Особливості гамма-випромінюючих радіонуклідів макроміцетами на території зони відчуження та "південного сліду" після аварії на ЧАЕС

Размещено на http://allbest.ru

КИЇВСЬКИЙ НАЦІОНАЛЬНИЙ УНІВЕРСИТЕТ ІМЕНІ ТАРАСА ШЕВЧЕНКА

АВТОРЕФЕРАТ

дисертації на здобуття наукового ступеня кандидата біологічних наук

03.00.01 - радіобіологія

ОСОБЛИВОСТІ ГАММА-ВИПРОМІНЮЮЧИХ РАДІОНУКЛІДІВ МАКРЛОМІЦЕТАМИ НА ТЕРИТОРІЇ ЗОНИ ВІДЧУЖЕННЯ ТА «ПІВДЕННОГО СЛІДУ» ПІСЛЯ АВАРІЇ НА ЧАЕС

ВИКОНАЛА: ЗАРУБІНА НАТАЛІЯ ЄВГЕНІВНА

КИЇВ - 2002

АНОТАЦІЯ

Зарубіна Н.Є. Особливості гамма-випромінюючих радіонуклідів макроміцетами на території зони відчуження та «південного сліду» після аварії на ЧАЕС. - Рукопис.

Дисертації на здобуття наукового ступеня кандидата біологічних наук за спеціальністю 03.00.01 - радіобіологія. - Київський національний університет імені Тараса Шевченка. - Київ. - 2002 р.

Дисертація присвячена вивченню процесів накопичення гамма-випромінюючих радіонуклідів макроміцетами на території полігонів, які знаходяться на території Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду», у період з 1981 по 2000 роки. Показано, що до 1986 р. макроміцети акумулювали тільки «глобальний» ¹³⁷Cs. Після аварії на ЧАЕС макроміцети накопичували практично всі гамма-випромінюючі радіонукліди аварійного викиду. Кількість радіонуклідів, акумульованих макроміцетами залежить від 3 головних чинників: щільності забруднення радіонуклідами ґрунтів, належності макроміцетів до певної екологічної групи та глибини розташування міцелію у ґрунті. Накопичення ¹³⁷Cs макроміцетами проходило в два етапи; для першого етапу характерне повільне збільшення з року в рік питомої активності цього радіонукліда; для другого (з 1995 р.) - зменшення його кількості. В плодових тілах макроміцетів радіоцезій накопичується нерівномірно - найбільші його кількості характерні для гіменофору; в ніжках та шапках вміст ¹³⁷Cs практично однаковий. У старих та молодих плодових тілах макроміцетів вміст радіоцезію не відрізняється. Для деяких видів макроміцетів встановлено достовірне збільшення розміру спор (довжини) на досліджених територіях, що дозволяє використовувати цей параметр у якості маркера радіонуклідного забруднення території.

1. ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність проблеми. В результаті аварії на ЧАЕС радіоактивного забруднення зазнали величезні території, значну частину яких займають лісові масиви. Лісові екосистеми відіграють важливу роль у фіксації радіонуклідів і слугують своєрідним природнім бар'єром, що стримує розповсюдження радіонуклідного забруднення за їх межі [Алексахин и др., 1977; Гудзенко и др., 1996; Щеглов, 1999].

Гриби (особливо макроміцети) є найбільш «забрудненим» ¹³⁷Cs компонентом лісових екосистем після аварії. До 2000 року вміст радіоцезію в макроміцетах багатьох видів перевищує його концентрації в усіх видах рослинності, опаді, лісовій підстилці та поверхневому шарі ґрунту (0 - 5 см). Відтак макроміцети являються своєрідним індикатором рівнів забруднення лісових екосистем ¹³⁷Cs.

Накопиченню в макроміцетах різних металів та радіоактивних елементів сприяє розвинена площа поверхні міцелію (грибниці) макроміцетів, а також осмотичний тип поглинання мінеральних речовин з субстрату живлення [Щеглов и др., 1996]. Завдяки мікоризі, ці речовини передаються вищим рослинам у випадку симбіозу. Дослідження, які були проведені після аварії на ЧАЕС показали, що деревні рослини, у яких не було мікоризи, накопичували радіонукліди в значно менших кількостях, ніж рослини з мікоризою [Drissner et al., 1998].

З двох довгоживучих, біологічно «небезпечних» радіонуклідів аварійного чорнобильського походження - ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr, макроміцети накопичують набагато більше радіоцезію, ніж радіостронцію [Rohleder, 1967; Seeger et al., 1982; Mietelski et al., 1994, Орлов и др., 1999, Кучма и др., 1997]. У зв'язку зі значним періодом напіврозпаду ¹³⁷Cs (30 років), вивчення основних закономірностей акумуляції цього радіонукліда макроміцетами залишатиметься актуальним ще довгий час.

