Особенности лесопатологического состояния сосновых древостоев Брянской области, подвергшихся радиационному загрязнению вследствие аварии на Чернобыльской АЭС

А вария на Чернобыльской АЭС, сопровождавшаяся выбросом в окружающую среду большого количества радиоактивных веществ, расценивается как крупнейшая за всю историю атомной энергетики по непосредственно нанесенному ущербу и отдаленным эколого-экономическим и социальным последствиям.

Загрязнение природной среды радионуклидами обусловливает изменение естественных свойств лесных экосистем, ведет к формированию фитоценозов с особыми условиями роста и развития растительности. Согласно приказу Рос-лесхоза от 05.02.1998 г. № 21 «Об утверждении критериев и индикаторов устойчивого управления лесами Российской Федерации» исследование воздействия антропогенных факторов, в том числе радиационного, на леса и получение данных о тенденциях и масштабах этих воздействий на состояние лесов России стало одной из стратегических целей государственной политики в области лесных отношений.

Сведения о лесопатологическом состоянии древесной растительности в местах радиоактивных выпадений в год аварии на Чернобыльской АЭС (1986 г.), имеющиеся в научно-технической литературе, как правило, относятся к насаждениям, находящимся в непосредственной близости от атомной станции. Основное внимание исследователи обращали на последствия острого гамма-облучения, результатом которого в год аварии в зоне, прилегающей к АЭС, стала гибель сосны при поглощенной дозе облучения 50 Гр [1–3]. При этом наиболее восприимчивыми к ионизирующему излучению были апикальные точки роста, в то время как камбиальные слои древесины оказались устойчивее: их отмирание зафиксировано при значительно более высокой дозе радиации – 100–200 Гр [1]. В целом гибель древесной растительности в результате острого радиационного облучения не приобрела массового характера. Площадь полностью пораженных сосновых лесов составила 500–600 га, сосновых насаждений с сильной и средней степенью повреждения – соответственно 3 тыс. и 12 тыс. га [4]. Усохшие сосновые древостои составили не более 0,5% лесов в зоне, примыкающей в Чернобыльской АЭС [5, 6].

Интенсивность радиационного облучения древесной растительности в 1986 г. на территории Брянской обл., в связи с удаленностью от Чернобыльской АЭС, оказалась ниже летального уровня, и радиоактивные выпадения не вызвали усы-ханий лесных насаждений. Тем не менее, на 2,2 тыс. га земель лесного фонда Брянской обл. (единственной в России) зафиксирована высокая плотность загрязнения – более 40 Ки/км2 [7]. На значительной части лесных территорий из-за загрязнения радионуклидами были введены и до сих пор сохраняются определенные ограничения при проведении лесохозяйственных мероприятий.

Долговременные последствия хронического ионизирующего облучения на состояние и рост деревьев в местностях, загрязненных радионуклидами, являются предметом дискуссий. По мнению одних исследователей, хроническое ионизирующее облучение должно вызывать ингибирование роста деревьев, другие отвергают какие-либо особенности в их действии, а третьи указывают на возможность гормезиса, т.е. позитивного действия относительно невысоких доз радиации. Для ответа на этот вопрос необходимы систематические исследования состояния древостоев с разной плотностью загрязнения радионуклидами с учетом конкретных лесорастительных условий.

Данная работа основана на материалах исследований ФБУ ВНИИЛМ в рамках Федеральной целевой программы по преодолению последствий радиационных аварий с целью изучения воздействия ионизирующих излучений на состояние лесных экосистем в зонах радиоактивного загрязнения и совершенствования методологии радиационного мониторинга лесов. Обследованные сосновые насаждения входят в состав Красногорского участкового лесничества Клинцовского лесничества Брянской обл. Объекты и методика исследований описаны ранее [8, 9].

Основываясь на данных измерений плотности загрязнения почвы радионуклидами в 2010–2012 гг., проведены расчеты исходной плотности загрязнения почвы цезием-137 в момент аварии на Чернобыльской АЭС. Учитывая, что период полураспада цезия-137 составляет

30,17 лет, нетрудно подсчитать, что за 25 лет (с 1986 по 2010 г.) количество радионуклида за счет естественного распада уменьшилось в 1,74 раза. Это означает, что средняя плотность загрязнения почвы радионуклидом в обследованных насаждениях в мае 1986 г. могла составить в среднем более 270 Ки/км2, а на отдельных локальных участках древостоев с учетом неравномерности его распределения по территории – от 136 до 455 Ки/км2.

