Радиационная биология. Радиоэкология, 2022, T. 62, № 6, стр. 629-644

ЦИТОГЕНЕТИЧЕСКИЕ ЭФФЕКТЫ В ПОПУЛЯЦИЯХ КОВЫЛЯ ВОЛОСОВИДНОГО С ТЕРРИТОРИИ СЕМИПАЛАТИНСКОГО ИСПЫТАТЕЛЬНОГО ПОЛИГОНА

С. А. Гераськин^1, *, К. С. Минкенова², Т. В. Переволоцкая¹, А. Н. Переволоцкий¹

¹ Всероссийский научно-исследовательский институт радиологии и агроэкологии
Обнинск, Россия

² Филиал “Институт радиационной безопасности и экологии” РГП “НЯЦ РК”
Курчатов, Казахстан

^* E-mail: stgeraskin@gmail.com

Поступила в редакцию 02.03.2022
После доработки 27.07.2022
Принята к публикации 07.09.2022

EDN: CYKPWP
DOI: 10.31857/S0869803122060054

Полный текст (PDF)

Аннотация

Оценка цитогенетических эффектов в популяциях ковыля волосовидного выполнена на 63 участках площадки “4А” Семипалатинского испытательного полигона (Казахстан), не отличающихся по почвенным характеристикам и загрязнению тяжелыми металлами, но контрастных по уровню радиоактивного загрязнения. На площадке “4А” в 1953–1957 гг. проводили испытания боевых радиоактивных веществ. Дозовые нагрузки на растения ковыля волосовидного на этой площадке варьируют в диапазоне 0.00036–11 Гр/вегетационный сезон, основной вклад в поглощенную растениями дозу вносит внутреннее облучение от ⁹⁰Sr. Показано, что зависимость частоты цитогенетических эффектов от логарифма дозы распадается на два участка. В диапазоне 0.36–162 мГр частота аберрантных клеток статистически значимо не отличается от контрольного уровня. Увеличение дозы выше этого предела ведет к статистически значимому росту частоты аберрантных клеток. Точки перегиба оценены и для других цитогенетических показателей (120 мГр для одиночных фрагментов и мостов, 141 мГр для двойных фрагментов и мостов и 174 мГр для митотических аномалий). Основной вклад в формирование цитогенетических эффектов вносят двойные мосты, что служит дополнительным доказательством радиационной природы наблюдаемых в популяциях ковыля волосовидного изменений.

Ключевые слова: Семипалатинский испытательный полигон, радиоактивное загрязнение, ⁹⁰Sr, цитогенетические нарушения, ковыль волосовидный

Семипалатинский полигон (СИП), Казахстан, был основным местом испытаний ядерного оружия в СССР. Здесь были проведены испытания первой советской атомной и водородных бомб. Всего на СИП было выполнено 456 ядерных взрывов, что привело к формированию на полигоне участков с существенно повышенным радиационным фоном [1]. Наиболее высокие уровни радиоактивного загрязнения локализованы на нескольких технических площадках: Опытное поле, Дегелен, Балапан, Сары-Узень и 4А [2]. Радиоактивное загрязнение технических площадок существенно отличается уровнями загрязнения и составом дозообразующих радионуклидов, что делает особенно ценным исследование населяющих эти территории растений и животных. Однако исследования биологических эффектов хронического облучения в полевых условиях СИП немногочисленны, в большинстве публикаций отсутствует информация об уровнях радиоактивного и химического загрязнения и величинах поглощенных доз [3], что не позволяет связать описанные в этих работах биологические эффекты с радиационным воздействием. Большая часть выполненных на СИП исследований посвящена оценке плотности радиоактивного загрязнения природных сред, изучению механизмов миграции радионуклидов, а также оценке доз и медицинских последствий для населения прилегающих населенных пунктов [2, 4].

В настоящей работе представлены данные о цитогенетических эффектах в популяциях ковыля волосовидного с площадки 4А СИП, где в 1953–1957 гг. проводили испытания боевых радиоактивных веществ (БРВ). В настоящее время уровни радиоактивного загрязнения на площадке 4А различаются на несколько порядков [2, 4], что предполагает наличие выраженных биологических эффектов у населяющих эту территорию растений и животных. Однако исследования биологических эффектов на этой площадке практически отсутствуют.

В нашем предварительном исследовании было показано [5], что частота цитогенетических эффектов в популяциях тонконога тонкого, населяющих наиболее загрязненные радионуклидами участки СИП, статистически значимо превышала контрольный уровень, однако имевшихся данных было недостаточно для оценки формы дозовой зависимости. На следующем этапе, на основе данных о частоте цитогенетических нарушений и мощности дозы (10^–4–13 Гр/вегетационный сезон) в 100 экспериментальных точках площадки 4А, была оценена форма зависимости частоты цитогенетических эффектов от логарифма дозы в популяциях тонконога тонкого [6]. Показано наличие порога по частоте аберрантных клеток вплоть до 49 мкГр/ч. Превышение этого порога вело к статистически значимому увеличению частоты этого показателя от менее, чем 2%, до 16%. В настоящей работе предпринята попытка выяснить: сохранятся ли выявленные в популяциях тонконога тонкого закономерности в популяциях ковыля волосовидного, широко распространенных на площадке 4А.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКА

Район исследования. Отбор проб для исследований проводили на площадке 4А площадью 63 км², где в 1953–1957 гг. испытывали боевые радиоактивные вещества. БРВ представляли собой жидкие или порошкообразные смеси радионуклидов из отходов радиохимического производства, либо полученные путем облучения нейтронами на атомном реакторе специально подобранных веществ. Испытания включали рассеяние БРВ путем подрыва отдельных снарядов, обстрела участков минометами, сброса бомб или распыления БРВ с самолетов. В результате на площадке 4А сформировалось крайне гетерогенное радиоактивное загрязнение, основной вклад в которое вносит ⁹⁰Sr [2].

Площадка 4А расположена в подзоне сухих типчаково-ковыльных степей, входит в состав Восточно-Казахстанского мелкосопочника и находится на границе смены подзон каштановых и светло-каштановых почв. Климат континентальный и засушливый [7] с малым количеством осадков 250–300 мм/год. Растительность на площадке 4А представлена полынно-злаковым сообществом, в том числе: доминантный вид – полынь Маршалла (Artemisia marschalliana Spreng), кодоминантные виды – тонконог тонкий (Koeleria gracilis Pers.), ломкоколосник ситниковый (Psathyrostachys juncea Nevski), ковыль волосовидный (Stipa capillata L.), солонечник татарский (Galatella tatarica Less.), подмаренник настоящий (Galium verum L.). Изредка встречается овсяница валлисская (Festuca valesiaca Gaudin). Единично встречаются карагана низкорослая (Caragana pumila Pojark) и таволга зверобоелистная (Spiraea hypericifolia L.).

Объект исследования. Объектом нашего исследования являлся многолетний дикорастущий злак ковыль волосовидный (Stipa capillata L.), образующий плотные дерновины. Этот типичный представитель растительности Казахстана широко распространен на территории СИП, что позволяет исследовать его ответные реакции в широком диапазоне уровней радиоактивного загрязнения.

Полевые работы и отбор проб растений. Полевые работы проведены в период созревания семян ковыля волосовидного, в конце июля – начале августа 2013–2016 гг. Участки для исследований выбирали на основе данных о распределении плотности потока β-частиц и мощности амбиентного эквивалента дозы γ-излучения на поверхности почвы, которые измеряли дозиметром-радиометром МКС-АТ6130 (ОАО МНИПИ, Беларусь). Число измерений этих параметров на каждой экспериментальной точке определялось необходимостью достижения статистической погрешности не более 15%. Всего на площадке 4А было выбрано 63 экспериментальных точки. Плотность потока β-частиц и мощность амбиентного эквивалента дозы γ-излучения в местах отбора проб менялись в пределах 10–10 000 част/(мин см²) и 0.04–46 мкЗв/ч соответственно (табл. 1).

Таблица 1.

