Краснов В.П. Наукові основи використання продукції лісового господарства в умовах радіоактивного забруднення лісів

Краткое содержание

1.  СУЧАСНИЙ СТАН ВЕДЕННЯ ТА ВИКОРИСТАННЯ ПРОДУКЦІЇ

ЛІСОВОГО ГОСПОДАРСТВА В УМОВАХ РАДІОАКТИВНОГО ЗАБРУДНЕННЯ

Інтерес до проблем лісової радіоекології після аварії на Чорнобильській АЕС обумовлений тим, що акумуляція і перерозподіл радіонуклідів в лісових біогеоценозах специфічні, а ряд особливостей є притаманним виключно для лісів. Крім того, як було показано численними дослідженнями дочорнобильського періоду, саме для лісових екосистем характерними є найбільш тривалі періоди ефективного напівочищення від техногенних радіонуклідів у порівнянні з іншими ландшафтами (Тихомиров, 1976; Алексахин, Нарышкин, 1977; Алексахин, 1996; Тихомиров, Щеглов, 1997), внаслідок чого вони залишаються критичними ландшафтами з точки зору надходження радіонуклідів по трофічних ланцюгах до людини (Johanson, 1996; Strand et al., 1996; Дворник, 1998). Наслідки Чорнобильської катастрофи ліквідуються більше 10 років, однак і нині триває узагальнення результатів, отриманих лісовою радіоекологією (Алексахин, 1996; Тихомиров, Щеглов, 1997; Щеглов, Тихомиров, Цветнова, 1996; Дворник, 1998; Булавик, 1998; Краснов, 1998).

Підкреслюється, що в період, який минув після аварії на ЧАЕС, основними напрямками радіоекологічних досліджень в лісах було: виявлення ролі лісових біогеоценозів у перерозподілі радіоактивних опадів у регіональному і глобальному масштабах (Щеглов и др., 1994; Щеглов и др., 1996); накопичення радіонуклідів у основних компонентах лісових біогеоценозів – грунтах (Ипатьев и др., 1995; Бондаренко, 1997; Архипов и др., 1996; Булавик, 1998; Дворник, 1998; Краснов, 1998), деревних породах, з яких отримують деревну продукцію лісу (Ипатьев и др., 1995; Тихомиров, Щеглов, 1997; Булавик, Переволоцкий, 1997, 1998; Жученко, 1997; Кучма и др., 1998; Дворник, 1998; Краснов, 1998), ягідних та лікарських видах (Булавик, 1995; Ипатьев и др., 1998; Краснов и др., 1995; Краснов, 1998; Булавик, 1998), а також грибах (Ипатьев и др., 1995; Вассер и др., 1995; Цветнова, Щеглов, 1996; Булавик, Переволоцкий, 1998; Краснов, 1998); прогноз динаміки перерозподілу валового запасу переважно ¹³⁷Cs в лісах через 10-20 років після аварії на основі компартментного математичного моделювання (Мамихин и др., 1997; Ипатьев и др., 1995; Дворник, 1998).

Особливу увагу в останні роки дослідники звертають на обгрунтування використання продукції лісового господарства, а також організацію ведення лісового господарства в умовах радіоактивного забруднення (Краснов и др., 1995; Тихомиров, Щеглов, 1997; Калетник и др., 1998). Слід зазначити, що, незважаючи на досить значний прогрес у дослідженнях з лісової радіоекології за післячорнобильський період, було вирішено порівняно невелику частку проблем, які постали внаслідок аварії (Алексахин, 1996; Тихомиров, Щеглов, 1997). Низку важливих питань було вирішено лише фрагментарно, що не дозволяло ефективно використовувати продукцію лісового господарства в умовах радіоактивного забруднення та взагалі вести лісове господарство в лісах, забруднених радіонуклідами.

