Міграція радіонуклідів у біосфері. Міграція радіонуклідів у лісових рослинах

Розділ І. Огляд літератури І .1. Міграція радіонуклідів у біосфері. І 1. Джерело надходження радіонуклідів у навколишнє середовище. Основними джерелами радіоактивного забруднення навколишнього середовища в Україні є: • Індукування хімічних елементів космічним випромінюванням; • Ядерні вибухи; • Промислові комплекси з повним ядерним паливним циклом, атомна промисловість; •

Теплові енергетичні станції; • Неконтрольоване використання радіонуклідовмісних сировинних матеріалів; Ці джерела нерівноцінні за потужністю забруднення, ізотопним і фазовим складом забруднювачів. Індукування хімічних елементів космічним випромінюванням. Космічне випромінювання – це іонізуюче випромінювання, що безперервно надходить на поверхню Землі із світового простору. В результаті взаємодії первинного космічного випромінювання (нейтронів,

протонів, тощо) з ядрами атомів О, N, Ar атмосфери утворюються космічні радіонукліди, що потім надходять на земну поверхню з атмосферними опадами. Випробування ядерної зброї. При випробуванні атомної зброї величезна кількість радіоактивних речовин виноситься в атмосферу. Це перше за значущістю джерело штучного радіоактивного забруднення навколишнього середовища. З 1945 до 1980 рр в атмосфері було проведено 450 атомних

і термоядерних вибухів, загальної площею 545 МТ. При ядерних вибухах утворюються близько 250 ізотопів, 35 елементів (із 225 радіоактивних), як безпосередньо осколків поділу ядер важких елементів (U -235, Pu -231, U-233, U-238). Так і продуктів їх розпаду з періодом напіврозпаду від мільйона секунд до мільйонів років. Більшість утворених радіонуклідів є бета і гамма – випромінювачами ( J -131, Cs -137,

Ba -140 та ін.) решта випускають обойми β ( Sr -90 та ін.), або γ- частки(Nd -144, Pr -147). Крім радіоактивних продуктів поділу, до радіонуклідів, що утворились, входить і частина атомного заряду, що не вступила в реакцію. У сучасних ядерних пристроях коефіцієнт використання заряду становить близько 20%.

Елементи заряду ( уран, плутоній), що не вступили в реакцію, розпиляються силою вибуху на найдрібніші частини, що містять атоми з властивостями вихідних радіонуклідів. У результаті реакції активації в районі вибуху з'являється додаткове джерело радіоактивного забруднення місцевості – наведена радіоактивність. Захват нейтронів від реакції поділу урану і плутонію ядрами багатьох хімічних елементів призводить до появи радіоізотопів (C-14,

H-3, Ar -39), воді (Na -24, P-32, Mn -53, Mn -54, S -35, Zn -65 та ін.), ґрунті (Ca-45,Mg 27, N-24, Ag -20, Si -31). Більша частина їх розпадається з випуском β- часток і γ- випромінювання. Ядерні пристрої, що ґрунтуються на принципі "подія – синтез - подія" (термоядерні вибухи), забруднюють навколишнє середовище радіоактивними осколками поділу

U -238 і Pu -239, а також тритієм і радіовугленцем. На 1 Мт ядерного вибуху утворюється близько 7,4 кг радіо вуглецю -14, що кількісно в середньому дорівнює утворенню цього ізотопу в атмосфері під дією космічних променів протягом року. За оцінками спеціалістів за час випробування ядерної зброї в біосферу надійшла така кількість довго живучих радіонуклідів: 3H-2,4∙1020 Бк (6500

Мкі), 14С -2,2∙ 1017 Бк(6,0 Мкі), 90Sr -6∙1017 Бк (16 Мкі), 89Sr -1∙1020Бк (2700 Мкі), 79 Zr -1,1∙ 1020Бк (300 Мкі), 106Ru -1,2∙1019 Бк (320 Мкі), 239 Pu –біля 1,2∙1016(320), 137Cs -9,1∙1017Бк (25Мкі), 144 Ce -3∙1019

Бк (800 Мкі). При цьому близько 90% потужності було реалізовано в 1952-1962 рр. Максимальне надходження радіонуклідів зареєстровано в 1961-1962 рр коли загальна потужність вибухів становила 320 Мт. У цій період був сформований головний ( до 70%) стратосферний запас довго живучих техногенних радіонуклідів. З великої кількості ядерних осколків і їх дочірніх продуктів найбільш значущими в радіоекологічному відношенні за своїми радіотоксологічними

і фізичними характеристиками (величина виходу продукту при події, період напіврозпаду, вид і якість випромінювання) є лише 10 радіонуклідів 89,90 Sr, 95Zr, 95Nb, 103,106 Ru, 131J, 137Cs, 144Ce. На сьогодні нема жодного продукту біосфери, де б не були присутні радіонукліди "бомбового" походження. Середня ефективна еквівалентна доза опромінення, зумовлена радіонуклідами ядерних випробувань, становить

приблизно 20-25 м3 в (2,0-2,5 м бер) за рік, тобто 2-2,5 % природного раціонального фону на відкритій місцевості. У 1963 році, рік підписання договору про заборону випробувань атомної зброї в трьох середовищах( атмосфери, космічному просторі, під водою), якому передував період дуже інтенсивних випробувань, річна еквівалентна доза зовнішнього опромінення на відкритої місцевості досягла 6,64∙101 м3в (66 м бер), що більше 50% природного радіаційного фону.