Плотность потока β-частиц и мощность амбиентного эквивалента дозы на исследуемых участках Table 1. β-particles flux density and exposure dose rate at the research plots

№	β, част/(мин см²)	γ, мкЗв/ч	№	β, част/(мин см²)	γ, мкЗв/ч	№	β, част/(мин см²)	γ, мкЗв/ч
1	<10	0.04	25	100	0.3	49	6000	7
2	<10	0.04	26	100	0.3	50	8000	13
3	<10	0.04	27	100	0.3	51	8000	13
4	<10	0.04	28	500	0.5	52	8000	13
5	<10	0.04	29	500	0.5	53	8000	13
6	<10	0.04	30	500	0.5	54	8000	13
7	<10	0.04	31	500	0.5	55	>10 000	46
8	<10	0.14	32	500	0.5	56	>10 000	46
9	40	0.2	33	500	0.5	57	>10 000	46
10	40	0.2	34	500	0.5	58	>10 000	46
11	40	0.2	35	500	0.5	59	>10 000	46
12	40	0.2	36	1000	1.5	60	>10 000	46
13	40	0.2	37	1000	1.5	61	>10 000	46
14	40	0.2	38	1000	1.5	62	>10 000	21
15	40	0.2	39	1200	1.5	63	>10 000	38
16	40	0.2	40	1200	1.5
17	40	0.2	41	2000	1.5
18	100	0.3	42	2000	1.5
19	100	0.3	43	2000	1.5
20	100	0.3	44	2000	1.5
21	100	0.3	45	4150	7
22	100	0.3	46	6000	7
23	100	0.3	47	6000	7
24	100	0.3	48	6000	7

В каждой точке отбирали надземную часть растений. Вегетативную часть (150–300 г) – для анализа на содержание химических элементов и радионуклидов, генеративную часть (семена, 150–300 г) – для цитогенетического анализа. Растения отбирали на площади 1–2 м² в зависимости от плотности произрастания. В местах, где плотность потока β-частиц была от 10 до 4000 част/(мин см²), расстояние между точками отбора проб растений составляло 100–800 м. Поскольку площади с высокими уровнями загрязнения малы, в местах, где плотность потока β-частиц выше 4 тыс. част/ (мин см²), расстояния между точками отбора проб растений составляли 5–20 м.

Определение содержания радионуклидов в растениях. Пробы растений промывали и ополаскивали дистиллированной водой, сушили при температуре 100°C, измельчали и перемалывали до состояния травяной муки. Температура озоления проб растений для определения ¹³⁷Сs составляла 400°С, ⁹⁰Sr – 550°С, ²⁴¹Am – 650°С. Чашки с золой охлаждали в эксикаторе. Готовую золу просеивали через сито для удаления незольного остатка.

Удельную активность радионуклидов ⁴⁰K, ⁶⁰Co, ¹³⁷Cs, ¹⁵²Eu, ¹⁵⁴Eu, ¹⁵⁵Eu, ²¹⁴Pb, ²²⁶Ra, ²³²Th, ²³⁵U, ²³⁸U и ²⁴¹Am в пробах растений определяли на γ-спектрометре Canberra (США) c германиевым детектором (ВЕ 2020), предел обнаружения – 0.7–20 Бк/кг. ⁹⁰Sr в пробах растений определяли на β-спектрометре “Прогресс” (Россия), предел обнаружения – 100 Бк/кг. Погрешность измерений в основном не превышала 25%. Спектрометр калибровали по энергии с использованием твердотельных источников ⁹⁰Sr и/или ²⁴Na.

Определение содержания тяжелых металлов в растениях. Пробы растений готовили методом автоклавного разложения по стандартной методике. В пробах растений определяли содержание следующих тяжелых металлов: ванадий, хром, марганец, кобальт, никель, медь, цинк, мышьяк, стронций, кадмий, теллур, цезий, свинец, уран. Концентрации элементов определяли методом масс-спектрометрии с индуктивно-связанной плазмой на приборе “Elan 9000” (PerkinElmer SCIEX, США).

Оценка поглощенных растениями доз. При расчете поглощенной дозы внешнего облучения растений предполагали распространение γ- и β-излучения в однородной воздушно-растительной среде [8]. Поглощенную дозу от внешнего γ-излучения находящихся в почве радионуклидов за вегетационный период рассчитывали по формуле:

(1)

${{D}_{\gamma }} = \frac{{EDR \times t}}{{1.09}},$

где: EDR – мощность амбиентного эквивалента дозы, измеренная на поверхности почвы, мкЗв/ч, t – время от всходов до созревания семян, ч; 1.09 – коэффициент перевода мощности амбиентного эквивалента дозы в мощность поглощенной дозы. Время от всходов (начало апреля) до созревания (конец июля), 120 дней, использовали для оценки поглощенной дозы за вегетационный период (t = 120 × 24 = 2880).

Поглощенную растениями дозу от внешнего β-излучения находящихся на поверхности почвы радионуклидов рассчитывали по описанной в [9] методике. Активность бесконечного слоя почвы толщиной 1 см оценивали по измеренной плотности потока β-частиц. Плотность воздушно-растительной среды (1.5 × 10^–3 г/см³) рассчитывали исходя из биомассы растений и их высоты. Поглощенную дозу β-излучения рассчитывали как произведение мощности дозы на продолжительность вегетационного периода.

Поглощенную растениями дозу от внутреннего облучения i-м радионуклидом рассчитывали в соответствии с основными допущениями дозиметрической модели [8]:

(2)

${{D}_{i}} = DCC_{{\operatorname{int} ,i}}^{{{\text{plant}}}} \times {{C}_{{{\text{plant}},i}}},$

где $DCC_{{\operatorname{int} ,i}}^{{{\text{plant}}}}$ – дозовый коэффициент облучения от i-го радионуклида, находящегося в растении, (мкГр/сут)/(Бк/кг); С_plant, i – активность i-го радионуклида в растении, Бк/кг.

В дозиметрической модели концентрации активности в растительности пересчитывали на сырой вес. В методике измерения содержания радионуклидов используют высушенные образцы растений. Разницу определяли путем взвешивания свежесобранных образцов растений до и после сушки. Мы оценивали сырой вес, используя соотношение сухой/влажный 1/3. Это значение хорошо согласуется с данными, представленными в работе [10] для других травянистых растений.

Анализ цитогенетических эффектов. Собранные семена подвергали предварительной камеральной обработке (очистка, удаление поврежденных семян и др.). Отобранные семена высушивали при комнатной температуре, после чего подвергали холодной стратификации, выдерживая в течение 30 сут при температуре 1–5°С в холодильнике.

Воздушно-сухие семена раскладывали на влажную фильтровальную бумагу в чашках Петри. Семена проращивали в термостате MIR-253 (Sanyo, Япония) при температуре 24°С в течение 7 ± 2 сут. Проросшие семена, у которых главный корешок имел длину не менее длины семени, фиксировали в фиксаторе Кларка (смесь 96%-ного этилового спирта и ледяной уксусной кислоты в соотношении 3 : 1).

Для приготовления “давленых” препаратов проводили мацерацию растительной ткани, затем корешки помещали в краситель (ацетоорсеин). Корешки окрашивали в закрытых стеклянных бюксах в течение 1–2 ч. Окрашенные корешки наносили на предметное стекло, отрезали кончики (2–3 мм), добавляли каплю 45%-ного раствора уксусной кислоты, накрывали покровным стеклом и раздавливали так, чтобы клетки корешка распределились в один слой. Цитогенетический анализ проводили на микроскопе AxioImager M2 (Zeiss, Германия) при увеличении объектива ×100 (масляная иммерсия) и ×40.

Анализировали частоту аберрантных клеток в апикальной меристеме корешков проростков ковыля. При анализе учитывали такие цитогенетические аномалии, как мосты, фрагменты, отстающие хромосомы, забегающие хромосомы и многополюсные митозы [11]. Процент аберрантных клеток (М) определяли по формуле:

$M = A \times 100{\text{/}}N,$

где A – сумма ана-телофазных клеток с перестройками; N – общее число изученных ана-телофаз.

Статистический анализ данных. Связь поглощенной дозы с цитогенетическими нарушениями в апикальной меристеме корешков проростков ковыля исследовали методами корреляционного анализа. Для сравнения данных, находящихся в широком диапазоне значений (мощность поглощенной дозы в растениях изменяется на пять порядков, а частота аберрантных клеток только на один порядок) применяли логарифмическое преобразование для первого показателя. Это преобразование позволило: осуществить переход от мультипликативной модели к аддитивной; выровнять дисперсию; нормализовать распределение, что позволило применить параметрическую статистику. Кроме того, логарифмирование позволило улучшить визуализацию структуры экспериментальных данных в области малых значений экспозиции. Анализ частоты цитогенетических нарушений в зависимости от логарифма дозы проводили с применением кусочно-линейной регрессионной модели с оценкой параметров методом наименьших квадратов. При расчетах принят критический уровень значимости 0.05. Была принята гипотеза H₀ о предполагаемой точке разрыва регрессионной кривой (Т_р) для двух сегментов, относительно которой частота нарушений на единицу десятичного логарифма поглощенной дозы в растениях статистически значимо отличается.

