CC BY
23
3. Логгинов Б.И., Киричок Л.С. Методологические рекомендации по защитно-декоративному облеснению терриконов угольных шахт Донбасса. - Боярка: 1978. - 34 с.
4. Погребняк П.С. Основы лесной типологии. - К.: Изд-во АН УССР. 1995. -С. 150-232.
5. Рекомендации по формированию мелиоративного растительного покрова на отвалах угольных шахт Донбасса. - Донецк: 2002. - 36 с.
УДК 633.88:539.16:546.36(477.4) А.1. Гетьманчук, пошукач - УкрНДШГА;
В.П. Краснов, д-р. с.-г. Наук; О.О. Орлов, канд. бюл. наук -
Полкький фiлiал УкрНДШГА
НАКОПИЧЕННЯ 137Cs У КОР1 КРУШИНИ ЛАМКШ У ПОЛ1СС1
УКРАШИ
• • • 137 . . .
Проаналiзована динамiка BMiCTy Cs у Kopi крушини ламко'1 при р1знш щiльнoстi pадioактивнoгo забруднення грунту в pi3Hi пеpioди спостережень.
A.I. Getmanchuk - UkrSRIFA; V.P. Krasnov, O. O. Orlov - Poliskiy Branch of UkrSRIFA
1
Cs accumulation in the bark of Frangula alnus Mill. in Polissya of Ukraine
Dynamics of 137Cs content in the bark of Frangula alnus has been analyzed under different density of radioactive ground deposition and during various observation periods.
Крушина ламка (Frangula alnus Mill.) - невеликий розгалужений кущ або деревце, досить поширений вид тдшску у багатьох типах умов мюцез-ростання Полюся Украши. У той же час, вона широко використовуеться в на-роднш [1] та науковш [2] медицит. Шсля авари на Чорнобильськш АЕС ви-никли проблеми з використанням кори крушини ламко1, оскшьки на значних територ1ях вщбулося спочатку поверхневе, а в наступт роки внутршне ра-дюактивне ïï забруднення. Актуальним стало питання встановлення законо-м1рностей мiгpацiï радюнуклщв у лшарсью рослини i встановлення факто-р1в, якi впливають на цей процес.
137
Л^ературних джерел, присвячених вивченню вмiстy Cs у крушит ламкш, досить мало. Фpагментаpнi дослщження з цього приводу були проведет в Бшоруш та Укршш. Бiлopyськi вченi вивчали iнтенсивнiсть накопичен-ня 137Cs та 90 r крушиною ламкою i розглядали дану рослину як компонент ль сового бюгеоценозу [3]. Дoслiдження були поставлен не з метою визначення вмюту pадioнyклiдiв у лiкаpськiй сиpoвинi (rapi) i фактopiв, якi визначають цей процес, а з метою вивчення даного виду як фггомелюранта для отриман-ня "чистоГ у pадiацiйнoмy планi деревини сосни звичайнoï. Дослщники вста-новили, що крушина штенсивно накопичуе pадioактивнi елементи з грунту i що деревина сосни, при вЫх шших piвних умовах, мютить менше радюнукль дiв на площах, де зростае крушина, тж на дшянках без цiеï рослини [4].
Украшсью дoслiдники пiд час вивчення штенсивност pадioактивнoгo забруднення piзних видiв лiкаpських рослин на початку 90-х роюв минулого
137
столггтя вiднесли крушину ламку до пoмipних накoпичyвачiв Cs [5]. Було
встановлено, що середня величина коефщента переходу даного радюнукшду з грунту у кору крушини склала у вологих суборах 15,4±1,8 [6].
Пошук лiтературних джерел, а також анашз iснуючих дав змогу зро-бити висновок про слабку вивчешсть особливостей накопичення радюнукль дiв крушиною ламкою. Дослiдження переважно мають фрагментарний, нет-ривалий характер.
137
Метою дослщжень було вивчення особливостей накопичення Cs у корi крушини ламко! за перiод спостережень 1991-2002 рр. та встановлення залежностей мiж щiльнiстю радiоактивного забруднення грунту та вмютом радiонуклiдiв у лжарськш сировинi (корi).
