137Cs в компонентах природных комплексов 30-километровой зоны влияния Смоленской АЭС Текст научной статьи по специальности «Науки о Земле и смежные экологические науки»

ЭКОЛОГИЯ ПОЧВ

УДК 574.4/56539.163

13^ В КОМПОНЕНТАХ ПРИРОДНЫХ КОМПЛЕКСОВ 30-КИЛОМЕТРОВОЙ ЗОНЫ ВЛИЯНИЯ СМОЛЕНСКОЙ АЭС

О.Б. Цветнова, А.И. Щеглов

Рассматриваются особенности накопления и перераспределения 137С8 в компонентах природных экосистем, расположенных в 30-километровой зоне влияния Смоленской АЭС. Показано, что радиоактивное загрязнение данной территории в основном обусловлено чернобыльскими выпадениями, однако отмечается определенное компенсирование радиоактивного распада «чернобыльского» 137С8 его поступлением с технологическими выбросами станции. Выявлены особенности пространственного распределения радионуклида и показано, что наибольшая интенсивность его вертикальной миграции отмечается в почвах болотных и лиственных фитоценозов. Установлен ряд уровня накопления 137С8 биотой: грибы > мохо-вый покров > травяно-кустарничковый ярус > древесный ярус. Выделены виды и структуры, являющиеся биоиндикаторами радиоактивного загрязнения основных компонентов БГЦ на современном этапе.

Ключевые слова: атомная электростанция, радиоактивное загрязнение, 137С8, пространственное распределение, вертикальная миграция, коэффициенты перехода, почвы, растения, высшие грибы, биоиндикаторы.

Введение

Принципы рационального природопользования и обеспечения экологической безопасности функционирования крупных промышленных объектов предусматривают своевременную и всестороннюю оценку их возможного воздействия на окружающую среду. По мнению специалистов, сегодня и в обозримом будущем энерго- и теплообеспечение, как бытовое, так и промышленное, не сможет обойтись без атомной энергетики. Признано, что АЭС при нормальной эксплуатации являются наиболее экологически «чистыми» источниками электроэнергии, а их воздействие на окружающую среду проявляется в очень малой степени [4—6, 8]. Экологически безопасной принято считать такую АЭС, при строительстве и эксплуатации которой не происходит ухудшения качества окружающей среды, показатели состояния природных экосистем не выходят за пределы допустимых изменений, установленных нормативными документами, а аварийные ситуации не приводят к ущербу [4, 5, 8]. Вместе с тем поступление в составе технологических выбросов АЭС в течение их многолетней эксплуатации таких долгоживущих радионуклидов, как 137С8 и 908г, обусловливает необходимость мониторинговых наблюдений за состоянием природных комплексов в 30-километровой зоне ее влияния. В связи с этим целью настоящих исследований явилась оценка воздействия Смоленской АЭС на природную среду. В Российской Федерации САЭС — одна из наиболее эффективных по «культуре безопасности», она функционирует более 25 лет (первый энергоблок был введен в эксплуатацию в 1982 г.). Объем ежегодных

выбросов станции (по данным на 1994 г.) составляет 84 695 м3; в их составе присутствуют 137С8 (общая активность 16,28 МБк), 134С8 (2,85 МБк), 89+908г (0,85 МБк), 60Со (4,81), 54Мп (1,66 МБк) [19].

Объекты и методы исследований

Исследования проводили в Десногорском р-не Смоленской обл. в 1999—2004 гг. на стационарных пробных площадях (СПП), заложенных в основных типах биогеоценозов (БГЦ), сформированных на правом и левом берегах р. Десны. На правом берегу были выбраны: ельник-кисличник на дерново-слабоподзолистой легкосуглинистой почве на красно-бурой морене (уч. 1) и березняк разнотравно-злаковый на дерново-слабоподзолистой среднесуглинистой почве на красно-бурой морене (уч. 2); на вершине водораздела — залежь с суходольным злаково-разнотравным лугом на дерново-слабоподзолистой среднесуглинис-той почве на красно-бурой морене (уч. 3) и залежь с суходольным злаково-разнотравным лугом на дерново-слабоподзолистой глубокоглееватой среднесуглинис-той почве на красно-бурой морене (уч. 4); у подножия склона водораздела — разнотравно-злаковый влажный луг на дерново-подзолистой среднесуглинистой почве на древнеаллювиальных отложениях (уч. 5); на I надпойменной террасе — осоково-разнотравно-злаковый пойменный луг на аллювиальной луговой среднесуг-линистой почве на аллювиальных отложениях (уч. 6); в замкнутом понижении — переходное сфагново-осо-ковое болото на болотной торфяно-глеевой среднесуглинистой почве на озерно-ледниковых отложениях (уч. 7). На левом берегу р. Десны заложен один участок