Статистическая оценка групп данных, характеризующих частоту цитогенетических нарушений в зависимости от логарифма поглощенной дозы, расположенных слева и справа от Т_р, выполнена с применением двух уравнений линейной регрессии: одно для значений, которые меньше или равны Т_р, второе – для значений больше точки разрыва:

(3)

$\left\{ \begin{gathered} Y = {{a}_{1}} + {{a}_{2}} \times X,\quad X < {{Т}_{р}} \hfill \\ Y = {{a}_{3}} + {{a}_{4}} \times X,\quad X \geqslant {{T}_{p}} \hfill \\ \end{gathered} \right.,$

где Y – частота цитогенетических нарушений, %; Х – десятичный логарифм поглощенной дозы в растениях; а₁ и а₃ – свободные члены регрессии; а₂ и а₄ – коэффициенты регрессии.

РЕЗУЛЬТАТЫ

Содержание радионуклидов в растениях. Основной вклад в загрязнение растений вносит ⁹⁰Sr, удельная активность которого в растениях наименее загрязненных участков ниже предела обнаружения β-спектрометра, в то время как на других участках она находится в диапазоне 790–2.6 × 10⁷ Бк/кг и формирует более 95% β-спектра (табл. 2). Удельная активность остальных радионуклидов в образцах растений в большинстве случаев ниже предела обнаружения. В тех случаях, когда удельная активность превышала минимально детектируемую, она менялась в следующих пределах: для естественных радионуклидов: ⁴⁰K – 24–2.3 × 10³ Бк/кг; ²¹⁴Pb – 1.4–6.3 × 10² Бк/кг; ²²⁶Ra – 1.7–1.2 × 10³ Бк/кг; ²³²Th – 3.0–1.5 × 10³ Бк/кг; ²³⁵U – 1.1–2.1 × 10³ Бк/кг; ²³⁸U – 2.7–1.9 × 10³ Бк/кг; для техногенных радионуклидов: ⁶⁰Co – 0.3–3 × 10² Бк/кг; ¹³⁷Cs – 0.9–4 × 10² Бк/кг; ¹⁵⁴Eu – 1.9–7.9 × 10² Бк/кг; ¹⁵⁵Eu – 0.7–4.8 × 10² Бк/кг; ²⁴¹Am – 0.3–1.5 × 10² Бк/кг (табл. 2).

Таблица 2.

Удельная активность радионуклидов в ковыле волосовидном Table 2. Specific activity of radionuclides in the feather grass

