как известно, что поведение стронция-90 в системе по чва--растение сходно с миграцией кальция -- его основного неизотопного но- сителя, а цезия-134 и -137 -- с калием. Установленные кафедрой почвоведения МГУ з акономерности в содержании калия и каль-ция в листьях исследуемых нами д ревесных пород в основном справедливы и для радиоактивных изотопов стр онция-90 и це-зия-134 и -137 (табл. 2). Больше всего калия, кальция и ра-дионуклидов ст ронция и цезия поглощают и накапливают лист-венные древесные растения. Р азличия в поступлении и содер-жании радиоактивных изотопов цезия и стро нция, обусловлен-ные биологическими особенностями древесных пород, схо дны с усвоением растениями их химических аналогов -- кальция и калия. Сопо ставление данных табл. 3.3 и 3.4 показывает, что береза, осина и дуб накапливаю т в своих фотосинтезирующих органах радиоактивный изотоп цезия (как неи зотопный калий) в количествах, превышающих их содержание в почве. Накоп-л ение радиоактивного стронция из почв идет слабее, чем накоп-ление кальци я, но видовая специфичность в основном сохра-няется. [5] 2.2 Особенности накопления радионуклидов растениями живого напочвенного покрова в дубравах Дубравы по степени загрязнения они сильно отличаются друг от друга. Так, экспозиционная доза излучения па уровне почвы в 1986 г. была 13 -- 710 мкР/ч, за-гряз ненность почвы -- 185,2 и 112,4. Экспозиционная доза излучения в 1987 г. снизилась в 5--7 р аз, активность почвы -- в 8--14 раз. В последующие годы отмечено дальнейшее сни же-ние обоих показателей. В 1993 г. экспозиционная доза излучения снизилась до 46--ПО мкР/'ч, активность почвы--до 1.7-- 7,2 Ки/км 2 . В напочвенном покрове дубрав широко распространены ор-ляк обыкновенны й, плауны, мхи и представители следующих семейств: лютиковых, розоцветны х, гречишных, гераниевых, зон-тичных, брусничных, первоцветных, норичнико- вых, сложноцветных, мареновых, ситниковых, лилейных, злако-вых. Для исслед ования были взяты орляк обыкновенный, плаун булавовидный, герань кровав о-красная, буквица лекарственная, ожика волосистая, ландыш майский, купе на лекарственная, вейник наземный, овсяница овечья. Растения живого напочвенного покрова, произрастающие в дубравах, облад али в 1987 г. несколько меньшей общей г -активностью, чем в 1986 г., но разница у рас тений-эдификаторов и ястребинки зонтичной составила 50%, у остальных разл ичия достигали 10--100 раз. По данным 1987 г., КНР снизились почти у всех видов. Макс имальные значения зафиксированы в мае у марьянника дубравного, минимал ьные -- у ландыша майского, буквицы лекарственной, купены лекарственной. К 1990 г. общая активность травянистой и полукустарничковой растительности была равна (Ки/кг): у орляка 3-10 -7 , мха Шребера -- 8,5 -10 -7 , черники -- 1,4-10 -7 , марьянника лугового -- 9,8-10 8, майника двулист ного--1,8-10 6, овсяницы овечьей -- 5,5-10. В 1988 г. у растений живого напочвенного покров а колебались в следующих пределах: у орляка обыкновен-ного от 0,74 до 1,24, у мар ьянника дубравного от 0,24 до 2,71, у герани кроваво-красной от 0,02 до 0,82, у буквицы л екарствен-ной от 1,30 до 6,21, у ожики волосистой от 0,02 до 2,12, у ланды-ша майского от 0,02 до 0,52, у купены лекарственной от 0,02 до 1,12, у овсяницы овечьей от 0,02 до 0,71, у горич ника горного от 0,02 до 0,59, у вейника наземного от 0,02 до 0,71. Анализ полученных данных показывает, что наблюдается снижение удельно й гамма-активности у всех видов растений жи-вого напочвенного покрова. Н еобходимо отметить, что при за-грязнении почв дубрав до 50 Ки/км 2 растения семейства лилей-ных обладают б ольшей активностью по сравнению с осталь-ными. Увеличение плотности заг рязнения в 2--10 раз приводит к адекватному увеличению активности вейника н аземного. Об-щая -г -активность растительности живого напочвенного покро ва к 1990 г. если и снизилась, то очень незначительно. Данные г - спектрометрического анализа показывают, что в 1987 г. в слое почвы 0--5 см присутствовали следующие эле-менты: 144 Се -- 3,0-10 -8 Ки/кг; I06 Ru -- 3,0-10 -8 ; 134 Cs -- 1,4- 10 -8 ; 137 Cs 4,3. 10 -8 ; 90 Sr -- 6,6-10 -8 (средние данные). При проведении сравнительного анализа по накоплению изо-топов цезия и с тронция-90 в разные (1988 и 1992) годы иссле-дований можно отметить снижение содер жания изотопов цезия в растениях в 1,5--10 раз в зависимости от вида. Содержан ие стронция-90 увеличилось у орляка обыкновенного от 250 до 6850 Бк/кг (ПП 38), ланды ша майского -- от 322 до 2540 (ПП 9), черники --от 740 до 7700 Бк/кг (ПП 13). Коэффициенты накопления цезия-137 растениями живого напочвенного покров а дубрав орляковых были следующими: овсяница овечья -- свыше 20, рамишия одн обокая, вероника ле-карственная, вейник наземный -- 6, купена лекарственная , брус-ника -- 5, черника, ландыш майский, орляк -- 2, герань крова-во-красная-- 1; стр онция-90: овсяница овечья -- 7, вейник на-земный-- 5, вероника лекарственная -- 3, че рника, купена ле-карственная-- 1, орляк -- 7, купена лекарственная, герань кров аво-красная -- 5, ландыш майский -- 3. [11] Таблица 3. Содержание изотопов в растениях живого напочвенного покрова в орляковых дубравах, Ки/кг Растение Радионуклид 137 Cs 134 Cs 40 К Орляк 2,3-10 -6 2,5-10 -7 - Вейник наземный 6,8-10 -7 6,9-10 -8 6.7-10 -8 Майник двулистный 1,5-10 -6 1,7-10 -7 8,4-10 -8 Ландыш майский 1,8-10 -6 1,4-10 -7 -- Плаун годичный 1,6-10 -6 1,5-10 -7 -- Буквица лекарственная 1,7-10 -7 6,7-10 -8 -- Орляк 5,6-10 -7 3,8-10 -8 __ Овсяница овечья 2,0-10 -7 2,2-10 -8 9,7-10 -8 Вейник наземный 3,1-10 -7 2,7-10 -8 -- По общей гамма-активности коэффициенты н акопления в растительности распределены следующим образом: мхи>гре-чиш ные, лилейные,сложноцветные> гераниевые> норичниковые> лютиковые> розоц ветные > злаковые > ситниковые > папоротники > плауны> брусничные, мареновы е > грушанковые > первоцветные, зонтичные. 