2.  ПРОГРАМА ТА МЕТОДИКА РОБІТ

Виходячи з поставленої мети досліджень та враховуючи стан і актуальність питання, програмою робіт було передбачено вивчити такі складові частини наукових основ використання продукції лісового господарства в умовах радіоактивного забруднення лісів:

1)      закономірності просторового розподілу радіонуклідів у лісових насадженнях України;

2)      міграція радіонуклідів у лісових біогеоценозах і в основні лісотвірні породи;

3)      особливості радіоактивного забруднення недеревної продукції лісу;

4)      особливості радіоактивного забруднення диких промислових тварин.

Об’єктом досліджень стали лісові екосистеми в держлісгоспах Держкомлісгоспу України, територія яких зазнала радіоактивного забруднення внаслідок аварії на Чорнобильській АЕС. Для визначення масштабів радіоактивного впливу на лісові екосистеми, площ лісових земель, забруднених ¹³⁷Cs і розподілу їх за рівнем забруднення радіонуклідами, починаючи з 1986р., за методиками, в розробці яких приймав участь автор та за його керівництвом і безпосередньою участю було проведено обстеження лісів Житомирської, Рівненської, Волинської, Кіровоградської та Одеської областей на площі
1653 тис.га. За період з 1986 по 1992 рік на цій території було відібрано 17 тисяч зразків грунту.

Для вивчення інтенсивності міграції радіонуклідів у складові частини лісових біогеоценозів та в тканини і органи основних лісотвірних порід Українського Полісся було створено мережу із 45 постійних пробних площ (ППП). Насадження, де закладено ППП, репрезентують сухі, свіжі, вологі та сирі умови борів, суборів та сугрудків. Щільність забруднення грунту на дослідних об’єктах коливалася в межах від 35 до 585 кБк/м².

Дослідження накопичення  ¹³⁷Cs ягідними рослинами провадилися протягом 1991-98рр. на 10 ППП, розташованих в Лугинському, Словечанському та Житомирському держлісгоспах. З метою охоплення радіоекологічними дослідженнями основних ягідних видів регіону (чорниця, брусниця, буях, журавлина, малина звичайна, суниці) головних типів лісорослинних умов, які складають основу екологічних ареалів ягідних видів, було проведено широкі маршрутні дослідження у Центральному Поліссі. Радіоактивне забруднення журавлини болотної вивчалося на 10 ППП, закладених у Словечанському, Білокоровицькому та Житомирському держлісгоспах.

З лікарських рослин об’єктами досліджень були види, занесені до Держфармакопеї (1991): конвалія звичайна (Convallaria majalis L.), лікарська сировина – трава, суцвіття; звіробій звичайний (Hypericum perforatum L.), лікарська сировина – трава; крушина ламка (Frangula alnus Mill.), лікарська сировина – кора, ягоди; багно болотне (Ledum palustre L.), лікарська сировина – пагони з листям; брусниця (Vaccinium vitis – idaea L.), лікарська сировина – пагони з листям.

Відбір органів і тканин копитних провадився відповідно до чинних методик та інструкцій [1991,1992]. Внутрішні органи і тканини відбиралися на місці відстрілу і транспортувалися в охолодженому вигляді. Зразки скелетних м’язів відбиралися з лівої задньої кінцівки, очищалися від сполучних тканин і подрібнювалися [Karlen, Johanson, Birgstrom, 1991, Eriksson, Gaichenko,
Jones, 1996].

Аналіз ботанічного складу вмісту рубця провадився у пробах після визначення питомої активності за модифікованою методикою [Eriksson,Palo,Soderstrom,1981,Петров, 1996, 1996а, Шелест, 1997]. Систематичний аналіз видів провадився за визначником вищих рослин України [Доброчаева, Котов, Прокудин и др., 1987].

Дані, отримані після вимірювання на аналізаторі, автоматично заносилися
у базу даних ПЕОМ IВМ 486 для здійснення вибірок за заданими параметрами та подальшої обробки.