Останнім часом основними джерелами опромінення є 137Cs і 90Sr. Теплові енергетичні станції Значні надходження радіонуклідів у навколишнє середовище за використання кам’яного вугілля на паливо. Річна потреба вугілля в світі становить кілька мільярдів тонн, із яких 70% спалюється на електростанціях, 20% - у коксохімічному виробництві, 10% - використовується для опалення. На вугільній

ТЕС потужністю 1ГВт спалюється за рік 4-5 млн.т вугілля, при цьому викидається в повітря 0,1 млн. т попелу. У кам’яному вугіллі, як і в інших земних породах, містяться природні радіонукліди. Вітчизняні родовища кам’яного вугілля характеризуються вмістом 238U – від 3 до 320 Бк/кг (8,14∙10–11+1,44∙10 –8 К/кг), Th – від 3 до 320 Бк/кг (8,14∙10–11 – 8,6410–9

К/кг), а також 40К від 0,7 до 70 Бк/кг (1,94∙10–11 – – 1,94∙10–9 К/кг). Розмір радіоактивного забруднення атмосфери при спалюванні вугілля залежить від ряду факторів: вмісту радіоактивних ізотопів у використовуваному вугіллі, кількості спалюваного вугілля, технології споживання, ефективності систем уловлення попелу та інших продуктів. За розрахунками фахівців, при існуючих технологіях очищення в атмосферу викидають до 10%

у твореного летючого попелу. При виробництві на вугільній ТЕС і ГВ, – електроенергії радіоактивні викиди становлять близько 26 ТБк. Оцінити внесок об’єктів ТЕС до колективної дози опромінення населення України досить складно, оскільки постійного радіомоніторингу ще не налагоджено. Якщо прийняти, що викинутий попіл рівномірно осідає навколо

ТЕС на місцевості радіусом 15 – 20 км, то річна еквівалентна доза опромінення цього району для електростанцій потужністю 1 ГВт становить 5 мк 3в (0,5 мбер) на все тіло. Середня індивідуальна еквівалентна доза на все населення на 1 ГВт. Рік вироблюваної електроенергії на ТЕС становить 0,9 мк Зв (90 мбер). Промислові комплекси з повним ядерним паливом циклом, атомна промисловість

На всіх етапах закінченого ядерного паливного циклу, починаючи з видобутку уранової сировини, уранової сировини, її збагачення і закінчуючи переробкою відпрацьованого палива, захороненням високоактивних відходів, відбувається вивільнення штучних радіонуклідів у навколишнє середовище, а також прискорення темпів міграції важливих природних радіонуклідів. Нині атомна енергетика розвивається в основному для виробництва електроенергії, частка якої в загальному споживані енергоресурсів близько 20%, а в деяких

країнах – до 80%, в Україні – до 40 %. Але в наслідок виснаження інших енергетичних ресурсів (нафта, газ, кам’яне вугілля) подальший розвиток атомної енергетики піде по шляху розширення її застосування, якщо не буде знайдено альтернативного замінника. Передбачається, що до кінця цього століття частка атомної енергії в неелектричних технологіях становить 10 – 15%. Атомна енергетика нині розвивається на основі реакторів на теплових

і швидких нейтронах. Паливо у реакторах не теплових нейронах є природній уран з 0,7 ізотопу 235U і 99,3% 238U, або природний уран, збагачений ізотопом 235U до 1,8 – 4,4%. Уран перетворюють у порошок двооксиду UO2, а потім спікають у паливні таблетки. Головна частина реактора – активна зона, утворювана завантаженим ядерним паливом у вигляді тепловиділяючих елементів (твелів).

Тепло, виділене в результаті поділу урану в твелах, відводиться теплоносієм, що безперервно циркулює через активну зону. В реакторі на теплових нейтронах одним із основних елементів є уповільнювач нейтронів в активній зоні. При роботі ядерних енергетичних установок радіонукліди утворюються в результаті поділу ядер палива і активізації нейтронами матеріалів в активній зоні.

