Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Радиобиологические последствия аварии на ЧАЭС в популяциях диких животных зоны отчуждения

ВАК РФ 03.00.08, Зоология

Автореферат диссертации по теме "Радиобиологические последствия аварии на ЧАЭС в популяциях диких животных зоны отчуждения"

§ £2 НАЦЮНАЛЬНА АКАДЕМ1Я НАУК УКРА1НИ

1НСТИТУГ ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНО! ПАТОЛОГИ, ОНКОЛОГМ ТА

РАДЮБЮЛОГМ ¡м. Р.е.КАВЕЦЬКОГО

На правах рукопису

ГАЙ ЧЕМ КС Вггалг'й Андршович

Радюбюлопчш наслщки аварп на ЧАЕС в популяциях диких тварин зони вщчуження

03.00.08 - радюбюлопя

Автореферат

дисертаци на здобуття вченого ступеня

доктора бюлопчних каук

К и Т в - 1 996

Дисертацкю с рукопис

Роботу виконано у в'|дд'|л'| монЬорингу i охорони тваринного селу 1нституту зоолог» ¡м. М.Шмальгаузена HAH УкраТни.

Науков1 консультанти: доктор бюлопчних наук

Г. М. Коваль

член - кореспондент НАН УкраТни, доктор бюлопчних наук, професор КА.Аюмов

Оф|'ц1Йн|' опоненти: доктор б|'олоп'чних наук,

Ю. О. Кутлахмедов доктор бюлопчних наук, професор МЛ.Кузьменко доктор бюлопчних наук, професор А.А.Булах

Пров|'дна орган1зац1я - В!ддтення еколопчних проблем

ядерно! енергетики Наукового центру "1нститут ядерних досл1джень" HAH Укра'Гни i Держкомагому УкраТни

Захист В1дбудеться " /У" М/_1996 р. о

_годин! на заЫданж спец1алЬованоУ Ь'ченоТ Ради

Д.01.83.01 в 1нститут1 експериментальноТ патологи, онкологи та рад'юб'юлогм ¡м. Р.£.Кавецького НАН УкраТни (252022, КиТв-022, ул. Васильк!вська, 45).

3 дисертафею можна ознайомитись в б1блютец1 1нституту. Автореферат роз|'сланий У/_1996 р.

Вчений секретар , , ^

спефашзованоТ ради, к.б.н. ].о ') Г.Й.Лавренчук

Загальна характеристика роботи.

Актуальность дссл1джень. За час ¡скування об'ектт ядерно-твхшчного комплексу в свт трапилося больше 64 ядерних аварий. Li,i авари були р:зними за масштабами, к^яьюстю i складом радюнуклщш, ща потрапкяи в оточуюче середовище. 3 ц|'еТ точки зору Чорнобильська авария 25 кв.;тня 1986 року е ун|'кальною. Активн|'сть радюнуклщш, як! потралили в атмосферу, за р1зними шдрахунками стамовила sifl 81 до 200 MKi (Ersenbud, 1987), а гид радЬгктиЕне ззбрудкення 137Cs потрапили майже вЫ краГни £вропи, за винятком заходу Францп, IcnaHÎÏ та Португалн (Atlas on caesium contamination of Europe, 1996). В бувшому СРСР i кражах CxiflHoï £вропи випадання шсля ЧорнобильськоТ аварн перевищили випадання в'|д випробувань ядерноТ зброТ (Барабой, 1991)..

Чорнобильс&ка катастрофа еивела з господарського oôiry б'тьше 28 тис. квадратних юломвтр1в територп УкраУнського i Б1лоруського Полгсся з ïx ужкальними природними комплексами. Вкаслщок утворення рад|'ац|'йних бюгеоценоз|'в стае яеною нсобх!Дн1сть детального вивчення особливостей ¡снування диких тварин в цих умовах на протяз)" деюлькох покол!нь i з'ясування м1ри впливу на них як радюактивного забруднення екосистем, так i комплексу еколопчних умов, що склалися, а також визначення значимости кожного з цих факторт для тваринного свпу.

Неззажаючи на »начну «¡льюсть наукой их досл1дженй, присвячених вивченню впливу юнЬуючого випрсмЫення на жив! органами, зокрема на тварин, наявна ¡нформацЫ розрЬнена i висв1'тлюе лише окрем1 аспекти проблеми. Виключенням з цього

е роботи (нституту проблем евопюци 1 екологй РАН та ДослщноТ науково-дослщницькоТ станцП х1мкомб1нату "Маяк", яю проводилися на Схщно-Уральському радиоактивному слда ("Киштимсыш авария"). Проте, до нин('шнього часу значка юлыисть цих робот недосяжн! для досл1дник1в.

В зв'язку з цим велико! актуальности набувае ¡нтегральний п'|дх'|д у вивченж дй хрожчного опромЫення на фаушстичж комплекси зони в'щчуження. Для узагальнення даних про взаемозв'язок рад'|ацшних фактор1в, яю визначають адаптивжсть тварин до стресовоТ ди, необхщний системний тдх1д, який дае можлив1сть з'ясувати взаемодй адаптивних реакц'|й, удосконалити деяю ¡снуюч") розробити нов! методи оц'шки мфи впливу хрожчного опромЫення на загальний стан фаужстичноТ компоненти екосистем.

Мета й завдання досл1дження.

Метою роботи е вивчення впливу рад1оактивного забруднення бюгеоценоз1в, а також комплексу ¡нших еколопчних умов, що склалися в зон) вщчуження, на деяю морфолопчж, генетичж ! еколопчж параметри популяцш ¡ндикаторних вид('в / груп виД('в диких тварин, а також розробка метод ¡в протозування загального стану фаужстичних комплекс^ при; рад1ац1йному забрудненж екосистем I можливостей рационального природокористування в цих умовах.

Заеданиями доопдження були:

1. Вивчення особливостей надходження 1 накопичення 903г

• 137 г

I Сэ у диких тварин.

Л -.V 137/-

2. 3 ясування характеру розподту Сз при просуванн! по

троф!чному ланцюгу.

3. ОцЫка дозових навантажень на р1зн! еколопчн! групи ¡ндикаторних видш диких тварин.

4. Встанозлення рол1 окремих вид ¡в ¡онг'зугачого випромЫення у формуванж поглинених доз у рЬних еколопчних труп тварин - ммшовидних гризужв (грунтовий ярус}, деяких мисливських звф1в (надгрунтовий ярус), птах1в, що гжздяться в дуплах (деревний ярус).

5. Виявлення рздюбюлопчних ефект!в, що виникаготь при хроычному опро.М1ненн1, та визначення Тх значимости для пспуляцм шдикатсрнкх еид!е тварин.

6. З'ясування загальних особливостей ¡снування р1зних еколопчних груп диких тварин в умовах хрожчного рад1оактивного опромження,

7. Вивчення загапьного стану фаужстичних комплекса ЧорнобильськоТ зони вщчуження в тсляазартний перюд.

Наукова новизна роботи.

Вперше проведен! широкомасштабж досл1дження особливостей ¡снування фаужстичних комплекав зони в!дчуження в умовах хрожчного олром1нення..

Вивчений характер формування поглиненоТ доз и у р1зних еколопчних груп диких тварин та визначений вплив окремих вид1в юж'зуючого випромшення ! особливостей ¡снування тварин в рад1ац1йн.их бюценозах на дозов! навантаження фаужстичноУ компоненти екосистем.

Проаналкзозана М!>рац!я 137Сг по троф|'чному ланцюгу, особливо по його передсапрсбжй та сапробжй ланкам. Встановлено, що найвищ! значения коефщ|"ентш накопичення характеры сама для цих ланок.

Вперше запропоновано ппотезу про можлив1сть збшьшення рухомосп радюцезю в трофшних ланцюгах, що пов'язане з бюлогмною трансформацию сполук радюнушиду при йога пересуванж по окремим трофшним ланкам.

Встановлеж' сезонж особливосп' надходження 137Св у диких тварин в залежносп вщ характеру Тх трофки.

Виявлеж р!зноман1тж бюлопчж ефекти, як! виникають у диких тварин тд д1ею хрожчного опромтення, на р1зних ртнях оргашзаци - вщ юнтинного до популяцжного. Встановлена кореляфя ефект1в та щ'/льносп забруднення екосистем. Визначен|' критичж групи тварин, що мешкають в рад!ац'|йно забруднених бюгеоценозах.

На основ! вивчення особливостей ¡снування диких тварин в умовах хрожчного опромюення зформульовано принцип радюеколопчноТ етшкосл популяций, суть якого в тому, що спйюсть популяцж диких тварин до хрожчного опромшення залежить не сгплъки в1д ¡ндивщуальноТ видовоТ рад!очутливост1, як визначаеться насамперед еколопчними особливостями того або ¡ншого виду тварин. Найвищою радюеколопчною стшюстю характеризуються еколопчно пластичж види, найнижчою - види-стеноб'юнти. З'ясована роль популяцтного гомеостазу в рад'юеколопчжй стжкосп популяцж.

Положения, що виносяться на захист:

1. Дню тварини вдаграють важливу роль в м1грацп ! перерозподЫ радюнуклдов, зокрема - цезю, в забруднених екосистемах. При м1граци по трофмним ланцюгам вЫ найбтьш ¡нтенсивно накопичуеться в передсалробнж I власно сапробжй ланках.

2. Радюактивне забруднення екосистем ¡стотно впливае на диких тварин, викликаючи в Тх популяфях бюлопчж ефекти, яю стають причиною порушення функцюнування фаужстичних комплекса.______________________

3. В перил' роки ш'сля авари в формуванн! поглиненоТ дози разними еколопчними трупами диких тварин мають значения р1эн! види опромження:

- для мешканц!в грунтового ярусу найб1льше значения мае зовжшне бета-опромЫення;

- для копитних звюж (надгрунтовий ярус) - внутр1шне бета-I гамма-опромження;

- для птах ¡в (деревний ярус) - зовжшне гамма-опромження.

4. Популяц1Йний гомеостаз здатний знижувати негативный вплив хрожчного опромшення через змту норми реакцн популяцп на умози зовжшнього середовища. Опйюсть популяций тварин до ¡снування а умовах хрон!чного опромження в першу чергу залежить вщ Тх еколопчних особливостей.

Теоретичке та практичне значения роботн.

В робот) застосований ¡нтегральний тдх(д до вивчення влливу хрЪнтного опроммення на осноеж фаун'ютичн! комплекси рад|'оактивно забруднених територ|'й. Одержан! результат щодс влливу южзуючсго випром1нювання на тварин р1зних троф1чних р1вн!в дозволяють просл1дкувати напрямки I шляхи пристосування популяцм до умов ¡снування, що зм'тилися. Теоретичж узагальнення залучен? до курсу лекц|'й з радюеколопТ для студенлв КиТЪського нац'юнапьного уншерситету ¡м Т.Г.Шевченка, а текож можуть бути використаж для створення системи прийняття р?шень щодо рацюнального

природокористування при радшцшних авар'|ях рЬного типу i при п(дгатовц1 спец1альних пщручниюв i поабниюв для вищоТ школи.