3.  Закономірності просторового розподілу радіонуклідів у лісових насадженнях

Вже відразу після аварії на Чорнобильській АЕС необхідно було терміново вирішити ряд невідкладних проблем, основні із яких полягали у кількісній та якісній оцінці масштабів радіоактивного забруднення територій та лісової рослинності. Це завдання вирішувалося у системному підході: від простого обстеження лісів на рівні радіоактивного забруднення наявними на той час приладами і відповідними прийомами до поквартально-контактного, з відбором зразків грунту, обстеження.

Обстеження було завершено у 1992 році. Внаслідок проведених робіт виявлено, що найпоширенішим радіоактивним елементом-забруднювачем лісових площ України є ¹³⁷Cs. На даний час матеріали радіоактивного забруднення лісових грунтів ¹³⁷Cs становлять основу для прийняття конкретних рішень.

Проведені дослідження у 18 областях України показали, що на 38.6% обстежених площ щільність радіоактивного забруднення грунту становить понад 1Кі/км². Значно вищий цей відсоток по Житомирській (60.1), Рівненській (56.3), Київській без 30-км зони (52.2) областях. Для Волинської області він становить 23.6% і Чернігівської – 21.4%. Узагальнені матеріали радіоактивного забруднення лісів засвідчили, що за межами зони відчуження ЧАЕС існують значні площі лісів, на яких заборонено господарську діяльність – 40.8 тис.га, введено регламентацію використання продукції із деревних порід – 101.5 тис.га та недеревної продукції лісу – 1190.5 тис.га.

Проведені дослідження виявили наявність значної строкатості радіоактивного забруднення лісового фонду України. Ця неоднорідність радіоактивного забруднення лісових площ є характерною як для лісів адміністративних областей, так і держлісгоспів, лісництв (рис. 1) і, навіть, окремих кварталів. Неоднорідність радіоактивного забруднення поставила питання про необхідність більш детального обстеження таксаційних кварталів. Було виявлено значне варіювання показників радіоактивного забруднення грунту. Коефіцієнт варіації мав значення 30 - 40%, а для окремих таксаційних кварталів – більше, ніж 100%. Мозаїчність значно сильніше виражена на територіях, де за наявними картографічними матеріалами інтенсивність радіоактивного забруднення грунту є вищою, у порівнянні із територіями, де цей показник має невеликі значення.

Вплив лісозаготівельних машин на грунт, внаслідок перемішування верхніх його шарів, призводить до значного збільшення мозаїчності забруднення території. Вміст радіоцезію на площі пасік збільшився на 45.6%, на волоках зменшився на 36.5%. Досить небезпечними радіоактивними мікровогнищами
є місця спалювання порубочних залишків, де вміст радіоцезію збільшується на 480-610%.

Проведені широкомасштабні дослідження у дванадцяти областях України виявили значні відмінності у накопиченні радіоцезію продуктами лісу. Для лісостепової і степової зон у відібраних і проаналізованих на спектроаналізаторах зразках лісових ягід і плодових тіл їстівних грибів вміст радіоцезію перевищує гранично допустимий вміст (ДР-97) даного радіонукліду в 24% загальної кількості зразків. У зразках кормових трав перевищень за вмістом радіоцезію не виявлено. В областях, розміщених у зоні Українського Полісся, міграція радіоцезію у продукцію лісу спостерігається значно виразніше. Від загальної кількості проаналізованих зразків ягід і грибів (10741 шт.) у 59.1% концентрація ¹³⁷Cs перевищує допустимі рівні. Для кормових трав ця частка становить 15.5% від загальної кількості (5945 шт.) зразків, що вказує на суттєву масштабність радіоактивного забруднення лісогосподарської продукції.