Їх вміст зумовлюється часом експлуатації твелів і часом, що минув з моменту зупинення реактора. За фізико-хімічним станом і поведінкою радіонуклідів у технологічних системах АЕС і навколишньому середовищі виділяються такі групи радіоактивних відходів. • радіоактивні благородні гази (41Ar, 85,85m,87,88Kr, 133,133m,135,135mXe), 3H, 14C; • легкі речовини (129,131,132,133,135I, 134.137Cs). • нелеткі речовини (140La,

89,90,91Gr, 141,144 Ce та ін.). За своїм агрегатним станом радіоактивні відходи діляться на газоподібні, рідинні і тверді, а залежно від обсягів виробництва або використання атомної їх активність варіює від кількох мКі до десятків і сотень тисяч Кі. Радіоактивні відходи діляться на три категорії: високоактивні, середньоактивні, низькоактивні. До низько активних відносяться відходи, що утворюються при видобутку

і переробці уранової руди, дуактиваціїні води, активовані елементи конструкції І контуру ядерного реактора, спецодяг. До середньо активних – оболонки твелів тощо. До високоактивних – відпрацьовані твели, очисні розчини, одержувані при регенерації ядерного палива на радіохімічних заводах, тощо. Способи Захоронення радіоактивних відходів залежать від їх питомої активності та габаритів. Газоподібні і рідині відходи проходять перед випусканням складну

систему очистки. Низькоактивні відходи захоронюють у просторі або бетоновані траншеї, котловани і засипають шаром грунту товщиною близько 7 м. Середньо активні відходи хоронять у спеціальних при поверхневих могильниках – траншеях завдовжки 100 – 200, завглибшки близько 20 і завширшки 25 м, вкриті з низу і з боків шаром бетону завтовшки близько 1 м. Проблема захоронення високоактивних відходів розв’язується двома шляхами:

Заключенням відходів у матеріали, що не вилуговується (скління, кальціювання тощо), захороненням у глибокі геологічні формації. У цілому для кожної АЕС регламентуються гранично допустимі викиди (ГДВ) залежно від розміру солітерно-захисної зони і висоти вентиляційної труби, середніх метеорологічних умов у районі. Розрахунок ГДВ ведеться з урахуванням не перевищення дозової квоти, зумовленої радіоактивними відходами від АЕС, для населення в контрольованій зоні.

Систематичні заміри радіоактивних речовин в атмосферному повітрі, річках, озерах, активності грунту і рослинності навколо АЕС на віддалі до 50 км. Освідчать, що активність об’єктів середовища перебуває на рівні фонових значень. І. 1.2. Роль лісів у первинному затриманні радіоактивних викидів На етапі випадання радіонуклідів з атмосфери поле радіоактивного забруднення формується під впливом метеорологічних і ландшафтних факторів. Найбільш значущими ландшафтних факторів

є і рельєф земної поверхні, тип рослинності, гідрографічна межа, що об’єднується терміном – підстиляюча поверхня. Всі фізичні процеси, що відбуваються в нижніх шарах атмосфери, формується під впливом підстиляючої поверхні. Осідання часток аерозолів на земну поверхню зумовлюється від їх розміру впливу гравітаційних сил і турбулентного переміщування повітря. Розміри часток коливається в досить значних межах – від 0,001 до 800 мкм.

Поведінка легких часток малого розміру (до 200 мкм) біля межі поділу атмосфера – земля більшою мірою визначається турбулентною дифузією, тому швидкість їх осідання змінюється залежно від характеру підстилаючої поверхні. Швидкість турбулентного осідання часток оцінюють коефіцієнтом Vg (см.с–1), що являє собою відношення інтенсивності випадань d (Бк.м–2.с–1) до концентрації

їх у повітрі (Бк.м–3). Рух повітря а атмосфері звичайно має турбулентний характер. Він являє собою неупорядкований рух вихорів різних розмірів в у просторі і в часі. Характерною особливістю атмосферних турбулентних процесів є наявність вертикальної температурної неоднорідності, що значно ускладнює процес турбулентного переміщування. Величини потоків тепла, водяної пари і різних домішок між поверхнею грунту

і атмосферою пропорційні ступеню турбулентності потоку і звичайно характеризується коефіцієнтом турбулентного обміну. За всіх елементів підстилаючої поверхні найбільшою мірою змінюють турбулентну структуру вітру лісові насадження Трансформації структури потоку посягає в зменшені вертикальних пульсацій швидкості вітру і утворенні менших вихорів під впливом лісу. Подрібнення вихорів супроводжується великими втратами кінетичної

енергії повітряного потоку за утворення локальних градієнтів тиску на стовбурах, гілках і листі дерева. Смогові куртинні лісонасадження серед полів інтенсивними, ніж масивні, зменшують розміри вихорів і величини вертикальних пульсацій вітру. Значно в атмосфері коефіцієнт обміну зростає до верхньої межі приземного шару (100 – 200 м.), після чого починає зменшуватись, асимптотично наближаючись до цього