№ точки	Удельная активность радионуклидов в ковыле волосовидном, Бк/кг
№ точки	⁹⁰Sr	⁴⁰K	²³²Th	²²⁶Ra	¹³⁷Cs	²⁴¹Am	⁶⁰Co	¹⁵²Eu	¹⁵⁴Eu	¹⁵⁵Eu	²³⁸U	²³⁵U	²¹⁴Pb
1	1000 ± 500	130 ± 30	<4	5.4 ± 1.5	<0.9	<0.4	<0.7	<1.3	<3.1	<1	5.2 ± 2.6	<3.6	5.4 ± 1.0
2	<100	230 ± 50	<3	<1.7	<1.4	110 ± 20	< 0.5	<0.9	<2.0	<0.6	<2.7	<2.4	1.7 ± 0.8
3	<100	210 ± 40	<4	<2.0	1.4 ± 0.5	140 ± 30	<0.6	<1	4.6	<0.8	<3.4	<3.0	23 ± 0.8
4	790 ± 390	250 ± 50	<3	<1.9	0.9 ± 0.4	120 ± 20	<0.6	<0.9	<1.9	<0.7	<3.0	<2.6	1.6 ± 0.7
5	<100	210 ± 40	<4	<2.2	1.5 ± 0.6	<0.4	<0.7	<1.2	<2.8	<0.8	5 ± 22	<3.4	<1.4
6	<100	160 ± 30	<4	<2.7	<2.2	<0.4	<1.6	<1.5	6	<1.0	<4.0	<3.7	<1.9
7	<100	190 ± 4	<3	5.0 ± 1.2	1.2 ± 0.5	0.3	<0.5	<1.1	<2.2	0.8 ± 0.4	4.0 ± 2.0	<2.8	2.6 ± 0.8
8	<100	620 ± 120	14 ± 3	10 ± 2	<0.6	0.3	<0.4	<0.8	<2.1	<2.0	<6.0	<1.1	9 ± 2
9	(4.3 ± 0.5) × 10⁴	<280	<40	<20.4	<11	<3	<10	<24	<5.6	<1.5	<6.5	<6.0	<2.8
10	(1.7 ± 0.3) × 10⁴	<250	<24	<26	<8	<2.5	<7	<9	<6.4	<1.5	<8.2	<7.5	<3.0
11	(2.2 ± 0.3) × 10⁴	<150	<40	<24.3	<5	<1.5	4	<6	<6.2	<1.8	<6.7	<5.8	<1.9
12	(2.5 ± 0.4) × 10⁴	<210	<29	<13.4	<6	<4	<6	<7	<5.3	<1.0	<5.6	<3.9	<1.8
13	(1.2 ± 0.2) × 10⁴	<220	<30	<21	<7	<2.3	<7	<7	<4.9	<2.0	<6.8	<4.6	<3.8
14	(3.8 ± 0.5) × 10⁴	130 ± 30	12 ± 4	<16	<1.8	2.5 ± 0.5	<1.2	<2.2	<4.5	<1.0	<5.6	<4.0	<1.8
15	(1.5 ± 0.2) × 10⁴	160 ± 30	<7	<24.2	<1.8	<0.6	<1.3	<2.1	<5.8	<1.6	<6.0	<3.7	<3.0
16	(3.6 ± 0.5) × 10⁴	<60	16 ± 5	<17	<2.1	<0.6	<1.6	<2.5	<4.5	<1.0	<5.4	<3.7	<1.7
17	(6.1 ± 0.9) × 10⁴	140 ± 50	18 ± 6	<14.6	<2.3	<0.7	<1.8	<3	<3.6	<0.5	<3.0	<2.4	<1.0
18	(6.5 ± 0.8) × 10⁴	80 ± 40	14 ± 7	<29	<6	<0.9	<2	<3	<10	<1.0	<11	<7.0	<3.2
19	(1.6 ± 0.2) × 10⁵	150 ± 30	<12	<5.6	<6	<1	<2.2	<4	<9.2	<2.0	<10	<7.7	<2.8
20	(9.5 ± 1.1) × 10⁴	80 ± 40	15 ± 7	<49	<3	<1	<2.2	<4	<21.6	<4.3	<15	<21	<7.0
21	(7.6 ± 0.9) × 10⁴	24 ± 14	<4	<30	<1.2	<0.7	<0.8	<2.8	<15	<3.5	<9.2	<18	<5.0
22	(9.6 ± 1.2) × 10⁴	110 ± 50	<14	<58	<4	<1.9	<2.6	<4	<20	<4.8	<13	<17.9	<6.7
23	(3.8 ± 0.4) × 10⁵	<80	<18	<9.0	<4	3.7 ± 0.8	<4	<5	<14.4	<2.8	<11	<14.4	<3.2
24	(2.2 ± 0.3) × 10⁵	90 ± 40	<16	<37.2	<4	<1.2	<3	<5	<16.7	<5.8	<15.4	<16.7	<4.5
25	(1.3 ± 0.2) × 10⁵	<90	27 ± 11	<87	<5	<1.4	<4	<5	<22.3	<12.2	<27.3	<99.3	<7.2
26	(2.5 ± 0.3) × 10⁵	150 ± 50	<20	<38	<6	<1.6	<4	<6	<26	<8.8	<22.5	<60	<6.4
27	(6.6 ± 0.8) × 10⁴	<100	<19	<39	<12	<1.5	<4	<6	<12	<1.5	<10	<7.8	<3.6
28	(5.4 ± 0.6) × 10⁵	110 ± 40	<22	<72	<6	<2	<4	<7	<42.2	<7.2	<30	<33.8	<9.5
29	(2.5 ± 0.3) × 10⁵	80 ± 30	<17	<87	<4	<1.5	<3	<5	<30	<9.4	<21	<21	<6.7
30	(3.9 ± 0.4) × 10⁵	130 ± 50	<24	<88	<17	<2	<5	<8	<41	<7.8	<25	<32	<8.0
31	(3.7 ± 0.4) × 10⁵	<30	<8	<71	<2.5	<0.8	<1.8	<2.9	<29	<6.0	<19	<27.2	<8.6
32	(4.6 ± 0.5) × 10⁴	<70	<50	<50	<11	<2	<4	<13	<7.3	<1.8	<8.0	<7.5	<3.4
33	(9.8 ± 1.2) × 10⁴	<80	<16	<57.5	<4	<1.4	<3	<5	<30	<6.8	<15.3	<35.6	<11
34	(1.7 ± 0.2) × 10⁵	180 ± 40	<12	<90	<3	<1.3	<1.8	<4	<23	<8.0	<21	<58	<7.2
35	(3.9 ± 0.4) × 10⁵	70 ± 30	<16	<50	<4	<1.4	<3	<5	<19	<5.6	<13.2	<18	<6.3
36	(1.9 ± 0.2) × 10⁶	490 ± 240	<150	<61	<40	<12	<30	<40	<34.2	<12.2	<43	<29.4	<24.5
37	(1.3 ± 0.1) × 10⁶	<280	<130	<126	<40	<40	<21	<40	<67.2	<36.4	<92.4	<64.4	<53.2
38	(3.2 ± 0.3) × 10⁶	<230	<120	<102	<30	<13	<19	<70	<85	<39	<102	<80.2	<51
39	(1.4 ± 0.2) × 10⁶	<500	<180	151	<50	<14	<40	< 60	<154	66	252	<93	<35.3
40	(1.7 ± 0.2) × 10⁶	<500	<500	<103	< 70	<19	<50	<170	<214	<38	<183	<130	<49
41	(1.5 ± 0.2) × 10⁶	<270	< 140	<64	< 40	<15	<25	<50	<102	48.5	<141	<91	47 ± 19
42	(8.6 ± 0.9) × 10⁵	<700	<130	109	< 40	<12	<23	<100	161	<25.4	<126	<93	<29.4
43	(1.7 ± 0.2) × 10⁶	<190	<180	<44.8	< 30	<10	<30	< 30	<71	<21	196	<65	29 ± 14
44	(4.7 ± 0.5) × 10⁵	<300	<90	<39	<40	<9	<13	<50	<67	<16	<107.4	<80.4	<20
45	(1.2 ± 0.5) × 10⁶	603 ± 120	<3.1	<1.9	1.2 ± 0.5	<7	0.3	<1.8	<1.4	<5.9	<59	2.2 ± 0.8	2.8 ± 1
46	(4.6 ± 0.5) × 10⁶	<900	<220	<112	<80	<70	<29	<90	<108	<76	1296	<201	<77.4
47	(1.0 ± 0.1) × 10⁷	1200 ± 300	<200	<96	<60	<26	<30	<70	<112	<51.3	<260	<141	<49
48	(4.9 ± 0.5) × 10⁶	<500	<150	<69	<40	<16	<21	<50	<86.3	<34	<167	< 99.5	<35
49	(2.9 ± 0.3) × 10⁶	240 ± 50	<50	<23	<15	<8	<17	<17	<35	<10	<55.2	<31.4	<11.4
50	(4.5 ± 0.5) × 10⁶	860 ± 260	<190	<90	<60	<26	<26	<120	<104.4	<51	<264.3	<138.4	<46
51	(2.6 ± 0.6) × 10⁷	<2300	<1300	<616	<400	<150	<190	<400	<812	<347	<1546	2084	628
52	(1.3 ± 0.1) × 10⁷	<2000	<900	<418.4	<280	<100	<130	<290	<539.4	<192	1895	<238	<205.3
53	(1.1 ± 0.1) × 10⁷	<2300	<1100	1188	<300	<140	<300	<300	<658	483	<1423	<165	<251
54	(9.8 ± 1.0) × 10⁶	<2000	<1500	<328.2	<220	<90	<110	<240	796.4	<181	<996	<180	<162.4
55	(1.3 ± 0.1) × 10⁷	240 ± 120	<120	<54.4	<40	<18	<24	<40	<91.3	<22	<121	<71.3	<32
56	(6.4 ± 0.7) × 10⁶	<170	<100	<46.3	<30	<18	<40	<30	<76.4	<20	<93	< 61	<27
57	(2.2 ± 0.2) × 10⁷	1600 ± 400	<260	<132	<90	<40	<20	<150	<79	<78	<388	<206.4	<88
58	(2.3 ± 0.2) × 10⁷	<600	<230	<116	<80	<40	<40	<70	<63	<71	975	<159	<77
59	(1.6 ± 0.2) × 10⁷	<400	<150	<80	<110	<50	<11	<100	94	<61	<291	<110	<55.4
60	(1.0 ± 0.2) × 10⁷	800 ± 300	<200	<104	<70	<60	<30	<50	<56.3	118	<316.3	273	<69
61	(8.4 ± 0.8) × 10⁶	1100 ± 200	<160	<81	<100	<28	<11	<90	<43	<55	<279	<142.4	<56.3
62	(4.5 ± 0.5) × 10⁶	<330	<13	<7.9	10 ± 2	<45	<1.4	<6.4	<20	<31	<608	<7.1	<7.7
63	(4.5 ± 0.5) × 10⁶	<193	<132	<97	<34	<19	<22	<39	<173	<27	<184	<24	<36

Поглощенные растениями дозы. Поглощенные растениями дозы были оценены с помощью описанного в разделе Материалы и методы подхода (формулы 1 и 2). Согласно нашим оценкам (табл. 3), поглощенные дозы в популяциях ковыля волосовидного меняются в диапазоне 3.7 × 10^–4–11 Гр за вегетационный сезон (0.13–3819 мкГр/ч), т.е. почти на 5 порядков. Отметим, что большая часть этого диапазона превышает установленное в [12] скрининговое значение 70 мкГр/ч, ниже которого не должны наблюдаться радиобиологические эффекты в популяциях растений. Таким образом, расчетные значения поглощенных доз предполагают наличие выраженных эффектов в популяциях ковыля волосовидного с площадки 4А. Большая часть поглощенной дозы формируется за счет внутреннего облучения от ⁹⁰Sr (табл. 2, 3 ). Вклад внешнего облучения и других радионуклидов в поглощенную дозу незначителен.

Таблица 3.

Мощность поглощенной дозы в популяциях ковыля волосовидного с площадки 4А Table 3. Absorbed dose rate in feather grass from the “4A” site