2.3 Миграция радионуклидов в сеяные луговые травы В связи с выведением из сельс кохозяйственного производ-ства значительных площадей естественных лу гов и пастбищ, подвергшихся загрязнению радиоактивными выбросами в ре-з ультате аварии на ЧАЭС, все большую актуальность приобре-тает проблема п олучения экологически чистой продукции в зо-нах с относительно невысок им (1--5 Ки/км 2 ) уровнем радио-нуклидов в почве. Создание сенокосов на загрязненных территориях сопряже-но с разработк ой системы агротехнических мероприятий, кото-рые позволили бы, с одной с тороны, поддерживать оптимальный уровень продуктивности травостоев и качества кормов, с дру-гой -- способствовали эффективному снижению аккум уляции радионуклидов в надземной массе кормовых культур. Поэтому начин ая уже с 1986 г. нами в условиях дерново-подзолистых супесчаных почв Мозырск ого района Гомельской области иссле-довалось влияние структуры агроце ноза, минеральных удобре-ний и обработки почвы на миграцию основных дозо образующих радионуклидов в системе почва--растение. Радиологические ис следования выполнялись на оказавшихся в зоне радиоактив-ного загрязне ния опытах, которые были заложены в 1985 г. с целью изучения агротехнических и агрофитоценотических приемов повышения устойчивости и продуктивнос ти агроценозов многолетних кормовых трав. После распада короткоживущих радионуклидов в 1987 г. экс-позиционная доза и злучения в месте расположения опытного участка составляла на высоте 1 м над поверхностью почвы 70--80 мкР/ч, на поверхности почвы -- 80--100 мкР/ч, плот-ность радиоактивного загрязнения в слое почвы 0--5 см состав-ляла 4--4,5 Ки/км 2 . Таким образом, представлялась возможно сть исследовать динамику миграции радионуклидов в сеянце луговые трав ы на ненарушенной почве. Опыты закладывались по следующим схемам. Опыт 1. Одновидовые посевы и парные травосмеси на двух фонах минеральног о питания: 1) люцер-на синегибридная, 2) ежа сборная, 3) кострец безостый, 4) ти-мо феевка луговая, 5) люцерна+ежа, 6) люцерна+кострец, 7) люцерна+тимофеевка. Опыт 2. Одновидовые посевы бобовых трав на фоне Р90К120: клевер луговой, клеве р розовый, клевер ползучий, кле-вер горный, люцерна синегибридная, люцерн а серповидная, ляд-венец рогатый, астрагал солодколистный, эспарцет пес чаный. Повторность опыта трехкратная. Площадь опытных делянок 15 и2. Почвенные и р астительные образцы отбирались перед укосами. Радиоэкологический мони торинг осуществляли в тече-ние вегетационных сезонов 1986--1988 гг. Учитывая поверхностный характер загрязнения радионукли-дами и слабую вертикальную миграцию их на автоморфных дерново-подзолистых почвах, в 1989 г. исследовали влияние перепашки почвы под многолетними травами на хара ктер накопления ра-дионуклидов в органах вновь высеянных растений. Для э того в конце вегетационного периода 1988 г. дернина опытного участ-ка была р аспахана, а весной 1989 г. после дискования и куль-тивации высеяны клеверо-еж овая и люцерно-ежовая травосмеси. Фон минерального питания -- предпосевн ое внесение полной дозы N12oP9oKi2o, а затем поукосно -- фосфорно-калийных удоб-рен ий (PSoKi2c). Контролем служили нераспаханные участки со старовозрастным трав остоем. Установлено, что суммарная радиоактивность почвы опыт-ных участков в сл ое 0--5 см последовательно снижалась с мая до сентября 1986 г. в диапазоне 10~7--10~~8 Ки/ кг, достигнув относительно стабильного уровня в мае 1987 г. Удельная гамма-а ктивность почвы (еще не нарушенной) начи-ная с этого времени соответство вала плотности загрязнения 2,6--3,0 Ки/км 2 (опыт 1) и 2,1--2,3 Ки/км 2 (опыт 2). Сравнение кривых динамики радиоа ктивности почвы и сеяных трав пока-зывает, что более резкое снижение уро вня радиоактивного за-грязнения растений по сравнению с почвой за вегет ационный период 1986 г. обусловлено не только распадом короткоживу-щих ради онуклидов, но и в значительной степени ослаблением поверхностного загр язнения листьев трав радиоактивными вы-падениями. По уровню этогозагря знения в мае 1986 г., довольно четко выделяется группа клеверов (клевер лугов ой, ползучий и розовый), а также лядвенец рога-тый, что связано с опушеннос тью листовой поверх-ности этих трав. Поверхностное загрязнение люцерны посевной, люцерны сер-повидной, астр агала и эспарцета было существенно ниже, чем клеверов и лядвенца. Различ ия сохранились в основном и у рас-тений 2-го укоса (июль 1986 г.) у клевера лугов ого и розо-вого удельная радиоактивность надземной фитомассы почти на п орядок превышала показатели других видов, а в 3-м укосе (сентябрь 1986 г.) макси мальная величина радиоактивности отмечена у сильно опушенного клевера горного. В от-личие от бобовых трав у многолетних злаков (ежи сборной, кос треца безостого, тимофеевки луговой) растения 3-го укоса в 1986 г. отличались уже на порядок меньшими показателями. Известно, что видовые и сортовые различия в накоплении основных дозообр азующих радионуклидов (l37Cs и 90Sr) кор-мовыми растениями являются теоретичес кой основой для раз-работки целенаправленного подбора сельскохозяйств енных рас-тений как способа фитомелиорации почв, загрязненных радиоизо топами, и средства для уменьшения содержания радионук-лидов в продукции . Но дезактивирующий эффект выноса радио-изотопов с надземной массой рас тений, обладающих высокой накопительной способностью, значительно