Апробац'ш роботи. Основн! положения дисертаци доповщалися i обговорювапись спефал1стами на 14 31браннях науковц1в, в тому числ| Всесоюзнж науковш конференцп "PaflianwHi аспекти ЧорнобилъськоТ авари" (Обнинськ, 1988); 1, 2 i 3 Всесоюзних науково-техн!чних нарадах щодо Ыдсумюв лмсвдацК насуидюв аварм на ЧАЕС (Чорнобиль, 1989, 1990, 1991); I М'|жнародн'|й конференцп " Бгалопчж i рад'гаеколопчж аспекти наслщкт авари на Чорнобильсьюй атомжй станцп" (Зелений Мис, 1990); Координацжних нарадах KoMiciT Европейського сшвтовариства The behaviour of radionuclides in natural and semi-natural environments" (Рим, 1992; Дублю, 1993); II з'Тзд!" радюбгалопв (КиТв, 1993); Наукових конференц!ях, присвячених 5-й, 6-й рнницям авар» на ЧАЕС (КиТв, 1991, 1992); IV М1жнароднж науково-техжчжй конференцп "ГПдсумки 6 рокт по л1кв1даци наслщкт авари на ЧАЕС" (Зелений Мис, 1994); М1жнародн|'й нарад|" ЮНЕСКО "Бюлопчне р|'зномашття на територ'|ях, забруднених внаслщок ЧорнобильськоУ авари" (Москва, 1994); М1жнароджй конференцп, присвяченж 10-р1ччю aaapii на ЧАЕС (Зелений Мис, 1996); I М1жнароджй конференцп 'The radiological consequences of the Chernobyl accident" (МЫськ, 1996), М'|жнароджй академ1чжй конференцп ЮНЕСКО "10 роюв п(сля ЧорнобильськоТ катастрофи" (MiHCbK, 1996).

Публжацп. По тем! дисертаци опублжовано 34 друкован! роботи в наукових виданнях, матер1апах зЧздт, конференцм та нарад р1зного ршня. Надруковаж монографж (в ствавторств)) та И переклад на жмецьку мову.

Обсяг та структура дисертацГГ. Дисерта^я викладена на 276 сторшках друкованого тексту ! складаеться з вступу, 7 глав, що мютять матер!али ! методи досл1джень, анаш'з л!тератури, результати власних досл1джень 1 Тх обговсрення, а також заключения, висновюв та списку цитовано! лЬератури. Текст включае в себе 32 рисунки I 75 таблиць. В список л^тератури, яка цитуеться, включено 329 найменувань робп, з я них 238 в1тчизняних 1 91 заруб!жних автор1в.

Одержан! результати та Тх обговорення.

1. Надходження радюнукл^в та Тх М1грац1я по троф|'чних ланцюгах диких тварин.

Вивчення особливоствй надходження радюнукя^дш у диких тварин проводилося на приклад! найб'тьш бюлопчно значимих

90с . 137-

1зотоп1в чорнобильських випадань: Ьг I Се.

Як в|'домо (СМит, 1955; Москалев, 1961; 1985; Дубинин, 1966; Воккен, 1967; Ильенко, 1974; Криволуцкий и др., 1986: Ярмоненко, 1984; Соколов и др., 1989; та ш.) ц'| два елементи ¡стотно в!др1зняються за локашзац^ею в оргашзм! I поводяться по р!зному. Радюцезж досить швидко набувае в орган!зм1 стану ртноваги (Т5 для людини близько 110 д«6), а радюстронцм - н1 - доля в?д стану р/вноваги за 50 рок/в складас 86% (Козлов, 1991).

Для дослщження накопичення 1 розподту 903г в наземних екосистемах за модельну групу тварин були взят! мишоаидж

гризуни - тварини, що, на думку Ю.Одума (1986), вдограють значку роль в Kpyrooôiry речовин i енергп в б'югеоценозах.

Саме це визначае важлив|'сть uieï групп тварин як бюшдикатора при вивченн| бюгеох|'м|'чних процесш в екосистемах, осктьки в'щомо (Ильенко, 1974), що, наприклад, в мгсцях локального захоронения радюактивних вдаодт мишовидн!' гризуни акумулюють значно б|'льшу юлью'сть ¡зотот'в Н1Ж ¡hojî ссавцк Сл'|Д в'|дм'|тити, що при вивченш закономфностей накопичення тваринами радюнуюндт з оточуючого середовища, велике значения мають видов1 в|'дмжност|' (Ильенко, Крапивко, 1989), як1 визначаються ф'о'юлопчними особливостями тварин, 7х морфолопею, слециф!кою живлення, особливостями 6ioToni4Horo розподту, тощо. Так, вщомо, що pi3Hi види тварин мають р|зну концентраций накопиченого рад1остронщю глобальних випадань (Соколов, Криволуцкий, Усачев, 1989).

Бюлопчний MaTepian у вигляд1 черетв нориць (Microtus ssp.) i xaTHi'x мишей (Mus musculus) , який був з|'браний на р1зних д!лянках зони в1дчуження (сс. Kona4i, Нова Красниця, Черевач, Чистогал1вка, Роз*Тжджа та з Новошепелицького л1сництва), був проанавизовании на bmict Sr.

FlonepeflHi даш про питому радюактивжсть окремих черетв перетворювались шляхом логарифмування, що дозволило наблизити ïx розпод|'л до нормального, свечениям чого е ¡стотне зниження коефщ1енту BapiayiT питомоУ радгоактианост) в абсолютних одиницях з 133,6% до 8,5% теля логарифмування. Середт перетворен! показники питомоТ paflioaKTHBHoeTÎ наведен! в таблиц! 1.

Таблиця 1.Середж показники питомоТ рад1оактивно<гп «¡сток

черепу мишовидних гризужв (!од Бк/кг).

ПОЛ1ГОН Середня арифметична пвретвореннх даннх Похибка

Копач! (норищ) 14,9637 0,3269

Нова Крзсниця (нориц!) 14,7452-------------- 0,3982

Копач! (миша хатня) 14,8644 0,1473

Одержан! результати показують, що вщмжностей в середжх показниках питомоТ радюактианосп «¡сток черепу для р!?ни*. рил,¡в цих тварин нсмас, а невелик! резбокноет!, що мають м1сце, статистично недостов\рн\. Це, безсумжвно, св!дчить про надзвичайно високий р'шень забруднення бюгеоценозш внасл1док аварп, причому насгпльки високий, що видов! особливосп тварин не в^грають провщноТ рол1 (принаймж у випадку вивчення мишовидних гризужв) в накопиченж рад!остронц!ю. Можливо, лише при зниженн: щ/льност! забруднення територи до ртня глобальних випадань, видов! особливосп тварин будуть мати все б!льше значения. В першому наближенн1 можна еважати, що через дев'ять рок ¡в теля аварн под^бний процес в пенн'.й м!р~1 пже розпочавсп, про що св^дчить (незважаючи на шдсутн1сть значимих в(дм(Нносгей в середжх показниках) мжливктть вм1сту рад1остронц1ю в метках черепу р1зних вид1в мишовидних гризужв (таблиця 2.).

Таблиця 2. Коефщгёнти вар(аци вм<сту 905г в юстках черепа у

р1зних видш мишовидних гризужв.

Видн 1 пол!гон | Коеф(ц!ент вар!ацм ! питомоТ актизкоет! (%) Стандартна похибка

Нориц*1 (Копач!) 8,46 1,56 1

Норнц! (Иова Красниця) 7,14 1,92

Хатн! миш1 (Копач!) 4,43 0,70

Такий невисокий коефщкнт вар!ацй питомоТ рад!оактивносп у хатж'х мишей дозволяе припустити, що бтьша частина тварин, як) складають популяцию, мають литому радгаактивжсть юсток черепа наближену за величиною до певного середнього показника, в той час як для нориць характерна наявжсть в1дносно великого числа особин як з низькою, так I з високою питомою рад!оактивн!стю (таблиця 3.).

Таблиця 3. Розподш р1зних фуп мишовидних гризунт по

90 г»

__концентрат I 5г._

Трупа, ПОЛ1ГОН Питоиа рад'юактивжсть тварин

низька (% особин) середня (% особин) висока (% особин)

Нориф (Копач!) 26,7 46,7 26,7

Нориц! (Нова Красниця) 28,6 57,1 14,3

Хатн! мнин (Копач!) 5,0 85,0 10,0

В!дм1нносг1, яю спостер!гаються, в!рог!дно пов*язан! з трофчними особливостями нориць з одного боку, I хатн'|х мишей - з ¡ншого. Деяке значения можуть мати також I особливоап Ух б'ютотчного розпод!лу I ¡ндив'|дуапьна активн!сть тварин.

3 л!тературних джерел вщомо, що в популяфях тварин, яю мешкають в умовах радюактивного забруднення бюгеоценозш, в1дм1чаються ¡стотж вщмшност! в концентрацп накопичених радюнуювдв в р1зн|' сезони, зокрема, встановлено, що швидюсть накопичення радгостронфю норицями значно вища влггку, н|'ж взимку (Ильенко, 1974; Ильенко, Крапивко,1989). Нами також розглянуп сезонж особливо сгп накопичення 30Бг наведеними видами мишовидних гризунт I виявлено, що особливою сезонного ходу накопичення радюнукшду на

дтянках, що вивчалися, е вщсутнкль статистично доскдарних розб1жностей питомоТ рад1оактивност! «¡сток черепа навесж,

влпку та восени (таблиця 4.).

Лише як тенденфго можна розглядати деяке шдвищення___________

питомоГ радюахтивносп тварин в лггж'й перюд (в пор|'вкянн|' з весняним), осктьки статистичж' вщмшност! сягають 30% ршня значимости Можливо, з1 зниженням р1вня рэд'оактивност! територм ця тенденфя зможе набути стапого, статистично достов'|рного характеру.

Таблиця 4. Сезонн1 особливост! нгкопичення радюстронфю

мишовидними гризунами.

Пнтона рад'юактившсть мишовидних гризужв (об'едкана добфка) 1од Бк/кг

Веска Л|то Ость

Середне арифметичне 14,1827 15,8019 15,1938

стандартна похибка 0,1483 0,1597 0,4541

Являе собою ¡нтерес анал\з м?нливост! ем^сту радюнукладу у вивчених мишовидних гризужв в рЬш сезони року (таблиця 5.). Тут ми бачимо помте 1 достов1рне тдвищення м1нливост1 питомоТ рад'юактивност'{ тварин, яка восени сягае максимальних значень.

Таблиця 5. Сезонн! особливост! коефшенту вар1ацП питомоТ

радюактивносп' мишовидних гризужв (об'еднана виб1рка).