N	Мощность дозы, Гр/вег.сезон
N	внутренняя	внешняя	общая
1	4.9 × 10^–4	<3.2 × 10^–4	<8.1 × 10^–4
2	<3.9 × 10^–4	<3.2 × 10^–4	<7.1 × 10^–4
3	<4.8 × 10^–4	<3.2 × 10^–4	<8.3 × 10^–4
4	7.6 × 10^–4	<3.2 × 10^–4	<1.1 × 10^–3
5	<5.1 × 10^–5	<3.2 × 10^–4	<3.7 × 10^–4
6	<5.2 × 10^–5	<3.2 × 10^–4	<6.0 × 10^–4
7	<5.1 × 10^–5	<3.2 × 10^–4	<3.7 × 10^–4
8	<5.0 × 10^–5	<3.2 × 10^–4	<3.6 × 10^–4
9	2.1 × 10^–2	1.4 × 10^–3	2.5 × 10^–2
10	8.3 × 10^–3	1.4 × 10^–3	9.7 × 10^–3
11	1.1 × 10^–2	1.4 × 10^–3	1.2 × 10^–2
12	1.2 × 10^–2	1.4 × 10^–3	1.3 × 10^–2
13	5.9 × 10^–3	1.4 × 10^–3	7.3 × 10^–3
14	1.9 × 10^–2	1.4 × 10^–3	2.0 × 10^–2
15	7.3 × 10^–3	1.4 × 10^–3	8.8 × 10^–3
16	1.8 × 10^–2	1.4 × 10^–3	1.9 × 10^–2
17	3.0 × 10^–2	1.4 × 10^–3	3.1 × 10^–2
18	3.2 × 10^–2	2.9 × 10^–3	3.5 × 10^–2
19	7.8 × 10^–2	2.9 × 10^–3	8.1 × 10^–2
20	4.7 × 10^–2	2.9 × 10^–3	4.9 × 10^–2
21	3.7 × 10^–2	2.9 × 10^–3	4.0 × 10^–2
22	4.7 × 10^–2	2.9 × 10^–3	4.9 × 10^–2
23	0.19	2.9 × 10^–3	0.19
24	0.11	2.9 × 10^–3	0.11
25	6.4 × 10^–2	2.9 × 10^–3	6.7 × 10^–2
26	0.12	2.9 × 10–3	0.13
27	3.2 × 10^–2	2.9 × 10^–3	3.5 × 10^–2
28	0.26	1.2 × 10^–2	0.28
29	0.12	1.2 × 10^–2	0.13
30	0.19	1.2 × 10^–2	0.20
31	0.18	1.2 × 10^–2	0.19
32	0.23	1.2 × 10^–2	0.24
33	4.8 × 10^–2	1.2 × 10^–2	6.0 × 10^–2
34	8.3 × 10^–2	1.2 × 10^–2	9.5 × 10^–2
35	0.19	1.2 × 10^–2	0.20
36	0.93	2.5 × 10^–2	0.96
37	0.64	2.5 × 10^–2	0.66
38	1.6	2.5 × 10^–2	1.6
39	0.69	2.9 × 10^–2	0.71
40	0.83	2.9 × 10^–2	0.86
41	0.73	4.6 × 10^–2	0.78
42	0.42	4.6 × 10^–2	0.47
43	0.83	4.9 × 10^–2	0.88
44	0.23	4.6 × 10^–2	0.28
45	0.59	0.11	0.70
46	2.3	0.14	2.4
47	4.9	0.14	5.0
48	2.4	0.14	2.5
49	1.4	0.14	1.5
50	2.3	0.20	2.5
51	13	0.20	13.2
52	6.4	0.20	6.6
53	5.4	0.20	5.6
54	4.8	0.20	5.0
55	6.4	>0.34	>6.7
56	3.1	>0.34	>3.5
57	11	>0.34	>11
58	11	>0.34	>11
59	7.8	>0.34	>8.2
60	4.9	>0.34	>5.2
61	4.1	>0.34	>4.5
62	2.2	>0.34	>2.5
63	2.2	>0.34	>2.5

Содержание тяжелых металлов в растениях. В наших предыдущих исследованиях [5, 6] было показано, что концентрации в почвах СИП тяжелых металлов и доступных растениям их мобильных форм находятся ниже допустимых уровней. Эта информация была подтверждена в настоящем исследовании, поскольку, согласно нашим измерениям (табл. 4), содержание тяжелых металлов в ковыле волосовидном существенно ниже соответствующих кларков в растениях суши [13]. Таким образом, современные концентрации тяжелых металлов в растениях СИП не должны оказывать на них токсическое воздействие.

Таблица 4.

Содержание химических элементов в ковыле волосовидном с площадки 4А Table 4. The content of chemical elements in the feather grass from the “4A” site

Элемент	Содержание элементов, мг/кг
Элемент	m*	g*	М_е(Q_1/2 – Q_3/4)	кларк в рас-тительности суши [13]
V, n = 30	5.6	5.3	5.2 (4–7)	30
Cr, n = 30	12.9	12.0	12.5 (10–17)	35
Mn, n = 30	473	462	460 (430–520)	4100
Co, n = 30	1.2	1.2	1 (1–1.3)	10
Cu, n = 30	19.4	19.0	20 (17–22)	160
Zn, n = 30	71	70	71 (65–77)	600
As, n = 30	1.1	1.1	1.1 (1–1.3)	3
Sr, n = 30	710	693	705 (580–840)	700
Cd, n = 30	0.42	0.36	0.3 (0.3–0.4)	0.7
Сs, n = 30	0.23	0.22	0.2 (0.2–0.3)	3
Pb, n = 30	15.0	14.0	15.5 (12–19)	25
U, n = 30	0.23	0.21	0.2 (0.2–0.3)	0.4

Примечание: n – число экспериментальных участков, где отбирали пробы растений; m – среднее арифметическое; g – среднее геометрическое; M_e – медиана; Q_1/2 – Q_3/4 – верхний и нижний квартиль.

Цитогенетические эффекты. Для оценки возможного влияния радиационной обстановки на территории площадки 4А на растения были оценены частота и спектр цитогенетических нарушений в популяциях ковыля волосовидного в широком диапазоне мощностей доз (0.13–3819 мкГр/ч). Всего был изучен 1261 препарат апикальной меристемы проростков, 102 217 анафазных клеток, в том числе 591 аберрантная ана-телофаза (табл. 5). Частота аберрантных клеток на наименее загрязненных участках находилась в диапазоне 0.16–0.69%, что близко к типичному диапазону спонтанной частоты аберрантных клеток для многих дикорастущих и культурных злаков (0.5–1.0%) [14].

Таблица 5.

Частота и спектр цитогенетических нарушений в проростках ковыля волосовидного Table 5. Frequency and spectrum of cytogenetic abnormalities in feather grass seedlings