Для регламентації ведення лісогосподарських робіт і використання продукції лісу всі лісогосподарські підприємства України розподіляються на чотири групи:

1 група – держлісгоспи, у яких щільність забруднення грунту ¹³⁷Cs менше
1 Кі/км²;

2 група – держлісгоспи лісостепової і степової зон України з наявністю лісових площ із щільністю забруднення грунту ¹³⁷Cs до 10 Кі/км²;

3 група – держлісгоспи Українського Полісся, з наявністю лісових площ, територія яких забруднена ¹³⁷Cs менше 5 Кі/км²;

4 група – держлісгоспи Українського Полісся, з наявністю лісових площ,
де забруднення ¹³⁷Cs становить більше 5 Кі/км².

Рис. 1 Щільність забруднення ¹³⁷Cs Зажеревецької дачі Лугинського лісництва Лугинського держлісгоспу Житомирської області, Кі/км²

Для організації ведення лісового господарства на радіоактивно забруднених територіях ¹³⁷Cs пропонується більш детальне зонування.

Для отримання об’єктивної первинної інформації про радіаційний стан
у лісових екосистемах провадився радіомоніторинг продукції лісового господарства. У процесі досліджень було виявлено також недоцільність використання мережі пунктів спостережень, яка базується на рівномірному розташуванні об’єктів по території регіону. Об’єкти досліджень, у своїй переважній більшості, повинні розташовуватися у зонах при різних щільностях забруднення лісового грунту ¹³⁷Cs та в різних типах лісорослинних умов.

4.  ВИКОРИСТАННЯ ДЕРЕВНИХ ПОРІД ЛІСІВ НА ТЕРИТОРІЯХ, УРАЖЕНИХ АВАРІЙНИМИ ВИКИДАМИ ЧОРНОБИЛЬСЬКОЇ АЕС

Накопичення ¹³⁷Cs у складових компонентах лісових біоценозів визначається надходженням радіонуклідів при кореневому живленні рослин. При цьому, грунт та органічний опад є основним місцем зосередження радіонуклідів
у біогеоценозі. Значну роль у перерозподілі радіонуклідів відіграє моховий покрив. Найбільша ємність радіонуклідів (до 49% валового запасу у грунті) характерна для лісової підстилки середньовікових насаджень (21-40 років) проти 41% в насадженнях 11-20-річного віку.

Завдяки розкладу органічного опаду відбувається поступове заглиблення радіонуклідів у мінеральну частину грунту. Кількісні характеристики цього процесу відрізняються між собою в залежності від типів лісорослинних умов. Протягом 1994-97рр. вміст ¹³⁷Cs у мінеральній частині грунту підвищився в борах від 26.8 до 41.3% загальної кількості, в суборах – від 37.1 до 45.6% і в сугрудках – від 57.8 до 69.6%. Досить важливу роль для величини швидкості вертикальної міграції відіграє ступінь зволоженості грунтів. Із зростанням вологості інтенсивність міграції радіонуклідів у них зростає. Відповідно збільшується вміст ¹³⁷Cs у лісовій підстилці. Так у сухих борах в ній зосереджено 21.2%, а в сирих – 39.9% загальної активності грунтового профілю.

Важливим чинником у перерозподілі радіонуклідів між лісовою підстилкою та мінеральною частиною грунту є склад насадження. Згадане співвідношення під березовим деревостаном становило 30.2 і 69.8% від загального вмісту ¹³⁷Cs, під сосновим – 62.9 і 18.7%, мішаним (8С2Б) – відповідно 57.4 і 38.9%.

