Динаміка радіоактивного забруднення зелених мохів в умовах свіжого бору у лісах Житомирського Полісся

Размещено на http://www.allbest.ru/

Динаміка радіоактивного забруднення зелених мохів в умовах свіжого бору у лісах Житомирського Полісся

В.В. Мельник

Т.В. Курбет

А.Р. Максимчук

О.В. Висоцький

З.М. Шелест

І.В. Давидова

О.В. Зборовська

Після аварії на ЧАЕС значна площа України зазнала радіоактивного забруднення. Найбільш радіоактивно забрудненими виявилися лісові масиви. Внаслідок первинного накопичення радіонуклідів у лісових екосистемах Українського Полісся виникла потреба проведення досліджень з вивчення інтенсивності надходження та особливостей перерозподілу радіонуклідів між компонентами цих екосистем. Мохоподібні відіграють важливу роль у процесі міграції радіоактивних елементів до компонентів лісових екосистем, що зумовлено їх анатомо-морфологічними особливостями.

Враховуючи той факт, що останні дослідження радіоактивного забруднення мохів проводили наприкінці 90-х років, актуальним стає встановлення сучасного вмісту радіонуклідів у фітомасі мохового покриву у лісах Житомирського Полісся, завдяки чому буде доповнено наукові уявлення щодо розподілу Сз у компонентах лісових екосистем регіону досліджень.

Аналіз літературних джерел. Відомо, що мохи інтенсивніше накопичують радіонукліди порівняно зі судинними рослинами (Dragovic et al., 2010; Reimann et al., 2008; Schrцder et al., 2008). За деякими даними, відносна ефективність накопичення 137Cs живими мохами на порядок перевищує таке у продуктах метаболізму (опале листя) та плодах деревних рослин (білої акації та липи) (Gudzenko, 2007). Надходження радіонуклідів до фітомаси мохів відбувається двома основними шляхами: за допомогою атмосферних випадінь та проникненням через кореневу систему (Bolukh, 1994; Popovic et al., 2010; Nifontova, 2006). Для мохоподібних відзначено високу поглинальну здатність та міцну фіксацію радіоактивних елементів, а також для них характерним є довготривалий життєвий цикл розвитку. Виявлено, що мохоподібні утворюють суцільні покриття, внаслідок чого утримують значну частку радіонуклідів та сприяють включенню їх у біологічний кругообіг екосистеми (Bolukh & Virchenko, 1994; Kulikov & Bochenina, 1976; Kulikov & Molchanova, 1990). З'ясовано, що накопичення радіонуклідів окремими видами мохів залежить як від морфологічних, так і фізіологічних особливостей виду. Так, особливого вивчення щодо розподілу та накопичення радіонуклідів потребують два підкласи - сфагнові та зелені мохи.

Мохоподібні мають значне поширення у лісових екосистемах, проте сфагнові мохи найчастіше трапляються на перезволоженій місцевості (лісові болота), а зелені мохи - у суходільних лісах. Закономірності накопичення та розподілу радіонуклідів за фракціями різних видів мохів істотно відрізняються. Сфагнові мохи поглинають поживні елементи та радіонукліди з водних розчинів, що надходять з аеральними випадіннями. За рахунок значного перезволоження спостерігається глибока міграція радіонуклідів по товщі моху та торфу. Мертва фракція сфагнового покриву є своєрідним субстратом для живої фракції, що призводить до замкнутої циклічності руху радіонуклідів між ними та унеможливлює проникнення радіоактивних елементів до судинних рослин (Kulikov & Molchanova, 1990).