N	Просмотрено				Вид цитогенетических нарушений								Спектр цитогенетических нарушений			Частота аберрантных клеток, % ± m
N	корешков	анателофаз	аберрантных клеток	общее число нарушений	m'	m"	f '	F"	g	s	3p	4p	M' + f "	m" + f "	g + s + 3p	Частота аберрантных клеток, % ± m
1	17	1848	3	3	1	1	1	–	–	–	–	–	0.1 ± 0.07	0.05 ± 0.05	–	0.16 ± 0.09
2	6	466	1	1	–	1	–	–	–	–	–	–	–	0.21 ± 0.21	–	0.21 ± 0.21
3	15	1013	7	7	1	4	–	–	2	–	–	–	0.1 ± 0.1	0.4 ± 0.2	0.2 ± 0.1	0.69 ± 0.26
4	27	2226	3	3	1	2	–	–	–	–	–	–	0.04 ± 0.04	0.09 ± 0.06	–	0.13 ± 0.08
5	8	559	1	1	–	1	–	–	–	–	–	–	–	0.2 ± 0.2	–	0.18 ± 0.18
6	12	708	1	1	–	–	–	–	1	–	–	–	–	–	0.1 ± 0.1	0.14 ± 0.14
7	38	3515	2	2	1	1	–	–	–	–	–	–	0.03 ± 0.03	0.03 ± 0.03	–	0.06 ± 0.04
8	9	676	1	1	1	–	–	–	–	–	–	–	0.2 ± 0.2	–	–	0.15 ± 0.15
9	13	1241	1	1	1	–	–	–	–	–	–	–	0.08 ± 0.08	–	–	0.08 ± 0.08
10	17	1148	1	1	1	–	–	–	–	–	–	–	0.09 ± 0.09	–	–	0.09 ± 0.09
11	8	570	4	4	–	2	–	–	1	1	–	–	–	0.4 ± 0.07	0.4 ± 0.3	0.70 ± 0.35
12	35	2401	5	5	–	3	1	–	1	–	–	–	0.04 ± 0.04	0.12 ± 0.07	0.04 ± 0.04	0.21 ± 0.09
13	2	178	1	1	1	–	–	–	–	–	–	–	0.6 ± 0.6	–	–	0.56 ± 0.56
14	27	2583	9	9	2	4	–	1	1	1	–	–	0.08 ± 0.06	0.2 ± 0.08	0.08 ± 0.06	0.35 ± 0.11
15	33	3830	9	10	4	3	–	1	1	1	–	–	0.10 ± 0.05	0.08 ± 0.05	0.05 ± 0.04	0.23 ± 0.08
16	31	2780	4	4	1	2	–	–	1	–	–	–	0.04 ± 0.04	0.07 ± 0.05	0.04 ± 0.04	0.14 ± 0.07
17	36	3206	1	1	–	–	–	1	–	–	–	–	–	0.03 ± 0.03	–	0.03 ± 0.03
18	31	2872	18	18	3	12	1	1	1	–	–	–	0.1 ± 0.07	0.5 ± 0.1	0.03 ± 0.03	0.63 ± 0.15
19	40	2846	3	3	2	1	–	–	–	–	–	–	0.07 ± 0.05	0.04 ± 0.04	–	0.11 ± 0.06
20	34	2951	4	4	2	2	–	–	–	–	–	–	0.07 ± 0.05	0.07 ± 0.05	–	0.14 ± 0.07
21	2	154	1	1	–	1	–	–	–	–	–	–	–	0.7 ± 0.7	–	0.65 ± 0.65
22	47	4243	6	6	–	4	–	–	1	1	–	–		0.1 ± 0.05	0.05 ± 0.03	0.14 ± 0.06
23	15	1511	4	4	1	2	–	–	1	–	–	–	0.07 ± 0.07	0.1 ± 0.08	0.07 ± 0.07	0.26 ± 0.13
24	40	3615	2	2	1	1	–	–	–	–	–	–	0.03 ± 0.03	0.03 ± 0.03	–	0.06 ± 0.04
25	31	2752	2	2	–	1	1	–	–	–	–	–	0.04 ± 0.04	0.04 ± 0.04	–	0.07 ± 0.05
26	9	613	2	2	–	1	–	–	1	–	–	–	–	0.2 ± 0.2	0.2 ± 0.2	0.33 ± 0.23
27	39	2366	2	2	–	–	–	–	1	1	–	–	–	–	0.08 ± 0.06	0.08 ± 0.06
28	22	2003	8	8	2	3	1	1	1	–	–	–	0.15 ± 0.09	0.2 ± 0.1	0.05 ± 0.05	0.40 ± 0.14
29	39	4373	9	9	2	6	–	–	1	–	–	–	0.05 ± 0.03	0.14 ± 0.06	0.02 ± 0.02	0.21 ± 0.07
30	32	2616	5	5	1	3	–	–	–	1	–	–	0.04 ± 0.04	0.1 ± 0.06	0.04 ± 0.4	0.19 ± 0.09
31	32	2309	5	5	–	4	1	–	–	–	–	–	0.04 ± 0.04	0.17 ± 0.09	–	0.22 ± 0.10
32	18	2247	9	9	2	6	–	1	–	–	–	–	0.09 ± 0.06	0.3 ± 0.1	–	0.40 ± 0.13
33	18	1417	2	2	–	1	1	–	–	–	–	–	0.07 ± 0.07	0.07 ± 0.07	–	0.14 ± 0.10
34	30	2403	6	6	1	4	1	–	–	–	–	–	0.08 ± 0.06	0.2 ± 0.1	–	0.25 ± 0.10
35	62	5235	12	12	2	7	1	–	1	1	–	–	0.06 ± 0.03	0.1 ± 0.04	0.04 ± 0.03	0.23 ± 0.07
36	3	101	1	1	–	–	1	–	–	–	–	–	1.0 ± 1.0	–	–	0.99 ± 0.99
37	11	453	4	4	1	2	–	–	1	–	–	–	0.22 ± 0.22	0.4 ± 0.3	0.22 ± 0.22	0.88 ± 0.44
38	2	70	1	1	1	–	–	–	–	–	–	–	1.4 ± 1.4	–	–	1.43 ± 1.42
39	44	2745	8	8	1	4	–	–	2	1	–	–	0.04 ± 0.04	0.2 ± 0.07	0.1 ± 0.06	0.29 ± 0.10
40	10	894	3	3	1	–	–	–	1	1	–	–	0.1 ± 0.1	–	0.2 ± 0.1	0.34 ± 0.19
41	37	2648	16	16	2	8	2	2	1	1	–	–	0.2 ± 0.1	0.4 ± 0.1	0.08 ± 0.05	0.60 ± 0.15
42	7	512	2	2	–	1	–	1	–	–	–	–	–	0.2 ± 0.2	–	0.40 ± 0.28
43	5	306	3	3	1	1	–	–	–	1	–	–	0.3 ± 0.3	0.3 ± 0.3	0.3 ± 0.3	0.98 ± 0.56
44	15	853	4	4	–	3	–	–	1	–	–	–	–	0.4 ± 0.2	0.1 ± 0.1	0.47 ± 0.23
45	14	466	14	14	3	7	1	2	–	1	–	–	1.0 ± 0.5	2.0 ± 0.6	0.2 ± 0.2	3.00 ± 0.80
46	3	1290	17	18	4	7	–	–	4	2	1	–	0.3 ± 0.2	0.5 ± 0.2	0.5 ± 0.2	1.32 ± 0.32
47	7	669	12	12	3	6	–	1	2	–	–	–	0.4 ± 0.06	1.0 ± 0.4	0.3 ± 0.2	1.79 ± 0.51
48	27	2603	47	47	9	25	1	4	4	4	–	–	0.4 ± 01	1.1 ± 0.2	0.3 ± 0.1	1.80 ± 0.26
49	18	996	26	27	3	14	3	1	2	1	3	–	0.2 ± 0.09	0.6 ± 0.2	0.2 ± 0.09	2.61 ± 0.51
50	40	2870	61	61	14	32	5	2	4	3	1	–	0.7 ± 0.2	1.2 ± 0.2	0.3 ± 0.1	2.13 ± 0.27
51	5	330	9	9	2	3	–	1	1	1	1	–	0.6 ± 0.4	1.0 ± 0.5	1.0 ± 0.5	2.73 ± 0.90
52	11	740	11	11	3	7	–	–	–	–	1	–	0.4 ± 0.2	1.0 ± 0.4	0.1 ± 0.1	1.49 ± 0.46
53	39	3128	53	53	12	29	5	3	2	2	–	–	0.5 ± 0.1	1.0 ± 0.2	0.1 ± 0.06	1.69 ± 0.23
54	3	129	1	1	–	1	–	–	–	–	–	–	–	0.5 ± 0.3	–	0.78 ± 0.77
55	4	638	13	13	2	6	1	1	2	1	–	–	0.5 ± 0.3	1.0 ± 0.4	0.5 ± 0.3	2.04 ± 0.56
56	4	395	10	10	2	6	1	–	1	–	–	–	0.8 ± 0.4	1.5 ± 0.6	0.3 ± 0.3	2.53 ± 0.79
57	16	790	18	18	6	8	1	1	1	1	–	–	1.0 ± 0.4	1.0 ± 0.4	0.3 ± 0.2	2.28 ± 0.53
58	4	452	13	13	3	7	–	–	2	1	–	–	0.7 ± 0.4	1.5 ± 0.6	0.7 ± 0.4	2.88 ± 0.79
59	6	451	11	11	3	6	1	1	–	–	–	–	0.9 ± 0.4	1.6 ± 0.6		2.44 ± 0.73
60	12	790	20	20	6	11	–	1	2	–	–	–	0.8 ± 0.3	1.4 ± 0.4	0.4 ± 0.2	2.53 ± 0.56
61	3	257	6	6	2	3	–	–	1	–	–	1	0.8 ± 0.6	1.2 ± 0.7	0.8 ± 0.6	2.33 ± 0.94
62	9	135	4	4	2	1	–	–	–	1	–	–	1.5 ± 1.0	0.7 ± 0.7	0.7 ± 0.7	2.96 ± 1.03
63	27	1032	49	49	9	22	4	6	6	2	–	–	1.3 ± 0.4	2.7 ± 0.5	0.8 ± 0.3	4.75 ± 0.66

Примечание. f' и f'' – одиночные и двойные фрагменты; m' и m'' – одиночные и двойные мосты; m'+ f' – хроматидные мосты и фрагменты; m''+ f'' – хромосомные мосты и фрагменты; g – отставания хромосом; s – забегания хромосом; 3р – трехполюсные митозы; 4р – четырехполюсные митозы.