уст упает по степени очищения почвы эффекту за счет естественного радиоакт ивного распада. Поэтому подбор культур для севооборотов и агротех-ничес ких приемов их рационального возделывания в загрязнен-ных зонах остает ся в настоящее время одним из реальных спо-собов получения относительно «чистой» кормовой продукции. По данным С. К- Фирсаковой (1974), накопление 90Sr се яными многолетними злаками после механической обработки и перезалужен ия дерново-подзолистой почвы снизилось в 5--16 раз, а торфяной почвы -- в 14--31 раз по сравнению с естественными лугами. Основной агротехнический прием, ограничивающий поступ-ление цезия-134 и ц езия-137 из почвы в растение,-- применение калийных удобрений -- связан с анта гонистическим характером отношения цезия и калия в почвенном растворе и эффектом «разбавления» в надземной массе растений. Это на-шло подтверж дение и в исследованиях белорусских ученых (Шугля, Агеец, 1990). Калийные удоб рения в комплексе с дру-гими удобрениями снижают поступление цезия-137 в се льско-хозяйственные растения в 2--20 раз. Нейтрализация кислотности почвен ного раствора известкованием уменьшает накопление цезия-137 в урожае в 2--4 р аза, а на легких по гранулометриче-скому составу почвах увеличение дозы фосфорных и калийных удобрений на фоне известкования снижает накоплен ие изотопа цезия в растениях до 4--5 раз. К сожалению, роль азотных удобрений в миграции основ-ных дозообразовате лей из почвы в хозяйственно ценную часть кормовых травянистых растений освещена весьма противоречи-во. Многие исследования свидетельствуют о б усилении под влиянием минерального азота процесса миграции радиоакт ивно-го цезия в надземные органы кормовых растений, особенно на высокопл одородных почвах. Так, при внесении азота в аммоний-ной форме на чернозем е концентрация цезия-137 в горохе воз-растала на 18--52%, а на дерново-подзолисто й почве -- на 72-- 83%. В то же время азот, внесенный в виде нитратов, практически н е влиял на накопление радиоактивного цезия в урожае. Также противоречив ы сведения о значении мине-рального азота в пострадиационном восстанов лении структур растительной клетки. В настоящее время считается целесо образным на почвах, загрязненных цезием-137 и стронцием-90, применять азотны е удобрения в составе полной минеральной подкормки со значи-тельным пре обладанием калия и фосфора (Алексахин и др., 1991). Внесение азотных удобрений рекомендуется проводить в таких дозах, которые обеспечивают наиболее в ысокие прибав-ки урожая в данных почвенных условиях. [1] Учитывая нерешенность проблемы растительного белка в Беларуси (дефици т переваримого протеина составляет в сред-нем 20--25%, в связи с чем себестоим ость кормовой продукции возрастает в 1,5 раза, а расход кормов -- в 1,3--1,4 раза), ве сь-ма актуально изучение роли азотных удобрений в миграции радионуклид ов в сеяные травы и регуляции этого процесса агрофитоценотическими при емами. Исследования влияния структуры посева и азотных удобрений на аккумуля цию радиоизотопов цезия, стронция и плутония в надземной фитомассе люце рны и злаковых трав в монокультуре и смешанных посевах выявили ряд особе нностей этого процесса, обусловленных как фитоценотическими факто-рам и, так и воздействием минерального азота, вносимого в почву в виде калийн ой селитры. Влияние совместного произрастания на аккумуляцию це-зия-137 в надземных о рганах люцерны и злаков определялось видовым составом травостоя: в люце рно-ежовой и люцерно-кострецовой травосмесях в обоих компонентах посту пление цезия увеличивается (у люцерны на 30--78, у ежи на 15, у ко-стреца на 16%) относ ительно их монокультур. В люцерно-тимо-феечком травостое никаких измене ний не отмечено. Внесение азотных удобрений стимулировало поступление l37Cs в растения люцерны, ежи и костреца в монокультурах, где содержание изо- топа возросло соответственно на 54, 36 и 16% по сравнению с без азотным фоном. В люцерно-кострецовой смеси показатели накопления цезия, наоборот, снизи лись: у люцерны на 71, у ко-стреца на 21%. Тот же эффект наблюдался у ежи в смеси с лю-церной -- внесение минерального азота сократило миграцию 137Cs на 22% по срав нению с фосфорно-калийным фоном. Та-ким образом, наименее интенсивная ми грация 137Cs и отсут-ствие стимулирующего влияния на нее азотных удобрений наблю-дались у компонентов люцерно-тимофеечной смеси и в моно-культуре т имофеевки. Существенное снижение (до 2--7 раз) аккумуляции Sr при внесении минерального азота в почву отмечено в монокультурах люцерны и костреца, а также у комп онентов люцерно-костре-цовой и люцерно-тимофеечной травосмесей. В люцерно-ежовой смеси азотные удобрения в 2,0--2,5 раза усилили поступление 90Sr в надземную массу как бобового ком-понента, так и злака. Как известно, уменьшение загрязнения продуктами радио-активного делен ия продукции растениеводства с помощью вне-сения мелиорантов достигае тся через такие основные механиз-мы, как увеличение урожая и тем самым «р азбавление» содер-жания радионуклидов на единицу веса урожая; повышени е концентрации кальция и калия в почвенном растворе; закрепле-ние микрок оличеств радиоизотопов в почве путем внесения соответствующих соедине ний. И если полученные нами результаты по изменению степени ак-кумуляции 137Cs и 90Sr в сеяных травах под воздействием их совместного произрастания и вн есения азотных удобрений мож-но рассматривать как проявление этих меха низмов через физиолого-биохимические взаимодействия растений в агроце нозах и их влияние на почвенную среду, то исследование миграции плутония в системе почва--растение предполагает разработку