! Весна I Л*1то Осшь

Коефщ1снт вар1ац|"| (%) ! 1,95 | 5,61 9,45

його стандартна похибка [%)\ 0,59 ; 0,76 2,13

ОЫння популяфя, з точки зору радгаактивносгп особин, що складають "и, найб|льш р'азномакива, а м'|н'|мальний та максимальний ршж питомоТ радюачти8Ност1 окремих тварин в цей час мають найбшьцл значения. Зниження мжливост! питомоТ рад|'оактивносп' тварин, яке в!дбуваеться взимку, са^дчить, на наш погляд, про загибель старших вжових груп тварин л!тньоТ та

ос'шньоТ генерацж (найбтьш забруднених восени), що i обумовлюе падшня максимального ртня питомоТ рад[оактивност! приблизно вдв(ч1. Разом з тим, молод| тварини продовжують накопичувати радюстронщи i м1н|'мальн|' р!вн< Тх радюактивност! пщвищуються теж приблизно в два рази.

Варю також вдоитити досить стр|'мке падшня питомоТ радюактивносп тварин з моменту аварй у i986 poni. Цей процес добре можна описати ступеневим ртнянням

iogY-iogA + XQogB)

де: Y- питома рад1оактивн1сть, яку необх!дно визначити Х- piK теля аварй (1,2, 3, и т.п.), An В- коефщкнти. Фактичж i розраховаж теоретично значения мають досить високе сшвпадання - кореля^я М1ж ними складае 0,9981.

Рис.1. Сезоны особливоот накопичення Cs-137 дикими кабанами (log кБк/кг)

Вивчення особливостей надходження 137Сэ в диких тварин було проведено на диких кабанах I* звичайних козулях, в^стрЫяних в зож вщчуження ЧАЕС в перюд з червня 1992 р. по жовтень 1995 р. в рамках М|'жнародних проектов ЕСР5 та ЕСР9 "Надходження радганукл1д1в в диких тварин" на трьох

по л ¡гонах, яю вщрЬняються за щшьшстю забруднення грунту i характером випадань (таблиця 6.).

До початку наших poöiT (Jones et al., 1992; Davydchuk et a!., 1993; Eriksson, Petrov,-1994;- Eriksson et al., 1996; Chizevski

et al., 1996) у атизнянж та заруб1жн)'й л1тератур| були в!дсутн! даш про радгоеколопчж досл!дження дикого кабана.

Таблиця 6. Характеристика i щЬпьжсть забруднення 137Cs

експериментальних пол1гон'ш.

Но Пол!гсн Дои1нуюч! вмпадання Щшьжсть забруднскнп кБк/м2 Тип ландшафту

1 Опачичи сум'ш папивноТ i конденсатноТ 185 - 370 перелог 9 рокт; ршля

2 Нова Красниця папивна 1110 - 1480 перелог 9 рою в

3 Крива Гора паливна 2016 - 4898 перелог 9 pokib

Козу л! виочались s деюлькох краУнах, як до авар ¡У

Рис.2. Сезонн; особливосп накопичення 137-Cs Козулею эвичайною ( Бк/кг)

(Кругликов, 1959), так i П1сля неУ (Karlen et а!., 1991; Kreuzer,

137

Hecht, 1988). Було засовано, що козуля концентруе Cs в

м'язах подано ¡ншим рослиноТдним тваринам, i е певж сезонж коливання р1вня забруднення орган ¡в i тканин, пов'язаш з сезонними змжами складу корм ¡в (Kljaic, 1982; Niemichen, 1987; Sepulsthre-de Bie et а!., 1988; Benene, 1991; Benene et al., 1991; Transfer of radionuclides ..., 1996).

Одержан! нами даж свщчать про ¡стотж достов1рш в|'дм1нност|" в характер! накопичення 137Cs тваринами, що були дослгджеж (рис.1., 2., таблиц! 7., 8.).

Таблиця floCTOBipHicTb вщмЫностей (t diff) в сезонному накопиченж Cs дикими кабанами в зон! вадчуження ЧАЕС (log кБк/кг)

Орган Середн1 значения по сезонах tdiff Р<

зима весна

м'язи 9.759 8.465 2.445 0.196

печшка 8.850 7.085 2.949 0.005

шлунок 7.763 5.942 2.249 0.030

зима Л1ТО

м'язи 9.759 7.749 3.915 0.0005

печшка 8.850 6.512 5.266 0.00001

шлунок 7.673 5.151 3.348 0.002

зима OCIHb

м'язи 9.759 7.477 4.824 0.00003

печшка 8.850 5.444 5.428 0.000006

шлунок 7.673 5.423 3.043 0.004

Таблица 8. Достов1ржсть вщмтностей (tdiff )в накопиченж Cs звичайнйми козулями на лол1гож 1 взимку i алпку (log кБк/кг).

Орган Середне Сигма tdif Р<

м'язи (л'|То) м'язи (зима) 9.411 8.057 1.663 0.915 2.37 0.03

печшка (л1то) печшка (зима) 8.649 6.746 1.709 0.954 3.618 0.004

BMicT рубця (л'|то) BMicT рубця (зима) 7.248 5.050 2.882 2.731 2.96 0.Ö1

Пор|'вняння питомоТ радюактивносп м'яз|'в I печжки, як( найчаспчше вживаються в Т'жу людиною, у дикого кабана I* козул! показуе, що найб|льш ¡ктенсивно 137Сэ накопичуеться в м'язах (таблиця 9.),

Таблиця 9. Середн! значения питомоТ радюактивносп м'язш ) ______печжки у дикого кабана I козул'| (Бк/кг сироТ ваги)_

ПОЛ1ГОН М'язн ПёчЗнка

Дикий кабан

1 18603 6707

2 42318 10000

Звмчайка козуля

1 4974 2923

2 32351 10135

Також являе значний ¡нтерес сшвв^ношення м!ж щ|'лъжстю забруднення грунту ! питомою радюактивнкггю м'яз1в I печЫки

тварин рЬних зид1а на рЬних пол!гонах (таблиц! 10. I 11,).

137

Таблиця 10. Питома рад'юактивнкть Се в органах I тканинах

Сезон Г-Гязи . .. . . ___________ Печжка Вмкт шлунку

Пол ¡гон 1

зима 40273 16251 4903

весна 5059 743 343

лто 478 214 43

Полигон 2

зима 21534 11465 8263

весна 7121 3203 1215

лто 1322 475 102

ос'шь 503 479 233

Полигон 3

зима 101493 16462 12141

весна 12610 3223 553

л ¡то 6799 1526 205

осЫь 24229 1542 734

При лортнянж питомоТ активносп орган ¡в ! тканин диких кабан ¡в на гкшгонах з р'оною иульжстю забруднення грунту виявилося, що на пол'|гож 1 (найменша щЫьжсть забруднення) концентра^я радюцезт у тварин б^льша жж на пол^онг 2 (щмьнють забруднення на порядок вища, див. таблицю 6.). Скорше за все це може бути насуидком як бмьшоГ бюлоп'чноТ доступности ¡зотопу на цьому пол!гож, так 1 ф1зико-х1м1чноТ форми випадань.

У козуль вщм1чена позитивна кореляфя питомоТ активности оргажв 1 тканин та иульносп забруднення грунту на дтянках, що досл*1Джувалися.

Таблиця 11. Питома радюактивж'сть 137 Се в органах I тканинах звичайноТ козу л I (Бк/кг)

Сезон Мхязи Печшка Вм1ст рубця

ПОЛ1ГОН 1

4993 2443

весна 1260 975 1601

лето** 19954 14658 10742

оешь 666 238 123

Пол ¡гон 2

зима 4377 918 807

весна 6627 2116 744

л1то 6492 3682 874

оежъ 24715 18435 7729

Полигон 3

зима* 20846 I ^ 1641

весна 86130 24773 13013

л1то 273450 110015 43750

оежь * 16018 | Ю75 2354

* - щтьжсть забруднення фунту близька до пол1гону 1

** - в даж включена питома радюактивжсть козул1 !?9316, в1дстр!ляноТ бтя с. Новое!лки, яка живилася забрудненими фибами. В1домо (Ильенко, Крапивко, 1989), що характер розподту радгонукл'щ1в по трофЫним р1вням в харчових ланцюгах, завдяки

яким зд|'йснюеться зв'язок популяфй тварин з джерелами гажзуючоТ рад1ацм, акумульованими бюгеоценозом, не залежить

В1д М1ри контакту популяцт з забрудненими екосистемами. [снують загальж законом1рно<гп надходження радюнукл!д|'в як в популяцп земноводних i плазунт, поспйно мешкаючих в забруднених бюгеоценозах, так i в лопуляци перел1тних птах ¡в (Odum, Kuenzler, 1963; Wiegert, Odum, Scbnel!, 1967; de la Cruz, Wiegert, 1967; Wiegert, Odum, 1969; Shure, 1970; Ильенко, 1974).

Р1зннця з галысосп радгануклдаа в кожиЛй ланц! троф1чного ланцюга в першу чергу залежить в1д еколопчних особливостей ecix тварин, яю включен! в даний трскфнчний ланцюг (Ильенко, 1974; Ильенко, Крапивко, 1989), в завязку з чим cnifl детально проанал1зувати його фаужстичний склад i ретельно досл1дити bc'i троф!чж зв'язки рЬномангсних груп тварин.

Анал1з законом1рностей концентрування радюнукл^в в

р1зних ланках харчсвих ланцюпв показуе помпне збтьшення 90

BMicry Sr з скелет! тварин-ф'|тофале i енгомофапв та

• • 137г

зниженчя вм1сту в ix tiл! Cs у пор1внянн1 з нижчими троф1чними ршнями (Wicker, Dahl, 1963; Wicker et al., 1965). В Tmi хижак!в, що живляться хребетними тваринами, концентращя обох радюнукл^в зб'шьшуеться (Hanson, Paimer, 1965; Hanson, 1967; Ильенко, 1971). Це явище е загальною законом1ржстю для ecix хижих хребетних, а ступЫь накопичення paflioHyicnifliB прямо пов'язаний з особливостями Тх екологГГ i мало залежить вщ Mipn контакту з забрудненими бюгеоценозами (Ильенко, Крапизко, 1989; Соколов, Криволуцкий, Усачев, 198S).

Бшышсть досл|'дник!в, яю вивчали особливосл" поведшки радюнуклщт в харчових ланцюгах, обмежуються досл1дженням

19

особливостей просування ¡зотоп!в по ланцюгах, що ведуть до людини (Сошаг, 1965; Rüssel, 1965; Hanson, Watson, Perkins, 1967; Miettinen, 1969). Дик! тварини, як правило, не в'1д!грають важливоТ рож' в цих ланцюгах (oKpiM район!в КрайньоТ Швноч1), однак, при вивченн! м!ри впливу рад!оактивного забруднення мюцевоеп на екосистеми i, зокрема, на Тх фаужстичну компоненту, ця роль набагато зростае, а в ряд! випадюв стае дом!нуючою. На думку Д.К.Криволуцького (1983) участь диких тварин в транспортуванн! рад!оактивних елементт по бюлопчним ланцюгам i в перерозпод!л! Тх по компонентах бюгеоценозу досить значна. (стотний вплив на р!вень накопичення рад!онукл!д!в популяц1ями диких тварин мають також i м!жвидов! взаемов(дносини в екосистем! (Соколов, Криволуцкий, Усачев, 1989).