в сосняке лещиновом кустарничково-разнотравном на иллювиально-железистой супесчаной почве на флю-виогляциальных отложениях (уч. 8). Площадь СПП в различных экосистемах варьировала от 25x25 до 50x50 м2. Каждая учетная площадка имела относительно однородные мезорельеф, структуру почвенного покрова, а также состав и структуру древесного и травяно-кустарничкового ярусов [2, 11].

Для оценки пространственного варьирования содержания 137Cs в почвах исследуемых СПП в квадратах сетки внутренней разбивки методом конверта отбирали смешанные образцы минеральной толщи почв с глубины: 0—5, 5—10, 10—19 см, а в лесных экосистемах дополнительно и образцы подстилки (О). Для более детальной характеристики вертикальной миграции 137Cs в почвах отбор проб осуществляли в микропрофилях по отдельным 0—1(2)-сантиметровым слоям до глубины значимого проникновения радионуклида.

Содержание 137Cs в компонентах древостоя определяли на основании проб, взятых из структур модельных деревьев основных лесообразующих пород: сосны обыкновенной (Pinus sylvestris L.), ели европейской (Picea abies (L.) Karst.), березы повисшей (Betula pendula Roth). На каждой СПП отбирали пробы доминирующих видов травянистой растительности, мохового покрова, а также наиболее распространенных видов высших грибов. Видовую принадлежность представителей древесного и тра-вяно-кустарничкового ярусов, мохового покрова и грибов идентифицировали по соответствующим справочникам-определителям [3, 7, 10]. Более подробно методика данных работ представлена в предыдущих публикациях [15, 16, 18, 21].

Отобранные пробы почв, растительности и грибов высушивали при температуре 105° и тщательно размалывали до гомогенной массы. Содержание 137Cs определяли на сцинтилляционном гамма-спектрометре с NaI-детектором (Россия). Относительная погрешность определения радионуклидов — 10—25%.

Обсуждение результатов

Проведенные исследования показали, что плотность загрязнения почв по 13^s в зоне влияния САЭС укладывается в диапазон величин, установленных для данного региона в постчернобыльский период [1], и по средним показателям для СПП изменяется в 2—3 раза. Последнее близко к показателям варьирования, характерным для глобальных выпадений, но значительно ниже диапазона варьирования плотности загрязнения почв в пределах 30-километровых зон влияния АЭС при аварийных выбросах. В частности, при чернобыльской аварии в зоне влияния ЧАЭС он составил шесть математических порядков [21]. Вместе с тем в настоящее время, несмотря на радиоактивный распад 137Cs чернобыльского выброса, уровни загрязнения на исследуемой территории существенно не снизились и варьируют от 8 до 23 кБк/м2 (рис. 1), что позволяет говорить об определенной компенсации

загрязнения за счет поступления этого радионуклида с технологическими выбросами САЭС.

Максимальные запасы 137С8 отмечаются в почвах лесных БГЦ (уч. 1, 2, 8), минимальные — в почвах болотных формаций (уч. 7). Последнее может быть связано с особенностями первичного распределения радиоактивных выпадений по территории загрязнения, с различиями в интенсивности выноса загрязняющих веществ за пределы ландшафта, а также с невысокой скоростью межландшафтного перераспределения данного радионуклида [14, 18, 21].

Анализ особенностей изменения плотности загрязнения почвенной толщи в пределах исследуемых участков показал, что пространственное варьирование по данным частных определений (на микроуровне) выше, чем показателей средних значений плотности загрязнения в 30-километровой зоне САЭС, и близко к таковому, установленному для аварийных выбросов [21]. Наибольшие коэффициенты варьирования запасов 137С8 отмечаются в почвенном профиле лесных фитоценозов. Значения коэффициентов вариации данного показателя в почвах других формаций (залежных, луговых, болотных) в 3—5 раз ниже, что, очевидно, связано с большим влиянием парцеллярной структуры лесных БГЦ на пространственное перераспределение 137С8 по сравнению с луговыми биогеоценозами [18, 21].

