Вплив інших параметрів грунту на накопичення І37Сs в узагальне-ному вигляді можливо сформулювати так, інтенсивність надходження радіонукліда із грунту до фітомаси тим більша, чим менший в ньому вміст дрібнодисперсних фракцій - мулистої та глинистої; менше значен-ня рН (більша кислотність); менший вміст обмінних форм К+, як іона-антагоніста І37Сs; менший ступінь насиченості основами ґрунтового по-глинаючого комплексу [18].

5 Акумуляція радіонуклідів мохами та лишайниками

Мохово-лишайниковий ярус є важливим компонентом лісових біогеоценозів, особливо в хвойних лісах бореального типу, характерних для Лісової зони. Наприклад, в Українському Поліссі основні площі зай-мають соснові ліси зеленомошні, зеленомошно-чагарничкові, довгомошні, сфагнові, лишайникові. Біологічні особливості мохів та лишай-ників істотно впливають на перерозподіл радіонуклідів у лісових еко-системах. Види мохово-лишайникового ярусу накопичують радіонукліди у 10-100 разів інтенсивніше, ніж види, що складають трав'яно-чагарничковий ярус лісу.

Усім видам класу мохів притаманна висока сорбційна місткість та значна міцність фіксації високодисперсних радіоактивних частинок. Крім того, мохи утворюють суцільні "килими" або "подушки", характе-ризуються значною площею листкової поверхні, водоутримуючою здатністю, повільними процесами наростання та відмирання фітомаси [12, 13]. Вони перехоплюють значну частку радіонуклідів, що надходять у лісову або лісоболотну екосистему, включають їх у малий біо-логічний кругообіг. Інтенсивність накопичення радіонуклідів мохами наочно можна ілюструвати на прикладі І37Сs. Після аварії на ЧАЕС вміст його у мохах Уралу та Західного Сибіру (2-3 тис. км на схід від джерела викидів) зріс у 20-40 разів порівняно з доаварійним періодом [17]. На Поліссі питома активність І37Сs у лісових мохах так само зросла і ста-новить: 100-2600 кБк/кг (зона відчуження ЧАЕС), 50-250 кБк/кг (Житомирська та Рівненська області, 200-300 км від місця аварії). Якщо зіставити питому активність І37Сs у лісових мохах з відповідним показ-ником радіоактивних відходів (75 кБк/кг), то як бачимо, вміст радіо-нукліда у мохах в ряді випадків більший, ніж у відходах. Питома актив-ність радіонуклідів у мохах перевищувала відповідний показник грунту в 10-100 разів [5,17]. Шляхи надходження радіонуклідів до мохів вивчено недостатньо, але більшість дослідників вважають основним висновок про аеральний шлях.

Різноманітність анатомо-морфологічної будови та фізіологічних особливостей мохів є причиною різної інтенсивності накопичення ними радіонуклідів. З радіоекологічного погляду у класі мохів найбільш важ-ливою є різна інтенсивність накопичення та швидкість виведення радіо-нуклідів у двох підкласах мохів - сфагнових та брієвих (зелених). Перші є звичайними домінантами мохового ярусу лісових боліт у борах та суборах, а другі - у суходольних лісах борів, суборів, зрідка - сугрудків. Так от зелені мохи накопичують більше радіонуклідів, ніж сфагнові.

Зелені мохи за формою росту та розміщенням спороносів поділя-ються на верхоплідні та бокоплідні. До першої групи входять поширені у лісах Українського Полісся дикран багатоніжковий, види роду зозулин льон, а до другої - основні домінанти мохового ярусу хвойних лісів - плеуроцій Шребера та гілокомій блискучий. Однак висновки вчених щодо інтенсивності накопичення радіонуклідів бокоплідними та верхоплідними мохами досить суперечливі. Перевага надається то верхо-плідним мохам, що утворюють щільні "подушки" [5], то бокоплідним, для яких характерне формування майже суцільних рідких "килимів" [4]. Накопичення радіонуклідів та їх перерозподіл у сфагнових мохах

якісно інші ніж у зелених. Для сфагнів властиве надходження більшості мінеральних елементів, в тому числі радіонуклідів, не із субстрату (тор-фу), а з водних розчинів, що формуються внаслідок аеральних випадінь. Більшу частину року сфагновий покрив перезволожений і утримує знач-ний обсяг води, завдяки якій відбувається міграція радіонуклідів у товщі цих мохів та торфу. Сфагнові мохи підтримують у водному розчині кис-лотні умови середовища, виділяють антисептики (сфагнол), що уповіль-нюють розклад решток болотних рослин. Для цих мохів властивий інтенсивний вертикальний приріст (5-15 см за рік), що дорівнює щоріч-ному їх відпаду. Відмерлі слабкорозкладені рештки сфагнів є суб-стратом для живої наростаючої їх частини. Все це істотно впливає на перерозподіл радіонуклідів між живими та мертвими частинами сфагно-вого покриву. І тому міграція радіонуклідів тут відбувається у специфіч-ному циклі "сфагн живий - сфагн мертвий", за межі якого вони виходять в обмеженій кількості, не потрапляючи до судинних рослин. Явище лате-рального (бокового) водного та радіонуклідного транспорту зу-мовлює більш-менш рівномірний розподіл радіонуклідів на площі болота.

Розподіл І37Сs та І34Сs у сфагновому покриві специфічний: макси-мальний їх вміст - у фізіологічно активних, апікальних живих частинах сфагнів, і значно менший - у відмерлій частині. В той же час розподіл 90Sr у товщі сфагнового покриву практично рівномірний [13].

Сфагни є своєрідним "насосом", завдяки якому калій, І37Сs, І34Сs практично повністю "висмоктуються" з води, що міститься у сфагновому покриві та під ним. Наприклад, у 1997 р. на болотах Словечанського ДЛГ Житомирської області питома активність І37Сs у живій частині сфагнів становила 20000 Бк/кг, у мертвій - 8000 Бк/кг, а питома актив-ність цього радіонукліда у воді - 2-3 Бк/л.

Щодо накопичення радіонуклідів мохами, то накопичення І37Сs інтенсивніше порівняно із 90Sr. Він також міцніше утримується, особливо у живій, наростаючій частині мохів [16]. Основними радіонуклідами у всіх видах мохів є І37Сs, І34Сs, 40 К, у менших кількостях поглинаються І44Се, 226Rа, 228Rа, 131J, І03Ru, 106Ru, в ще менших - 210РЬ, 210Ро, 238U. Вміст усіх наведених вище радіонуклідів в біомасі мохів значно більший, ніж у судинних рослин в тому самому екотопі. Саме тому при довготрива-лому радіоекологічному моніторингу мохи пропонується використову-вати як біоіндикатори та зручні тест-об'єкти для контролю концентрації широкого