значення у вільній атмосфері. Під впливом лісових насаджень інтенсивність зростання коефіцієнти обміну з висотою трохи знижується, але вповільнено він в продовжує збратати во великих висот. Гальмування швидкості повітряного потоку, зумовлене територією, поширюється до меж вільної атмосфери, спричиняючи в силу рівності витрат повітряних потоків у певних перетинах підняття повітряних мас. Звичайно гальмування повітря фіксується на відстані 2 – 4 кратної висоти дерев з повітряного

боку, з повітряного ослаблення його швидкості помітне на відстані у 10 разів більшій. Після аварії на ЧАЕС найбільша щільність радіоактивного забруднення лісових масивів довго живучими радіонуклідами спостерігається на узліссях з навітряного боку. З підвітряного виявлено протилежну ситуацію. У цілому лісові масиви накопичили приблизно на 30% більше активності, ніж навколишні поля. У період найбільш

інтенсивних викидів, коли в довкіллі перебувала велика кількість короткоживучих радіоактивних елементів, роль лісу в перерозподілі радіонуклідів була особливо значною Про це свідчать виміри потужності експозиційно дози гамма – випромінювання посеред літа 1986 р. Результати досліджень показують: за високого забруднення спостерігається значна варіабельність щільності забруднення грунту в лісових насадженнях навіть у межах одного кварталу

і виділу. Таку строкатість Забруднення можна пояснити неоднорідністю лісів і їх локального впливу на швидкість повітряного переносу радіонуклідів та інтенсивністю дощів. Наземна рослинність – перший екран, що затримує радіоактивні речовини повітря. Затримування випадаючих на рослинний покрив радіоактивних речовин характеризується відношенням кількості радіонуклідів, що затрималися на наземних частинах рослин, до всіх випалих на дану площу.

Затримання осідаючих на рослини твердих аерозолів і наступні їх втрати залежать від багатьох факторів: • фітомаси на одиницю площі поверхні; • форми, розміру і орієнтації листя та інших надземних органів рослин; • характеристики їх поверхні; • швидкості вітру під час і після випадання часток; • розміру аерозольних часток і кількості випадінь; • відносної вологості під час випадання тощо.

Ефективність затримування рослинами аерозольних часток збільшується із зменшенням їх розмірів. Частки діаметром 88 – 175 мкм. Затримуються в 2,5 раза краще, ніж частки з діаметром 88 – 175 мкм. Затримування часток менших 40 кмк може досягти кількох процентів. Згідно з даними, отриманими в 1986 р деревами сосни 20 – 25 річного віку неподалік

ЧАЕС вилекодисперсні аерозолі (частки понад 50 мкм.) практично не затримувались і осідали безпосередньо під наметом ліск, з них 30% - на лісову підстилку. Затримування радіоактивних часток залежить від площі поверхні, здатної збирати частки. Лісові біогеоценози характеризуються найбільшою біомасою на одиницю площі. Коефіцієнт затримування лісами глобальних випадань варіював у межах 50 – 100%, при цьому коефіцієнт

затримання вищий в соснових молодняках, нижчий в середньовікових сосняках, ще нижчий в листяних насадженнях. Отже, за здатністю затримувати радіоактивні викиди елементи підстиляючої поверхні утворюють такий ряд: хвойні ліси – листяні ліси – луки і посіви – рілля. І. 2. Міграція радіонуклідів в лісових рослинах. І. 2.1. Накопичення радіонуклідів видами трав’яно-чагарникового ярусу лісу.

Трав’яно-чагарникового ярус лісу ценотично і флористино різноманітний. В Україні до специфічного лісового фітоуснокомплексу належить близько 600 видів судинних рослин, радіоактивне забруднення яких варіює в широких межах і відіграє важливу роль у накопиченні радіонуклідів компонентами лісових біогеоценозів. Зокрема, він бере участь у накопиченні гумусу грунтами лісових екосистем і в міграції радіонуклідів у них; види, що входять до його складу,

є першими ланками трофічних ланцюгів, і їх радіоактивне забруднення зумовлює міграцію радіонуклідів до наступних ланок, зокрема, мисливських тварин – козулі, кабана, лося, до його складу входять господарські цінні види рослин, при використані яких у їжу до людини радіонукліди можуть надходити у значних кількостях. Інтенсивність накопичення радіонуклідів видами трав’яно-чагарникового ярусу значною мірою зумовлюється ізотопним складом радіоактивних випадінь, їх фізико-хімічними властивостями, формою

і шляхом надходження радіонуклідів до екосистеми. Види трав’яно-чагарникового ярусу найбільш9 накопичують 137Cs та 90Sr. Трансуранові радіонукліди накопичуються у рослинах у 10 – 100 разів менше. До рослин трав’яно-чагарникового ярусу лісу характерна видоспецифічність накопичення радіонуклідів. Це явище проявляється у всіх фітоценозах та типах умов зростання. Зокрема міжвидова різниця накопичення Cs – 137 судинними рослинами наземного покриву

