|
КИЇВСЬКИЙ НАЦІОНАЛЬНИЙ УНІВЕРСИТЕТ ІМЕНІ ТАРАСА ШЕВЧЕНКА
ЗАРУБІНА НАТАЛІЯ ЄВГЕНІВНА
УДК 550.424:582.284
ОСОБЛИВОСТІ НАКОПИСЕННЯ ГАММА-ВИПРОМІНЮЮЧИХ РАДІОНУКЛІДІВ МАКРЛОМІЦЕТАМИ НА ТЕРИТОРІЇ ЗОНИ ВІДЧУЖЕННЯ ТА “ПІВДЕННОГО СЛІДУ” ПІСЛЯ АВАРІЇ НА ЧАЕС.
03.00.01 – радіобіологія
АВТОРЕФЕРАТ
дисертації на здобуття наукового ступеня
кандидата біологічних наук
КИЇВ-2002
Дисертацією є рукопис
Робота виконана у Центрі екологічних проблем атомної
енергетики Інституту ядерних досліджень НАН України
Науковий керівник: доктор біологічних наук Коваль
Григорій Миколайович
Український Інститут досліджень навколишнього середовища
і ресурсів при Раді національної безпеки і оборони України,
завідувач відділу глобальних екологічних проблем і
міжнародного співробітництва.
Офіційні опоненти: доктор біологічних наук Кутлахмедов Юрій Олексійович,
Інститут клітинної біології та генетичної інженерії НАН України,
завідувач лабораторії радіоекологічної надійності біосистем.
Доктор біологічних наук Дружина Микола Олександровича
Інститут експериментальної патології, онкології та радіобіології
імені Р.Є. Кавецького НАН України, провідний науковий
співробітник відділу біофізики.
Провідна установа: Український НДІ сільськогосподарської
радіології Міністерства АП України.
Захист відбудеться 18 лютого 2002 року о 14 годині на засіданні
спеціалізованої вченої ради Д 26.001.24 Київського національного
університету імені Тараса Шевченка за адресою:
03127 Київ, проспект Глушкова, 2, корпус 12, біологічний факультет,
конференцзал.
Поштова адреса: 01033 Київ, вул. Володимирська, 64.
Спецрада Д 26.001.24, біологічний факультет.
З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Київського національного
університету імені Тараса Шевченка за адресою:
м. Київ, вул. Володимирська, 58.
Автореферат розісланий 16 жовтня 2002 року
Вчений секретар спеціалізованої вченої ради Брайон О.В.
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 грунту (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 грунті, 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 грунтово-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:
Дослідити динаміку накопичення аварійних гамма-випромінюючих радіонуклідів плодовими тілами макроміцетів.
Визначити питому активність 137Cs в макроміцетах на територіях з різним вмістом цього радіонукліда в грунті, але однаковим типом екотопу.
Порівняти кількості накопиченого 137Cs представниками різних екологічних груп – симбіотрофами, сапротрофами та ксилотрофами.
Дослідити особливості накопичення 137Cs грибами-симбіотрофами з різною глибиною локалізації основної частини міцелію в грунті.
Вивчити накопичення 137Cs різними за віком плодовими тілами макроміцетів кожного виду.
Визначити питому активність 137Cs в різних частинах плодових тіл макроміцетів.
Дослідити зміни морфологічних ознак (розмірів спор) макроміцетів на територіях з різним рівнем забруднення грунту 137Cs.
Об’єкт дослідження - техногенне радіоактивне забруднення та процеси міграції радіонуклідів по ланцюгу грунт – макроміцети у лісових екосистемах
Предметом дослідження є процеси накопичення гамма-випромінюючих радіонуклідів макроміцетами на територіях з різним рівнем забруднення грунтів.
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 грунту.
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 грунтів, належності макроміцетів до певної екологічної групи. Встановлено, що глибина локалізації основної частини міцелію у грунті 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.
Практичне значення одержаних результатів:
Одержані у роботі дані можуть бути використаними для прогнозування змінення рівнів вмісту радіоцезію у плодових тілах макроміцетів на територіях з різною щільністю радіоактивного забруднення грунтів 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 грунту, 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.
Структура та обсяг дисертації. Дисертація складається із вступу, огляду наукової літератури, 7 розділів, що відображають методи, результати власних досліджень та їх обговорення, заключення, висновків, списку цитованої літератури, який містить 215 джерел, та додатку. Роботу викладено на 202 сторінках машинопису, ілюстровано 44 рисунками та 54 таблицями.
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 грунті, 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 радіонукліди 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) (табл. 1).
Таблиця 1.
Вміст та КН 137Cs у макроміцетах різних видів на території зони відчуження до аварії на ЧАЕС
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. На рис. 1 приведено вміст різних гамма-випромінюючих радіонуклідів у макроміцетах у вересні 1986 р. на території полігону “Дитятки” (зона відчуження).
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 грунту (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 грунту, 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 (рис. 2).
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 грунту на полігонах дослідження. З часом розбіг значень питомої активності цього радіонукліда у макроміцетах зменшується, що пов’язано з поступовим горизонтальним вирівнюванням щільності забруднення грунту. 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 грунту, у якому міцелій локалізовано, тобто присутність 137Cs у грунті 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 грунту 0 – 5 см, тобто, зменшення надходження додаткових кількостей 137Cs у міцелій; по-третє, закріплення цього радіонукліда у недоступній для міцелію макроміцетів формі у грунті), акумуляція 137Cs не перевищує частини, яка виводиться щорічно з міцелію у грунт та необмінно 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 грунту радіоцезієм;
належністю до різних екологічних груп: мікоризоутворювачі (симбіотрофи), сапротрофи, ксилотрофи;
глибиною розташування основної частини міцелію в грунті.
Щільність забруднення грунту 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 (рис. 4).
Коефіцієнти кореляції між вмістом 137Cs у плодових тілах та грунті 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 грунті 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 грунтовому профілі на території Чорнобильської зони відчуження та “південного сліду” (табл. 2), можна зробити висновок, що цей чинник є одним з тих, що впливають на кількість акумульованого радіоцезію грибами-симбіотрофами, що відбирались на одному полігоні.
Таблиця 2.
Вміст 137Cs у макроміцетах з різною глибиною локалізації міцелію у грунті на території полігонів Чорнобильської зони відчуження у 2000 р. (кБк/кг сирої маси)⋅
Білий гриб та інші види макроміцетів, міцелій яких локалізовано у грунті 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 грунту. При поступовому перерозподілі біологічно доступного цезію та проникненні його в більших кількостях у глибокі (> 5 см) шари грунту, 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 грунтів та відстані від ЧАЕС (табл. 3).
Таблиця 3.
Вміст 137Cs в різних частинах плодових тіл грибів у 2000 році на полігонах зони відчуження (Бк/кг сирої маси).
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. Результати приведено у табл. 4.
Таблиця 4.
Вміст 137Cs у маслюку звичайному у 1999 році на території полігона “Прип’ять” (Бк/кг сирої маси)
| 