В почвенном профиле лесных насаждений максимальные значения коэффициентов вариации (V) наблюдаются в слое лесной подстилки (табл. 1), минимальные зафиксированы в слое 0—5 см. В нижележащей толще этот показатель вновь несколько увеличивается. Возрастание V в горизонте лесной подстилки обусловлено пространственной неоднородностью содержания 137С8 в составе опада вследствие, как уже подчеркивалось, парцеллярной структуры БГЦ. В свою очередь увеличение рассматриваемого показателя в нижней части профиля лесных почв связано с различиями в интенсивности течения миграционных процессов по СПП.

Рис. 1. Плотность загрязнения почв 30-километровой зоны влияния Смоленской АЭС по 137С8 (средние показатели по участкам)

Таблица

Статистические характеристики варьирования запасов в почвах лесных фитоценозов, кБк/м2 (при п = 36)

Слой, см Среднее значение Минимальное значение Максимальное значение Стандартное отклонение V, %

Ельник (уч. 1)

Подстилка 3,19 0,28 6,69 1,51 47,3

0—5 17,05 1,45 30,28 6,02 35,3

5—10 1,79 0,15 3,19 0,47 26,2

10—19 0,58 0,05 1,22 0,31 54,1

<Ъ' V <о <о Глубина, см

Рис. 2. Профильное распределение 137С8 в почвах лесных экосистем: 1 — ельник-кисличник (уч. 1); 2 — березняк разнотравно-злаковый (уч. 2); 3 — сосняк лещиновый кустарничково-разно-травный (уч. 8)

Анализ профильного распределения 137С8 показал, что на большей части территории основная активность сосредоточена в верхней (0—10 см) толще почв (рис. 2-4).

Вместе с тем в почвах различных БГЦ отмечаются некоторые особенности в распределении 137С8, что обусловлено различиями в интенсивности его вертикальной миграции в рассматриваемых условиях. Так, в почвах хвойных БГЦ (ельник и сосняк) наибольшая активность (более 60%) удерживается в горизонте лесной подстилки и 0-1-сантиметровом подподстил очном слое (рис. 2). При этом в более гумифицированном подгоризонте подстилки (О3) сосняка (уч. 8) активность примерно на 15% выше, чем в ельнике (уч. 1), и, напротив, в 0-1-сантиметровом слое почв ельника сосредоточено примерно на 10% больше запасов 137С8, чем в аналогичном слое сосняка. В противоположность этому в почвах лиственных фитоценозов (березняк, уч. 2) фрагментарно выраженная подстилка не обеспечивает соответствующего удерживания радионуклида. Здесь наблюдается перемещение всей активности в минеральные слои, где она относительно равномерно распределена до глубины 15-20 см. Последнее связано с большим обилием мезофауны в почвах лиственных фитоценозов по сравнению с хвойными. Влияние зоофактора на перераспределение радионуклидов в этих условиях и механизм данного процесса подробно рассматриваются в наших ранних работах [18, 21].

Рис. 3. Профильное распределение 3С8 в почвах луговых экосистем: 1 — залежь с суходольным разнотравно-злаковым лугом (уч. 3); 2 — залежь с суходольным разнотравно-злаковым лугом (уч. 4); 3 — разнотравно-злаковый влажный луг (уч. 5); 4 — осо-ково-разнотравно-злаковый пойменный луг (уч. 6)

Таким образом, можно констатировать, что в почвах хвойных фитоценозов лесная подстилка является выраженным биогеохимическим барьером на пути вертикальной миграции радионуклидов; это не наблюдается в лиственных фитоценозах. Возможно, в последующем при проникновении 137С8 в глубь почвенной толщи геохимическим барьером в последних могут стать иллювиальные горизонты.