Вміст ¹³⁷Cs в плодових тілах макроміцетів різних видів, відібраних в місцях з однаковим вмістом цього радіонукліда в ґрунті, відрізняється в десятки - тисячі разів. Проведені після аварії на ЧАЕС дослідження, дозволили виділити декілька основних біологічних та абіотичних чинників, які впливають на накопичення радіоцезію макроміцетами, а також дозволяють прогнозувати подальший розвиток цього процесу на територіях, які зазнали радіоактивного забруднення у 1986 році.

Плодові тіла їстівних грибів є цінним харчовим продуктом, тому вони інтенсивно використовуються населенням, в зв'язку з чим вивчення закономірностей накопичення біологічно небезпечного ¹³⁷Cs є важливим також і у санітарно-гігієнічному плані.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Робота була виконана в рамках бюджетних тем Центру екологічних проблем атомної енергетики Інституту ядерних досліджень НАН України: 1993 - 1999 роки - «Міграція штучних та природних радіонуклідів по компонентам наземних та водних екосистем різних ґрунтово-кліматичних зон України» (№ держреєстрації 0195U026119. Київ, 1999.); 2000 - 2002 роки «Дослідження впливу АЕС на регіональні екосистеми для побудови моделі управління радіоактивним станом системи «АЕС - навколишнє середовище»« (Реєстраційний № Р/К 0100U005121).

Мета і задачі дослідження. Метою даної роботи є вивчення закономірностей накопичення гамма-випромінюючих радіонуклідів макроміцетами та дослідження основних чинників, які впливають на ці процеси після аварії на ЧАЕС на території Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду».

Для досягнення цієї мети необхідно було вирішити наступні задачі:

1. Дослідити динаміку накопичення аварійних гамма-випромінюючих радіонуклідів плодовими тілами макроміцетів.

2. Визначити питому активність ¹³⁷Cs в макроміцетах на територіях з різним вмістом цього радіонукліда в ґрунті, але однаковим типом екотопу.

3. Порівняти кількості накопиченого ¹³⁷Cs представниками різних екологічних груп - симбіотрофами, сапротрофами та ксилотрофами.

4. Дослідити особливості накопичення ¹³⁷Cs грибами-симбіотрофами з різною глибиною локалізації основної частини міцелію в ґрунті.

5. Вивчити накопичення ¹³⁷Cs різними за віком плодовими тілами макроміцетів кожного виду.

6. Визначити питому активність ¹³⁷Cs в різних частинах плодових тіл макроміцетів.

7. Дослідити зміни морфологічних ознак (розмірів спор) макроміцетів на територіях з різним рівнем забруднення ґрунту ¹³⁷Cs.

Об'єкт дослідження - техногенне радіоактивне забруднення та процеси міграції радіонуклідів по ланцюгу ґрунт - макроміцети у лісових екосистемах.

Предметом дослідження є процеси накопичення гамма-випромінюючих радіонуклідів макроміцетами на територіях з різним рівнем забруднення ґрунтів.

Для досягнення мети та вирішення поставлених завдань використовували спектрометричні методи (визначення питомої активності радіонуклідів в зразках проводилось за допомогою гамма-спектрометрів: аналізатор ORTEC-NORLAND та блоком детектування GEM 30185, аналізатор NOKIA LP4900В та блоком детектування GEM 40195 та багатоканальних аналізаторів NOKIA LP4900В), мікроскопічні дослідження розмірів спор (довжину спор міряли за допомогою об'єктива-мікрометра на мікроскопі «Karl Zeiss. Jena») та методи математичної статистики.

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше проведено та узагальнено багаторічні комплексні дослідження динаміки вмісту радіонуклідів у макроміцетах Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду» після аварії на ЧАЕС.

Визначено провідну роль ¹³⁷Cs у радіоактивному забрудненні макроміцетів на пізній стадії після аварії на ЧАЕС, на відміну від першої, коли у макроміцетах реєструвалися майже всі гамма-випромінюючі радіонукліди.

Вперше узагальнені дані динаміки вмісту ¹³⁷Cs у більшості видів макроміцетів, поширених на досліджених територіях у період з початку 80-х років і до 2000 року, що дозволило встановити закономірності накопичення ¹³⁷Cs плодовими тілами макроміцетів, які ростуть у ценозах одного типу, але при різних рівнях радіоактивного забруднення ґрунту.

Наші дослідження дозволяють виділити макроміцети як маркери забруднення ¹³⁷Cs лісових екосистем при глобальних радіаційних катастрофах у зв'язку з тим, що на сучасному етапі розвитку післяаварійної ситуації плодові тіла макроміцетів є, як правило, найбільш забрудненими біотичними компонентами лісових екосистем.