подходов, затраги-ваю щих как почвенную химию, так и механизмы действия биотических и агрохими ческих факторов на его поступление в корни и аккумуляцию в надземных орг анах. Существует зави-симость перехода плутония в раствор при снижении е го сорбции почвенными частицами от интервала значений рН, механиче-ског о состава и водно-воздушного режима почвы. Сравнительный анализ содержания гамма-излучающих ра-дионуклидов в поч ве и травах до вспашки (1988 г.) и после, вспашки дернины (1990 г.) позволяет судить о б эффективности этого агротехнического приема в снижении миграции рад иоизо-топов в растения. Вспашка, заглубление верхнего (0--5 см) слоя почвы и п оследующая культивация при сохра-нении прежней технологии выращивания травспособствовали «разбавлению» концентрации радионуклидов в корне обитаемом слое почвы. Суммарное содержание гамма-из-лучателей в почве сн изилось в среднем в 1,8 раза за счет двух-кратного уменьшения концентрации 137Cs и 134Cs, поскольку радиоизотопы цезия составляли более 65% суммарной концен т-рации. Вторым по значимости радионуклидом был 4аК, участие которого в об щей гамма-активности почвы до вспашки состав-ляло 23%, а после обработки -- 32%, т.е. оно не только не из-менилось, но даже увеличилось в результате внесени я калий-ных удобрений перед повторным высевом трав, а затем поукосно. Таким образом, на дерново-подзолистых почвах сельхозуго-дий с плотность ю загрязнения 2--5 Ки/км2 гамма-активность сеяных трав определяется в основ ном 40К, концентрация которо-го в почве сохраняется высокой за счет внесен ия фосфорных и калийных удобрений, содержание в фосфорных удобрениях со ставляет 70-- 120 Б к/кг, а с внесением калийных удобрений в дозе 60 кг/га в почву п оступает 1,35-10е Бк/кг калия-40. Эффект от перепахивания почвы для равномерного перемешивания радионук лидов в пахотном горизонте может проявлять-ся в основном в злаках, поско льку поглощающая деятельность корневых систем бобовых трав осуществля ется по всему про-филю обработанного слоя. Анализ распределения радионуклидов цезия в корнях и надземных органах контрастных по свойствам видов (ежи сбор-ной, костреца безостого и лисох воста лугового) показал, что при внесении азотных удобрений в почву у ежи и костреца уси-ливается миграция радионуклидов цезия из корней в надзем ные органы: если на безазотном фоне соотношение удельной актив-ности по цезию в корнях и надземной массе составляло у ежи 1:3, а у костреца 5:1, то на аз отном фоне -- соответственно 1 : 20 и 1:1 (табл. 4.9). В то же время у лисохвоста лугово го эти соотношения составляли на безазотном фоне 6 : 1 и при внесении удобр ений -- 16 : 1. Для более детального исследования особенностей перерас-пределения цез ия между подземными и надземными органами был проведен вегетационный о пыт с внесением в почву под лу-говые злаки стабильных изотопов цезия. Опы ты были заложе-ны в сосудах Митчерлиха на двух типах почвы: торфяно-болот- ной и дерново-глееватой суглинистой, т. е. нами были охвачены наиболее рас пространенные луговые почвы. Схема опыта: 7 видов луговых злаковых трав н а безазотном фоне и на фоне внесения азота. Минеральные удобрения вносил и в почву перед набивкой сосудов в виде солей: аммонийной селитры (на мине- ральной почве 1,71 г/сосуд, на торфяной--0,40 г/сосуд). Аккумуляция радиоцезия (Б к/кг) многолетними злаками Таким образом, радиоэкологический мониторинг в луговых фитоценозах, пр оведенный в 1986--1990 гг. на пробных площа-дях естественных лугов, в разной степ ени удаленных от ЧАЭС, и в агроэкосистемах на опытах с сеяными травами, по зволяет сделать следующие выводы. 1. Поступление радионуклидов и аккумуляция их в луговой растительности в период наблюдений определялись рядом фак-торов, в том числе количество м и элементным составом после-аварийныхрадиоактивных выпадений и хара ктером взаимо-действия радионуклидов с почвой, что в значительной мере повлияло на их доступность растениям, поглощение и миграцию в надземные органы луговых трав. 2. В послеаварийный период удельная радиоактивность рас-тений в луговых фитоценозах зоны загрязнения, представлен-ных в основном злаковыми и ра знотравно-злаковыми ассоциа-циями, после резкого снижения в 1986--1987 гг. за сче т распада короткоживущих радионуклидов стабилизировалась на проб-ных площадях в Гомельской области на уровне 10~8--10~6 Ки/кг, в Могилевской-- 10-9--10-8, в Ми нской -- 10 -9--10-8 Ки/кг; 4. Для ряда доминантных луговых растений установлены как межвидовые, так и внутривидовые различия в аккумуля-ции радионуклидов. Внутривидовые различия наиболее конт-растно проявляются присопоставлении уровней накопления гамма-излучателей на торфяных и минеральных почвах. При бл изких показателях плотности загрязнения удельная гамма-активность н адземной фитомассы ценопопуляцийодних и тех же видов в среднем на поря док ниже на торфяниках по срав-нению с дерново-подзолистыми почвами всл едствие высокой сорбирующей способности торфяной почвы, что обеспечив ается присутствием в ней значительного количества гумусовых и низ-комо лекулярных кислот. 5. Самые низкие коэффициенты накопления гамма-излучающих радионуклидов , до 70--90% которых составляют радиоизо-топы цезия, отмечены у луговых домина нтов на торфяно-глеевых почвах (0,4--1,5).Значительно интенсивнее накопление гамма-излучателей луговой растительностью происходит на минеральных почвах. 