і свіжих суг рудках Українського Полісся в ценозі дубових лісів різнотравно-конвальних сягає 50 – кратної величини, а у свіжих суборах в ценозі соснового лісу різнотравно – чорнично – зеленомошного – 250 кратної. Тому в межах типів умов місцезростання доцільно згрупувати рослини за інтеленсивністю накопичення ними певного радіонукліда зокрема, Cs – 137. Систематична належність рослин істотно впливає на накопичення в них

Cs – 137. Зокрема, підвищене накопичення цього радіонукліда характерне для папоротей та плющів. У борах та суборах концентраторами цього є види з родини вересових (верес, болотне, підбіл, білолистий / та брусничних (чорниці, брусниці, буяхи); суг рудках – види родин розових, лілійних, ранникових; у грудах – види родин особин, губоцвітих, маренових. У видів різних систематичних груп різниць в інтенсивності накопичення

Cs – 137 із групи проявляється в істотно відмінних темпах цього процесу протягом різних частин вегетаційного періоду та у різному перерозподілі радіонукліда між надземною та підземною частинами рослин. Важливу роль у кореневому живленні рослин (і в надходженні радіонуклідів) відіграє їх симбіоз з мікоризою грибів. Як правило, підвищена інтенсивність накопичення Cs – 137 характерна для мікосимбіотрофних видів, особливо в бідних умовах

місцезростання. Існує ще одна закономірність. Як правило, чим глибше розміщена коренева система виду, тим слабше надходження Cs – 137 до його фітомаси з грунту. Це явище зумовлюється закономірностями вертикального розподілу цього радіонукліда у грунті – експоненційним зменшенням його активності із збільшенням глибини. На інтенсивність надходження радіонуклідів до рослин також

істотно впливають такі параметри їх кореневих систем, як горизонтальна протяжність, ступінь заповнення коренями ґрунтових горизонтів, хімізм кореневих виділень. Механізм кореневого засвоєння радіонуклідів рослинами схожий в цілому до засвоєння їх стабільних аналогів. Найважливіші з радіоекологічної точки зору радіонукліди – Cs – 137 та Sr – 90 – інтенсивно накопичують рослини у яких підвищена потреба відповідно у калій та

кальцій. Вміст радіонуклідів у видах трав’яно-чагарникового ярусу є результатом складної взаємодії внутрішніх факторів, із зовнішніми факторами, особливо – з ґрунтовими параметрами місцезростань. Найважливішими з них є: • тип грунту; • мінералогічний та гранулометричний склад; • багатство (кількість мінерального азоту); • вологість; • кислотність (рН); • вміст органічної речовини; • вміст обмінних

К+, Са2+; • ступінь насиченості основами ґрунтового поглинального комплексу. Тип грунту є синтетичною характеристикою, що узагальнює всі параметри й істотно впливає на інтенсивність надходження радіонуклідів до рослин кореневим шляхом. Вплив інших параметрів грунту на накопичення Cs – 137 в узагальненому вигляді можливо сформулювати так, інтенсивність надходження радіонукліда із грунту до фітомаси тим більша, чим менший в ньому вміст

дрібнодисперсних фракцій – мулистої та глинистої, менше значення рН (більша кислотність); менший вміст обмінних форм К+, як іона антагоніста Cs – 137; менший ступінь насиченості основами ґрунтового поглинаючого комплексу. І. 2.2. Акумуляція радіонуклідів мохами та лишайниками. Мохів – лишайниковий ярус є важливим компонентом лісових біогеоценозів, особливо в хвойних лісах бореального типу, характерних для Лісової зони. Біологічні особливості мохів та лишайників

істотно впливають на перерозподіл радіонуклідів у лісових екосистемах. Види мохово-лишайникового ярусу накопичують радіонукліди у 10 – 100 разів інтенсивніше, ніж види, що складають трав’яно-чагарниковий ярус лісу. Усім видам класу мохів притаманна висока сурбційна місткість та значна міцність факції високодисперсних радіоактивних частинок. Крім того, мохи утворюють суцільні “килими” або “подушечки”, характеризуються

значною площею листкової поверхні, водоутримуючою здатністю, повільними процесами наростання та відмирання фітомаси. Вони перехоплюють значну частину радіонуклідів, що надходять у лісову або лісоболотну екосистему, включають їх у малий біологічний кругообіг. Різноманітність анатомо-морфологічної будови фізіологічних особливостей мохів є причиною різної інтенсивності накопичення ними радіонуклідів. З радіоекологічного погляду у класі мохів найбільш важливою

є різна інтенсивність накопичення та швидкість виведення радіонуклідів у двох підплесах мохів – сфагнових та брієвих (зелених). Перші є звичайними домінантами мохового ярусу лісових боліт у борах та суборах, а другі – у судольних лісах борів, суборів, зрідка – сугрудків. Так от зелені мохи накопичують більше радіонуклідів, ніж сфагнові. Зелені мохи за формою росту та розміщенням спороносів поділяються на верхоплідні та бокоплідні.