Кроме того, помимо цезия-137, при аварии на Чернобыльской АЭС зафиксирован выброс целого спектра радионуклидов, существенно увеличивших дозовую радиационную нагрузку на растительность. Изотопный состав загрязнения атмосферы в результате Чернобыльской аварии включал такие экологически опасные радионуклиды, как йод-131, теллур-132, стронций-89, стронций-90, нептуний-239, рутений-103, а также высокоактивные «горячие» частицы плутония-239 [10]. Для этих радионуклидов, которые до 6 мая 1986 г. определяли более 80% радиоактивности в воздухе и на поверхности Земли [6], типичен короткий период полураспада (йод-131 – около 8 сут., теллур-132 – 3,2 сут., нептуний-239 – 2,4 сут., рутений-103 – 39,8 сут., стронций-89 – 2 мес.) и, в основном, так называемый бета-ми-нус-распад, при котором распадающееся атомное ядро испускает электрон и электронное антинейтрино (при бета-плюс-распаде соответственно позитрон и электронное нейтрино). Проникающая способность бета-частиц не превышает несколько миллиметров, в связи с чем внешнее облучение организмов элементарными частицами при бета-распаде ведет к поражению поверхностных тканей. Следствием облучения могут быть мутации и гибель растительных клеток.

Поскольку перечисленные изотопы имеют короткий период полураспада, можно предположить, что их возможное патологическое влияние на древесную растительность могло иметь место только в год выпадения, а именно в 1986 г. Можно подсчитать, что уже спустя год после выпадения масса йода-131 уменьшилась в 1,76x1013 раз, через 2 года - в 1,24x1027 раз и т. д. Масса наиболее долгоживущего радионуклида из рассма- триваемой группы изотопов, а именно – стронция-89, через год должна была уменьшиться в 32 раза, через 2 года – более чем в 2000 раз, а к моменту проведения полевых исследований – более чем в 1,78x1044 раз по сравнению с его исходным количеством. Таким образом, уже через несколько лет после аварии выпавшие на насаждения района исследований короткоживущие радионуклиды, по-видимому, практически полностью распались.

По данным проведенного нами опроса местных жителей и сотрудников лесничества, сколько-нибудь заметных патологических изменений в состоянии сосновых насаждений весной 1986 г. не наблюдалось. Отсутствуют также сведения о значительном усыхании деревьев, размножении хвоегрызущих и стволовых насекомых, распространении болезней деревьев или иных патологических явлениях, приуроченных к насаждениям с высокой плотностью загрязнения радионуклидами в период после Чернобыльской аварии. Эти данные согласуются с результатами оценки лесопатологического состояния сосновых древостоев в целом по насаждениям в зоне аварии [11].

Указанные сведения свидетельствуют о меньшей интенсивности радиоактивного облучения древостоев Красногорского лесничества в апреле–мае 1986 г. в сравнении с насаждениями на территории, непосредственно прилегающей к Чернобыльской АЭС.

В связи с большим сроком, прошедшим с момента выпадения радионуклидов, следы усыха-ний и тератогенеза побегов и хвои (если таковые имели место в 1986 г.) в настоящее время обнаружить практически невозможно: за 25 лет сменилось не менее 4–5 поколений хвои, а отмершие части растений должны были давно опасть на землю. И действительно, в ходе обследований насаждений какие-либо морфологические изменения структурных элементов деревьев сосны не были выявлены.

Однако, учитывая длительное – в течение двух с половиной десятилетий – развитие древесных растений в условиях достаточно интенсивного ионизирующего излучения из-за высокой плотности загрязнения почвы и структурных эле- ментов деревьев долгоживущими радионуклидами (цезий-137 и, отчасти, стронций-90), было высказано предположение о возможном влиянии (отрицательном или положительном) хронического облучения на ход роста древостоев.

В результате обследований установлено, что в настоящее время сосновые древостои, загрязненные радионуклидами, отличаются большей долей сухостоя (20,81 против 13,30% в контроле), в том числе свежего сухостоя (5,18 против 3,81% в контроле). Доля деревьев лучших категорий состояния (без признаков ослабления и ослабленных) в составе живого древостоя в опытном насаждении оказалась на 4,90% выше, чем в контрольном (48,46 против 43,56%), а доля сильно ослабленных и усыхающих деревьев ниже. Выявленные различия в соотношении деревьев разных категорий состояния в сосновых насаждениях, в связи с их загрязнением радионуклидами, не достигают уровней вероятности 90–95%, принятых в биологии в качестве стандартных для определения статистической достоверности различий. Результаты статистического анализа позволяют охарактеризовать отмеченные различия в доле деревьев лишь в качестве слабовыра-женных тенденций [9].

Более высокая доля деревьев лучших категорий состояния в древостое, загрязненном радионуклидами, по сравнению с контролем может означать, что в условиях хронического ионизирующего облучения процесс ослабления деревьев этих категорий, обусловленный возрастными изменениями, происходит медленнее, чем в обычных условиях. Иными словами: радиационный фактор, возможно, оказывает определенное стимулирующее воздействие на деревья изначально лучшего физиологического состояния.

Для проверки данного предположения проведен сравнительный анализ хода роста деревьев сосны при разной плотности загрязнения почвы радионуклидами в периоды до и после аварии на Чернобыльской АЭС. В качестве анализируемого показателя использован текущий годичный радиальный прирост древесины, который в значительной степени определяется физиологическим состоянием растений.

При обработке экспериментальных данных проведен расчет индексов прироста (отдельно раннего, позднего и общего) по формуле:

Iz t = 100 Z t Z^- b ¹ as ,                  (1)

где:

Izt – приростной индекс, %;

Zbas – среднегодовой прирост древесины в течение 10 лет до аварии на Чернобыльской АЭС, мм;

Zt – среднегодовые значения прироста по 5-летним периодам после аварии – с 1986 по 2010 г., мм.

Результаты корреляционного анализа (таблица) показывают, что для деревьев лучшей категории состояния (без признаков ослабления) в течение всего рассматриваемого периода после Чернобыльской аварии была характерна положительная связь текущего годичного прироста с плотностью загрязнения насаждения радионуклидами. Положительные значения коэффициента корреляции указывают на более интенсивный рост годичных колец деревьев сосны в местах с большей степенью загрязнения почвы радиоцезием. Причем это соотношение характерно как для общего прироста, так и для обеих составных частей годичного кольца.

Статистическая достоверность указанной зависимости различается в разные периоды. В первый 5-летний период после аварии (1986–1990 гг.) связь текущего радиального прироста деревьев без признаков ослабления со степенью загрязнения почвы радионуклидами проявилась менее заметно. Достоверным (с вероятностью Р > 80%) влияние радиации может быть признано только в отношении общего прироста древесины. Наиболее заметно (Р > 95%) связь удельной активности радиоцезия в почве с интенсивностью роста древесины проявилась в другие 5-летние периоды: с 1991 по 1995 г. – для всех видов прироста и с 2001 по 2005 г. – для позднего и общего прироста (положительная связь раннего прироста с плотностью загрязнения почвы в этот период достоверна с вероятностью 95 > Р > 90%). С 2006 по 2010 г. статистическая значимость радиации как внешнего фактора, воздействующего на радиальный

Корреляционная связь индекса радиального прироста деревьев сосны с удельной активностью радиоцезия в почве

Годы	Ранний прирост			Поздний прирост			Общий прирост
	r	±mr	t r	r	±mr	t r	r	±mr	t r

Деревья без признаков ослабления

1986-1990	0,475	0,359	1,32	0,446	0,366	1,22	0,520b)	0,349	1,49
1991-1995	0,768*	0,261	2,94	0,859**	0,210	4,09	0,872**	0,200	4,36
1996-2000	0,342	0,383	0,89	0,327	0,386	0,85	0,343	0,383	0,90
2001-2005	0,625a)	0,319	1,96	0,788*	0,251	3,14	0,872**	0,200	4,36
2006-2010	0,443	0,370	1,20	0,592b)	0,329	1,80	0,621a)	0,319	1,95

Ослабленные деревья

1986-1990	-0,324	0,386	0,84	-0,499	0,354	1,41	-0,462	0,362	-1,28
1991-1995	-0,254	0,395	0,64	-0,370	0,379	0,98	-0,376	0,378	-0,99
1996-2000	-0,118	0,405	0,29	-0,005	0,409	0,01	-0,043	0,407	-0,11
2001-2005	0,090	0,406	0,22	-0,097	0,406	0,24	0,003	0,409	0,01
2006-2010	0,271	0,392	0,69	-0,079	0,407	0,19	0,100	0,406	0,25

Сильно ослабленные и усыхающие деревья

1986-1990	-0,129	0,405	0,32	0,180	0,401	0,45	-0,003	0,409	0,01
1991-1995	-0,106	0,406	0,26	0,183	0,401	0,46	0,030	0,409	0,07
1996-2000	-0,036	0,407	0,09	0,086	0,406	0,21	0,036	0,407	0,09
2001-2005	-0,114	0,406	0,28	-0,058	0,407	0,14	-0,073	0,407	0,18
2006-2010	0,106	0,406	0,26	0,048	0,407	0,12	0,088	0,406	0,22