Дослiднi роботи проводились на 7 постшних пробних площах (П.П.П.), якi закладенi у середньовшових (40-50 рокiв) соснових насадженнях з добре розвинутим шдшском крушини ламко! (зiмкнутiсть 0,5-0,8, висота 2,0-2,5 м), в найбшьш характерному для даного виду тиш умов мiсцезростання - вологих суборах (табл. 1). Кора крушини вщбиралася рiвномiрно на пробнш площi (50x50 м) у трикратнш повторностi. У межах пробно! плошд вiдбирались зраз-ки грунту, також у трикратнш повторност^ навколо кушдв, з яких вiдбиралася кора. Глибина вщбору зразка грунту - 10 см. yd зразки ф^омаси та грунту ви-
137
сушувалися, подрiбнювалися, аналiзувалися на вмiст Cs за допомогою бага-токанального спектроаналiзатора "AFORA" LP-4900 B з нашвпровщниковим детектором ДГДК-100-В3. Результати дослiджень оброблялися за допомогою паке^в прикладних програм Statgraphics та Excel.
Табл. 1. Таксацшна та рад'шцшна. характеристика постшних пробних площ
№ з/п Таксащйна характеристика Щшьтсть забруднення грунту Cs, Ki/км
склад насадження вш, рошв клас боттету повнота тип умов мшцезростання
28 10 С 40 1 0,8 В3 2,0
25 10 С + Б 50 1 0,8 В3 2,7
27 10 С, од. Б 40 1 0,7 В3 2,7
26 10 С 40 1 0,7 В3-4 4,3
23 10 С 45 1 0,8 В3 6,5
24 10 С 40 1 0,8 В3 14,0
21 10 С, од. Б 40 1 0,8 В3 14,1
22 10 С + Б 45 1 0,8 В3 18,8
На вшх закладених пробних площах спостер^аеться значне коливання величини питомо! активност кори крушини по кожному з роюв (табл. 2). Так, при мшмальних значеннях шдльност радiоактивного забруднення грун-
137
ту (П.П.П.-28) спостер^аеться наступна динамiка вмюту Сб у корi: макси-мальне значення - 1,9' кБк/кг (1991 р.), мiнiмальне - 0,6 ' кБк/кг. Тобто показник перевищуе першого над другим у 3,2 рази. При максимальних зна-ченнях щшьносл радiоактивного забруднення грунту (П.П.П.-22) величина питомо! активностi кори коливалась вщ 3,6±138 кБк/кг (1996 р.) до 26,8±187 кБк/кг (1991 р.). Показник перевищуе на 7,4 рази. У цшому, за перюд спосте-
137
режень ч^ко простежуеться зменшення вмiсту Сб у корi крушини з роками. Питома актившсть радюнукшду у даному видi лжарсько! сировини у
128
Лшвницьш дослiдження в УкраТш
2002 р. становила 8,0-66,7 % вщ рiвнiв даного показника на початок дослщ-жень (1991 р.). Спостер^аеться бiльш рiзкий спад радiоактивного забруднен-ня кори крушини на пробних площах, якi мають бiльшi величини радюактив-ного забруднення грунту. Так, питома актившсть кори крушини на пробних площах 28 i 25 склала 57,9 i 66,7 %о вiд рiвня 1991 р., а на П.П.П. 21 i 22 -20,3 i 13,8 %. Зниження вмiсту радiонуклiдiв у корi крушини пояснюеться зменшенням iнтенсивностi 1х надходження з грунту кореневим шляхом, що
137
пояснюе необмiнне закршлення Сб у верхнiх горизонтах грунту i зниження його мобiльностi.