Визначено закономірності накопичення ¹³⁷Cs макроміцетами при різній щільності радіоактивного забруднення ґрунтів, належності макроміцетів до певної екологічної групи. Встановлено, що глибина локалізації основної частини міцелію у ґрунті є одним з основних факторів, які зумовлюють рівні радіоактивного забруднення макроміцетів.

Вперше виявлено вплив іонізуючих випромінювань на розміри спор макроміцетів певних видів, що може слугувати показником їх радіаційного ураження.

Одержані у роботі дані можуть бути використаними для прогнозування змінення рівнів вмісту радіоцезію у плодових тілах макроміцетів на територіях з різною щільністю радіоактивного забруднення ґрунтів у наступні роки.

Отримані в результаті проведених досліджень дані можна використати при розробці рекомендацій для населення при споживанні грибів на територіях, які зазнали радіоактивного забруднення у 1986 році, а також при побудові моделей поведінки радіонуклідів у лісових екосистемах та прогнозу дозових навантажень на людину.

Враховуючи максимальний вміст ¹³⁷Cs у гіменофорі, його не рекомендується вживати у їжу.

Особистий внесок здобувача. Автором здійснено огляд та аналіз літературних даних; узагальнені дані, отримані в Центрі екологічних проблем атомної енергетики Інституту ядерних досліджень НАН України у попередні роки. Автором самостійно сплановано експеримент, проведені дослідження. Автором особисто проводилися експедиції по території 30-км зони ЧАЕС та Київської обл. для відбору проб ґрунту, опаду, лісової підстилки, плодових тіл та міцелію макроміцетів різних видів, підготовка зразків для визначення вмісту в них ¹³⁷Cs та інших штучних і природних радіонуклідів. Автором проведено статистичну обробку матеріалу і здійснено кореляційний аналіз. На підставі отриманих результатів, зроблено ранжування приведених у літературі факторів, що впливають на накопичення ¹³⁷Cs макроміцетами у лісових екосистемах для зазначених територій. Автором у співробітництві з с.н.с. відділу мікології Інституту ботаніки НАН України ім. М.Г.Холодного Придюком М.П. досліджено вплив радіаційного фактора на макроміцети - визначення розмірів спор.

Апробація результатів дисертації. Результати досліджень доповідалися на: III Міжнародному радіобіологічному з'їзді (Москва, Росія, 1997 р.), IV Міжнародному з'їзді по радіаційним дослідженням (Москва, Росія, 2001 р.), Міжнародній конференції «П'ятнадцять років Чорнобильської катастрофи. Досвід подолання» (Київ, Україна, 2001 р.), Міжнародній конференції «Радиоактивность после ядерных взрывов и аварий» (Москва, Росія, 2000 р.), Міжнародній конференції «Современные проблемы радиобиологии, радиоэкологии и эволюции» (Дубна, Росія, 2000 р.), IV Щорічній конференції «2000: Міжнародне співробітництво в Чорнобилі» (Славутич, Україна, 2000 р.), Міжнародній конференції «Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды» (Сиктивкар, Росія, 2001 р.), V Щорічній науково-практичній конференції Міжнародного Чорнобильського центру (Славутич, Україна, 2001 р.), щорічних наукових конференціях Наукового центру «Інститут ядерних досліджень» НАН України (Київ, Україна, 1997, 1998, 1999, 2000, 2001 років).

Публікація матеріалів. За матеріалами дисертації опубліковано 20 робіт, з яких 5 статей - у наукових журналах, 4 статті - у збірниках наукових праць, 4 статті - у матеріалах конференцій, 7 робіт у збірниках тез конференцій.

2. ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Об'єкти та методи досліджень. Дослідження проводились навколо Чорнобильської АЕС (зона відчуження) та на території Київської області - сучасний «південний слід». Основні полігони: «Дитятки», «Лелів» та «Ново-Шепеличі» (територія Чорнобильської зони відчуження), «Стайки» («південний слід»). Додаткові полігони: «Янів», «Копачі», «Чистогалівка», «Буряківка», «Машев», «Крива Гора», «Зимовище», «Паришів», «Черевач» , «Залісся», «Корогод», «Опачичі», «Купувате», «Чорнобиль-2», «Прип'ять», «Красно», «Кошовка», «Сухолуччя». На останніх полігонах дослідження проводились у 1999 - 2000 роках.

Об'єктами дослідження були види макроміцетів, що відносяться до різних екологічних груп (симбіотрофів, сапротрофів та ксилотрофів), з різною глибиною залягання міцелію у ґрунті, а також різні частини їх тіл, старі та молоді екземпляри плодових тіл.

Для з'ясування питання про різницю накопичення ¹³⁷Cs міцелієм та плодовими тілами грибів, на полігоні «Прип'ять» у 1999 році були відібрані проби маслюка звичайного (Suillus luteus (L.: Fr.) S.F.Gray)- плодові тіла та міцелій.

Зразки відбирали в осінній період в вересні - жовтні щорічно. Виняток складав 1986 р., коли відбір зразків на території Зони відчуження та «південного сліду» проводився, починаючи з липня, кожний місяць.

Плодові тіла макроміцетів одного виду відбиралися з площі не більш, ніж 25 м², та на відстані до 50 м від інших видів макроміцетів. В кожному зразку було не менш 3 та не більше 33 плодових тіл одного виду. Розрахунок вмісту ¹³⁷Cs, ⁴⁰K та інших гамма-випромінюючих радіонуклідів проводився на сиру масу.

Вимір вмісту гамма-випромінюючих радіонуклідів проводився методом гамма-спектрометрії. Час виміру проб в залежності від активності зразків складав від 15 хв. до 12 годин.

Вплив радіаційного фактору на макроміцети оцінювався за зміною розмірів спор найбільш поширених на території досліджень видів впродовж 1999 та 2000 років.

Результати вимірів оброблялися за допомогою пакетів «EXCEL», «STATISTIKA», «ORIGIN».

Вміст гамма-випромінюючих радіонуклідів у макроміцетах у період з 1981 по 2000 роки. До аварії на ЧАЕС на території дослідження (зона Українського Полісся, після 1986 року - зона відчуження) працююча атомна електростанція помітно не впливала на забруднення макроміцетів, у пробах яких були відсутніми всі гамма-випромінюючі рдіонукліди крім штучного ¹³⁷Cs (глобального) та природного ⁴⁰К.

Основний вплив на кількість акумульованого ¹³⁷Cs чинили два фактори:

1-ий - належність макроміцетів до певної екологічної групи: якщо проби було відібрано на одному полігоні, то мінімальні значення питомої активності реєструвались у сапротрофах.

2-ий - природні умови полігонів дослідження (тип ландшафту), на що вказує великий розкид значень коефіцієнтів накопичення (КН).

Вміст ¹³⁷Cs у пробах плодових тіл макроміцетів досліджених видів коливався в межах від 24 до 390 Бк/кг сирої маси.

Вміст природного ⁴⁰К для кожного виду макроміцетів є постійним - коливання його рівнів до та після аварії знаходяться у межах похибки. Не було знайдено кореляційної залежності між вмістом штучного ¹³⁷Cs та природного ⁴⁰К у різних видах макроміцетів.

Динаміка вмісту радіонуклідів аварійного викиду у плодових тілах у перші місяці після аварії вказує на той факт, що макроміцети різних видів вже через кілька місяців після аварії накопичують радіонукліди у неоднакових кількостях. Основним фактором, який впливає на рівні вмісту гамма-випромінюючих радіонуклідів, є належність макроміцетів до певної екологічної групи. В основному, найбільші кількості різних радіонуклідів було відмічено у свинухи тонкої (Paxillus involutus (Batsch: Fr.) Fr.), яка є факультативним симбіотрофом, що на території дослідження, імовірніше за все, переходить до екологічної групи підстилкових сапротрофів. Серед макроміцетів, які належать до облігатних симбіотрофів, вже у перші місяці після аварії (липень - вересень 1986 року) максимальні значення питомої активності різних гамма-випромінюючих радіонуклідів аварійного походження (¹³⁷Cs, ¹³⁴Cs, ¹⁰³Ru, ¹⁴⁴Ce, ¹⁴¹Ce, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb. ¹⁴⁰Ba-¹⁴⁰La та ¹³¹I) реєструвалися у тих видів, міцелій яких локалізовано у верхньому п'яти сантиметровому прошарку ґрунту (наприклад, у маслюка звичайного, моховика тріщинуватого (Xerocomus chrysenteron (Bull.: St-Am.) Quel) та ін.).

Мінімальний вміст гамма-випромінюючих радіонуклідів аварійного походження у перші місяці після аварії пов'язаний з неповною (частковою) міграцією основної кількості радіонуклідів, що потрапили в навколишнє середовище у квітні 1986 року, до тих шарів ґрунту, в яких знаходиться основна частина міцелію досліджених видів макроміцетів. У період з травня по вересень 1986 року вміст радіоцезію (¹³⁷Cs + ¹³⁴Cs) у плодових тілах макроміцетів різних видів зростає. У цей же період було зареєстровано зменшення питомої активності інших гамма-випромінюючих радіонуклідів аварійного походження, обумовлене коротким періодом їх напіврозкладу.

Починаючи з 1987 року у плодових тілах макроміцетів різних видів реєструвалися ¹³⁷Cs, ¹³⁴Cs, ¹⁴⁴Ce, ⁹⁵Zr та ⁹⁵Nb, але основний вклад у сумарну активність зразків вносив радіоцезій. У 1987 році в окремих зразках було зафіксовано присутність ¹¹⁰Ag та ⁶⁰Co. З 1989 року на території дослідження у макроміцетах з усіх гамма-випромінюючих радіонуклідів аварійного викиду зустрічаються тільки ¹³⁷Cs та ¹³⁴Cs, останній реєструється у зразках на території Чорнобильської зони відчуження і у 2000 році.

На території «південного» сліду цей радіонуклід у макроміцетах всіх досліджених видів, починаючи з 2000 року не фіксувався. Причому, співвідношення вмісту ¹³⁴Cs та ¹³⁷Cs за весь період досліджень відповідає їх співвідношенню у первинному викиді 1 : 2 з урахуванням періодів напіврозпаду.

Два етапи у накопиченні ¹³⁷Cs макроміцетами на території досліджень. Коливання питомої активності ¹³⁷Cs у плодових тілах макроміцетів одного виду пов'язані з плямистістю забруднення ґрунту на полігонах дослідження. З часом розбіг значень питомої активності цього радіонукліда у макроміцетах зменшується, що пов'язано з поступовим горизонтальним вирівнюванням щільності забруднення ґрунту. Для всіх досліджених видів макроміцетів на території Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду» характерні два етапи у акумуляції ¹³⁷Cs, перший із яких характеризується підвищенням з року в рік концентрацій радіоцезію, другий - зниженням рівнів його вмісту.

Для досліджених видів грибів-симбіотрофів перший етап проходив на всіх досліджених територіях у період з 1986 по 1995 - 1999 роки; другий -з 1995 - 1999 по 2000 рік. Максимальні значення питомої активності ¹³⁷Cs було зареєстровано в макроміцетах у період 1995 - 1998 років в залежності від виду та місця відбору зразків. На рис. 3 приведено динаміку вмісту ¹³⁷Cs у грибах-симбіотрофах різних видів на полігоні «Дитятки».

Для макроміцетів, які належать до екологічних груп сапротрофів або ксилотрофів перший етап був коротким і тривав з 1986 по 1988 - 1991 роки (в залежності від виду та місця відбору зразків). З 1988 - 1991 по 2000 рік вміст ¹³⁷Cs у макроміцетах цих екологічних груп зменшується. Імовірно, що на інших територіях процес акумуляції грибами-ксилотрофами та сапротрофами проходив також в два етапи.

Існування двох етапів у накопиченні ¹³⁷Cs макроміцетами на досліджених територіях пов'язано з місцем локалізації основної частини міцелію кожного виду та доступністю цього радіонукліда для поглинання у тому шарі ґрунту, у якому міцелій локалізовано, тобто присутність ¹³⁷Cs у ґрунті у водорозчинній формі. На першому етапі з поступовим виходом радіоцезію з паливних частинок, його кількість у макроміцетах збільшувалася. До вже накопиченого міцелієм ¹³⁷Cs кожен рік додавалася ще певна кількість. На другому етапі, внаслідок одночасової дії трьох різних чинників (по-перше, відмирання тієї частини міцелію, яка накопичувала радіоцезій, починаючи з 1986 року; по-друге, зниження кількості водорозчинної фракції цього радіонукліда у прошарку ґрунту 0 - 5 см, тобто, зменшення надходження додаткових кількостей ¹³⁷Cs у міцелій; по-третє, закріплення цього радіонукліда у недоступній для міцелію макроміцетів формі у ґрунті), акумуляція ¹³⁷Cs не перевищує частини, яка виводиться щорічно з міцелію у ґрунт та неодмінно закріплюється у ньому. Останнє свідчить про те, що у наступні роки буде спостерігатися зниження кількості акумульованого дослідженими видами макроміцетів ¹³⁷Cs на території Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду».

Основні чинники, які впливають на процеси акумуляції радіоцезію макроміцетами. Розкид величини питомої активності ¹³⁷Cs у макроміцетах різних видів пов'язаний з впливом наступних чинників: щільністю забруднення ґрунту радіоцезієм; належністю до різних екологічних груп: мікоризоутворювачі (симбіотрофи), сапротрофи, ксилотрофи; глибиною розташування основної частини міцелію в ґрунті.

Щільність забруднення ґрунту ¹³⁷Cs є одним з головних чинників, що впливають на процеси його накопичення макроміцетами. Вміст ¹³⁷Cs у їх плодових тілах зменшується з відстанню від Чорнобильської АЕС. Кількість радіоцезію, який акумульовано макроміцетами одного виду відрізняється на один - чотири порядки.

Коефіцієнти кореляції між вмістом ¹³⁷Cs у плодових тілах та ґрунті знаходяться в межах від 0.7 до 0.95 в залежності від виду макроміцетів.

На основних полігонах дослідження коефіцієнти накопичення знаходяться в межах від 0.01 до майже 70. КН неодинакові для різних видів макроміцетів та для різних полігонів. На території «південного сліду» КН у останні роки практично не змінилися. В той же час для території зони відчуження спостерігається зниження КН, починаючи з середини 90-х років.

На відміну від доаварійних, значення КН для одного виду макроміцетів у період з 1986 по 2000 рік коливаються для різних полігонів, практично, в межах одного порядку. Тобто, питома активність ¹³⁷Cs у ґрунті безпосередньо впливає на накопичення його макроміцетами та є одним з головних чинників, що зумовлюють величину питомої активності його у макроміцетах різних видів.

Накопичення радіоцезію макроміцетами різних екологічних груп, починаючи з 1986 року значно розрізняється.

На полігонах «Дитятки» та «Стайки» вміст ¹³⁷Cs у перші післяаварійні роки у плодових тілах облігатних представників різних екологічних груп був практично однаковий.

На території полігону «Ново-Шепеличі» та «Лелів» за весь період досліджень вміст радіоцезію у сапротрофах та ксилотрофах є меншим, ніж у симбіотрофах.

Накопичення ¹³⁷Cs облігатними та факультативними представниками екологічних груп розрізняється. Виділяється особливостями акумуляції цього радіонукліда свинуха тонка - факультативний симбіотроф. Вміст ¹³⁷Cs у цьому виді макроміцетів до 1998 року був більшим, ніж у облігатних представників екологічної групи мікоризоутворювачів на всіх полігонах досліджень. На території «південного сліду» таке співвідношення зберігається впродовж всього періоду досліджень (до 2000 року).

Факультативний представник екологічної групи ксилотрофів-паразитів - опеньок осінній дійсний на полігоні «Стайки», де забруднення у 1986 році обумовлено випадінням конденсаційної компоненти, у останні декілька років (у період з 1995 по 2000 рік) мав досить високі рівні накопичення радіоцезію. Однак на інших полігонах такого явища не спостерігалося.

Таким чином, належність до певної екологічної групи є одним з основних чинників, які впливають на рівні накопичення ¹³⁷Cs макроміцетами різних видів на одному й тому ж полігоні. На рис. 5 приведено динаміку вмісту ¹³⁷Cs на території полігону «Стайки» у макроміцетах, що належать до різних екологічних груп.

На основі отриманих даних про накопичення ¹³⁷Cs грибами-симбіотрофами з різною глибиною локалізації основної частини міцелію в ґрунтовому профілі на території Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду», можна зробити висновок, що цей чинник є одним з тих, що впливають на кількість акумульованого радіоцезію грибами-симбіотрофами, що відбирались на одному полігоні.

Білий гриб та інші види макроміцетів, міцелій яких локалізовано у ґрунті на відносно великій глибині (глибше 5 см), накопичують ¹³⁷Cs у середньому у десять разів менше, ніж макроміцети з міцелієм, розташованим у шарі 0 - 5 см ґрунту. При поступовому перерозподілі біологічно доступного цезію та проникненні його в більших кількостях у глибокі (> 5 см) шари ґрунту, можна очікувати зростання вмісту цього радіонукліда у таких видах, як білий гриб, рядовка фіолетова (Lepista nuda (Bull.: Fr.) Cke) та ін.

Накопичення радіоактивного цезію різними частинами плодових тіл та різними по віку плодовими тілами. Вміст ¹³⁷Cs у покривних тканинах плодових тіл (кутикулі та шкірі ніжок) практично не відрізняється від його питомої активності у м'якоті шапок та ніжок макроміцетів різних видів.

Також показано, що для всіх досліджених видів макроміцетів, максимальний вміст ¹³⁷Cs характерний для гіменофору, незалежно від щільності забруднення ним ґрунтів та відстані від ЧАЕС.

Такий розподіл може бути обумовлений дією слідуючих чинників. По-перше, вміст води у гіменофорі є меншим, ніж у ніжці та шапці плодових тіл. Саме тому величина питомої активності ¹³⁷Cs у цій частині плодового тіла може бути більшою. По-друге, саме у гіменофорі знаходяться спори, за допомогою яких здійснюється статеве розмноження макроміцетів. У зв'язку з тим, що спори є органом відтворення, то в них знаходяться депо речовин, необхідних для подальшого розвитку, у тому числі метали, мікроелементи, а на забруднених територіях і радіонукліди.

На території зони відчуження («Прип'ять») у 1999 році вивчалось накопичення ¹³⁷Cs міцелієм та різними частинами плодових тіл маслюка звичайного.

Інтенсивність акумуляції макро- і мікроелементів змінюється з розвитком плодових тіл. У молодих плодових тілах вміст елементів є вищим, ніж у старих [Беккер, 1963 ], у зв'язку з чим можна було б очікувати більшого вмісту ¹³⁷Cs в молодих плодових тілах, ніж у старих екземплярах. Однак, дослідження, проведені на територіях Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду», показали відсутність такої залежності. Це може бути обумовлено відмінностями у вмісті радіоцезію у різних частинах старих та молодих екземплярів плодових тіл. Основний вклад до загальної активності плодового тіла макроміцетів (зразки «цілком») вносить гіменофор. Кількість ¹³⁷Cs у гіменофорі старих і молодих плодових тіл однакова, тому, незалежно від вмісту цього радіонукліда у ніжках і шапках, питома активність ¹³⁷Cs у старих та молодих екземплярах плодових тіл може бути однаковою.

Вплив ¹³⁷Cs на розміри спор макроміцетів. Радіоактивне забруднення місцевості впливає на розміри спор окремих видів макроміцетів. Для маслюка звичайного, польського гриба, зеленушки не було встановлено відхилень від стандартних розмірів (довжина) спор. У 1999 році для маслюка звичайного та зеленушки була встановлена від'ємна кореляційна залежність між вмістом ¹³⁷Cs у плодових тілах та ґрунті і довжиною спор. У 2000 році для маслюка звичайного така залежність уже не виявлялась. Для зеленушки зафіксовано значну позитивну залежність між довжиною спор та вмістом радіоцезію у лісовій підстилці. Останнє свідчить про неоднозначність радіаційного впливу на розміри спор цих видів макроміцетів.

Відхилення від стандартних розмірів довжини спор двох видів макроміцетів - свинухи тонкої та білого гриба свідчать про інтегральну адаптивну реакцію цих видів макроміцетів на радіоактивне забруднення на всіх територіях, незалежно від щільності забруднення ґрунтів. На рис. 6 показано розподіл спор за розмірами (довжина) в районі полігона «Паришів». Майже 70 % спор мають довжину більшу 10 мкм, в той час як нормальна довжина спор цього виду за даними [Hennig, 1964; Moser, 1983] рівна 8 - 10 мкм. На рис. 7 зображений близький до стандартного розподіл спор за довжиною для цього виду макроміцетів (полігон «Копачі»).

У цих видів макроміцетів в кількох випадках зафіксовано появу гігантських спор, що практично не корелює з рівнем радіоактивного забруднення. Значно більші за довжиною спори виявлені як в сильно забруднених радіоцезієм місцях (наприклад полігони «Янів» та «Чистогалівка»), так і в пунктах, де його кількість на кілька порядків нижча (полігони «Паришів» та «Черевач»).

Тобто, свинуха тонка та білий гриб є видами, які у випадках забруднення ¹³⁷Cs лісових екосистем реагують на нього зміною однієї з самих сталих морфологічних ознак - довжиною спор.

ВИСНОВКИ

Встановлені характерні закономірності накопичення основних дозоутворюючих радіонуклідів аварійного походження різними видами макроміцетів на території Чорнобильської зони відчуження та «південного сліду» за період 1986 - 2000 років. Особливість динаміки накопичення радіонуклідів у плодових тілах макроміцетів характеризується практичною відсутністю у спектрі ізотопів ¹³⁴Cs та ¹³⁷Cs у перші післяаварійні місяці (в цей період основний вклад у питому активність вносили ¹⁰³Ru, ¹⁴⁴Ce, ¹⁴¹Ce, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb) із подальшою двоетапною їх акумуляцією: накопиченням до 1995 - 1999 років та наступним зниженням.

Акумуляція радіоцезію макроміцетами різних видів пов'язана із належністю до певної екологічної групи і глибиною залягання міцелію у ґрунті. Визначено, що між рівнями накопичення ¹³⁷Cs макроміцетами та величиною і характером забруднення ґрунту цим радіонуклідом існує пряма залежність. Показано, що величина питомої активності ¹³⁷Cs у старих та молодих плодових тілах макроміцетів одного виду, практично не відрізняється. Визначені кількісні характеристики накопичення ¹³⁷Cs, що притаманні різним частинам плодових тіл макроміцетів, виражені максимумом акумуляції у гіменофорі, та незначним, статистично недостовірним, збільшенням у ніжках; направленість цих змін не залежить від характеру забруднення лісових екосистем (характеристики полігонів).

Радіаційні навантаження, що сформовані інкорпорованими радіонуклідами у плодових тілах макроміцетів у сукупності із зовнішнім опроміненням викликають морфологічні зміни у статевій системі (за показником величини спор); ці зміни більш виражені у свинухи тонкої та білого гриба у порівнянні з польським грибом, маслюком звичайним, зеленушкою. Останнє вказує на більшу радіочутливість системи відтворення у свинухи тонкої та білого гриба.