В почвах луговых участков (рис. 3) большое влияние на перераспределение радионуклида оказывают тип фитоценоза (луга) и характер его использования. Так, в почвах суходольных залежных лугов (уч. 3, 4) распределение 137С8 относительно равномерно по толще 0-20 см, что, несомненно, обусловлено проведением агротехнических мероприятий (перепашка) в период, предшествующий залежному. В почвах влажных пойменных лугов (уч. 6), напротив, максимальная активность сосредоточена в поверхностном слое, а в толще 10-20 см находится всего около 15% запаса 137С8. В почвах болотных БГЦ (уч. 7) основные запасы этого радионуклида сосредоточены в толще 0-5(6) см, при этом ветошь и очес практически не загрязнены (рис. 4), что характерно для почв гидро-морфного ряда. Аналогичная картина наблюдается и в условиях влажного пойменного луга (рис. 3 — уч. 6). Однако в торфяных почвах болотных фитоценозов, по сравнению с почвами влажных лугов, отмечается меньшая плотность загрязнения поверхностных слоев (ветошь, очес) и более значимое проникновение 137С8 в глубь почвенной толщи, что свидетельствует о большей интенсивности его миграции в этих условиях.

Рис. 4. Профильное распределение 137С8 в почвах болотных экосистем (уч. 7)

1

По данным ряда исследователей, в почвах указанных формаций нисходящая миграция 137С8 в 2—3 раза превосходит таковую на участках прилегающих автоморфных ландшафтов [14, 21 и др.]. В целом отмеченные различия в распределении 137С8 в почвах исследуемых БГЦ позволяют утверждать, что хвойные леса обладают наиболее выраженными барьерными функциями на пути вертикальной миграции радионуклидов и в максимальной степени препятствуют их поступлению в грунтовые воды.

Оценку биологической доступности 137С8 для разных компонентов и структур биоты исследуемых БГЦ мы давали на основании такого количественного показателя, как коэффициент перехода (КП)1. Произведенные расчеты (табл. 2—5) показывают, что среди различных видов растительного покрова наименьшим варьированием и уровнем загрязнения характеризуется древесный ярус. КП 137С8 в структуры древостоя колеблются от 0,05 до 127,8 Бк/кг/ кБк/м2 (табл. 2).

Наибольшие значения КП отмечаются для ассимилирующих органов и внутренних слоев коры хвойных пород, минимальные — для древесины; в отдельных случаях повышенные показатели наблюдаются для ветвей диаметром > 1 см. В целом по величине КП радионуклида в окорённую древесину основные лесо-образующие породы исследуемого региона образуют ряд: сосна > ель > береза. Для других структур древостоя, в частности ассимилирующих органов текущего и прошлых лет формирования, мелких ветвей,

Коэффициенты перехода

Таблица 2

137Cs в структуры древостоя лесных фитоценозов, Бк/кг/кБк/м2

Порода Древесина Кора Ветви Листья / прирост Хвоя прошлых лет

внутренняя наружная крупные мелкие

Ель 0,14 2,84 — 1,19 5,65 1,26

Береза 0,05 0,07 1,75 0,09 0,15 0,19 —

Сосна 0,28 1,00 0,70 2,07 0,75 2,06 0,89

данный ряд несколько видоизменяется: ель > сосна > береза. По мнению ряда авторов [12, 21], это связано с особенностями первичного загрязнения и интенсивности корневого поступления радионуклидов в растения в разные периоды после выпадений. Как правило, уровни загрязнения и диапазон варьирования концентрации 137С8 в травянистой растительности выше удельной активности ассимилирующих органов древесных пород, произрастающих на тех же участках [17, 18, 21]. На исследуемых СПП в зависимости от плотности загрязнения почв, видовых особенностей растений, почвенно-экологических условий КП 137С8 в травянистую растительность варьируют от 0,11 до 911 Бк/кг/ кБк/м2 (табл. 3).

Максимальные КП 137С8 в травянистую растительность отмечаются в лесных и болотных БГЦ. Это обусловлено повышенной миграционной способностью радионуклида в данных группах почв.

В целом среди рассматриваемых видов травянистых растений по величине КП выделяются виды-дискриминаторы (например, рогоз широколистный) и виды-накопители (представители папоротникообразных (Polypodiophyta), некоторые злаки, кислица обыкновенная) [16, 21].

Как известно, мхи являются концентраторами элементов аэральных выпадений [6, 9, 10]. Накопление 137Cs мхами на исследуемых СПП в целом выше, чем травянистыми видами, произрастающими в соответствующих экотопах (табл. 4).

Среди видов зеленых мхов максимальное количество радионуклида концентрируется в плевроциуме Шребера, минимальное — в птилиум страусово перо. В сфагновых мхах аккумуляция 13^s примерно в 1,5 раза выше, чем в плевроциуме Шребера — виде-накопителе, поэтому при их доминировании аккумулирующая роль мохового покрова в целом существенно возрастает.