6. Коэффициенты накопления радионуклидов на одной и той же почвенной раз ности могут существенно (до 4--6 раз) разли-чаться не только у представителе й разных систематических групп, но и у видов в пределах одного семейства , например мятликовых. Поэтому неправомерно использование в сравни-тел ьной характеристике накопления радионуклидов луговой растительност ью такой таксономическойединицы, как семей-ство. В основе анализа аккуму лирующей способности луговых трав в отношении отдельных дозообразующ их радиоизотопов должны лежать исследования морфофизиологических ос обен-ностей каждого доминанта лугового сообщества с учетом ценотическ их отношений компонентов и водно-физических и агро-химических параметр ов эдафотопа, определяющих концентра-цию обменных форм радионуклидов в почвенном растворе. [3] 2.4 Влияние внешнего облучения и поглощенных радионуклидов на жизнедеятельность растений Рост, развитие и продуктивно сть растений. Наблюдения за ростом и развитием растений, проводившиеся в первые месяцы после аварии в непосредственной близости от реактора, где вы-пало много радиоактивных осадков, а тип облучения в некоторых местах был близок к острому, выявили отдельные аномалии в морфогенетнческом ра звитии растений, особенно у хвойных (сос-ны, ели): -- утрата способности апикаль ных (верхушечных) почек к росту, усиленное образование и рост новых поче к, в том числе спящих; -- появление гигантской хвои у сосны и ели и гигантских листьев дуба, отли чавшихся от обычных по длине в 2--3 раза и по массе в 5--7 раз; -- осыпание хвои предшествующих лет образования (2-го и 3-го годов) с функцио нированием хвои только первого года; -- потеря геотропической чувствительности. Отмеченные морфозы (гигантизм органов) встречались в 10-километровой зон е довольно часто в 1987--1988 гг. В 1991-- 1992 гг. была отмечена вторая волна гигантизма о рганов, кото-рая, как полагают, связана с последовавшим после аварии на-ко плением радионуклидов в органах растений. Имеются данные о том, что посе вы озимой ржи и пшеницы, расположенные в непосредственной близости от ре актора и подвергшиеся загрязнению порядка 1000 Ки/км 2 , ха-рактеризовались замедленным ростом и развитием, имели пони-женный индекс листовой поверхности и площади флаг ового ли-ста на 40--50%. Посевы пшеницы, подвергшиеся острому облучению в год аварии, в последующ ие годы дали новое поколение растений, среди которых встречались мутант ные формы, характеризовав-шиеся отсутствием остей, выпадением отдельны х колосков, разд-воением колоса и пр. Среди них можно найти и полезные для селекции формы. Отдельные проявления морфологических изменений растен ий наблюдали и в белорус-ском секторе 30-километровой зоны. При выращивании сельскохозяйственных растений на почвах, загрязненных радионуклидами до 77 Ки/км 2 , не отмечали никаких особых из менений в их росте и развитии. Основные фа-зы развития наступали независ имо от степени загрязненности почвы, морфологические показатели семян также соответствова-ли норме. Наблюдения, естественно, касались растени й, полученных из «чистых» семян. Действительно, имеются данные, что уровни загрязнения почвы в пределах 86 Ки/км 2 не оказывают существенного влия-ния на п оказатели роста и развития растения. Однако пересев семян подорожника, х ронически облучавшихся в течение трех лет, несмотря на стабильность пок азателей всхожести, массы 1000 семян и т. д., выявил скрытые изменения, заключ авшиеся в неодинако-вой реакции растений на дополнительное облучение и неадек-ватной картине хромосомных аберраций в меристеме корешков. Таки м образом, при тех плотностях за-грязнений почв, которые были в наших опыт ах, следовало ожи-дать проявления отдельных количественных изменений в мета-болизме выращиваемых растений. [10] Таблица 4. Продуктивность люпина желтого в условиях загрязненности почв радионуклидами. Номер варианта Удельная г активность почвы, Бк/кг, X 10 3 Урожай се мян Масса 1000 семян, г Белок, % г/100 растений % к контролю 1 0,16 440 100,0 134,1 36,9 2 2,3 458 104,0 131,1 36,9 3 3,3 488 110,7 111,7 - 4 11,6 484 110,0 - 35,6 5 23,2 565 128,3 122,8 35,6 Для посева ежегодно применялись семена с «чистых» посевов. Учет урожая семян с растений люпина (сорт БСХА 382), выраще нных в пакетном опыте, показал в среднем за два года некоторое уве-личени е продуктивности растений по мере возрастания степени загрязнения поч вы радионуклидами (табл. 4), что свидетель-ствовало о существовании зависи мости между этими показателя-ми. Анализируя показатели продуктивности, мы склонны счи-тать, что наблюдавшиеся изменения в некоторой степени выз ва-ны и небольшими различиями в механическом составе и уровне плодороди я почв, использованных в опытах. Фотосинтез. В исследованиях обнаружена повышенная фотохимическая акти вность хлоропластов, выделенных из растений, которые произрастали в усл овиях высокого радиационного фона(экспозиционная доза г -излучения 300--500 мкР/ч), отмечена тенденция к увеличению содер-жания хлорофилла на единиц у сухой массы листа и снижению концентрации растворимых белков. Некотор ые изменения наблюдались и в уровне активности РДФ-карбоксилазы. О росте ак-тивности фотосинтетического аппарата растений, произрастав-ших в ус ловиях радиоактивного загрязнения, свидетельствовала и низкая гидроли тическая активность фермента деградации хлорофилла -- хлорофиллазы. Др угой важный показатель действия радиации в этих условиях -- повышение ак тивности пероксидазы. В листьях люпина желтого, выращенного в пакетном о пыте, существенных изменений в пигментном аппарате (количестве хлорофи ллов и активности хлорофиллазы) по вариантам - опыта не наблюдалось, одна ко с увеличением степени загрязненности почвы наметилась тенденция к п овышению скорости фотохимических реакций в хлоропластах и перекисного окисления липидов (фермента пероксидазы) Усвоение