До першої групи входять поширені у лісах Українського Полісся дик ран багатоніжковий, види роду зозулин льон, а до другої – основні домінанти мохового ярусу хвойних лісів – плеуроцій Шредера та гілокомій блискучий. Накопичення радіонуклідів та їх перерозподіл у сфагових мохах якісно інші ніж у зелених. Для сфагів властиве надходження більшості мінеральних елементів, радіонуклідів,

не із субстрату (торфу), а з водних розчинів, що формуються внаслідок аеральних випадінь. Сфагнові мохи підтримують у водному розчині кислотні умови середовища, виділяють антисептики (сфагнол), що уповільнюють розклад решток болотних рослин. Для цих мохів властивий інтенсивний вертикальний приріст (5 – 15 см/рік), що дорівнює щорічному їх відполу. Відмерлі слабко розкладені рештки сфагніт

є субстратом для живої наростаючої їх яастини. Все це істотно впливає на перерозподіл радіонуклідів між живими та мертвими частинами сорагнового покриву. І тому міграція радіонуклідів тут відбувається у специфічному циклі “сфагн живий – сфагн мертвий”, за межі якого вони виходять в обмеженій кількості, не потрапляючи до судинних рослин. Явище латерного (бокового) водного ат радіонуклідного транспорту зумовлює більш-менш рівномірний розподіл

радіонуклідів на площі болота. Значна радіооснологічна роль сфагнів зумовлюється ще й тим, що є одним з основних продуцентів фітомаси лісових боліт. Висока питома активність Cs – 137 у сфагнових та їх значна біомаса на одиницю площі призводить до того, що у сфагнових покриві утримується 30 – 60 % валового запасу радіоцезію лісоболотної екосистеми. Щодо накопичення радіонуклідів масами, то накопичення

Cs – 137 інтенсивніше порівняно із Sr – 90. Він також міцніше утримується, особливо у живій, норостаноговій частині мохів. Основними радіонуклідів у всіх видах мохів є Cs – 137, Cs – 134, К – 40, у менших кількостях поглинаються Се – 144, Ro – 226, Ro – 228, I – 131, Ru – 103, Ru – 106, в ще менших – Pb – 210, Po – 210, U – 238. Вміст усіх наведених радіонуклідів в біомасі мохів значно більший, ніж

у судинних рослин в тому самому екотопі. Саме тому при довготривалому радіоекологічному моніторингу мохи пропонуються використовувати як біоіндикатори та зручні тест – об’єкти для контролю концентрації широко спектра радіонуклідів у навколишньому середовищі. Лишайники – специфічні симбіотрофічні організми, до складу яких обов’язково входять два компоненти – гриб та водрость. За екологією виділяють три групи лишайників – епіфітні (ростуть на деревах та чагарниках)

– гіпогимнія здута ефернія сливова; епілітні (зростають на камінні) та епігейні (утримують щільні покриви на покриви на поверхні грунту) – води роду кладіна, кладонія, ценрарія. Внаслідок особливостей анатомо – морфологічної будови лишайники мають у десятки разів більшу сорбційну поверхню на одиницю ваги, ніж судинні рослини, і виділяють специфічні лишайникові кислоти, що можуть сприяти накопиченню радіонуклідів. Про їх високу здатність до накопичення радіонуклідів свідчать значення

питомої активності Cs – 137 у толомах лишайників. За інтенсивністю акумуляції Cs – 134 та Cs – 137 еколого-біоморфологічні групи лишайників можна розмістити у такому порядку: епіфітні листуваті > епіфітні кущисті > епілітні листуваті > епілітні кущисті. Всі види лишайників інтенсивно поглинають з аеральних випадів Cs – 134, Cs – 137, Sr – 90, K – 40. Інші радіонукліди накопичуються досить вибірково

і у незначних концентраціях. Таким чином, лишайники як біоконцентратори довго живучих радіонуклідів можна використовувати для біоіндикації радіоактивного забруднення навколишнього середовища. Протягом післяаварійного періоду вміст радіонуклідів у таломах лишайників зменшується. Завдяки фізичному розпаду радіоізотопів, вилуговуванню із талонів дощовими водами, а також розбавленю останніх у біомасі талому за його росту.