Зелені мохи є найпоширенішими у лісах Українського Полісся, а основними їх представниками є дикран багатоніжковий та плевроцій Шребера. На сьогодні, немає єдності суджень учених щодо інтенсивності надходження радіонуклідів до бокоплідних та верхоплідних мохів (Bolukh & Virchenko, 1994; Virchenko & Bolyukh, 1993). З'ясовано, що зелені мохи інтенсивніше поглинають 137Cs порівняно з 90Sr, а максимальний вміст радіонукліду зосереджується у наростаючій фракції моху (Dragovic et al., 2010; Nifontova,1995). Більшість дослідників зазначають, що фракції моху за вмістом 137Cs можна подати у такому ранжованому ряді: очос > жива фракція > мертва фракція (Bolukh & Virchenko, 1994; Virchenko & Bolyukh, 1993; Melnyk & Kurbet, 2018). Дослідники з'ясували, що брієві мохи інтенсивніше накопичують радіоактивні елементи, ніж сфагнові (Molchanova & Bochenina, 1980; Dragovic et al., 2010; Nifontova, 1995; Mihailovic & Gajic, 2010). Аналізуючи значення коефіцієнтів переходу та величин вмісту 137Cs у фітомасі мохів, їх можна подати у такому вигляді: сфагнові мохи < бокоплідні брієві мохи < верхоплідні брієві мохи (Bolukh, 1994; Bolukh & Virchenko, 1994). Про особливості накопичення радіонуклідів різними мохоподібними в різних типах екосистем, про міграцію та нагромадження радіонуклідів у різних частинах тіла мохів, про використання мохоподібних як індикаторів накопичення радіонуклідів, для використання їх як тест-об'єктів з метою оцінювання та прогнозування радіоекологічної обстановки території йдеться у багатьох працях (Bolukh, 1994; Grodzinsky, 1959; Mokronosov & Kulikov, 1988; Molchanova & Bochenina, 1980; Nifontova, 1995). Загалом аналіз літературних джерел виявив недостатню кількість публікацій щодо сучасних рівнів радіоактивного забруднення мохового покриву.

Об'єкт дослідження - зелені мохи, що зростають у свіжих борах Українського Полісся.

Предмет дослідження - динаміка радіоактивного забруднення фітомаси зелених мохів.

Мета дослідження - встановити вміст та інтенсивність надходження 137Cs до представників верхоплідних та бокоплідних мохів та їх окремих фракцій.

Завдання дослідження - проаналізувати динаміку радіоактивного забруднення зелених мохів у свіжих борах Українського Полісся.

Матеріали та методи дослідження. Закономірності радіоактивного забруднення надземної фітомаси мохів у свіжих борах Українського Полісся вивчали на прикладі таких видів: дикрану багатоніжкового (Dicranum polysetum Sw.) та плевроцію Шребера (Pleurozium schreberi (Willd. Ex Brid.) Mitt.). Дослідження проводили у 2016-2018 рр. у Житомирському Поліссі на пробній площі, розташованій у Народицькому лісництві ДП "Народицьке спеціалізоване лісове господарство". Закладку пробної площі (100*100 м) здійснювалася за стандартною методикою: було закладено 10 облікових ділянок (по 1 м2), з кожної з них відбирали зразки фіто- маси брієвих мохів. Після відбору зразків моху здійснювали поділ фітомаси на фракції: верхівкову (живу), середню (мертву) та нижню (очос). Відповідні зразки ґрунту відбирали методом конверту на глибину 20 см, за допомогою спеціального бура. Перед вимірюванням питомої активності радіонуклідів на сцинтиляційному гамма-спектрометрометричному приладі (GDM-20), усі зразки пройшли підготовчі етапи для проведення аналізу. Статистичний аналіз результатів вимірювань проводили з використанням прикладного пакету програм Microsoft Excel.