HapiBH/ з проблемами Mirpaqii рад!онукл!д!в по троф1чних ланцюгах ¡снуе i проблема переносу або концентрування на обмежених дтянках радюактивних речовин як осщлими, так i м|°груючими тваринами. Тварини, ям пост!йно мешкають в забруднених екосистемах, завдяки особливостям свого способу життя i при висок!й чисельност! (Верховская, Вавилова, Маслов,1967), а також , наприклад, при гн!здуванн! птах1в в одному мюц1 на протяз! довгого часу (Миронов, 1965), здатн! в деяюй Mipi перерозпод!ляти рад!онукл!ди в бюгеоценоз!.

Питания про перенос i розс!ювання радюнуклщ|в з забруднених б!огеоценоз!в на чист! територи з'ясовано недостатньо. Винос деякоГ кмькосп рад1оактивних речовин з локально забруднених територм при високих р'тнях забруднення ! включения ix в бюлопчний кругооб!г можлив), але к!льк|'сть радюнукшдщ, що перерозподтяються таким чином в!дносно невелика (Передельский, Богатырев, 1959а; 19596; Nelson, 1964;

Верховская, Вавилова, Маслов, 1967; Ильенко, 1971), нав'ггь для умов ЧорнобильськоТ аварп (францевич и др., 1988; 1989).

Для вивчення процеав накопичення ! перерозподшу

радюцеэ1ю в -— троф'щних ланцюгах____тварин ____умовах

ЧорнобильськоТ аварП було обрано зб|днений по рослинному складу бюгеоценоз бшя с. Нова Красниця, який являе собою пиржниковий перелог з невеликою домшкою др!бнопелюстника канадського, пижми та Тж1 збфноТ. Грунт на дшянф дерново-пщзолистий з рН 4,5 - 5,5. Для б1льшоТ коректност! в досл1дження були включен! тварини-фЬсфаги лише пригрунтового ярусу.

Дослщна дтянка мае вщносно ртном'|рне забруднення без явних плям з ш'двищеною радюактившстю - коефщ1ент вар1ацн

потужноеп експозиц1йно7 дози (ПЕД) на площ1 1 га дортнюе

137

14,7%. Щмьжсть забруднення грунту С$ за даними реперноТ

атки Держкомпдромету УкраТни в середньому доршнюе 1,95*1012 Бк/км2 (52,5 Ки/км2).

За результатами гамма-спектрометричних досл'щжень трав'янистоТ рослинносп проб бюлспчного походження питома радюактивн'ють ^^Сз в зразках складае (кБк/кг сухоТ ваги):

травчяниста рослиншсть - 23,125 ± 0,4

тварини-фпофаги; 12,506 ± 1,02

в т.ч. комахи - 13,209 ± 1,51

гризуни** 11,803 ±0,91

тварини-некрофаги 15,762 ± 0,8

екскременти гризужв 68,45 ± 1,55

** - питома радюактивжсть на сиру вагу

Трофшна с'пка досладноТ дтянки являе досить складне

утворення, в зв'язку з чим ми обмежились визченням лише и

частини (рис. 3.).

Розраховаж для рЬних ланок троф1чного ланцюга

коефщгснти накопичення рОЗПОД1ЛЯЮТЬСЯ таким чином:

роспиншсть - фЬофаги (середнс) 0,540

в т.ч. рослиншсть - комахи 0,570

рослинжсть- гризуни 0,510

фитофаги (середнс) - некрофаги 1,259

в т.ч. комахи - некрофаги 1,190

гризуни - некрофаги 1,334

гризуни - екскременти 5,799

комахи - екскременти** 22,176 ** - лише для одного виду комах 137

Коефщгенти переходу Cs з грунту в рослинжсть i у тварин-ф|'тофал'в наведет в таблиц! 12.

Таблиця 12. Коефщ'|енти переходу (КП) рад'юцез1ю з фунту в

рослинжсть ! тварин-ф1тофапв (Бк*кг /Мбк*м" )*10" на _д'тянц'| Нова Красниця._

Грунт Рослинжсть Тва рини-ф'шн >аги

середнс гризуни комахи

А 1,9Е6 Бк/м* 23,125 кБк/кг 12,395 кБк/кг 11,803 кБк/кг 13,209 кБк/кг

КП 12 6,4 6,08 6,8

Вивчення особливостей накопичення радюцез1ю в ланф екскременти —> копрофаги показало досить висою' коефщ1енти накопичення, под1бж до коефщ!ентш накопичення в ланц! хижак--> жертва (таблиця 13.).

Розрахунок надходження 137Сг в гризужв показав, що з кормом одна сх!дноевропейська нориця за добу одержуе близько 162 Бк (4,375Е-9 КО, а за весь перюд життя (8-9 м'гсяфв) - до 44 кБк. При середжй щгльносп цих тварин 60 - 80 ос/га в них за один мюяць надходить бЫя 291 кБк радюцез1ю,

Р0СЛИНН'1СГЪ

-.1

Фгтофаги

Трули (таарин

Г рунт Ж?

Рослинний опад

Екскременти тварин

Копрофзги

Мертво1ди

У

Рис.3. Блок-схема троф1чного ланцюга.

Рис 4 Коеф'.цюнти. накспичення у р!зних груп тварин (по Ильенко, 1974, з допозненнями)

Таблиця 13. Питома рад!оактивн!сть мишовидних гризунт, Тх екскремент'|в I тварин-колрофапв та коеф'щ!енти какопичення _(КН) в р1зних ланках троф1чного ланцюга._

Гризуни Екскременти Копрофаги

Питома рад'юактивжсть кБк/кг 33,08 205,72 333,0

КН кБк*кг _1/кБк*кг - 6,22 1,62

що е вже досить ¡стотним в перерозпод!л! ¡зотопу, а на протяз!' року лише через мишовидних гризунт на плоиу в один гектар в бюгенний кругооб|г залучаеться близько 3492 кБк радгацезто. На основ! наведеного розрахунку одержан! дан!, яю св1дчать про високу концентрац1ю радюнуклщу в тваринах -питоме надходження за добу складае 8095 Бк/кг. Ц1 розрахунки досить точно сшвпадають з данними гамма-спектрометри -питома радюактивжсть проб, з1браних на дшянц1, складас 11803 Бк/кг, тобто, у мишовидних гризунт радюцезм сягае стану ртноваги приблизно за 1 - 1,5 доби.

Результат вивчення поведшки рад!оцез1ю при його

просуванж по троф1чному ланцюгу свщчать про штенсивш

процеси його накопичення на шляху в!д грунту до тварин-

сапрофапв. Якщо коеф'щ1енти переходу I накопичення в

пасовищнж частин! троф!чного ланцюга не виходять за меж|'

звичайних показниюв, то Тх зб/льшення б'тьше шж у два рази в

передсапробнж частин! (фаофаги —> некрофаги) 1 майже

п'ятикратне збмьшення в ланц! екскременти —> копрофаги

- 137 г-

однозначно св|дчать про зростання концентрацн Сэ при Пересу ванн! до власно салробноТ частини ланцюга

Поршняння одержаних даних з лЬературними дають можлив!сть переконатися в тому, що коеф!ц!енти накопичення

зростають не лише при пересуванж радюцезш по ланках рослинжсть —> ф|'тофаги —> хижаки з максимальною

концентрацию ¡зотогту в м'яких тканинах ссавцт (Ильенко, 1974; Ильенко, Крапивко, 1989), але ! в ланках грунт —>

рослинжсть —> фггофаги —> сапрофаги з максимальною концентращею в комахах.

Виявлене нами свщчить про велику значимють бюгенноГ трансформац» рад:онукл!дт в сапробних ланках троф'шних ланцюпв. При висоюй чисельносп сапрофапв в биогеоценозах ц! процеси можуть призвести до 1стотно! !нтенеиф1кацп кругооб!гу рад!оактивних речовин в екосистемах внасшдок високоТ доступност! бгалопчно трансформованих радюактивних ¡зототз. Не виключено, що легкодоступж для кореневоТ системи рослин радгонушнди будуть посп'йно знаходитись в верхньому шар1 грунту можливо, з цим пов'язане дуже повтьне пересування рад|'оцез!ю вглиб по грунтовому профилю.

2. Ощнка дозозих навантажень на ¡ндикаторж види 1 групи диких тварин.

Д1ю южзуючого опромЫення, в першу чергу, пов'язуюто з поглиненою дозою в органах \ тканинах (Кузин, 1959; Тарусов, 1957; Ли, 1963; Гозенбук и др., 1978; та гн.). При хрожчному опромтенж, нертномфному в чаа, та при розпод1л1 радюнуклщт по органах I тканинах тварин, а саме таке опром(нення характерна для бюлопчних об'ект|'в, яю потрапили П(д вплив забруднення територи чорнобильськими викидами, до цього часу не ¡снуе едино! величини, що адекватно вдображае бюлопчж ефекти, яю виникають. В таюй ситуацн для оцтки небезпеки опромження, наприклад людини, використовують або

поняття середньоТ ефективноТ екв1валентно7 дози, або концепций критичного органа; для популяцй - колективноТ екв1валентноТ дози.

Для диких тварин до цього часу не накопичений достатжй експериментапьний матер1ал по визначенню зважуючих коеф^ентт вкладу окремих оргажв в сумарний ефект тому, застосувати для них перший споаб неможливо. Другий споаб е бтьш унтерсальним ! дозволяе з достатньою впевнежстю нехтувати другорядними дозиметричними характеристиками, видмити найбтьш значим! шляхи д!Т на орган!зм в цЫому ! обмежитися вивченням найменшого числа параметр1в опром!нення. Необх!дно також враховувати, що на величину дозових навантажень, як при зовжшньому, так I при внутр!шньому опромшенж, кр!м характеристик джерела ¡стотно впливають бюлопчж особливост! розвитку оргажзму, будова його тта, споаб життя \ повед(нка в природних умовах. Саме тому питания про формування доз мае як ф!зичний, так ! бюлоп'чний зм1ст.

До найбшьш значущих фЬичних характеристик поля випромження джерела ! самого джерела в формуванн! дозових навантажень та бгалопчних ефект!в у диких тварин, як! мешкають на забруднених територ!ях, насамперед в1дносяться потужжеть дози зовн!шнього бета- ! гамма-випромшення в м!сцях ¡снування, а також питома радюактивжеть корму, радюнуклщний склад випадань. Серед бюлопчних характеристик об'ект1в найб!льше значения мають режим активности, геометричн1 розмфи тта, орган!в ! тканин, особливостп живлення, повед'шки ! тл.

Стандартними показниками рад1ац1Йно! обстановки на мюцевосп е потужшеть експозицмноТ або поглиненоТ дози

26

гамма-випромшення на висот1 1 м над поверхнею земл!, радюнуюндний склад випадань та Тх питома поверхнева

активность. Кр!м цих показниюв виникае необхщжсть вим1р1в - потужносгп поглиненоТ дози бета-випромшення та питомоТ активност! корму таарин.

Наведена схема вивчення дозових навантажень дозволяс здшснювати найпростший перехщ в1д даних про рад1ац|йну обстановку на м!сцевост! до поглинених доз бета- 1 гамма-випромЫення в органах I тканинах тварин. Так, наприклад, для сх!дно€вропейсько7 нориц!, яка мешкае в зон! вщчуження, встановлен! коефщ!енти переходу а\д потужност! експозиц!йноТ дози гамма-випром!нення на висот! 1 м над поверхнею земл! до середньодобовоТ потужност! поглиненоТ дози бета- '1 гамма-випром!'нення у всьому т|'л! К1 = 1,125 сГр*10'3/мР, до потужност! поглиненоТ дози бета-випромшення на поверхж т'та К2 = 11,33 В СЛИЗОВ1И оболонц!' ТОВСТОГО В1ДД|'лу шлунково-кишечного тракту КЗ = 0,09 сГр*10'3/мР за станом на 1989 р!к.

Використання вказаних методичних прийом1в дозволило розрахувати дози опромтення схщноевропейських нориць ! польових мишей, як представниюв р1зних троф!чних ршжв, а також модельних вид!в горобиних птах'ш - велико') синиц! I польового горобця.

Розрахунок дозових навантажень на мишовидних гризужв, що мешкають у в!дкритих стациях зони в!дчуження б!ля населених пункт1з Черевач, Зал!сся, Копач! ! Чистогал!вка, яю в!др1зняються щ1льн!стю забруднення грунту ! радюнукл!дному складу випадань, показав, що середньодобова потужжсть дози зовжшнього опромтення складае (таблиця 14):

Таблиця 14. Дозов'| навантаження на мишовидних гризунт при зовжшньому ! внутршньому опромженн) на мотирьох модельних _дтянках зони вщчуження в 1989 р._

Делянка Середньодобова потужжсть дози, 10"3 сГр/добу

зовн'нине внутршне

гамма-олромжен-ня бета-опромження бета-опромження

Черевач 2,4 24 0,043

Зашсся 2,16 20,6 0,043

Копач! 14,4 151 0,124

Чистогал'тка 137 1440 5,05

Таким чином, за станом на 1989 - 1990 рр. визначальними при формуванж сумарних доз опромження гризужв с зовжшне гамма- \ бета-опромження, а вклад внутршнього /?-опромження невеликий (таблиця 15.).

Таблиця 15. Дози опромження сх'|дноевропейсько7 нориц'| на _ протяз! 6 мюящв в 1990 роц1 (сГр). _

Дшянка Зовжшне гамма-опромжен-ня Зовжшне бета-опромження Внутршне бета-опромжен-ня Додаткове бета-опромження ШКТ

Чистогалтка 27 243 0,91 0,53

Копач) 3,9 78 0,022 0,013

Залгсся 0,56 2,4 0,008 -

Черевач 0,67 2,9 0,008 -

Оцжку потужносгп доз зовжшнього опромження у птах!в, як 1 в робот|" з мишовидними гризунами, проводили на основ! показань УР дозиметрт, яю були встановлеж навесж 1990 року термжом на 84 - 102 дж. В зв'язку з тим, що визначення потужносгп бета-опромження птахт шд час пересування 1 харчування практично неможливе, було зроблене припущення, що в цьому випадку вклад бета-опромження такий самий, як 1 при перебування в гнЬдК В польот1 потужжсть дози знижуеться

пропорфйно вщстан! в1д джерела при вщсутньому зовншньому бета-опромшенн! (таблиця 16.).

Таблиця 16. Потужшсть доз опром!нення птах ¡в в мгсцях Т'х _знаходження, (10"3сГр/год.)._

Дшякка Гн1здо Харчування Пол1т На земл5

р. р. р. р. р. р, р. р

Копач! 1,75 0,58 1,75 0,58 0,85 2,17 6,0

Ново шепелицьке л-во 1,93 0,58 1,93 0,58 0,96 2,14 5,9

!зумрудне 1,93 0,58 1,93 0,58 0,96 - 2,. 7 7,4

Розрахосгш! дози опромшення дорослих птахш в рЬних бюгеоценозах зони в1дчуження з врахуванням особливостей Тх екологи наведен! в таблиц'| 17.

Таблиця 17. Дози опромження дорослих птах!в в 1990 роф,

сГр.

Дшянка Велика синиця Польовий горобець

з в!дльотом цшнй р!к Ц1ЛИЙ р!К

д гамма Д бета поверхн. д гамма Д бета поверхн. Д гамма Д бета поверхн.

Копач! 7,9 3,4 14,2 14,2 I 6,2

Новоше-пелицьке л-во 8,7 3,5 15,6 6,3 15,6 6,3

!зумрудне 3,8 ^ 3,7 15,8 6,7 15,8 ; 6,7

Проведен! експерименти ! розрахунки свщчать, що, на

в1дмжу в1д др1бних ссавц1в, для птах!в, як! мешкають в дуплах, найбшыш дозов1 навантаження створюе зоажшне гамма-опром!нення, що обумовлене бтыиим термином перебування Тх в крож дерев, н?ж в гн!зд! ! на поверхш грунту.

При вивченн! поглинених доз внутршньогс опромження у крупних ссавц;в - заець-русак, звичайна козуля, дикий кабан 1 лось - виходили з припущення, що радюцезж в оргажзм') знаходиться в стан! р!вноваги ! його концентрац!я в органах !

тканинах постшна на протяэ1 року. Дозу в!д зовжшнього опромження визначали за потужжстю експозицжноТ дози в мгсцях В1'дстр!лу тварин. Можлив1сть використання цього методу шдтверджуеться експериментальним визначенням поглиненоТ дози дикими тваринами методом ЕПР емал! зубш (Барьяхтар и др., 1994; 1995; 1996; Вида е1 а1., 1996),

Результате розрахунку дозволяють джти висновку, що для ц!е7 групи тварин характерна р1зна роль зовжшнього ! внутршнього опромження в формування поглиненоТ дози. Для тварин, як! живляться трав'янистою ! деревною рослинжстю (лось, звичайна козуля) бшьше значения мае внутрЕшне опромження, а для зайцш-русаюв I диких кабан ¡в - зовжшне. (таблиця 18).

Таблиця 18. Поглинен! дози В1*д р!зних вид!в опромження

крупних ссавщв на пол!гож "Кошовка" у 1991 р., сГр

Зайц! Козул! Дню кабани Лос|

внутр!шне 0,61 10,5 0,16 2,13

зовжшне 1,31 1,31 1,4 0,79

1снуе певна залежжсть м1ж троф'|чним р1внем тварин I дозами внутршнього опромження. Так, максимальж дози внутр!шнього опромження характерж для звичайноТ козул!, яка живиться у вегетацжний перюд в основному трав'янистою рослинжстю, а взимку харчусться листовим опадом \ корою г!лок деревних пор|'д. Значно менш! дози отримують лос!, як! живляться в основному плковим кормом, ще менш! - зайф-русаки.

Питания про поглинен! дози у диких кабажв потребуе подальшого детального вивчення, оск!льки, живлячись, в основному, в тдетилц! \ верхньому шар'| грунту, дикий кабан повинен мати б!льшу концентра^ю рад'юцез!я в органах !

тканинах, хоча наш! даж свщчаггь про протилежне. Не виключено, що в цьому випадку накладае св!й в)дбиток спос!б життя цих тварин.

3. Особливост; ¡снузання диких тварин в умовах радиоактивного забруднення бюгеоценоз|'а,

В зв'язку з родацжним забрудненням бюгеоценозт виникае необх!дн!сть детального вивчення особливостей ¡снуваиня ¡ндикатсрних груп тварин на протяз! ряду поколжь I з'ясування М1ри впливу на Ц1 групи як хрожчного опромження, так I комплексу еколопчних умов, що склалися в результат! зм!ни характеру природокористування в зож в1дчуження.

Природно, що охопити дослгдженнями ва фаунгстичн! комплекси такс? багатоТ природноТ зони, як УкраТиське Пол!сся, до якого взноситься 1 Чорнобильська зона в!дчуження, практично неможлизо. Самэ тому для популяшйних дослщжень були ображ ¡ндикаторж види тварин рЬних троф(чних р'тн'/с -в!д обл1гатних ф!тофаг!в до сапрофапв: мишовидж гризуни, мисливсвко-промислов1 зв1р1, птахи л!сового I водно-болотного комплекав, а також комахи грунтового комплексу. Основною умовою вибору вказаних ¡ндикаторних груп тварин була М!ра 1х контакту з забрудненим середозищем, яка визначаеться особливостями екологи цих тварин

За характером сбоеТ дн на твзринний сшт зони вщчуження наслщки чорнобильськоТ аварн умосно можна розд|'лити на три пергади.

Перший перюд - приблизно перил 60 - 80 джв теля вибуху реактору - характеризуемся гострим (або шдгострим) впливом

¡ожзуючого випромження на жив! органами. В результат! загибел! соснового л!су були порушен! троф!чж зв'язки в бюгеоценоз!, що призвело до ¡стотних змш в склад! фаужстичних комплексш. В першу чергу це стосусться безхребетних тварин - мешканц1в шдстилки та комахоТдних птах1в люового комплексу (Францевич, Гайченко, Крыжановский, 1991;, Балашов, Гайченко, Крижажвський, Францевич, 1992; Криволуцкий, 1994). Нами також було зареестроване повне зникнення серпокриль^в - птах!в не пов'язаних в процеа життед!яльност1 з л!совими екосистемами. В!рог!дно, це могло статися внаслщок ¡нтенсивного опром'жеиня цих тварин рад!оактивними аерозолями пов!тря, як! надходили п!д час польоту. Депрес!я чисельност' була наст!льки значною, що ТТ в!дновлення почалося лише через три роки ш'сля аварИ.

Другий пер!од - пер!од загального пригжчення деяких б!огеоценоз1'в - був розтягнутий до юнця 1991 року. В цей перюд в'щм'шався загальний пригжчений стан фаужстичних комплекс'|в, пов'язаних в процеа життед1яльност|' з радюактивно забрудненим фунтом. Вивчення чисельност-! комах грунтового комплексу показало стжке зменшення видового р!зноман!ття майже вс'|х груп комах грунту.

Найбмьш значн! в!дхилення в'щ нормального стану були в!дм!чен! в структур! комплексу комах грунту, в якому сталося зам'ицення груп-домжант1в з перевагою мертвоТд!в над турунами (таблица 19.).

На територГ/ Рудого л!су чисельшсть комах фунту була мж!мальною. В ц!лому тут лише через п'ять рокт теля авари в склад! ентомокомплекс!в дом!нували туруни ! фтофаги,

особливо довгоносики, яю в зв'язку з загибеллю основноТ кормовоТ культури - сосни - накопичувались на поверхн! грунту.