І. 2.3. Радіоактивне забруднення грибів. Гриби у лісах є специфічними компонентами лісового біоценозу, що відіграють важливу роль у його функціонуванні, в тому числі – у міграції радіонуклідів. За трофічними зв’язками та способом живлення гриби об’єднують в екологічні групи. У лісових екосистемах найважливішими і найбільш численними за кількістю видів є три групи мікоризоутворюючі, сапротрофи та міксоміцетами,

так і мікроміцентами. Гриби – мікоризоутворювачі (симбіотрофи). Належать до різних систематичних груп. Спільним для них є утворення симбіозу міцелію з корінням судинних рослин, з яких близько 70% видів є мікосимбіотрафними. І лісах найважливіше значення має ектотрофне мікориза, поширена у деревних рослин. Для неї характерне утворення зовнішнього чохла із гіф гриба на корені дерева, при цьому вільні кореневі

волосинки у дерева відсутні. Розгалужений міцелій грибів – мікориза-утворювачів простягається на десятки метрів від дерева. На корінні трав’янистих та чагарникових видів утворюється ендотрофне мікориза, переважно – мікроскопічними грибами. В цьому випадку гіфи гриба містяться всередині тканин кореня вищої рослини і виходять назовні лише поблизу коріння. Для деревних порід описала також мікориза перехідного типу – ентоендотрофна. Більшість деревних та чагарникових порід утворює мікоризу з міцелієм вищих базідіоміцентів

– шланкових грибів, до яких належать всі види родин болтових, сиражкових та ін. саме до цієї групи входять найбільш цінні у харчовому відношенні гриби білий гриб, підберезник, під осинових, маслюк жовтий, різні види сироїжок та ін. Сапротрофи. Мають міцелій, що поширюється у лісовій підстилці або у гумусовому горизонті мінеральних частин грунту. Як гумусові сапротрофи (лисичка справжня, види розу леліота тощо), так

і підстилкові сапротрофи (види роду гнойовик та ін.), відіграють важливу роль у мінералізації опаду та лісової підстилки. Ксилотрофи (дереворуйнівні гриби). Поділяють на паразитні та сапротрофні види. Звичайно у живих дерев руйнування деревини починають види першої підгрупи, а закінчують – представники другої. До паразитів з цієї групи належать опеньок осінній, а до сапротрофів – трутовики з копитоподібними

багаторічними плодовими тілами. Біогенетична роль грибів у лісах надзвичайно важлива. Частка грибного міцелію становить близько 20% маси лісової підстилки. Максимальна біомаса міцелію у соснових лісах – 29 ц/га, трохи менша у широколистяно – хвойних – 21,3 ц/га. Відношення біомаси плодових тіл до біомаси міцелію дорівнює 1:62,6 для ґрунтових сапротрофів та 1:154 для симбіотрофних грибів.

Завдяки дуже високому вмісту Cs – 137 у міцелії грибів та значній біомаси міцелію останній утримує від 10% до 65% валового ґрунтового запасу згаданого радіонукліду. Вважається, що питома активність Cs – 137 у кладових тілах грибів та їх міцелії приблизно однакова. Але внаслідок нерівномірного розподілу біомаси між згаданими компонентами 90 – 95% сумарної активності Cs – 137 грибів міститься у міцелії

і лише 5 – 10% - у плодових тілах. Внесок грибів у геохімічний кругообіг Cs – 137 (акумуляція та щорічне повернення у грунт з опадом) в кілька разів перевищує аналогічні показники деревного та трав’яно-чагарникового ярусу лісу. Роль грибного ярусу в утриманні певного запасу радіонукліда збільшується у напрямку від автоморфних до гігроморфних ландшафтів. Важлива роль мікоризи і для кореневого живлення вищих у кореальних лісах за дефіциту основних елементів

мінерального живлення – азоту, фосфору, калію. Гіфи грибів у 100 – 1000 збільшують сисну поверхню коренів судинних рослин. Виділення певних речовин підкислює середовище у грунті, що збільшує надходження до рослин як основних елементів живлення, так і радіонуклідів. Збільшення надходження радіоцезію до рослин є загальною закономірністю в умовах інтенсивного розвитку мікоризи, що особливо характерна в бідних умовах хвойних лісів та осілотрофних

боліт. Отже, біохімічна роль грибів у міграції Cs – 137 у лісових екосистемах полягає: • утриманні значної активності радіонукліда; • у досить швидкій мінералізації щорічного опаду (це зумовлює прискорення кругообігу речовин в системі “грунт – гриби – судинні рослини” та індифікацію надходження радіонукліда до вищих рослин); • в утворенні з лісової підстилки біохімічного бар’єру на шляху вертикальної міграції радіонуклідів у лісових грунтах та ланцюжку “грунт – рослина”.