Результати дослідження та їх обговорення. Рівень радіоактивного забруднення території на пробній площі мав досить широку амплітуду коливання - від 167 до 358 кБк/м2, середнє значення становило 199±52 кБк/м2. Аналізуючи величини питомої активності 137Cs у фіто- масі дикрана багатоніжкового та плевроція Шребера протягом років спостережень, відзначено зменшення вмісту радіонукліда (рис. 1). Так, у 2016 р. середній вміст 137Cs у фітомасі дикрану багатоніжкового становив 12818±394 Бк/кг, що є найвищим значенням за період спостереження. У 2017 р. вміст 137Cs у фітомасі дикрану багатоніжкового знизився в 1,1 рази, а у 2018 р. - в 2 рази порівняно з 2016 р. Достовірність отриманих результатів підтверджено критерієм Фішера: 2016-2017 рр. - Ефакт. = 6,5 > F(1;40;0,95) = 4,1; 2017-2018 рр. - Fфакт. = 29,0 > F(1;44;0,95) = 4,1; 2016-2018 рр. - Fфакт. = > F(i;42;095) = 4,1. Для плевроцію Шребера середнє значення концентрації 137Cs у 2016 р. становило 8769±194 Бк/кг, що в 1,1 та 1,2 рази менше порівняно з 2017 та 2018 рр. спостережень відповідно, а вміст радіонукліду у 2017 р. був неістотно (у 1,1 рази) більшим, ніж у наступний рік. Достовірність отриманих результатів підтверджується критерієм Фішера за роками спостережень: 2016-2017 рр. - Fфакт = 7,7 > F(1;53;0 95) = 4,0; 2017-2018 рр. - Fфакт. = 4,0 > F(1;48;0,95) = 3,8; 20162018 рр. - Fфакт = 32,2 > F(1;55;095) = 4,0. Аналіз отриманих значень дає змогу стверджувати, що на пробній площі величини питомої активності 137Cs у фітомасі дикрану багатоніжкового були вищими порівняно з плевроцієм Шребера: у 2016 та 2017 рр. - в 1,5 рази, а у 2018 р. - у 1,4 рази. Достовірність отриманих даних підтверджується коефіцієнтом Фішера на 95-ти % довірчому рівні: 2016 р. - F факт. = 104,5 > F0;49;0,95) = 4,0; 2017 р.

- Fфакт. = 72,7 > F(1;44;0,95) = 4,1; 2018 р. - Fфакт. = 66,7 ? F(1;48;0,95) = 4,0.

Рис. 1. Вміст 137Єз у фітомасі брієвих мохів свіжого бору Українського Полісся у різні роки. Джерело: результати отримали автори

Ми також провели порівняльний аналіз розподілу вмісту радіонукліду у різних фракціях мохів (таблиця). Пофракційний аналіз концентрації 137Cs у фітомасі дикрану багатоніжкового показав, що у 2016 р. найвище його значення відзначено в очосі і становить 14269±424 Бк/кг, що неістотно перевищує (в 1,1 раз ) вміст 137Сз у живій фракції. Мертва фракція містить 137Сз в 1,3 та 1,2 раз менше порівняно з очосом та живою фракцією відповідно. У 2017 р. мінімальний вміст Сз встановлено у мертвій фракції (10390 Бк/кг), що неістотно менше порівняно із живою фракцією моху. Проте очос накопичував в 1,3 та 1,2 рази більше 137Сз, ніж мертва та жива фракція відповідно.

Таблиця 1. Середні значення питомої активності 137С« у фракціях зелених мохів Українського Полісся (2016-2018 рр.)

Джерело: результати отримали автори.

Вивчаючи вміст 137Сз у фітомасі дикрану впродовж 2018 р. встановлено, що жива фракція поглинає в 1,2 рази більше радіонуклідів, ніж мертва та неістотно менше порівняно з очосом, який своєю чергою містить в 1,3 рази більше радіонуклідів, ніж мертва фракція. Загалом за період з 2016 по 2018 рр. середній вміст 137Сз в очосі дикрану багатоніжкового зменшився в 1,4 рази, а для живої та мертвої фракцій таке зменшення становило 1,3 рази. Достовірність отриманих даних підтверджується однофакторним дисперсійним аналізом: для живої фракції - Ефакт. = 21,5 > Е(2;12;0,95) = 3,9; для мертвої фракції - Ефакт. = 37,6 > Е(2;20;0,95) = 3,5; для очосу - Ефакт. = 46,6 > Е(2;25;0,95) = 3,4-.