Табл. 2. Динамжа питомо'1 активностi 137С$у корi крушини ламко'1 на
постшних пробних площах по роках
№ з/п а*, к1/км2 Питома актившсть 137 Сб у кор1 по роках, кБк/кг
1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 2002
28 2,0 1 9±0,26 1,7±0Д3 0,7±0'07 1,8±0Д4 0,7±0Д2 0,8±0'05 0,6±0'26 1Д±0Д3
25 2,7 3,0±0Д/ 1,4±0'30 1,0±0Д3 1,1±0'39 1,2±0'12 1,0±0Д3 1,5±0'04 0,2±0ДЛ
27 2,7 1,3±0'09 2,0±0'14 0,7±0'0/ 2 2±0'22 1,2±°л° 1 2±0,02 0,8±0'09 0,5±0'04
26 4,3 7,6±0'62 5,6±0'/4 2,6±0'23 3,3±0'43 3,5±0'61 2 4±0,08 1,5±0'23 1,6±0'50
23 6,5 6,1±0'63 3,5±0'35 2,0±0'20 3,7±0'ш 2 4±0,60 2,4±3'03 1,8±0'33 0,8±0'0/
24 14,0 7,5±0'5У 4,1±0'48 3,8±0'35 4,3±3'33 7,2±1'2/ 2,3±0'30 3,9±0'14 0,6±0Д9
21 14,1 21,2±3'// 15,7±1'63 5,7±0'49 10,4±1'56 7,6±1,00 6,1^ 8,0±0'66 4,3±0'75
22 18,8 26,8±1'8/ 15,6±3'34 4,2±0'41 10,0±1'34 8,3±0'2/4 3,6±1'38 7 7±2,06 3,7±0'32
Примггка: *щшьшсть радюактивного забруднення грунту Сб
137
Результати дослщжень свщчать про значнi коливання вмiсту Сб у корi крушини по роках. Тобто не спостер^аеться монотонного зниження пи-томо! активностi згаданого радюнуклщу у лiкарськiй сировинi iз року в рш. Таке явище пояснюеться погодними умовами вегетацшних перiодiв. Вщомо iз спостережень за iншими рослинними видами, що при достатньо теплш i
. 137
вологiй погодi вiдмiчаеться збiльшення м^рацшно! здатностi Сб у грунтi та в рослини [7]. Про динамiчний характер штенсивност надходження ра-дiонуклiдiв у крушину ламку по роках св^ать величини коефщенпв пере-
137
ходу Сб iз грунту у кору (рис. 1). Певно! закономiрностi у динамщ даного коефiцiенту по роках для вЫх пробних площ ми не вщм^или. Вiрогiдно, це пов'язано з особливютю грунтiв у кожному конкретному випадку. Але за-гальна тенденщя на всiх пробних площах вiдмiчаеться - зниження надход-
137
ження Сб у кору крушини з роками шсля авари на ЧАЕС.
Дослщження, проведенi у 1997 р. на пробних площах, як були закла-денi у рiзних типах умов мюцезростання - вологих суборах i сугрудках, де крушина створюе значш заростi, дали змогу вiдзначити бшьш iнтенсивне на-копичення радiонуклiду на вщносно бiдних грунтах (коефiцiент переходу -15,8), шж на вщносно багатих (КП = 6,1). Це вказуе на необхщшсть викорис-тання люотиполопчного пiдходу до експлуатаци ресурЫв кори крушини.
• 137
Нами проведений регресшний аналiз зв'язку питомо! активностi Сб у корi крушини з радiацiйними характеристиками грунту: питомою актившс-тю радiонуклiду у груни, щiльнiстю радiоактивного забруднення грунту, по-тужнiстю експозицшно! дози (ПЕД) гамма-випромшювання на висотi 1 м вщ
Рис. 1. Багаторiчна динамша коефiцieнтiв переходу 137Csу кору крушини ламко'1
на пробних площах
Model: v3=a+b*v5 y=(-789.1105)+(99.97152)*x
6500
5500
4500
£ 3500 О
J 2500 <
1500 500 -500
10 15 20 25 30 35 40 45
F1
Рис. 2. Залежшсть питомо'1 активностi137Csу корi крушини ламко'1 (Бк/кг) eid ПЕД на висотi 1 м eid поверхш tрунту (мкР/год)
поверхш грунту. Вже MaTepiara першого року спостережень (1991 р.) показали, що у Bcix випадках юнуе тюний, лшшний, позитивний, достовipний при 0,01 % piвнi знaчимоcтi зв'язок мiж показниками, що вивчалися. Отримаш ре-
137
зультати i нaдaлi використовувалися для прогнозування piвнiв вмюту Cs у коpi крушини. Подiбнi доcлiджeння 2002 р. пiдтвepдили, що для кори круши-
137
ни юнуе тюний зв'язок мiж вмicтом у нш Cs та складовими paдiaцшноl си-туаци на пpобнiй плошд (табл. 3): мyльтиплiкaтивний - з щшьшстю радюак-тивного забруднення грунту (коефщент кореляцп доpiвнювaв 0,87) та ль нiйний - з потужшстю експозицшно! дози гaммa-випpомiнювaння (рис. 2). Проведет дослщження дали змогу розрахувати допycтимi piвнi покaзникiв paдiaцiйноl ситуаци, при яких можлива зaготiвля кори крушини. Розрахунки
о о
с с
о.