Cs – 137 у плодових тілах найінтенсивніше накопичують мікоризоутворювачі, долі в міру зменшення – гумусові сапротрофи, підстилкові сапротрофи, ксилотрофи. Слід підкреслити, що в межах кожної з екологічних груп значення коефіцієнта переходу у різних видів грибів можуть істотно відрізнятися навіть в одному екотопі. Міжвидові відмінності у накопиченні Cs – 137 сягають 100 – 1000 разів. Максимальні коливання значень

КП характерні для групи симбіотрофів. Доцільно згрупувати господарські цінні види грибів за інтенсивністю накопичення Cs – 137 як головного дозоутворюючого радіонукліда. До групи видів, що слабко накопичують Cs – 137 (у свіжих плодових тіл значення КП < 5), належать лепіота велика, опеньок осінній, дощовик їстівний; групу середнього накопичення (КП = 5 – 20) складають білий, підберезовик, лисичка справжня,

клітоцебе сірий, а групу сильного накопичення (КП = 20 – 50) – сироїжки, хрящ оливково-чорний, зеленушка, вовнялка. Акумуляторами радіоцезію (КПТ50) є маслюк жовтий, моховик жовто-бурий, польський гриб. Інтенсивне накопичення Cs – 137 окремими видами грибів дає змогу використовувати їх для біоіндикації забруднення лісів. Крім належності виду гриба до певної екологічної групи, на інтенсивність накопичення Cs – 137 істотно впливає також ряд

інших параметрів: • шар та глибина, на якій міститься основна маса міцелію; • склад насадження (хвойне, листяне); • фізичні та агро хімічні параметри грунту. За глибиною розміщення основної маси міцелію всі види лісових грибів поділяють на 4 групи: нерозкладний шар, напіврозкладений шар, розкладний шар, верхня гумусована частина мінерального шару грунту. Типовими представниками цих груп є: клітоцибе сірий

І, польський гриб ІІ, ліпота червоніюча ІІІ та сироїжка синьо-зелена ІV. За величиною максимальних значень коефіцієнтів накопичення Cs – 137 плодовими тілами згадані групи можна розмістити в таки ряд: ІІІ (КН = 41,5) > II (KH = 18,5) > IV (KH = 15,6) > I (KH = 1,3). Порівнюючи інтенсивність накопичення

Cs – 137 та Sr – 90 у плодових тілах грибів, дослідник відзначають їх видів концентрують радіоцезі і той же час дуже слабко накопичують Sr – 90. Мінімальною інтенсивністю накопичення Sr – 90 характеризуються сироїжки світло-жовта та їстівна, підберезник, підосиновик, моховик жовто-бурий (КН = 0,03 – 0,09). У більшості їстивних грибів – білого гриба, маслюка жовтого, підзеленки, польського гриба, зеленушки,

значення КН трохи вищі, ніж у видів попередньої групи, та дуже близькі за величиною – 0,10 – 0,12. Підвищена здатність накопичувати цей радіонуклід (КН = 0,20 – 0,36) характерна для вовнянки, хряща – молочника оливково-чорного. Індикатором Sr – 90 серед грибів є лисичка справжня (КН : 0,86). Трансуранові радіонукліди – Pu – 239, Pu – 240, Am – 241накопичують у плодових тілах грибів дуже слабко.

Важливим фактором, що визначає інтенсивність акумуляції радіонуклідів грибами, є екологічні умови зростання. Вони особливо сильно відрізняються у різних типах ландшафтів. При однаковій щільності забруднення грунту Cs – 137 вміст радіонукліда у плодових тілах грибів, що зростають у лісах акумулятивних (гідроморфних) ландшафтів у 1,7 – 74,1 раза більший, ніж у тих самих видів у лісах емовіальних (автоморфних) ландшафтів.

Загальною закономірністю для плодових тіл грибів є збільшення інтенсивності накопичення радіонуклідів у вологих умовах порівняно з більш сухими та у бідних – порівняно з багатшими. Крім того, на інтенсивність накопичення Cs – 137 із грунту істотно впливає тип насадження – листяне, шпилькове. Підвищене надходження Cs – 137 спостерігається у шпилькових насадженнях, де товщина

і запаси лісової підстилки більші, наявний грибний гумус модертипу порівняно з малопотужною неповно профільною підстилкою та гумусом муль – типу грунту листяних лісів. Погодні умови вегетаційних періодів істотно впливають на накопичення радіонуклідів грибами. В екстремально сухі роки накопичення Cs – 137 плодовими тілами незначне, а у вологі, дощові, у 2 – 4 рази більше. Для практичних потреб дуже важливим є те, що у певному типі умов місцезростання

існує тісна кореляція між питомою активністю Cs – 137 у плодових тілах грибів та щільністю забруднення грунту радіонуклідом. Це дає змогу з прийнятою точністю визначати місце заготівлі грибів, у ній радіонукліду в яких буде відповідати діючим в Україні санітарним нормативом (ДР – 97): для свіжих грибів 500 Бк/кг, для сухих – 2500 Бк/кг. Навіть при порівняно значному вмісті радіонуклідів у плодових тілах грибів є прості кулінарні методи їх переробка, що дають змогу

істотно зменшити в них вміст радіонуклідів.