азота. У люпина желтого снабжение вегетативных и репродуктивн ых органов восстановленным азотом происходит двумя путями: посредство м симбиотической фиксации атмосфер-ного азота клубеньковыми бактериям и (Rhizobium) и восстанов-лением минерального азота почвы в корнях и листьях и ча стично в стеблях. Оба пути взаимодействуют между собой. Восстанов-ление минерального азота с помощью фермента нитратредуктазы начинается вмес те с прорастанием семян и формированием корневой системы и до периода ст еблевания несет основную на-грузку в процессе снабжения растения восст ановленным азотом. После фазы бутонизации активность этого процесса бы стро сни-жается и на последующих фазах проявляется очень слабо. Азотфикс ирующая активность развивается вме-сте с ростом клубеньков на корнях бо бовых, начиная в фазы че-тырех листьев. Постепенно нарастая, она достигае т максимума в фазе бутонизации--цветения. Таким образом, в фазе бутони-зац ии--цветения оба процесса протекают интенсивно и количе-ственная оценка их активности в это время может характеризо-вать состояние азотного обм ена в растении. Использованные в пакетном опыте почвы были взяты с раз-личных участков, что поставило вопрос о влиянии на уровень азотфиксации (кроме плотности загрязнения) различий в поч-венном плодородии. Чтобы ослабить это влияни е, в 1991 г. был заложен пакетный опыт 2, в котором различные уровни загряз-ненн ости почвы по вариантам создавали путем смешивания условно чистой почв ы (контроль) с сильно загрязненной в соот-ношении 2,5:1 и 1:1. В результате получ ено три варианта загрязненности цезием: 0,7; 9,6 и 13,7 кБк/кг почвы, первый из кото рых был принят за контроль. Полученные в 1991 -- 1992 гг. результаты свидетельств овали о некотором повышении азотфиксирующей активности в условиях заг рязнения почв, од-нако они имели скорее характер тенденции. Нитратредукт азная активность в условиях различной степени загрязнения почв ра-дион уклидами не показала четкой картины изменений. Следует учитывать больш ую зависимость ее от содержания нитратного азота в почве. [7] Вопрос о влиянии возможных различий в почвенном плодо-родии на азотфикс ирующую активность был дополнительно изу-чен при выращивании люпина на почвах разного механического состава и плодородия без радиоактивного загрязнения. Опыты ставились в вегетационном павильоне ИЭБ. В 1991 г. растен ия люпина выращивали на смеси дерново-подзолистой песчаной и искусстве нно приготовленной перегнойной почв, взятой в тех же пропорциях, что и ра диоактивная почва в опыте 2. Результаты показали некоторое повышение азо тфиксирующей активности клубеньков при выращивании люпина на искусств ен-ной перегнойной почве и при смешивании ее с песчаной почвой в соотнош ении 1:1. Повышение плодородия почвы сти-мулирует таким образом азотфикса цию в клубеньках и нитрат-редукцию в листьях люпина. В 1992 г. был проведен вегетационный опыт с использова-нием для выращивания люпина почв, различающихся по меха-ническому составу. Как видн, самая низ кая ак-тивность азотфиксации наблюдалась при выращивании люпина на пес чаной (лесной) почве и среднем суглинке. Песчаная, су-песчаная и легкосугл инистая пахотные почвы практически не различались по уровню азотфикси рующей активности в клубень-ках люпина. Важнейшим ферментом усвоения восстановленного азота, от-вечающим за вк лючение 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 во-влечения восстановленного азо та непосредственно в органиче-ские соединения. Полученные в 1990 г. результ аты не выявили различий в активности ГС в листьях люпина в зависимости о т степени загрязнения почвы радионуклидами. Аналогичные данные получе ны на ячмене, выращенном в тех же условиях. Интегральным показателем интенсивности азотного обмена в растении явл яется содержание в его органах азота. Определе-ние азота по методу Кьель даля в органах люпина желтого сорта БСХА 382 и ячменя сорта Жодинский 5 выяв ило существенные различия в органах растения. У люпина самой вы-сокой ко нцентрацией 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 вы сокое 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 носи ли системати-ческого характера и были вызваны, очевидно, другими причина -ми. Поэтому, может быть сделан вывод об отсутствии влияния загрязненнос ти 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 не-которое воздействие на азотный обме н вегетативных органов. Однако этот вывод касается только растений, выра щенных из «чистых» семян, т. е. тех, которые получены в условиях отсут-стви я радиоактивного загрязнения почвы. [9] Заключение Детальное обследование лесов Беларуси показало, что в результате авари и на ЧАЭС более 1700 тыс. га (четвертая часть от всей площади лесов) подвергла сь радиоактивному загрязнению. Следует отметить, что загрязненной счит ается территория, если плотность выпадений превышает 1 Ки/км 2 по цезию-137, 0,15 Ки/км 2 по стронцию-90 и 0,01 Ки/км 2 по плутонию-238,239,240. Более 90% загрязненного ле сного фонда приходится на зону загрязнения по цезию-137 от 5 до 15 Ки/км 2 . В доаварийный период уровень радиоактив ного загрязнения в лесах Беларуси достигал 0,2-0,3 Ки/км 2 и определялся в основном природными рад ионуклидами и искусственными радионуклидами глобальных выпадений, обр азовавшихся в результате испытаний ядерного оружия. Из 88 существующих в республике лесхозов 49 в той или иной степени подвергл ось радиоактивному загрязнению, что в значительной степени изменило ха рактер их хозяйственной деятельности. Крупномасштабное загрязнение ле сных комплексов Беларуси резко ограничило использование лесных