ПУБЛІКАЦІЇ

радіонуклід мікроміцет цезій симбіотроф

1. Шатрова Н.Е. Аккумуляция аварийного ¹³⁷Cs разными частями тел грибов-микоризообразователей // Збірник наукових праць Інституту ядерних досліджень. Киев, 2001. No. 1(3). - С. 175 - 179.

2. Цветнова О.Б., Шатрова Н.Е., Щеглов А.И. Накопление радионуклидов и тяжелых металлов грибным комплексом лесных экосистем // Збірник наукових праць Інституту ядерних досліджень. Київ, 2001. №. 3 (5). - С. 171 - 176. Автором проводились дослідження накопичення ¹³⁷Cs макромицетами, співавторами - дослідження накопичення макроміцетами ⁹⁰Sr, важких металів, трансуранових елементів.

3. Шатрова Н.Є., Проскура М.І., Тришин В.В. Вміст гамма-випромінюючих радіонуклідів аварійного походження у білих грибах в період з 1986 по 1999 рр. на території Зони відчуження та «Південного сліду» // Проблемы Зоны отчуждения. - 2001. - № 7. - С. 150- 157.

4. Шатрова Н.Е. Накопление цезия-137 грибами при различных уровнях поверхностного загрязнения. Проблемы экологии и лесопользования в Полесье Украины. // В сб.: «Проблеми екології лісів і лісокористування на Поліссі України», Житомир, «Волинь», 1998, вип. 5. - С. 121 - 122.

5. Шатрова Н.Є., Деревець В.В., Кірєєв С.І. Накопичення ¹³⁷Cs грибами на території Зони відчуження // Бюллетень екологічного стану Зони відчуження та Зони безумовного (обов'якового) відселення. N 16, вересень 2000. Чорнобиль. Інтерінформ. - С. 24 - 27.

6. Коваль Г.М., Шатрова Н.Є. Вміст радіонуклідів аварійного походження у грибах (макроміцетах) Чорнобильської зони відчуження // Чорнобиль. Зона відчуження. Київ.: Наукова думка. 2001. - С. 378 - 407.

7. Шатрова Н.Е. Многолетняя динамика содержания аварийного ¹³⁷Cs в съедобных грибах на территории «южного следа» // Гигиена населенных мест, вып. 37. Киев, 2000. - С. 385 - 389.

8. Шатрова Н.Е. Основные этапы накопления ¹³⁷Cs грибами в зоне отчуждения после аварии на ЧАЭС // Проблеми Чорнобиля. Вып. 7. Чорнобиль 2001. - С. 241 - 246.

9. Shatrova N.E. The influence of depth of localization of mushrooms' mycelium on the ¹³⁷Cs contents in territory of the Alienation zone // «Наукові та технічні аспекти міжнародного співробітництва в Чорнобилі: Зб. наук. ст. / За заг. ред. В.М.Глигало, А.В.Носовського. - К.: Вища шк., 2001. - Вип. 3. - С. 513 - 516. Автором проведено дослідження впливу глибини локалізації міцелію макроміцетів на вміст ¹³⁷Cs у їх плодових тілах.

10. Шатрова Н.Е., Придюк Н.П. Воздействие различных уровней радиоактивного загрязнения в результате аварии на ЧАЭС на величину спор некоторых видов высших грибов Украины // Труды Международной конференции «Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях», 24 - 26 апреля 2000 г., Москва, С. - Петербург, Том. 2. Гидрометеоиздат, 2000. - С. 261 - 264.

11. Шатрова Н.Е. Содержание искусственных радионуклидов в грибах юга Киевской области после аварии на ЧАЭС. // Матеріали щорічної наукової конференції Інституту ядерних досліджень. - К., 1997, С. 341 - 344.

12. Шатрова Н.Е., Зарубин О.Л., Огородник А.Ф., Шовкун Н.А. Особенности накопления цезия-137 грибами в различных в зонах радиоактивного загрязнения. // Матеріали щорічної наукової конференції Інституту ядерних досліджень. - К., 1998. - С. 303 - 305.

13. Шатрова Н.Е. Особенности радиоактивного загрязнения грибов-базидиомицетов на территории «южного следа». // Матеріали щорічної наукової конференції Інституту ядерних досліджень К., 1999, с. 310 - 312.

14. Шатрова Н.Е. Содержание искусственных радионуклидов в грибах на территории «южного следа после аварии на ЧАЭС. // Тезисы докладов Третьего съезда по радиационным исследованиям, М, 1997, Т.2, С. - 382 - 382.

15. Шатрова Н.Є. Накопичення радіоактивного цезію висшими грибами // Тези доповідей на науково-практичній конференції «Наука. Чорнобиль - 98» К., 1999, 119 С.

Размещено на Allbest.ru