Розподіл величини питомої активності 137Сз за фракціями плевроцію Шребера виявився аналогічним, як і у дикрану багатоніжкового. Так, у 2016 р. середнє значення питомої активності 137Сз в його очосі дорівнювало 9564±273 Бк/кг, що в 1,2 рази більше, ніж у мертвій фракції. Для живої фракції плевроцію встановлено неістотно вище та нижче значення (в 1,1 рази) концентрації 137Сз порівняно з мертвою фракцією і очосом відповідно. У 2017 р. вміст 137Сз в очосі був в 1,3 та 1,4 рази вищий, ніж у живій та мертвій фракціях відповідно. Для мертвої та живої фракцій моху поглинання радіонуклідів було практичного однакове, проте для живої фракції відзначено вищі значення величин питомої активності радіонукліду. У 2018 р. вміст 137Сз у живій фракції був в 1,2 рази менший, ніж в очосі, а останній містить 137Сз в 1,3 рази більше, ніж мертва фракція. Для живої і мертвої фракцій простежуються подібні до попереднього року закономірності щодо накопичення. Упродовж 2016-2018 рр. спостерігалася загальна тенденція до зменшення величин питомої активності 137Сз у кожній фракції плевроцію. Для очосу зменшення становило 1,2, а для живої і мертвої фракції - 1,3 рази. Достовірність отриманих результатів підтверджується дисперсійним аналізом: для живої фракції - Ефакт. = 7,0 > Е(2;15;0,95) = 3,7; для мертвої фракції - Ефакт. = > Е(2;24;0,95) = 3,4; для очосу - Ефакт. = 12,3 > Е(2;33;0,95) = 3,3.

Плевроцій Шребера та дикран багатоніжковий характеризуються високою інтенсивністю накопичення радіонуклідів, про що свідчать високі величини розрахункових значень коефіцієнтів переходу до фітомаси мохів. Так, у 2016 р. інтенсивність надходження 137Сз до фітомаси дикрану багатоніжкового становила ±3 0 2 1 3 69 , м кг" 10" , що у 1,3 рази вище порівняно з 2017 р., а у 2018 р. величина коефіцієнта переходу у 1,2 рази менше, ніж у 2016 та 2017 рр. спостережень відповідно. Достовірність отриманих результатів підтверджується критерієм Фішера: 2016-2017 рр. - Ефакт. = 15,2 > Е(1;53;0,95) = 4,0; 2017-2018 рр. - Ефакт. = > Е(1;48;0,95) = 4,0; 2016-2018 рр. - Ефакт. = 46,1 > Е(1;55;095) = 4,0. Стосовно плевроцію Шребера показники інтенсивності надходження радіонуклідів були такими: у 2016 р. - 47 , м -кг- -10- , що в 1,3 рази більше порівняно з 2017 р. та в 1,5 рази - з 2018 р., а для останнього величина коефіцієнта переходу в 1,2 рази менша, ніж у 2017 р. Загалом спостерігається тенденція до зниження значень коефіцієнта переходу на пробній площі для верхоплідного та бокоплідного моху. Треба зазначити, впродовж 2016-2018 рр. коефіцієнт переходу 137Сз у фітомасу дикрану багатоніжкового характеризується в 1,4 раза вищими значеннями порівняно з плевроцієм Шребера. Достовірність отриманих результатів підтверджується критерієм Фішера: 2016-2017 рр.

- Ефакт. = 17,3 > Е(1;40;0,95) = 4,1; 2017-2018 рр. - Ефакт. = > Е(1;44;0,95) = 4,1; 2016-2018 рр. - Ефакт. = > Е(1;42;0,95) = 4Д.

Рис. 2. Коефіцієнт переходу 137Єз у різні фракції зелених мохів свіжого бору Українського Полісся у різні роки

Джерело: результати отримали автори.

Під час аналізу інтенсивності надходження радіонукліду до різних фракцій моху з'ясовано, що для обох видів найвищі значення коефіцієнта переходу відзначено в очосі (рис. 2).

Так, у 2016 р. інтенсивність надходження 137Cs до очосу дикрану багатоніжкового була вища в 1,2 і 1,6 рази, ніж у 2017 та 2018 рр., а для плевроцію - в 1,1 і 1.5 рази відповідно. Окрім цього у 2017 р. значення були вищими, ніж у 2018 р. - в 1,2 та 1,3 рази для плевроцію та дикрану відповідно. Достовірність різниці середніх значень коефіцієнта переходу до очосу підтверджується критерієм Фішера для дикрану та плевроцію за роками спостережень: 2016-2017 рр. - Ефакт. = 8,1 > Е(1;17;0,95) = 4,5 та Ефакт. = 5,9 > Е(1;23;0,95) = 4,3;