Максимальной аккумуляцией и диапазоном варьирования 13^s среди компонентов напочвенного покрова обладают грибы — от 4 до 26,2 кБк/кг, при этом КП 13^s в них колеблется от 4,6 до 26230 Бк/ кг/кБк/м2 (табл. 5), в зависимости от принадлежности их к разным экологическим группам: меньше данный радионуклид накапливают сапротрофы на почве и значительно больше — микоризообразователи [15, 17, 21]. Так, среди исследуемых видов минимальным КП 13^s характеризуется рамария Инвала (Ramaria in-valii (Cott. et. Wakef.) Donk), более загрязнены микоризообразовате-ли — горькушка, масленок обыкновенный, белый гриб, различные виды сыроежек (Russulaceae).

Следует подчеркнуть влияние типа БГЦ на накопление 13^s грибами. Виды, произрастающие в лиственных фитоценозах, аккумулируют его в значительно меньших количествах, чем в хвойных, особенно в сосняках. В хвойных фитоценозах по накопительной способности элемента выделяется свинушка тонкая. На основании этого в первые годы после чернобыльских выпадений она была отнесена к виду-биоиндикатору радиоактивного загрязнения [15, 21 и др.], однако, как показали исследования [17], этот вид в силу своих биологических особенностей в последующем утрачивает свои биоиндикаторные свойства. Так, аккумулирующая способность данного вида в лиственных БГЦ при практически одинаковой плотности загрязнения с хвойными лесами почти на порядок ниже. В настоящее время по накопительной способности 13^s среди видового ряда выделяется желчный гриб, что обусловлено более глубоким расположением его мицелия. Очевидно, что по мере заглубления основной части загрязнения из поверхностных в более глубокие слои почвенного профиля в ряду видов-биоиндикаторов происходят перестановки [7, 20, 21].

1 КП = удельная активность компонента биоты (Бк/кг) / плотность загрязнения почв (кБк/м2).

Таблица 3

Коэффициенты перехода 137Cs в травянистую растительность разных БГЦ, Бк/кг/кБк/м2

Номер участка Вид растительности КП Номер уч-ка Вид растительности КП

Лесные фитоценозы 7 Рогоз широколистный (Typha latifolia l.) 1,б5

1 Кислица обыкновенная (Oxalis acetosella L.) б10,3 Злаки (Gramineae, смесь) 19,0

Кочедыжник женский (Athyrium filix-femina (L.)) 911,1 Суходольные луга

2 Купырь лесной (Anthriscus sylvestris (L.)) 0,4б 3 Тысячелистник обыкновенный (Achillea millefolium L.) 0,12

Земляника (Fragaria vesca L.) 0,25 Зверобой продырявленный (Hypericum perforatum L.) 0,14

Кочедыжник женский (Athyrium filix-femina (L.)) 0,45 Мелколепестник канадский (Erigeron canadensis L.) 0,4S

Злаки (Gramineae, смесь) 0,24 Щавель малый (Rumex acetosella L.) 0,22

S Кислица обыкновенная (Oxalis acetosella L.) 1б,41 Тимофеевка луговая (Phleum pratense L.) 0,12

Черника (Vaccinium myrtillus L.) 3,54 Ежа сборная (Dactylis glomerata L.) 0,22

Орляк обыкновенный (Pteridium aquelinum (L.)) 29,41 Костер полевой (Bromus arvensis L.) 0,33

Влажные пойменные луга 4 Хвощ полевой (Equisetum arvense L.) 0,13

б Чина луговая (Lathyrus pratensis L.) 1,53 Вербейник обыкновенный (Lysimachia vulgaris L.) 0,11

Осока острая (Carex acuta L.) 0,б9 Осот полевой (Sonchus arvensis L.) 0,14

Герань луговая (Geranium palustre L.) 0,33 Нивяник обыкновенный (Leucanthemum vulgare Lam.) 0,50

Кипрей болотный (Epilobium hirsutum L.) 0,31 Злаки (Gramineae, смесь) 0,15

Рогоз широколистный (Typha latifolia L.) 0,14 5 Горошек мышиный (Vicia cracca L.) 0,18