Таблиця 19. Чисельнють комах грунтово-надгрунтового ярусу (% __ попадания в пастки)__

П6л1гон Група 1987 1988 1589 1950 1991 1992 1993

Нова Краскиця Туруни 48,64 33,99 19,05 26,10 54,95 92,50 48,85

МертвоТди 47,28 63,70 74,44 71,30 34,91 3,50 0,23

Пластинчас-товус! 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,92

.ГПсництво Туруни 20,64 47,65 58,82 85,0 77,08 62,0 83,99

МертвоТди 0,63 1.» 23,47 9,30 4,65 2,90 | 0,0

Пластинчас-товус! 67,50 44,14 5,88 3,70 13,63 17,30 0,94

Рудий л!с Туруни - - 46,16 57,59 73,23 95,30 80,78

МертвоТди - - 38,08 33,40 3,73 1,10 0,0

Пластинчас-товус! - 0,0 1,80 0,0 1,50 0,0

В ¡нших лгсових бюценозах також значно зменшилась загапьна чисельн!сть комах грунту, скоротилася к!льшсть вид!в 1

троф1чних труп цих тварин, зокрема коротконадкрилих жукш. В загальн!й структур! грунтових безхребетних домшуеали копрофаги, особливо на д^янках з аисокими лочаткоаим ртнями радиоактивного забруднення.

Под|бн! зм!ни зафжсоваж в цей перюд I а склад! та структур! оржтолопчних комплексов. На протяз! 1989 - 1992 рр. було в!дм!чене поступове зменшення заселения синичник!в, як! були розв!шан! нами на р!зних. делянках л1сових екосистем, великою синицею, та зб!льшення юлькосп випадюв гжздування там строкатоТ мухоловки. Оджею з причин скорочення чисельност1 велико! синиц!, виду, який не лише розмножуеться в рад|'ац!йних ценозах, але й зимуе там, може бути вплив рад!ац!йнсго фактору. Строката мухоловка (перелггний вид) займае еколог!чну н!шу, яка звшьняеться, де знаходить для себе

сприятлив! умови ¡снування (таблиця 20.). Ц1каво, що доля ¡нших птах1в на р!зних дтянках в р1зн'| роки е б'шьш-менш сталою I складае 7 - 10 %. Виключенням був лише 1989 рж в Новошепелицькому л1сництв|', де цей показник був на р!вж 2,5%.

Таблиця 20. Заселения штучних гжздовищ птахами на двух

дшянках зони в!дчуження % )

Пол1гон Вид 1989 1990 1991 1992

Лел!в Строката мухоловка 31,4 44,2 58,3 59,7

Велика синиця 61,4 48,8 31,3 31,3

1нш! 7,2 7,0 10,4 9,0

Н.Шепелич'1 Строката мухоловка 39,5 41,5 73,8 47,4

Велика синиця 58,0 50,9 18,5 42,1

|НШ1 2,5 7,6 7,7 10,5

Усшшж'сть розмноження строкатоГ мухоловки на дшянц)' в Лел!вському л!сництв! кожного року змшювапась в межах в1д 86% до 63,6%, на пол!гож в Новошепелицькому люництв! - в!д 9,1 до 91,3 %. Майже таю сам'| коливання фксуються у велико! синиц! (Габер, Галинская, 1993). Хоча устшжсть розмноження цих вид1в птах ¡в не виходить за меж! природних коливань, (Яремченко,1990), все ж таки мае м!сце тенденц!я и зниження. Св!дченням цього с даж, наведен! в таблиц! 21, а також те, що на полигонах з бшьшою щтьжстю забруднення грунту (за виключенням 1989 р.) вона щормно нижча.

Така ж законом|'рн1сть в!дм|'чена I у птах!в водно-болотного комплексу, де, поряд з! зниженням чисельност! гн!здовоТ популяцп водоплавних птах!в ( таблиця 22.), була ¡стотно знижена ! усп!шн|'сть Тх розмноження (таблиця 23.).

На в!дм'1ну В1д птах!в ! комах грунтового комплексу реакц!я популяц!й ссавц!в (м!кромамал!й та копитних) на протяз! другого пергаду виявилась ¡ншою.

Таблица 21. Усп'шж'ють розмноження птах'ш, що гшздяться в

дуплах, в 3QHÍ вщчуження ( 1989 - 1992 рр. )

PÍK Лел'шське Л1СНИЦТВО Новошепелицьке Л1СНИЦТВО Рудий Як

п------% п---------% — п—(—%--

Строката мухоловка

1989 Г 15 86,3 24 91,3 - -

1990 27 63,6 4 9,1 - -

1991 17 74,3 27 68,8 - -

1992 18 72,5 33 58,2 - -

Велика синиця

1989 21 82,8 7 76,9 Г -

1990 24 77,1 9 1 37,8 ! -

1991 6 39,3 8 46,7 | 4 22,2

1992 15 60,7 18 79,2 | 18 66,3

Сприятлив1 еколог!чн'| умови, як! еклалися в зон! в!дчуження, в значжй Mipi знизили негатиану д!ю радюактивного опромження i привели до описаного Г.Г.Пол!карповим (1986)

явища "екслопчного маскування", незважаючи на те, що

забруднення екосистем, i 7х фаужстичноТ компоненти в тому числ1, було значним.

Таблиця 22. Щтожсть гн!здовоТ популяцП' водоплавних nTaxÍB в КиТ'вському водосховищ'|, ос/га (по Микиткж, 1995).

Вид 1985 | 1989 1990-1991

крижень 3.53, | 0,07 0,38

cipa качка 0.02, - -

чирок-тр'юкунок 2.55, 0,0006 0,13

червоноголовий нирок 0.04 0,0 -

лиска 3.10 0,0 -

cipa чапля 0.05 2,21* 0,02 - 0,06

велика бша чапля 0.01 2,12* 0,02 - 0,06

крячки 4.50 90,48* | 0,302

* Включаючи щ|'льн1сть на тимчассвих водоймах зони в|'дчуження.

Таблиця 23. Устшжсть розмноження крижня в зон! вщчуження

Р|К «¡льш'сть яець, шт. Кшыасть бовтун'т на 100 яець, ип Ембрюнальна смертность, % Загадьннй в5дх'|д> %

1985 3000 5-6 15-20 20-26

1987 11000 5-6 65-70 70-76

1988 2000 14-27 15-43 29 - 70

Таблиця 24. Динам'жа чисельносгп мишовидиих гризужв на двох псуигонах зони вщчуження (ос/га)._

Полной 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994

Копач! 30 2500 45 100 58 52 59 48 45

Н.Красниця 34 490 82 270 64 70 68 60 62

Так, на протяз! вах пюляаваржних рокт на р"1зних пол1гонах чисельжсть др!бних ссавц|в, за винятком масового розмноження 1987 року, стабтьна (таблиця 24.). Разом з тим, чисельжсть на рЬних пол ¡гонах мае негативну кореляцш з

>ис.5. Зв'язок дози (Л1ва У) I чисельносп (права У) гризун!в

38

280' 240 200 160 120 80 40 0

...... ■ .............. ........ : .........7"" " 1 " \ ; : /' А : /

• V ! ! / : ; \ \ 1 / \

1 \ 1 / ; / !

; \ ; > ----------^------------- г ; » ;

' --------Г.....----------7" V / ; у. /

_____________^........._ '■ ' \ »- \ ---------------4----------------

Чистогал1вка Черевач

Копач! Залйся

34 30 26 22 18 14 10 6

Доза, сГр

Чисельн!сть пастко/д!б

поглиненою дозою (рис. 5.).

Тенденция зростання чисельносп основних видш мисливських зв!р1в (ЭшсИепко, КгуггЬапоуэку, ЗижЬЫи^у, 1994)

проявлялася з 1987 р. по 1992 р. (таблиця 25.)- Пку чисельносп, пов'язаного з кормовою емн!стю упдь, досягнуто не було. В

пор1внянн1 з доаваршним перюдом рост популяцт лося I козул1 можна оцжити як пом1рний, а для багатоплодного виду - дикого кабана - прир1ст популяцп оцшюеться у 8 - 10 раз1в. Зростання чисельност! козул)' стримуеться вовками, ю'льмсть яких в зож в1дчуження ¡стотно зросла I зараз складае 5-7 виводюв. Починаючи з 1993 року чисельжсть основних труп мисливських зв!р1в в зож в'!дчуження дещо спадае.

Таблиця 25. Динам1ка середкьоУ чисельност! копитних в зож вщчуження (особин/100 км автомобильного маршруту)

Вид 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995

Лось 0,35 1,5 0,7 4,0 5,7 3,1 2,5 2,0 1,7

Кабан - 3,35 2,3 6,5 12,2 8,5 8,3 10,3 5,0

Козуля 1,4 2,4 1,2 3,0 7,2 6,0 7,2 4,0 4,1

Результати популяцтно-мсрфолопчного анал'эу найбтьш поширеного в зож вщчуження виду - сх!Дноевропейсько|' нориц|' - показали достовфне зменшення ряду л'|жйних розм-1р*!в черепу цих тварин (таблиця 26.).

Таблица 26. Кранюметричж ознаки сх'щноевропейськоТ нориц!,

Ознакн М ± БЕ I М ± 5Е (1987) 1 (1990) г -критерш

5.918 + 5.458 ± 0.037 1 0.087 4.87

61 5.919 ± 0.036 5.508 ± 0.087 4.37

9Р 5.724 ± 0.046 5.317 ± 0.097 3.79

Ш 10.167 ± 0.066 10.490 ± 0.128 2.24

11К 4.071 ± 0.038 3.564 ± 0.092 5.09

111. 4.074 ± 0.038 3.527 ± 0.102 4.35

Тенденцп зменшення частини лмйних розм!р!в св1дчать про попршення умов ¡снування дано! конкретно? популяци. Про це також св1дчать дан! факторного анализу, коли при попршенн! умов ¡снування структура факторних матриць змжюеться, а вклад одного фактору (Злобин, 1989} падае.

Це явище можна розц!нювати як загальне зниження ц!лостност! особин, яю входять до складу дано! популяци при иаявност! певного пригн!чення з боку оточуючого середовища. Можливо, що таким фактором е пщвищена рад!оактивн!сть, яка призводить до дестабМзаф'Т морфогенетичних процес!в \ руйнування кореляц!й м!ж р!зними ознаками орган!зму.

Явище зменшення лжжних розм'|р!в тварин п!д д!ею хрон!чного опромження в умовах зони вщчуження, скор!ш за все, мае загальний характер. Окр!м даних, одержаних на мишовидних гризунах ) колорадських жуках (Оа!сЬепко, Т^аг, 1996), с в!домост! про так! ж ефекти у хрущ'|в (Ипатьев и др., 1994) та у деяких риб (ЯуаЬоу, 1996).

Таким чином, в другому пергод! виявлена р!зна реакц!я фаун!стичних комплекЫв на умови ¡снування, що змжилися. Якщо при рад!ац!йному забрудненж екосистем комахи грунту ! птахи водно-болотного ! л!сового комплекс^ знижують чисельн!сть ! устшж'сть репродукцн, то чисельн!сть м1кромамал!й е стаб!льною, а копитн! зв1р| збтьшують ».

Трет!й пер'юд (починаючи з 1992 року до ниншнього часу) характеризуемся поступовим вщновленням чисельност'| ! структури популяцш ентомо- ! орн!токомплекс!в та деяким зниженням чисельност) копитних. За попередн'ми даними дещо знизилася плодючють лос!в, оскшьки п!д час обл'|юв найчастше зустр!чаються самки цих тварин з одним лосеням, в той час як за

л!тературними даними (Гептнер, Насимович, Банников, 1961) 7х мае бути два.

Незважаючи на те, що чисельжсть мишовидних гризужв на

пол1гонах, що дослдакуються, вщносно стабЫьна, в Тх----------------

популяцтх в!дбуваються процеси, яю' св1'дчать про ¡стотну перебудову 7х структури. На протяз! року значно змшюеться в!ксва структура популяц|'й де восени (перед зим1влею) домЫують прибул! зв1рки, що св1дчить про тдвищену смертжсть тварин старших в1кових труп (рис.6.). Виявлене зниження плодючосп зв!ркш (Архипов, Бунтова, Гайченко та ¡н., 1996) до 4,5 ембрюна на одну самку. При цьому до процесу розмноження залучаються молод! тварини, чим \ досягаеться вщносно стабтьна чисельжсть популящй. Под|бне явище характерне \ для великоТ синиц!, коли на найбтьш забруднених дтянках100% самок беруть участь в другому вщкладанж ясць (Габер,

Рис.6. В1кова структура популяций сх^дноебропейсько! нориф (%)

Галинська, 1984).

Таким чином, на забруднених чорнобильськими викидами територ^ях на протяз1 п!сляавар!йних роюв помаж в1дхилення в!д норми в структур! фаужстичних комплекса, особливо грунтових

комах, що виявляеться в зниженж загальноТ чисельносп фпофапв. На перелогах, яю зформувалися на м'|СЦ1 бувших стьгоспупдь, виникли сприятлив! умови для розвитку грунтових жорсткокрилих пол^фапв. Особливо эначж В1дхилення в1д норми в структур! комах грунтового комплексу були зафжсоваж на протяз|' перших п'яти роюв т'сля авари, коли майже всюди дом1нуючою групою комах були мертвоТди. В люових бюценозах ¡стотно скоротилась к!льк!сть вид!в 1 троф!чних труп комах, а в загальнш структур! безхребетних грунту дом!нували копрофаги.

Лише на шостий р!к п!сля авари майже у вах типах б!оценоз!в розпочалась поступова нормал!зац!я структури ! стабЫзацт видового складу грунтових ентомокомплекЫв. Це дало можлив!сть говорити про початок процесу стабМзаци самих бюценоз!в.

В значно менш!й М1р! забруднення мюцевост! рад!оактивними викидами в!добразилось на ссавцях, як др!бних, так ! крупних. Слщ в!дзначити, що сприятлив! еколопчн! умови, що склалися в зон! в!дчуження, значно згладили негативну д!ю рад!оактивного опром!нення на цих тварин.

Проведен! досл'|Дження, присвячен! вивченню функцюнування деяких фаун!стичних комплекс!в в рад!ац!йних б!огеоценозах, дозволили зформулювати поняття рад/оеколог/'чно/ стшкост/ папуляцш диких тварин при ¡снуванж в умовах хрожчного опромЫення, яке коректно пояснюе одержан! нами ! рядом ¡нших дослщниюв дан|'.

Радюеколопчна стжкють популяц!й тварин - це м!ра в!дпов!д! популяцн на хрон!чне опромження в природних умовах. Вона слабо залежить вщ ¡ндивщуальноУ видовоТ рад!ост!йкост!,

а, в першу чергу, визначаеться еколопчними властивостями конкретного виду тварин:

- еколопчною пластичжстю;

- особливостями розмноження;-------------------------------------------

- тривал|'стю життя або тризаг^стю життевого циклу;

- рухомктю I тл.

Числовим виразом радюеколопчноТ егпйкосп може бути щтьжсть популяци (ос/га; ос/кв.м; ос/кв.км I тл.). Чим вона вища в рад1ац|'йному бюгеоценоз1, тим вища стжккггь погтуляцн.

Радгаеколопчна стжюсть популяфй пов'язана з еколопчною пластичжстю виду - види-евр1бюнти характеризуються бтьшою сгпйюстю. Природно припустити, що види-стенобюнти повинж мати нижчу радюеколопчну стжккггь, осюльки вони вкрай рЬко реагують на змжи умов ¡снування.

Нвгативний вплив хрошчного опромження э першу чергу вщбиваеться на популяц1ях тих вид1в тварин, для яких е характерним тривалий перюд розвитку (в нашому випадку -комах грунту), та в меншм м!р1 - на популяц1ях тварин з коротким життевим циклом (напр. мкшовидн! гризуни). Коливання чисельност1 тварин, яш бтыиу частину свого циклу розвитку проводять в личиночнж стадп в забрудненому грукп, будуть бтьш значними н1.ж у тварин з коротким циклом розвитку.

Рад|'ац|йне забруднення екосистем, що в'/дбулося в

результат! ЧорнобильськоТ аварп, призвело до жтенсиф^кацн мжроеволюфйних перетворень в популяц1ях ряду видт тварин, вфопдно, через змжу норми реакци на умови оточуючого середовища. В зв'язку з цим на перший план виходять два

налрями цього процесу - адаптация до нових умов зовншнього середовища та стабмзуючий В1дб|р.

Перший налрям - це збшьшення розмаху ет'генетичноТ (та, як наел ¡док, - генетичноТ) м|'нливосп, яка проявляеться в розширенн1 можливостей адаптац» до несприятливих умов ¡снування з наступним зм|'щенням норми реакцп на ц| умови - с св'|дченням в!дбору найбмьш пристосованих до рад!ац'|йного пресу особин ¡, в решт! решт, популяцш вид!в (тобто рад1ацтно! адаптац1Т). В цьому випадку ми спостер'|гаемо д'ио закону альтернативного рЬномажття (£мельянов, 1992), коли функциональна спйккггь системи обумовлена компенсаторними змжами в структур! шдсистем, що взаемодтоть.

Св!дченням другого напряму е реакщя популящ'й м)кромамал!й, яка виявлясться у в!дносно низькому р'шн'| ммливосп (коефщкнти вар|'аци крамгалопчних ознак не вище 8%) з! збереженням деякоТ стаб|'льноТ чисельносп", яка дозволяе популяцн зберегти сво!' особливост!.

Основы висновки.

1. Складна еколопчна обстановка в Чорнобильсьюй зон! вщчуження, яка зформувалась внаслщок альтернативно? взаемодп рад!оактивного забруднення мюцевост! та сприятливих умов ¡снування для диких тварин, що виникли тут внаошдок зм!ни характеру природокористування, призвела до ¡стотних змт життед1яльност1 деяких труп тваринного св!ту, зокрема до ч1*ткого проявления К- ! г-стратегм виживання в погтуляфях ¡ндикаторних вид ¡в.

2. Виявлен! особливост'1 накопичення 137Сз дикими копитними при його хрожчному надходженж з кормом на

протяз! р1чного циклу. Встановлено, що рЬн! трофшж групп цих

тварин мають__¡стотж__сезонж в1дм1нност! надходження

радюнуктду, як! залежать в!д характеру живлення I щ!льност! поверхневого забруднення.

3. На в|'дм!ну в!д попереджх досл!джень розкрита визначальна роль передсапробноТ ! власне сапробноТ ланок в бюлопчжй трансформацп 137Сз, при його м!града по троф!чному ланцюгу, з максимальними концентрафею рад!ону!<л!да ! коеф!ц!ент'|в накопичення у комах-сапрофаг!в.

4. Оц!нка дозових навантажень, як! виникають у диких тварин П1Д д'1ею хрожчного опром!нення, показала, що в формуванж поглиненоТ дози першорядне значения мае еколопчна ж'ша, яку займае даний вид тварин.

5. Рад!ац1йн! ефекти, як! накладають вагомий вщбиток на функцюнування фаун!стичних комплекс'щ на р!зних ровнях орган!зац!Т екосистем характеризуются:

- широким спектром аберацж соматичних хромосом у хатж'х мишей ! майже повною в|'дсутн['стю аберац|'й у ¡нших вид!в мишовидних гризун!в;

- достов!рним зб!льшенням ешгенетично7 м!нливост! деяких комах, а також зменшенням л!нжних розм!р1В т!ла ! пропорц!й черепа, яке мае однакову направлежсть у рЬних груп тварин;

- зм!нами в!ково7 структури популяц!й м!кромамал!й в 6!к 77 "омолодження", зниженням середньоТ плодючост-! самок з одночасним зб!льшенням напруженост! розмноження;

- ¡стотним порушенням структури угрупувань з наступним !Т вщновленням.

6. Виявленн на кл¡тинному, оргажзменному I* популяцшному ршнях рад!ац1йн1 ефекти не викривляють картину загального стану фаун'ютичних комплекса зони вщчуження, який через 10 роюв теля аварм в цтому можна характеризувати як задовтьний.

7. Введене поняття радюеколопчноТ стшкосп популяцт, суть якого в тому, що гомеостатичж популяцжн! мехашзми, шляхом змши норми реакци популяцм на змши оточуючого середовища, ¡стотно знижують прес хрожчного опромження, дшочи, тим самим, можлив1сть майже нормального ¡снування тварин в умовах рад!ац!йного забруднення бюгеоценозш.

Перел1к основних po6iT, опубликован их по тем1 дисертацн.

Францевич Л.И., Гайченко В.А., Крыжановский В.И. Животные в радиоактивной зоне. Киев. Наукова думка, 1991. -128 С.

Franzewitsch LI., Gaitschenko W.A., Kryschanowskij W.I. Tiere im radioaktiven Strahlenfeld. Klitzschen. Elbe-Dniepr-Verlag, 1994. - 152 P.

Gaichenko V.A., Kryzhanovsky V.l., Stovbchaty V.N. PostAccident State of the Chernobyl Nuclear Power Plant Alienated Zone Faunal Complexes // Radiation Biology & Ecology. - 1994. -Special Issue. - P. 27 - 32.

Гайченко B.A., Коваль Г.Н., Дрозд И.П., Крыжановский В.И. Распределение радионуклидов в органах и тканях и оценка дозовых нагрузок у некоторых видов растительноядных животных из 30-ти километровой зоны ЧАЭС // Доклады 3-го Всесоюзного научно-технического совещания по итогам по ЛПА на ЧАЭС. - Чернобыль, 1992. - т. 4, ч. II. - С. 238 - 252.