Інтенсивність надходження та нагромадження радіонуклідів у складових компонентах соснових насаджень також залежить від типів лісорослинних умов. Так у вологих борах, суборах і сугрудках у деревному наметі зосереджено, відповідно, 15.9; 14.9; 5.5 загальної активності ¹³⁷Cs, в живому покриві – 10.0; 15.9; 0.6%, в неживому – 8.8; 34.4; 17.3%, у грунті – 65.3; 34.8; 76.1%.
За результатами досліджень лісорослинні умови відіграють значну роль при накопиченні ¹³⁷Cs в тканинах та органах деревних видів. В гігротопному ряду забрудненість тканин та органів зростає від свіжих до сирих умов, а в трофотопному ряду (від борів до сугрудків), навпаки – їх забрудненість зменшується. Виявлену закономірність підтверджено розрахованими коефіцієнтами накопичення та переходу (табл. 1). Величини останніх у гігротопному ряду збільшуються, а в трофотопному – зменшуються. Слід відмітити, що з 1991 по 1996 рр. виявлено підвищення радіоактивного забруднення тканин та органів, а відповідно, і розрахованих коефіцієнтів. Достатньо чітко це простежується на прикладі крайніх типів – борів і сугрудків. Коефіцієнти накопичення за цей період підвищилися у 2.1 рази, у сугрудках – залишилися практично сталими. Також виявлено суттєві відмінності в накопиченні радіонуклідів у шарах радіальних приростів деревини сосни звичайної в різних лісорослинних умовах. Вміст радіонуклідів у шарах деревини зменшується від периферії до центру стовбура.

Слід наголосити на неоднозначному накопиченні радіонуклідів деревними видами в різних лісорослинних умовах. Так коефіцієнт переходу ¹³⁷ Cs в деревину берези становив у свіжих суборах – 2.10, у вологих суборах – 0.80 і у вологих сугрудках – 0.58. Подібна тенденція проявляється і для інших деревних видів. Отже, крім біологічних особливостей деревних видів, інтенсивність поглинання радіонуклідів значною мірою залежить і від лісорослинних умов їх росту. Вікова категорія насаджень також відіграє свою роль в поглинанні ¹³⁷Cs із грунту. Виявлено, що інтенсивність поглинання, а відповідно і накопичення, радіонуклідів вища в 11 -20-річних насадженнях у порівнянні з насадженнями
у віці 0-10; 21-40; 41-80 років.

Таблиця 1 - Динаміка коефіцієнтів накопичення та переходу ¹³⁷Cs в тканинах та органах сосни звичайної в різних лісорослинних умовах Українського Полісся

Виявлено збільшення надходження, а відповідно і вмісту, ¹³⁷Cs в деревних видах при підвищенні величини щільності радіоактивного забруднення грунту. Встановлено, що завдяки природним факторам зовнішня частина кори на сьогодні менш забруднена радіонуклідами в порівнянні з першими роками поставарійного періоду. В той же час відмічається підвищення вмісту ¹³⁷Cs
у внутрішній частині кори. За 1991-96 рр. розраховані коефіцієнти накопичення
і переходу для даної частини кори зросли в 1.5–1.7 рази. Максимальних значень питома активність ¹³⁷Cs у корі досягає при її відборі з верхньої частини стовбура.

Для господарського використання отримуваної продукції із деревини важливим є знання гранично-допустимої щільності радіоактивного забруднення грунту, за якої деревина буде відповідати нормативам на вміст радіонуклідів. Притримки, розраховані для деревини сосни звичайної, що зростає в умовах свіжих та вологих суборів. Одержані протягом 1991-95рр. матеріали свідчать, що з кожним роком притримки стають більш жорсткими. Якщо в 1991р. паливну деревину отримували в межах допустимих норм вмісту ¹³⁷Cs за щільності радіоактивного забруднення грунту 222 кБк/м², то в 1995р. – при 130 кБк/м². Величини притримок різняться в різних лісорослинних умовах, що обумовлено відмінностями інтенсивності надходження радіонуклідів у деревні види.

Практичне значення мають складені на підставі даних досліджень номограми з визначення питомої активності ¹³⁷Cs в деревині без рубки модельних дерев за активністю радіонуклідів у корі. При незначних трудовитратах відбирається кора, для якої провадиться спектрометричний аналіз, після цього за номограмами визначається питома активність ¹³⁷Cs у деревині.