Злаки (Gramineae, смесь) 2,22 Лютик ползучий (Ranunculus repens L.) 0,34

Болотные фиоценозы Бодяк полевой (Cirsium arvense (L.) Scop.) 0,11

7 Осока пузырчатая (Carex vesicaria L.) б,53 Злаки (Gramineae, смесь) 0,12

Cабельник болотный ( Comarum palustre L.) 8,35

Таблица 4

Коэффициенты перехода 137Cs в виды мохового покрова различных БГЦ, Бк/кг/кБк/м2

Таблица 5

Коэффициенты перехода 137Cs в отдельные виды высших грибов лесных БГЦ, Бк/кг/кБк/м2

Участок Вид растительности КП

7 Сфагнум балтийский (Sphagnum balticum (Russ) C. Tens) 24,14

Плевроциум Шребера (Pleurozium schreberi (Willd.) Mitt.) 29,0S

Птилиум страусово перо (Ptilium crista-castrensis (Hedw.) De Not) 1б,88

S Гилокомий блестящий (Hylocomium splendens (Hedw.) B.S.G.) 17,S2

Дикран морщинистый (Dicranum rugosum Hedw.) 22,51

Сфагнум извилистый (Sphagnum flexuosum Dozy et Molk.) 43,б2

Вид гриба &сняк (уч. S) Ельник (уч. 1) Березняк (уч. 2)

Сыроежка (Russula sp. S.F.Gray) 144,2 39,4 22,8

Свинушка тонкая (Paxillus involutus Fr.) 1230,3 150,7 12,4

Горькушка (Lactarius rufus Fr.) 749,1 87,5 —

Рамария Инвала (Ramaria invalii Donk) 20,б — 4,6

Желчный гриб (Tylopilus felleus Karst) 520,б — —

Масленок обыкновенный (Suillus lu-teus (Fr.) S.F. Gray) 152,5 — —

Белый гриб (Boletus edulis Fr.) 107,б — —

Млечник (Lactarius sp. S.F.Gray) 55,5 — —

Рядовка (Tricholoma sp. Kumm) бб,2 — —

Подосиновик красный (Leccinum au-ranticum S.F.Gray) — — 10,3

Подберезовик обыкновенный (Leccinum scabrum S.F.Gray) — — 20,2

Скрипица (Lactarius vellereus Fr.) — — 13,8

Валуй (Russula foetens (Fr.) Fr.) — — 41,2

Выводы

В 30-километровой зоне влияния Смоленской АЭС не выявлено ухудшения качества окружающей среды; уровни загрязнения природных экосистем по 137С8 не выходят за пределы допустимых изменений. Особенности распределения радионуклида в природных средах этой территории во многом определяются ландшафтными условиями, структурой сформированных здесь растительных сообществ и компонентом БГЦ. В почвах автоморфных и гидроморфных ландшафтов, а также различных типов БГЦ запасы 137С8 и интенсивность его миграции в системе «почва — растение»

различны. Наибольшая интенсивность миграции отмечается в почвах болотных фитоценозов и лиственных лесов. Среди компонентов биоты максимальным уровнем накопления 137Cs характеризуются грибы, несколько меньшим — виды мохового покрова, затем травяно-кустарничкового яруса и минимальным —

компоненты древесного яруса. Для оценки состояния природных сред исследуемого региона в качестве биоиндикаторов радиоактивного загрязнения на современном этапе могут быть использованы: в древесном ярусе — ассимилирующие органы текущего года фор-

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Атлас загрязнения Европы цезием после чернобыльской аварии. Люксембург, 2001.

2. Базилевич Н.И., Титлянова А.А., Смирнов В.В. и др. Методы изучения биологического круговорота в различных природных зонах. М., 1978.

3. Горленко М.В., Бондарева М.А., Гарибова Л.В. и др. Грибы СССР: Справочник-определитель. М., 1980.

4. Егоров Ю.А. О понятии «экологическая безопасность атомных станций» // Экология регионов атомных станций. Вып. 1. М., 1993.

5. Егоров Ю.А. Экология регионов атомных станций — новое научное направление экологии // Экология регионов атомных станций. Вып. 2. М., 1994.

6. Ежегодный доклад МАГАТЭ за 2005 г. GC(50)/4. Вена, 2005.

7. Игнатов М.С., Афонина О.М. Список мхов территории бывшего СССР // Бриологический журнал «Arctoa». 1992. Т. 1—2.