2017-2018 рр. - Ефакт. = 12,3 > Е(1;Щ0,95) = 4,4 та Ефакт. = 12,9 > Е(1;21;0,95) = 4,3; та 2016-2018 рр. - Ефакт. = > Е(1;18;0,95) = 4,4 та Ефакт. = 74,3 > Е(1;25;0,95) = 4,2

Мертва фракція дикрану у 2018 р. поглинала в 1,2 та 1,3 раза менше, ніж у 2017 та 2016 рр. (Ефакт = > Е(1;15;0,95) = 4,6 та Ефакт. = 128,4 > Е(1;14;0,95) = 4,7 відповідно), а у 2016 р. в 1,2 рази більше, ніж у 2017 р. (Ефакт. = 16,5 > Е(1;14;0,95) = 4,7). Для плевроцію Шребера у 2016 р. інтенсивність надходження радіонукліду у мертву фракцію в 1,3 та 1,5 рази вища, ніж у 2017 та 2018 рр., а між останніми роками відзначено неістотну різницю середніх значень коефіцієнта переходу (1,1 рази): Ефакт. = 42,5 > Е(1;18;0,95) = 4,4, Ефакт. = > Е(1;17;0,95) = 4,5 та Ефакт. = 1,2 < Е(1;16;0,95) = 4,5 відповідно.

Жива фракція плевроцію Шребера у 2016 р. мала коефіцієнти переходу 137Cs в 1,6 та 1,5 рази вищі порівняно з 2017 та 2018 рр., а для дикрану така різниця відповідно становила 1,3 і 1,5 раза. Провівши однофакторний дисперсійний аналіз, встановлено, що між 2016-2017 та 2016-2018 рр. існує достовірна різниця щодо показника надходження 137Cs у верхню фракцію для бокоплідного та верхоплідного моху відповідно: Ефакт. = > Е(1;11;0,95) = 5,0 та Ефакт. = 25,7 > Е(1;8;0,95) = 5,6; Ефакт. = 30,0 > Е(1;12;0,95) = 4,8 та Ефакт. = 225,4 > Е(1;9;0,95) = 5,3. Перевищення інтенсивності надходження 137Cs у живу фракцію обох видів моху в 2017 та 2018 рр. було неістотним (1,1 рази) - Ефакт. = 0,3 < Е(1;10;0 95) = 5,1 та Ефакт. = 3,8 < Е(1;10;0,95) = 5,1

Основна кількість публікацій щодо радіоактивного забруднення представників мохового покриву припадає на 90-ті роки (Bdukh & Virchenko 1994; Nifontova, 1995; Virchenko & Boiyukh, 1993). Відзначено вищі значення питомої активності радіонукліду для дикрану багатоніжкового порівняно з плевроцієм Шребера (в 1,2 рази). Також зазначено, що з 1991 р по 1992 р. питома активність 137Cs для дикрану зменшилася в 1,53,0 рази, а для плевроцію - у 2-7 разів. Після 2000 р. була невелика кількість публікацій, у яких відсутні детальні дослідження специфіки накопичення та розподілу 137Cs за фракціями зелених мохів, наведено лише загальні закономірності накопичення техногенних радіонуклідів моховим покривом (Gudzenko, 2007; Dragovic et. ai. 2010). Ґрунтуючись на отриманих результатах досліджень можна стверджувати, що вивчення сучасного вмісту 137Cs у фітомасі представників бокоплідних та верхоплідних мохів є необхідним та актуальним. Сучасний розподіл радіонуклідів у зелених мохах сприятиме розширенню уявлень про утримування 137Cs у лісових екосистемах та обґрунтуванню використання цих видів у ролі біоіндикаторів радіоактивного забруднення лісових територій.