с с 1
0 о о о о
-ХГО о
130
Лшвницьш дослвдження в УкраТш
показали, що для щiльностi радiоактивного забруднення грунту це значення не повинно перевищувати 32 кБк/м , для ПЕД на висотi 1 м - 14 мкР/год, для ПЕД на грунт - 17 мкР/год.
Табл. 3. Параметри рiвнянь залежностi вм^ту 137С$у корi крушини _ламко'1 у 2002 р._
Змшт Вид р1вняння Коефщ1ент кореляцн Коефщ1енти р1вняння
а Ь
Питома активтсть 137Сб у кор1 (Бк/кг) ввд щшьност1 радюактивно-го забруднення грунту (кБк/м2) У - ахь 0.87 12.02* 1.12
Питома активтсть 137Сб (Бк/кг) у кор1 ввд ПЕД на висот1 1 м (мкР/год) У = а + Ьх 0.77 -789.1 99.97
Питома активтсть 137Сб у кор1 (Бк/кг) ввд ПЕД на грунт! (мкР/год) У = а + Ьх 0.81 -597.1 69.44
Прим1тка: *1о§ а.
Висновки
• • 137
Крушина ламка належить до рослин, як штенсивно накопичують Сб. На площах з бшьш багатими типами умов мюцезростання спостер^аеться
137
зменшення iнтенсивностi м^аци Сб у кору крушини ламко! з грунту.
Протягом перюду спостережень (1991-2002 рр.) спостер^аеться змен-
137
шення вмiсту Сб у корi крушини ламко!.
137
1снуе тiсний кореляцiйний зв'язок мiж питомою активнiстю Сб у ко-рi крушини ламко! та складовими радiацiйно! ситуацi!. У сучасних умовах можлива заго^вля лжарсько! сировини з кори крушини ламко! на дшянках з величиною шдльност радiоактивного забруднення грунту до 32 кБк/м2 (0,9 Ю/км2).
Л1тература
1. Носаль М.А., Носаль И.М. Лекарственные растения и способы их применения в народе. - Киев, 1958. - 256 с.
2. Государственная фармакопея СССР. - 11-е издание. - В 2-х томах, т. 2. - М: Медицина, 1990. - 440 с.
3. Булко Н.И. Накопление радионуклидов деревьями основного яруса и подлесочны-ми породами// Проблемы лесоведения и лесоводства. - Сб. науч. трудов ИЛ НАНБ, вып. 43. -Гомель, 1995. - С. 60-66.
4. Лес. Человек. Чернобыль// Под ред. В. А. Ипатьева - Гомель, 1999. - 452 с.
5. Орлов О.О., Краснов В.П., 1ркл1енко С.П., Турко В.М., Шелест З.М., Коротко-ва О.З. Вивчення радюактивного забруднення лшарських рослин лю1в Укра!нського Полюся// Проблеми екологи лю1в 1 люокористування на Полюа Укра!ни. - Науков1 пращ Полюько! АЛНДС, вип. 3. - Житомир: Волинь, 1996. - С. 55-64.
6. Краснов В.П., Орлов А.А., Ирклиенко С.П., Турко В.Н., Шелест З.М., Корот-кова Е.З. Загрязнение цезием-137 лекарственных растений лесов Украинского Полесья// Растительные ресурсы. - 1996, т. 32, вып. 3. - С. 36-43.