5.  ВИКОРИСТАННЯ НЕДЕРЕВНОЇ ПРОДУКЦІЇ ЛІСУ В УМОВАХ РАДІОАКТИВНОГО ЗАБРУДНЕННЯ

Вивчення радіоактивного забруднення ягідних рослин родини брусничних провадилося у 1991-1998 рр. на прикладі чорниці в оптимальних для  її розвитку умовах – у вологих суборах. Виявлено, що на пробних площах середній коефіцієнт варіювання щільності радіоактивного забруднення грунту становить 17%. Виявлено, що загальною закономірністю є збільшення питомої активності ¹³⁷Cs в надземній фітомасі чорниці зі збільшенням щільності його радіоактивного забруднення (табл. 2).

Таблиця 2  -  Накопичення ¹³⁷Cs із грунту надземною фітомасою чорниці на постійних пробних площах у 1995р.

Отримані нами дані свідчать про істотне варіювання значень КП із грунту до фітомаси чорниці по роках. Показано, що середні значення КП для ягід суттєво різняться протягом 1991-1996 рр. на кожному стаціонарі (F_ф>F_0.99). Для динаміки величини КП характерною тенденцією є загальне зменшення значень протягом 1991-93 рр. та суттєве збільшення значень у 1994 році, у порівнянні із попереднім періодом.

Максимальні значення КП із грунту у свіжі ягоди характерні для чагарників з родини брусничних. З них найбільш інтенсивно радіонуклід надходить до ягід чорниці (КП=10,6), далі у порядку зменшення ідуть буях (КП=9,4) та брусниця (КП=8,3).

При цьому слід наголосити, що у вологих сугрудках чорниця виступає як слабкий накопичувач ¹³⁷Cs із грунту, а у вологих суборах – як сильний, при переході до сирих суборів цей вид стає дуже сильним накопичувачем радіоцезію. Середні значення КП у системі "грунт – свіжі ягоди" в різних едатопах пред- ставлено у таблиці 3.

Таблиця 3  -  Коефіцієнти переходу ¹³⁷Cs із грунту в свіжі ягоди в різних едатопах

Отримані дані дозволяють стверджувати, що зв’язок питомої активності ¹³⁷Cs у свіжих ягодах чорниці із усіма складовими радіаційної обстановки мультиплікативний, тісний (r=0.94-0.94) та вірогідний (рис. 2).

За допомогою рівнянь або поданих графіків залежностей (рис. 2) можна визначити очікувану питому активність ¹³⁷Cs у свіжих ягодах різних видів у конкретних типах лісорослинних умов, а також гранично-допустимі рівні щільності забруднення грунту ¹³⁷Cs для заготівлі ягід, вміст радіоцезію в яких не перевищував би ДР-97 (500 Бк/кг).

Розраховано, що заготівлю свіжих ягід чорниці можна провадити у свіжих та вологих суборах при щільності забруднення грунту до 2,0 Кі/км², а у свіжих та вологих сугрудках - до 15,0 Кі/км²; ягід брусниці у свіжих борах та суборах -
до 0,1 Кі/км², ягід буяхів у вологих суборах - до 2,0 Кі/км², у вологих борах та сирих суборах - до 1 Кі/км², а у сирих борах заготовляти не рекомендується.

Накопичення радіонукліду в певному виді лікарських рослин залежить від складного комплексу факторів. До групи внутрішніх факторів належать біологічні особливості видів: систематичне положення, життєва форма, глибина розміщення кореневої системи у грунті, тощо.

Систематична належність суттєво впливає на накопичення  ¹³⁷Сs  в рослинах.

У борах та суборах концентратами даного радіо-нукліду є види з родин вересових (верес, багно болотне, підбіл білолистий) та брусничних (чорниці, брусниці);

у сугрудках - види родин розових, лілійних, раннико- вих;

у грудах - види родин осокових, губоцвітих, маре-нових. В них заготовляється лікарська сировина більше 10 видів рослин.