Плевроцій Шребера характеризується в рази меншими значеннями вмісту 137Cs у фітомасі порівняно з дикраном багатоніжковим. Для дикрану та плевроцію характерний тотожний пофракційний розподіл 137Cs. Найвищі значення його питомої активності відзначено в очосі, а мінімальні - у мертвій фракції, жива фракція характеризується проміжними значеннями вмісту 137Cs. Упродовж 2016-2018 рр. середнє значення питомої активності 137Cs в очосі моху верхоплід- ного та бокоплідного зменшилося відповідно в 1,4 і 1,2, а для живої та мертвої фракцій подібне зменшення становило 1,3 рази. З 2016 по 2018 рр. інтенсивність надходження радіонуклідів до фітомаси зелених мохів істотно зменшилося і для дикрану воно становило 1,5, а для плевроцію - в 1,4 рази. Під час аналізу коефіцієнта переходу 137Cs у фітомасу брієвих мохів відзначено, що у живій фракції дикрану та плевроцію інтенсивність надходження зменшилася в 1,5 рази, для мертвої фракції таке зменшення становило 1,5 та 1,4, а для очосу - 1,3 та 1,4 рази відповідно.

Література

фітомаса радіоактивний забруднення ґрунт

1. Bolukh, V.A., & Virchenko, V.M. (1994). The accumulation of radionuclides by the mosses of the Ukrainian Polesie. Ukrainian Botanical Journal, 4(51), 39-45. [In Ukrainian].

2. Bolukh, V.А. Q994). Radioecological monitoring of bryophytes. Ukrainian Botanical Journal, 2/3(51), 172-178. [In Ukrainian]. Dragovic, S., Mihailovic, N., & Gajic, B. (2010). Quantification of transfer of 238U, 226Ra, 232Th, 40K and 137Cs in mosses of semi-narural ecosystem. Journal of Environmental Radioactivity, 2(101), 159-164.

3. Grodzinsky, D.M. (Q959). On the natural radioactivity of mosses and lichens. Ukrainian Botanical Journal, 2Q6), 30-38. [In Ukrainian]. Gudzenko, V.V. (2007). Mosses as concentrators of some technogenic and cosmogenic radionuclides. Ecological chemistry, 16(2), 8590. [In Russian].

4. Kulikov, N.V., & Bochenina, N.V. Q976). Features of accumulation of 137Cs and 90Sr by some types of mosses. Ecology, 6, 82-85. [In Russian].

5. Kulikov, N.V., & Molchanova, I.V. Q990). Radioecology of land cover. Sverdlovsk: UrOANSSSR. [In Russian].

6. Melnyk, V.V., & Kurbet, T.V. (20І8). Features accumulation of cesium-i37 by mossy layer of Ukrainian Polissia. Scientific horizons, 2(65), 51-57. [In Ukrainian].

7. Mokronosov, M.G., & Kulikov, N.V. Q988). Radioecological study of natural ecosystems in the area of nuclear power plants. Ecology, 3, 40-45. [In Russian].

8. Molchanova, I.V., & Bochenina, N.V. Q980). Mosses as storage of radionuclides. Ecology, 3, 42-47. [In Russian].

9. Nifontova, M.G. (1995). The content of long-lived radionuclides in the moss cover of the East Ural radioactive wake zone. Ecology, 4, 326-329. [In Russian].

10. Nifontova, M.G. (2006). Long-Term Dynamics of Technogenic Radionuclide Concentrations in Moss - Lichen cover. Russiun jornal of Ecology, 37(4), 247-250.

11. Popovic, M., Zaja, R., & Smital, T. (2010). Organic anion transporting polypeptides (OATP) in zebrafish (Danio rerio): Phylogenetic analysis and tissue distribution. Biochem. Physiol. A Mol. Integr. Physiol, 155(3), 327-335.

12. Reimann, C., Flem, B., Arnoldussen, A., Englmaier, P., Finne, T., Koller, F., & Nordgulen, 0. (2008). The biosphere: A homogenizer of Pb-isotope signals. Applied Geochemistry, 4(23), 705-722. Schrцder, W., Pesch, R., Englert, C., Harmens, H., Suchara, I., Zechmeister, H.G., Thцni, L., Mankovskв, B., Jeran Z., Grodzinska, K., & Alber, R. (2008). Metal accumulation in mosses across national boundaries: Uncovering and ranking causes of spatial Thesei reporting to the Radiobiological Congress, (pp. 183-184). variation. Environmental Pollution, 151(2), 377-388. Pushchino. [In Russian].

13. Virchenko, V.M., & Bolyukh, V.A. (1993). The accumulation of radionuclides by mosses in the phytocenoses of Ukrainian Polissya.

Размещено на Allbest.ru