Гайченко В.А., Акимов И.А. Экологическая радиоустойчивость животных // Эколого-фаунистические исследования в зоне Чернобыльской АЭС. Препр. 94.5, Ин-т. зоол. Киев. - 1994. - С. 32 - 43.

Eriksson О., Gaichenko V., Gashchak S. et al. Wild animals / In The : Transfer of radionuclides to animals, their comparative

importance under different agricultural ecosystems and appropriate countermeasures. Strand P., Howard В., Averin V. (ed.). Brussel, 1996. ISBN 92-827-5201-1. - P. 144 - 156.

Францевич Л.И., Дидух Я.П., Гайченко В.А., Микитгак

A.Ю., Крыжановский В.И. Вторичные экологические изменения, вызванные" эвакуацией ~ населения ~ / ~ В ~~ кн: ~ Чернобыльская катастрофа. К.: Наукова думка, 1995. - С. 320 - 325.

Францевич Л.1., Д|'дух Я.П., Гайченко В.А., Микитюк О.Ю., Крижантський B.I. Вторинж еколопчж змти, викликаш евакуа^ею населения. / В кн. Чорнобильська катастрофа. К.: Наукова думка, - 1996, - С. 335 - 340.

Гайченко В.А., Дешко Т.О. Хромосомные аберрации в пролиферирующих тканях домовой мыши как реакция на хроническое облучение // Доклады 2-го Всесоюзного научно-технического совещания по итогам по ЛПА на ЧАЭС. -Чернобыль. -1990. - т. VI, ч. III. - С. 546 - 560.

Гайченко В.А., Жежерин И.В., Небогаткин И.В. Динамика численности мелких млекопитающих в 30-ти километровой зоне ЧАЭС в до- и послеаварийный период // Доклады 2-го Всесоюзного научно-технического совещания по итогам по ЛПА на ЧАЭС. - Чернобыль, 1990. - т. VI, ч. Ill - С 449 - 464.

Гайченко В.А., Крыжановский В.И., Стовбчатый В.Н. Состояние фаунистических комплексов зоны отчуждения ЧАЭС в послеаварийный период // Эколого-фаунистические исследования в зоне Чернобыльской АЭС. Препр. 94.5, Ин-т. зоол. Киев. - 1994. - С. 4 - 18

Jones В., Eriksson О., Gaichenko V., Panov G., Petrov M., Gavry!uk V., Shcherbatchenko A., Goshchak S., Burov N. Radionuclides transfer to wild animals / Iri The: Behaviour of Radionuclides in Natural and Semi-Natural Environments. Roma, 1992. - Doc. ENEA-DISP/ARA-M ET. - (6). - P. 123 - 130.

Eriksson 0., Gaichenko V., Goshchak S., Jones В., Junaskar W., Chizevsky I., Kurman A., Panov G., Ryabtsev I., Shcherbachenko A., Davydchuk V,, Petrov M., Averin V., Mikhalusyov V., Sokolov V. Evolution of the contamination in game // In: The radiological consequences of the Chernobyl accident. Minsk, 1996. - P. 147 - 154.

Davydchuk V., Eriksson O., Gaichenko V., Goshchak S,, Jones

B., Jungskar W., Muzaliov P., Ottosson I., Panov G., Petrov M., Shatrova N., Shcherbatchenko A., Titar V., Arkhipov N., Gavriluk V. Transfer of Radionucfidae from Forage Plants to Herbivores // In: Swedish Univ. of Agricultural Sci. Uppsala. - 1993. - Report 10, ISSN 0348-8659. - P. 1 - 13.

Францевич Л.И., Комиссар А.Д., Ермаков A.A., Крыжановский В.И., Сабиневский Б.В., Гайченко В.А., Архипчук В.А., Панов Г.М., Микитюк А.Ю., Колесник А.Д., Долин В.Г., Стовбчатый В.Н., Филимонов И.С. Оценка выноса радионуклидов животными-мигрантами // Докл. 1 Всесоюзн. научно-технического совещания по итогам ЛПА на ЧАЭС "Чернобыль-88". -Чернобыль, 1989. - т.З, ч.2, - С. 110 - 123.

Гайченко В.А., Крыжановский В.И., Стовбчатый В.Н., Панов Г.М., Жежерин И.В., Микитюк А.Ю., Легейда И.С., Габер H.A., Боярчук В.П., Колесник А.Д. Экологическая обстановка в 30-километровой зоне ЧАЭС и ее изменения за 3 послеаварийных года // Доклады 2-го Всесоюзного научно-технического совещания по итогам по ЛПА на ЧАЭС. -Чернобыль, 1990. - т. VI, ч. I. - С. 4 - 11.

Францевич Л.И., Сабиневский Б.В., Комиссар А.Д., Ермаков A.A., Крыжановский В.И., Гайченко В.А., Микитюк А.Ю., Г.М.Панов, Колесник А.Д., Филимонов И.С. Перенос радионуклидов перелетными птицами // Радиобиология. -1992. - т. 32, в. 3. - С. 357 - 363.

Балашов Л., Гайченко В., Крижан|'вський В., Францевич Л. Вторинн!- еколопчт змжи на евакуйованих територ1ях // Ойкумена (УкраТнський еколопчний в!сник). - 1992. - N» 2. - С. 31 - 43.

Гайченко В.А., Жежерин И.В., Небогаткин И.В. Изменения видового состава и численности мелких млекопитающих в 30-км зоне ЧАЭС в послеаварийный период // В сб.: "Млекопитающие Украины". К.: Наукова думка. - 1993. -С. 153 - 164.

Барьяхтар В. Г., Бугай A.A., Баран Н.П., Барчук В. И., Вишневский И.Н., Гайченко В.А., Коваль Г.Н., Максименко В.М., Микитюк А.Ю., Радчук В.В. Дозы внешнего облучения диких животных в 30-километровой зоне Чернобыльской АЭС // ДАН Украины. - 1994. - № 12. - С. 149 - 152.

Барьяхтар В.Г., Бугай A.A., Гайченко В.А., Коваль Г.Н., Проскура Н.И. Некоторые результаты и проблемы экспериментальной ретроспективной дозиметрии в зоне отчуждения ЧАЭС //Проблеми ЧорнобильськоТ зони вщчуження. Чорнобиль. - 1995. - № 2. - С. 113-120.

Барьяхтар В.Г., Бугай A.A., Гайченко В.А., ДроздИ.П., Коваль Г.Н., Радчук В.В., Захараш М.П., Бережной А.Б., Остапенко А.Н. Инструментальные оценки нынешней радиоэкологической обстановки и радиационной обстановки в прошлом в зоне чернобыльской катастрофы / / Труды IV международной научно-технической конференции "Итоги 8 лет

работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС". Чернобыль, 1996. - т. 1. - С. 84 - 90.

Архипов М.П., Бунтова О.Г., Гайченко В.А.,Гащак С.П., Коваль Г.М., Кучма М.Д., Стовбчатий В.М., Панов Г.М., Титар В.М. Наземь екосистеми // Бюлетень еколопчного стану зони в1дчуження. Чорнобйль," Чорнобилынтер!нформ. - 1996Г- в. 1 (6).

- С. 45 - 50.

Балашов Л.С., Гайченко В.А. Загальний еколопчний стан

зони зщчуження ЧАЕС // Бюллетень еколопчного стану зони вщчуження. Чорнобйль. Чорнобилынтержформ. - 1996. - Nb 1(5).

- С. 8 - 10.

Bugai A., Baryakchtar V.G., Baran N., BarchuK V., Kolesnik S., Maksimenko V., Zakcharash M., Bereznoy A., Ostapenko A., Gaitchenko V., Radchuk V. ESR/tooth enamel dosimetry application to Chernobyl case: individual retrospective dosimetry of the liquidators and wild animals // In: The radiological consequences of the Chernobyl accident. Minsk, 1996. - P. 1049 -1052

Гайченко В.А., Титар B.M., Жданова H.H., Василевская А.И. Проявления промышленного меланизма в биоте 30-километровой зоны после Чернобыльской катастрофы // Тез. докл. II радиобиологического съезда. К.: - 1993. - т. 3. - С. 994.

Гайченко В.А., Коваль Г.Н., Семенюк Н.И., Габер Н.А. Формирование дозовых нагрузок ка эмбрион птицы в условиях радиоактивного загрязнения // Тез. докл. II

радиобиологического съезда. К.: - 1993. - т. 1. - С. 201.

Гайченко В.А., Титар В.М. Радиоэкологический мониторинг животных в 30-км зоне ЧАЭС // Тез. докл. П съезда радиобиологов. К.: - 1993. - т. 1. - С. 203 - 204.

Гайченко В.А., Стовбчатый В.Н., Шатрова Н.Е. Миграция радиоцезия по трофическому циклу: почва-растительность-животные-почва // Тез. докл. И съезда радиобиологов. К.: -1993. - т. 1. - С. 202.

Гайченко В.А. Экологические эффекты в популяциях животных 30-километровой зоны ЧАЭС // Тез. докл II радиобиологического съезда, К.: - 1993. - т. 1. - С. 203.

Гайченко В.А., Крыжановский В.И., Стовбчатый В.Н., Панов Г.М., Жежерин И.В., Микиткж А.Ю., Легейда И.С., Титар В.М. Экологическая обстановка в 30-километровой зоне ЧАЭС и ее изменения за 3 послеаварийных года // Тез. докл. I междунар. конфер. "Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии на ЧАЭС". - М.: - 1990. - С. 57.

Гайченко В.А. Радиобиологические последствия аварии на ЧАЭС в популяциях диких животных зоны отчуждения. Рукопись.

Диссертация на соискание ученой степени доктора биологических наук по специальности 03.00.08 - радиобиология. Институт экспериментальной патологии, онкологии и радиобиологии им. Р.Е.Кавецкого НАН Украины, Киев, 1996.

Защищаются 34 работы по комплексному исследованию степени воздействия на популяции диких животных условий обитания в радиационно загрязненных биогеоценозах. При хроническом облучении в популяциях животных происходят существенные структурные перестройки, направленные на выживание в изменившихся условиях. Прослежена миграция цезия-137 по трофической цепи и оценены поглощенные дозы различными экологическими группами животных. Предложено новое понятие радиоэкологической устойчивости популяций.

Gaichenko V.A. Radiobiological consequences of the CNPS accident in wildlife populations of the exclusion zone. Manuscript.

Theses for the degree of Doctor of Biology on speciality 03.00.08 - radiobiology. R.E.Kavetsky Institute of Experimental Pathology, Oncology and Radiobiology UNAS. Kyiv, 1996.

34 scientific papers devoted to a complex study of

radioactive pollution impact on animal wildlife are being defended.

Chronic irradiation of animal populations leads to significant

structural changes that favour survival under altered conditions. 137

Migration of Cs has been studied in trophic chains and absorbed doses for various ecological animal groups have been assessed. A new concept concerning the radioecologica! resistance of populations has been proposed.

Ключов! слова. Радгаеколопя, Mirpa^H радюнукл1д1в, поглинеж дози, рад^ацтж ефекти, популяци.