Уникальный для полевых исследований набор данных как по количеству экспериментальных точек, так и по диапазону поглощенных растениями доз, позволил с приемлемой точностью оценить форму зависимости между частотой цитогенетических нарушений и десятичным логарифмом поглощенной дозы. Представленные на рис. 1 данные предполагают наличие двух интервалов, в которых скорость изменения частоты цитогенетических нарушений существенно различается. Для подтверждения реальности существования точки перегиба был использован изложенный в разделе “Статистический анализ данных” метод (3). Результаты вычислений представлены в табл. 6–8 . Для частоты аберрантных клеток 56.3 мкГр/ч (табл. 6) является критической мощностью дозы, существенно меняющей скорость изменения этого параметра. Частота одиночных мостов и фрагментов начинает возрастать, начиная с 41.7 мкГр/ч (табл. 6). Большая мощность дозы необходима для возрастания частоты митотических аномалий (60.4 мкГр/ч). Регрессионный анализ показал, что слева от точки перегиба частота всех видов цитогенетических нарушений остается практически постоянной (табл. 7). Качественно иная ситуация наблюдается справа от точки перегиба. В этом диапазоне частота всех видов цитогенетических нарушений статистически значимо растет с логарифмом мощности дозы (табл. 8). Таким образом, в настоящей работе показано, что для популяций ковыля волосовидного существует порог мощности дозы, ниже которого эффекты облучения практически не наблюдаются. Поскольку аналогичный порог был ранее установлен нами для населяющих ту же территорию популяций тонконога тонкого [6], полученные результаты отражают закономерности формирования ответной реакции растений на длительное хроническое облучение.

Рис. 1.

Зависимость частоты цитогенетических нарушений от десятичного логарифма мощности поглощенной дозы: а) аберрантные клетки; б) одиночные фрагменты и мосты; в) двойные фрагменты и мосты; г) митотические аномалии.

Fig. 1. Relationships of cytogenetic alteration frequency on the logarithm of the absorbed dose rate: a) aberrant cells frequency; b) single fragments and bridges; c) double fragments and bridges; d) mitotic abnormalities.

Таблица 6.

Оценка значений точки перегиба для разных видов цитогенетических нарушений Table 6. Position of the breakpoint for different types of cytogenetic abnormalities

Вид цитогенетических нарушений	Мощность дозы, мкГр/ч	Доверительный интервал
Вид цитогенетических нарушений	Мощность дозы, мкГр/ч	нижняя граница	верхняя граница
Аберрантные клетки	56.3	20.9	151.7
Одиночные мосты и фрагменты	41.7	7.6	229.5
Двойные мосты и фрагменты	49.0	13.8	166.3
Митотические аномалии	60.4	10.2	355.2

Таблица 7.

Регрессионный анализ зависимости логарифм доза–эффект слева от точки перегиба Table 7. Regression analysis of dose logarithm–effect relationship for the data located to the left of the breakpoint

Параметр	Оценка параметров регрессионной модели	t-test	Уровень значимости, р	Доверительный интервал
Параметр	Оценка параметров регрессионной модели	t-test	Уровень значимости, р	нижний	верхний
Аберрантные клетки
а	0.256 ± 0.187	1.35	0.188	–0.131	0.636
b	–0.003 ± 0.045	–0.076	0.940	–0.096	0.089
Одиночные мосты и фрагменты
а	0.171 ± 0.142	1.20	0.247	–0.130	0.471
b	–0.017 ± 0.035	–0.502	0.622	–0.090	0.056
Двойные фрагменты и мосты
а	0.198 ± 0.167	1.18	0.250	–0.149	0.545
b	–0.008 ± 0.039	–0.215	0.832	–0.090	0.073
Митотические аномалии
а	0.283 ± 0.157	1.81	0.101	–0.066	0.633
b	–0.043 ± 0.037	–1.16	0.273	–0.125	0.039

Таблица 8.

Регрессионный анализ зависимости логарифм доза–эффект справа от точки перегиба Table 8. Regression analysis of dose logarithm–effect relationship for the data located to the right of the breakpoint

Параметр	Оценка параметров регрессионной модели	t-test	Уровень значимости, р	Доверительный интервал
Параметр	Оценка параметров регрессионной модели	t-test	Уровень значимости, р	нижний	верхний
Аберрантные клетки
а	–6.68 ± 1.52	–4.40	<0.001	–9.77	–3.59
b	1.33 ± 0.244	5.44	<0.001	0.830	1.82
Одиночные мосты и фрагменты
а	–1.92 ± 0.638	–3.01	0.005	–3.22	–0.62
b	0.394 ± 0.103	3.84	0.001	0.184	0.604
Двойные мосты и фрагменты
а	–3.37 ± 0.908	–3.71	0.001	–5.22	–1.51
b	0.685 ± 0.146	4.70	<0.001	0.387	0.982
Митотические аномалии
а	–1.36 ± 0.456	–2.99	0.006	–2.30	–0.424
b	0.271 ± 0.073	3.72	0.001	0.121	0.421

Важную дополнительную информацию можно получить в ходе оценки изменения спектра цитогенетических нарушений в зависимости от интенсивности действующего фактора [14]. В нашем исследовании были обнаружены следующие типы цитогенетических нарушений: аберрации хромосом (одиночные и двойные мосты и фрагменты) и митотические аномалии (отставания и забегания хромосом, многополюсные митозы). В некоторых клетках присутствовали сразу несколько типов нарушений. Как и в наших предыдущих исследованиях на СИП [5, 6], двойные мосты и фрагменты вносят основной вклад (56%) в спектр цитогенетических нарушений. Вклад одиночных мостов и фрагментов (28%), как и митотических аномалий (16%), гораздо меньше. Легко видеть, что форма зависимости на рис. 1, а и 1, в совпадает, близки и значения оцененных нами точек перегиба для частоты аберрантных клеток (56.3 мкГр/ч), а также двойных мостов и фрагментов (49.0 мкГр/ч). В совокупности с тем, что более половины цитогенетических нарушений в исследуемых популяциях составляют маркеры радиационного воздействия [15], двойные мосты и фрагменты, мы можем заключить, что наблюдаемые в популяциях ковыля волосовидного цитогенетические эффекты являются результатом хронического облучения.

ОБСУЖДЕНИЕ

Оценка последствий хронического облучения для популяций растений и животных, населяющих загрязненные радионуклидами территории, осложняется отсутствием надежных сведений о форме зависимости основных биологических показателей (смертность, репродуктивность, заболеваемость, генетические эффекты) от характеристик радиационного воздействия (поглощенная доза, радиоактивное загрязнение почвы и растений). Имеющиеся сведения о форме зависимости перечисленных показателей от дозы получены главным образом в контролируемых условиях лабораторных экспериментов с острым γ-облучением. К сожалению, эта информация не может быть использована для оценки последствий облучения для населяющих загрязненные территории растений и животных, поскольку в результате испытаний ядерного оружия и крупных радиационных катастроф значительные территории оказались загрязнены смесью α-, β- и γ-излучающих радионуклидов, обладающих разной проникающей способностью, биологической эффективностью и подвижностью в системе почва–растение. Кроме того, организмы в естественной среде обитания почти на порядок более чувствительны к радиационному воздействию [16], да и сама форма дозовой зависимости может отличаться от наблюдаемой в контролируемых условиях лабораторного эксперимента [17]. Это связано с многочисленными и разнообразными по своей природе воздействиями на исследуемый организм в естественной среде его обитания (нерадиационные стрессоры, конкуренция за ресурсы, погодные условия, взаимоотношения хищник–жертва, паразит–хозяин и др.). Важной проблемой также являются характерные для полевых исследований существенные неопределенности при оценке поглощенных доз и незначительное количество экспериментальных точек.

В нашем исследовании значительное количество экспериментальных данных (63 экспериментальные точки, широкий диапазон изменения мощности дозы 0.13–3819 мкГр/ч) было использовано для восстановления формы зависимости частоты цитогенетических эффектов от логарифма поглощенной дозы в популяциях ковыля волосовидного с площадки 4А, где проводили испытания боевых радиоактивных веществ. Выбранные нами экспериментальные точки на площадке 4А не отличались по свойствам почвы и содержанию тяжелых металлов (табл. 4), но были контрастны по уровню радиоактивного загрязнения (табл. 1, 2 ). Основную роль в радиоактивном загрязнении площадки играет ⁹⁰Sr, удельная активность которого в растениях ковыля волосовидного достигает 2.6 × 10⁷ Бк/кг (табл. 2). Хотя стронций не является необходимым для растений элементом, он может замещать необходимый растениям кальций ввиду сходства их химических свойств и таким образом накапливаться в растениях. Поскольку растения не различают ионы Ca и Sr [18], поступление Sr в растения происходит по кальциевым каналам. Высокие концентрации ⁹⁰Sr в растениях должны вести к индукции значительных биологических эффектов.