ресурс ов, оказало негативное влияние на экономическое и социально-психологич еское состояние населения в целом. В первые дни после аварии до 80% радиоактивных выпадений было задержано на дземной частью древесного яруса. Затем происходило быстрое очищение кр он и стволов под воздействием метеорологических факторов, и в конце 1986 го да до 95% радиоактивных веществ, задержанных лесом, уже находилось в почве, причем основная их часть в лесной подстилке, являющейся аккумулятором р адионуклидов. Дальнейшая скорость миграции радионуклидов в глубь почв ы зависела от вида растительного покрова, водного режима, агрохимически х показателей почв и физико-химических свойств радиоактивных выпадени й. Проведенные исследования показали, что в настоящий период основная ча сть радиоактивных выпадений по-прежнему сосредоточена в верхнем гориз онте почв, где они хорошо удерживаются органическими и минеральными ком понентами. Загрязнение лесной растительности зависит от уровня радиоактивных вып адений и свойств почвы. На гидроморфных (избыточно увлажненных) почвах о тмечается более высокая степень перехода в системе “почва - растение”, ч ем на автоморфных (нормально увлажненных) почвах. Чем выше плодородие по чвы, тем меньшая доля радионуклидов поступает как в древостой, так и в орг анизмы напочвенного покрова (грибы, ягоды, мхи, лишайники, травяная расти тельность). Наибольшим содержанием радионуклидов в различных частях древесного по лога характеризуются хвоя (листья), молодые побеги, кора, луб; наименьшее з агрязнение отмечено в древесине. Аккумуляторами радионуклидов в лесны х сообществах являются грибы, мхи, лишайники, папоротники. Лесной растит ельностью поглощается в основном цезий-137, стронций-90. Трансурановые элем енты (плутоний-238,239,240 и америций-241) слабо включаются в миграционные процессы. Таким образом, лесные экосистемы являютс я постоянным источником поступления радионуклидов в лесную продукцию, в частности, в пищевую. Накопление радионуклидов в лесных ягодах и гриба х в 20-50 раз больше, чем их содержание в продуктах сельскохозяйственного пр оизводства при одинаковом уровне радиоактивного загрязнения. Исследов ания показали, что доза облучения, обусловленная потреблением лесных пр одуктов питания, в 2-5 раз выше доз, формируемых за счет употребления сельс кохозяйственных продуктов. Причем в отличие от сельскохозяйственных у годий, лесные комплексы являются малоуправляемыми с точки зрения сниже ния радиационной нагрузки путем проведения различных эффективных конт рмер с применением современных технологий. Пребывание в лесу также связ ано с дополнительным внешним облучением, поскольку леса явились естест венным барьером, а, следовательно, -- резервуаром радиоактивных выпадени й. Проблемы радиационной безопасности на загрязненных лесных территор иях в основном решаются за счет ограничительных мероприятий. В настоящий период сбор грибов и ягод на загрязненной территории весьма ограничен и практически полностью запрещен на территориях с плотность ю выпадения более 2 Ки/км 2 по цезию-137. Однако, уровень содержа ния радионуклидов в пищевой продукции леса со временем будет уменьшать ся за счет естественного радиоактивного распада и миграции радионукли дов в глубь почвы. Предварительные прогнозные расчеты показывают, что в 2015 году концентрация цезия-137 уменьшится до уровня допустимых норм. Следует также отметить, что к настоящему времени разработано множество рекомендаций по выходу из создавшегося кризисного положения в отношен ии использования даров леса. Перспективным способом является искусств енное культивирование экологически чистых грибов и ягод, что позволит с низить поступление радионуклидов в организм человека, а, следовательно, и риск для здоровья населения. [9] СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННОЙ ЛитературЫ Люцко А.М., Ролевич И.В., Тернов В.И. Выжить по сле Чернобыля. - Мн.: Вышэйшая школа, 1990. - 109 с Лес и Чернобыль (Лесные экосистемы после аварии на Чернобыльской АЭС, 1986-1994 гг.) / Под ред. Ипатьева В.А. - Мн.: МНПП “СТЭНЕР”. 1994. - 248 с. Руководство по ведению лесного хозяйства в зонах радиоактивного загря знения. Утверждено Министром по чрезвычайным ситуациям и защите населе ния от последствий катастрофы на Чернобыльской АЭС 23 октября 1995 г. Мн. 1995. - 112 с. Радиоактивное загрязнение растительности Беларуси (в связи с аварией н а Чернобыльской АЭС)/ Под общей ред. Парфенова В.И., Якушева Б.И. - Мн.: Навука i т эхнiка, 1995. - 582 с. Памятка для населения проживающего на территории, загрязненной радиоа ктивными веществами, 2-е изд., Мн. 1997. - 24 с. Памятка “Вы собираетесь в лес… “ Рекомендации для населения по пользова нию лесами в окрестности г. Гомеля и г. Добруша (Гомельский лесхоз). Гомель . 1998. - 32 с. Выращивание грибов (Памятка для населения, проживающего на загрязненно й радиоактивными веществами территории). Мн. 1998. - 20 с. 10 лет Полесскому государственному радиационно-экологическому заповед нику (сборник статей). Мн.: Изд. “Н.Б.Киреев”. 1998. - 232 с. Выращивание лесных ягод на грядке (Памятка для населения, проживающего н а загрязненной радиоактивными веществами территории). Мн. 1999. - 16 с. Республиканские допустимые уровни содержания радионуклидов цезия-137 и с тронция-90 в пищевых продуктах и питьевой воде (РДУ-99). Мн. 1999. - 6 с. Лес. Человек. Чернобыль. (Лесные экосистемы после аварии на Чернобыльско й АЭС: состояние, прогноз, реакция населения, пути реабилитации)/ Под общей ред. Ипатьева В.А. - Гомель. 1999. - 454 с.
1Архитектура и строительство
2Астрономия, авиация, космонавтика
 
3Безопасность жизнедеятельности
4Биология
 
5Военная кафедра, гражданская оборона
 
6География, экономическая география
7Геология и геодезия
8Государственное регулирование и налоги
 
9Естествознание
 
10Журналистика
 
11Законодательство и право
12Адвокатура
13Административное право
14Арбитражное процессуальное право
15Банковское право
16Государство и право
17Гражданское право и процесс
18Жилищное право
19Законодательство зарубежных стран
20Земельное право
21Конституционное право
22Конституционное право зарубежных стран
23Международное право
24Муниципальное право
25Налоговое право
26Римское право
27Семейное право
28Таможенное право
29Трудовое право
30Уголовное право и процесс
31Финансовое право
32Хозяйственное право
33Экологическое право
34Юриспруденция
 
35Иностранные языки
36Информатика, информационные технологии
37Базы данных
38Компьютерные сети
39Программирование
40Искусство и культура
41Краеведение
42Культурология
43Музыка
44История
45Биографии
46Историческая личность
47Литература
 
48Маркетинг и реклама
49Математика
50Медицина и здоровье
51Менеджмент
52Антикризисное управление
53Делопроизводство и документооборот
54Логистика
 
55Педагогика
56Политология
57Правоохранительные органы
58Криминалистика и криминология
59Прочее
60Психология
61Юридическая психология
 
62Радиоэлектроника
63Религия
 
64Сельское хозяйство и землепользование
65Социология
66Страхование
 
67Технологии
68Материаловедение
69Машиностроение
70Металлургия
71Транспорт
72Туризм
 
73Физика
74Физкультура и спорт
75Философия
 
76Химия
 
77Экология, охрана природы
78Экономика и финансы
79Анализ хозяйственной деятельности
80Банковское дело и кредитование
81Биржевое дело
82Бухгалтерский учет и аудит
83История экономических учений
84Международные отношения
85Предпринимательство, бизнес, микроэкономика
86Финансы
87Ценные бумаги и фондовый рынок
88Экономика предприятия
89Экономико-математическое моделирование
90Экономическая теория

 Анекдоты - это почти как рефераты, только короткие и смешные Следующий
Если папа аварец, а мама - татарка, значит, ребёнок у них - аватарка.
Anekdot.ru

Узнайте стоимость курсовой, диплома, реферата на заказ.

Обратите внимание, курсовая по экологии, охране природы "Аккумулирование радионуклидов растениями лесных фитоценозов", также как и все другие рефераты, курсовые, дипломные и другие работы вы можете скачать бесплатно.

Смотрите также:


Банк рефератов - РефератБанк.ру
© РефератБанк, 2002 - 2016
Рейтинг@Mail.ru