8. Ильин Л.А, Глебова Л.Ф., Алексахин Р.М. Обоснование концепции экологической безопасности атомных станций и других предприятий ядерного топливного цикла // Атомная энергия. 1993. Т. 74, вып. 5.

9. Нифонтова М.Г., Алексашенко В.Н. Накопление 90Sr и i34,i37cs в грибах, лишайниках и мхах из ближней зоны Чернобыля // Экология. 1992. № 3.

10. Определитель сосудистых растений. М., 1995.

11. Рысин Л.П., Комиссаров Е.С., Маслов А.А. и др. Методические предложения по созданию системы постоянных пробных площадей на особо охраняемых территориях. М., 1988.

мирования и кора внутренняя; в травяно-кустарнич-ковом ярусе — представители папоротникообразных (Ро1уроёюрИу1а); в моховом покрове — сфагновые мхи, а из зеленых мхов — плевроциум Шребера; среди высших грибов — желчный гриб.

12. Смит У.Х. Лес и атмосфера. М., 1985.

13. Соколова О.А., Черников В.А. Экологическая безопасность и устойчивое развитие. Пущино, 1999.

14. Тихомиров Ф.А. Распределение и миграция радионуклидов в лесах ВУРС при радиоактивных выпадениях // Экологические последствия аварии на Южном Урале. М., 1993.

15. Цветнова О.Б., Шатрова Н.Е., Щеглов А.И. Накопление радионуклидов и тяжелых металлов грибным комплексом лесных экосистем // Сб. науч. тр. ИЯИ. № 3(5). Киев, 2001.

16. Цветнова О.Б., Щеглов А.И. Аккумуляция 137Cs высшими грибами и их роль в биогеохимической миграции нуклида в лесных экосистемах // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 1996. № 4.

17. Цветнова О.Б., Щеглов А.И. Радионуклиды в травя-но-кустарничковом ярусе лесных биогеоценозов // Радиационная биология. Радиоэкология. 1999. Т. 39, № 4.

18. Щеглов А.И., Цветнова О.Б., Тихомиров Ф.А. Миграция долгоживущих радионуклидов чернобыльских выпадений в лесных почвах европейской части СНГ // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 1992. № 2.

19. Ядерная энциклопедия. М., 1996.

20. Fraiture A., Guillitte O., Lambinon J. Interest of fungi as bioindicators of the radiocontamination in forest ecosystems // Transfer of radionuclides in natural and semi-natural environments. L.; N.Y., 1990.

21. Shcheglov А.1., Tsvetnova O.B., Klyashtorin A.L. Bio-geochemical migration of technogenic radionuclides in forest ecosystems. M., 2001.

Поступила в редакцию 12.04.08

137Cs IN COMPONENTS OF NATURAL ECOSYSTEMS IN THE 30-KM ZONE AFFECTED BY SMOLENSKAYA NUCLEAR POWER PLANT

O.B. Tsvetnova, A.I. Shcheglov

The article is dedicated to the peculiarities of 137Cs accumulation in components of natural ecosystems in the 30-km zone affected by Smolenskaya nuclear power plant (SNPP). It was shown that spatial distribution of 137Cs in the 30-km zone of SNPP depends on landscape and ecological characteristics of the experimental key sites. Type of ecosystem has a considerable affect on the 137Cs migration down the soil profile. The highest rate of 137Cs migration in soils is observed in bog phytocenosis and deciduous forests. Components of biota may be ranked by their capacity for 137Cs accumulation as follows: higher fungi > mosses > herbaceous vegetation > tree canopy. Nowadays different species and structures of biota components are suggested as bioindicators of radioactive contamination. The most important are accumulative organs and bast (among components of tree canopy), fern species (among herbaceous vegetation), Sphagnum (among mosses) and Pleurozium schreberi (among true mosses), Tylopilus felleus (among higher fungi).

Key words: Nuclear power plant, contamination, 137Cs, spatial distribution, vertical migration, transfer factors, soils, plants, higher fungi, bioindicators.

Сведения об авторах

Цветнова Ольга Борисовна, канд. биол. наук, ст. науч. сотр. кафедры радиоэкологии и экоток-сикологии. E-mail: otsv@soil.msu.ru

Щеглов Алексей Иванович, докт. биол. наук, профессор, зав. кафедрой радиоэкологии и экоток-сикологии. E-mail: shcheg@soil.msu.ru