Следует отметить, что тонконог тонкий проявил гораздо большую чувствительность к радиационному воздействию, чем ковыль волосовидный. Действительно, при сопоставимом диапазоне радиационного воздействия на эти дикие злаки частота аберрантных клеток тонконога на наиболее загрязненных участках превышала 15% [6], в то время как у ковыля волосовидного максимальная частота аберрантных клеток не достигала 5% (табл. 5). Кроме того, частота цитогенетических нарушений в диапазоне до точки перегиба у тонконога тонкого почти в 2 раза больше, чем у ковыля волосовидного (0.5% у тонконога [6] и 0.26% у ковыля (табл. 7)), а точка перегиба зафиксирована при меньшей мощности дозы (49 мкГр/ч у тонконога против 56.3 мкГр/ч у ковыля). При этом прирост частоты цитогенетических нарушений с мощностью дозы на участке справа от точки перегиба гораздо быстрее происходит у тонконога, чем у ковыля (табл. 8).

Наименьшая мощность дозы требуется для увеличения частоты одиночных мостов и фрагментов (41.7 мкГр/ч). Большая часть повреждений этого типа быстро репарируется. Гораздо большая мощность дозы требуется для увеличения частоты двойных мостов и фрагментов, являющихся потенциально летальными событиями [19]. Хроматидные и хромосомные аберрации отличаются от митотических аномалий, поскольку имеют разное происхождение (причиной аберраций является повреждение хромосом, а митотических аномалий – нарушения аппарата деления). Однако репарация ДНК не защищает от формирования митотических аномалий. Это обстоятельство может быть причиной того, что порог для митотических аномалий наблюдается при большей мощности дозы (60.4 мкГр/ч). Полученные результаты поддерживают гипотезу о том, что частота митотических аномалий возрастает в случае, когда растения не способны поддерживать генетическую стабильность [20].

Сложившаяся на территории СИП уникальная радиоэкологическая ситуация, характеризующаяся значительным диапазоном уровней радиоактивного загрязнения, широким спектром радионуклидов, наличием участков с доминирующим вкладом излучений разного типа в формирование дозовой нагрузки на объекты живой природы, а также климатическими особенностями данного региона, предоставляет широкие возможности для изучения биологических эффектов в биоценозах, подвергающихся хроническому радиационному воздействию на фоне экстремальных условий среды обитания. Населяющие в настоящее время территорию СИП организмы являются потомками растений и животных, испытавших острое радиационное воздействие в период проведения ядерных испытаний и в течение многих поколений подвергавшихся хроническому облучению. Очевидна ценность получаемых в таких условиях данных как для научного обоснования оценок риска радиационного воздействия для человека и живой природы, так и для понимания сложных процессов, происходящих в биосфере в условиях увеличивающегося техногенного воздействия.

Список литературы

Логачев В.А. Ядерные испытания СССР. Семипалатинский полигон: факты, свидетельства, воспоминания. Обеспечение общей и радиационной безопасности ядерных испытаний. М.: ФУ Медбиоэкстрем, 1997. 319 с. [Logachyov V.A. Yadernye ispytaniya SSSR. Semipalatinskij poligon: fakty, svidetel’stva, vospominaniya. Obespechenie obshchej i radiacionnoj bezopasnosti yadernyh ispytanij. Moskva: FU Medbioekstrem; 1997. 319 p (In Russ.)]
Larionova N.V., Lukashenko S.N., Kabdyrakova A.M. et al. Transfer of radionuclides to plants of natural ecosystems at the Semipalatinsk Test Site // J. Environ. Radioact. 2018. V. 186. P. 63–70.
Мозолин Е.М., Гераськин С.А., Минкенова К.С. Радиобиологические эффекты у растений и животных Семипалатинского испытательного полигона (Казахстан) // Радиац. биология. Радиоэкология. 2008. Т. 48. № 4. С. 422–431. [Mozolin E.M., Geras’kin S.A., Minkenova K.S. Radiobiologicheskie effekty u rastenij i zhivotnyh Semipalatinskogo ispytatel’nogo poligona (Kazahstan) // Radiacionnaya biologiya. Radioekologiya. 2008. V. 48. № 4. P. 422–431. (In Russ.)]
Осинцев А.Ю., Сальменбаев С.Е. Исследование характера и уровней радиоактивного загрязнения площадки испытаний боевых радиоактивных веществ // Актуальные вопросы радиоэкологии Казахстана. Вып. 4. Т. 1. Павлодар: Дом печати, 2013. С. 189–201. [Osincev A.Yu., Sal’menbaev S.E. Issledovanie haraktera i urovnej radioaktivnogo zagryazneniya ploshchadki ispytanij boevyh radioaktivnyh veshchestv // Aktual’nye voprosy radioekologii Kazahstana. Pavlodar: Dom pechati; 2013; 1 (4): 189–201. (In Russ.)].
Geras’kin S.A., Oudalova A.A., Dikarev V.G., et al. Effects of chronic exposure in populations of Koeleria gracilis Pers. from the Semipalatinsk nuclear test site, Kazakhstan // J. Environ. Radioact. 2012. V. 104. P. 55–63.
Geras’kin S., Minkenova K., Perevolotsky A. et al. Threshold dose rates for the cytogenetic effects in cres-ted hairgrass populations from the Semipalatinsk nuclear test site, Kazakhstan // J. Hazardous Materials. 2021. V. 416. 125817.
Карамышева З.В., Рачковская Е.И. Ботаническая география степной части Центрального Казахстана. Л.: Наука, 1973. 277 с. [Karamysheva Z.V., Rachkovskaya E.I. Botanicheskaya geografiya stepnoj chasti Central’nogo Kazahstana. L.: Nauka; 1973. 277 p. (In Russ.)].
ICRP Publication 136. Dose Coefficients for Non-Human Biota Environmentally Exposed to Radiation // Ann. ICRP. 2017. V. 46. № 2. 136 p.
Cross W.G. Empirical expression for beta ray point source dose distributions // Radiat. Prot. Dosim. 1997. V. 69. P. 85–96.
Karimullina E.M., Mikhailovskaya L.N., Antonova E.V., Pozolotina V.N. Radionuclide uptake and dose assessment of 14 herbaceous species from the East-Ural radioactive trace area using the ERICA Tool // Environ. Sci. Pollut. Res. 2018. V. 25. P. 13975–13987.
Паушева З.В. Практикум по цитологии растений. М.: Колос, 1980. 225 с. [Pausheva Z.V. Praktikum po citologii rastenij. Moskva: Kolos, 1980. 225 p. (In Russ.)]
Andersson P., Garnier-Laplace J., Beresford N.A. et al. Protection of the environment from ionizing radiation in a regulatory context (protect): proposed numerical benchmark values // J. Environ. Radioact. 2009. V. 100. P. 1100–1108.
Добровольский В.С. Основы биогеохимии. М.: Академия, 2003. 400 с. [Dobrovol’skij V.S. Osnovy biogeohimii. M.: Akademiya, 2003. 400 p. (In Russ.)]
Geras’kin S., Evseeva T., Oudalova A. Plants as a tool for the environmental health assessment. Encyclopedia of Environmental Health. Second edition. Elsevier, 2019. V. 5. P. 239–248.
Streffer C., Bolt H., Follesdal D. et al. Low dose exposures in the environment. Dose-effect relations and risk evaluation. Berlin–Heidelberg: Springer-Verlag, 2004. 471 p.
Garnier-Laplace J., Geras’kin S., Della-Vedova C. et al. Are radiosensitivity data derived from natural field conditions consistent with data from controlled exposures? A case study of Chernobyl wildlife chronically exposed to low dose rates // J. Environ. Radioact. 2013. V. 121. P. 12–21.
Schafer R.B., von der Ohe P.C., Rasmussen J., Kefford B.J. et al. Thresholds for the effects of pesticides on invertebrate communities and leaf breakdown in stream ecosystems // Environ. Sci. Technol. 2012. V. 46. P. 5134–5142.
Burge A., Lichtscheidl I. Strontium in the environment: Review about reactions of plants towards stable and radioactive strontium isotopes // Sci. Total Environ. 2019. V. 653. P. 1458–1512.
Feinendegen L.E., Pollycove M. Biologic responses to low doses of ionizing radiation: detriment versus hormesis. Part 1. Dose responses of cells and tissues // J. Nucl. Med. 2001. V. 42. P. 17N–27N.
De Veylder L., Larkin J.C., Schnittger A. Molecular control and function of endoreplication in development and physiology // Trends Plant Sci. 2011. V. 16. P. 624–634.

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

следующая статья выпуска предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Радиационная биология. Радиоэкология

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал