Особенности экологии рыб в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС

Рябов, Игорь Николаевич

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Особенности экологии рыб в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС
ВАК РФ 03.00.10, Ихтиология

Автореферат диссертации по теме "Особенности экологии рыб в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС"

на правах рукописи

РГ 6 од

' '' ! I ',. I.

г- l_i.ll и-. I

Рябов Игорь Николаевич

Особенности экологии рыб в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на Чернобыльской АЭС

Специальность 03.00.10 - ихтиология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

МОСКВА-1998

Работа выполнена в лаборатории экологического мониторинга регионов АЭС Института проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН.

Официальные оппоненты:

Член-корреспондент РАН, доктор биологических наук

Д.А. Криволуцкий (Институт проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН) Доктор биологических наук

В.М. Захаров (Институт биологии развития им. Н.К. Кольцова РАН) Доктор биологических наук

Г.Г. Новиков (кафедра ихтиологии Биологического факультета Московского Государственного Университета им. М.В. Ломоносова)

Ведущая организация: Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозийства и океанографии - ВНИРО, г. Москва.

Защита состоится 27 октября 1998 г. на заседании Диссертационного совета Д 002.48.01 по защите диссертаций на соискание ученой степени доктора наук при Институте проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН.

Отзывы на автореферат направлять по адресу: 117071 Москва В-71 Ленински} проспект, 33, Диссертационный совет.

Автореферат разослан _ « 10 » сентября 1998 г.

Ученый секретарь Специализированного совета, кандидат биологических наук

Л.Т. Капралова

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Отделения Общей Биологи) РАН по адресу: 117071 Москва В-71 Ленинский проспект, 33.

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность проблемы. Чернобыльская авария, отнесенная по своей значимости к 7 (наивысшему) уровню по шкале ядерных событий, является крупнейшей ядерной катастрофой нашего века. Суммарное количество радиоактивного материала, существующего в природной среде после 10 послеаварийных лет, оценивается как 80 ПБк дол-гоживущих радионуклидов или 1% от начального выброса (Израэль и др., 1987; Асмо-лов и др., 1988; J. Sinnaeve, 1996 и др.). Таким образом, возросший в сотни-тысячи раз радиационный фон в результате аварии на ЧАЭС стал одним из дополнительных экологических факторов в водных экосистемах Европы, особенно на значительных территориях Украины, Белоруссии и России (Израэль, Де Корт, Цатуров и др., 1998).

В северо-западной части водосборных территорий Днепра и Припяти вследствие Чернобыльской аварии сформировалась обширная зона радиоактивного загрязнения, что привело к загрязнению радионуклидами многих рыбохозяйственных водоемов. Например, в Днепровском каскаде, состоящем из 6 водохранилищ общей площадью более 700 км2, улов рыбы в среднем до аварии составлял около 23000 тонн в год (Ryabov, 1991).

Радиоэкологический мониторинг выявил устойчиво высокое содержание радионуклидов и во многих озерах России и Беларуси, расположенных на расстоянии 200-300 км от места катастрофы. Например, концентрация ,37Cs в рыбе в некоторых озерах Брянской области России и Могилевской области Беларуси через 12 лет после аварии оказалась в десятки раз выше, чем у рыб в пруду-охладителе ЧАЭС в этот период (Ryabov, 1995; Ryabov, et al., 1996; Смит и др., 1998).

Значительному загрязнению радионуклидами подверглось и большое количество внутренних водоемов Европы, имеющих рыбохозяйственное значение (Saxen et al., 1987; Carreiro, Sequeira, 1987; Hadderingh, 1989; Foulquier, Baundin-Yalent, 1989,1990; Lindner et al., 1990; Forsteth et al., 1991; Andersson et al., 1991; Hilton et al., 1993; Hamilton-Taylor et al., 1993; и др.).

В изучении длительного воздействия радиации на флору и фауну, то в этом отношении наибольший опыт в мировой практике накоплен отечественными учеными-радиоэкологами, исследовавших последствия Кыштымской аварии 1957 г. на Южном Урале, а также проводивших экспериментальные работы в Миасово, МГУ, ЛГУ, ВНИРО, ПО «Маяк» (Лебедева, 1961, 1966; Тимофеева-Ресовская, 1963; Поликарпов, 1964; Иванов и др., 1965; Ильенко, 1969, 1972; Верховская, 1971; Городилов, 1971; Куликов, 1971, 1978; Питкянен и др., 1971, 1978; Алексахин, Тихомиров, 1971; Алексахин, 1972, 1982; Тихомиров, 1973; Алексахин, Шеханова, Персов, 1974, 1993; Мунтян, 1977, 1993; Ильенко, Рябцев, 1978; Куликов и др., 1978; Куликова, Куликов, 1979; Катков, 1979, 1980; Шейфер, 1980; Шеханова, 1983; Алексахин и др., 1985; Печкуренков, 1985; Шевченко и др., 1986; Смагин и др., 1990; Соколов и др., 1993; Романов, 1993; Sokolov, Krivolutsky, 1998 и др.).

Мировое значение в изучении поведения и7С$ и »оБг в естественных водоемах имеют работы, выполненные в начале 60-х годов на озере Дальнем (Флейшман, 1971; Флейшман и др., 1972, 1977; Солюс, 1973).

Однако, масштабность аварии, большие различия в экологических, гидрологических и гидрохимических особенностях водоемов, специфичность воздействия разных радионуклидов; отсутствие радиоэкологических данных по большинству видов рыб, обитающих в Европейских водоемах; выявление «литорального эффекта» в загрязнении прибрежных участков в острый период аварии; проявление «размернс-го эффекта» в накоплении 137Сб рыбами различной массы; феномен поддержания высокой концентрации 137С5 в теле рыб в озерах, находящихся на расстоянии сотен км от места взрыва в течение десятков лег; биологические эффекты от действия различных радионуклидов на рыб, последствия для редких видов рыб и круглоротых; необходимость разработки экологических принципов по снижению переноса радионуклидов по пищевым цепям и многие другие проблемы потребовали углубления знаний для более полной оценки последствий Чернобыльской аварии на рыбное население загрязненных водоемов.

Цель исследований - выявление закономерностей в накоплении и перераспределении радионуклидов рыбами в различных водных экосистемах, загрязненных в результате ядерной аварии, и оценка биологических последствий хронического облучения для рыбных сообществ.

Задачи исследований:

1. Изучить процессы накопления и распределения радионуклидов в организме различных видов на примере рыб, обитающих в наиболее загрязненных водоемах аварийного следа.

2. Выявить специфику накопления радионуклидов у рыб разных трофических уровней.

3. Определить дозы внешнего и внутреннего облучения рыб в послеаварийный период.

4. Выявить специфику проявления биологических эффектов в ряду поколений рыб, обитающих в условиях хронического облучения в зависимости от дозовых нагрузок.

5. Разработать методику интегральной оценки радиационного риска для видов рыб и круглоротых, принадлежащих к разным экологическим группировкам (по особенностям размножения и развития) и различным трофическим уровням в течении онтогенеза.

6. Определить значение рыб в перераспределении, миграции и выносе радионуклидов из водоемов.

7. Разработать экологические принципы снижения поступления радионуклидов от промысловых рыб к человеку.

Научная новизна.

1. На протяжении 12 лет прослежена специфика накопления радионуклидов у различных видов рыб в наиболее загрязненных радионуклидами водоемах Украины, Беларуси и России.

2. Теоретически обоснована смена доминирующих источников облучения организма рыб в течение различных периодов онтогенеза. Выявлены закономерности формирования дозовых нагрузок на рыб в зависимости от нерестового субстрата и мест обитания в личиночный и мальковый периоды онтогенеза, предложен методический подход к интегральной оценке радиационного риска для рыб, принадлежащих к разным экологическим группам (по С.Г. Крыжановскому, 1949) и различным трофическим уровням (по Г.В. Никольскому, 1961).

3. Впервые показано, что у второй и последующих генераций «послеаварийных рыб», несмотря на относительно невысокие дозы облучения в течение онтогенеза, увеличивается уровень нарушений в развитии репродуктивной системы из-за высоких доз облучения, полученных родительскими особями в острый период аварии.

4. Впервые обнаружено в 1996 г., спустя 10 лет после взрыва, значительное вторичное загрязнение радионуклидами рыб в различных водоемах в регионе ядерной аварии.

5. Показана специфика биоаккумуляции радионуклидов у рыб, принадлежащих к разным фаунистическим комплексам.

6. Впервые введен термин «размерный эффект» для рыб и выявлены закономерности накопления 137Сэ и дозовых нагрузок от внутреннего облучения от инкорпорированных радионуклидов в зависимости от массы тела рыб.

7. Впервые введен термин «литоральный эффект» и выявлена потенциальная возможность формирования повышенных доз внешнего облучения литофильных, фито-фильных и псаммофильных рыб в ранние периоды онтогенеза в прибрежных участках водоемов в острый период ядерной аварии.

8.Предложен экологический метод снижения выноса радионуклидов из водохранилищ комплексного назначения путем увеличения доли в промысле рыб I трофического уровня.

Теоретическая и практическая значимость работы.

1. Результаты исследования вносят определенный вклад в развитие такого нового актуального научного направления, как радиоэкология пресноводных рыб, а также в разработку методологии оценки последствий хронического облучения для рыб в разные периоды онтогенеза в естественных водоемах.

2. Результаты исследований показывают, что дозы облучения в острый период аварии вызывают биологические эффекты не только у особей, находящихся в момент выпадения радионуклидов в водоеме, но и у последующих поколений рыб. Авария на ЧАЭС не привела к исчезновению ни одного вида, но у ряда популяций рыб наблюдается снижение воспроизводства и нарушение стабильности развития. Особенно высок

радиационный риск для хищных литофильных рыб и редких видов, ареал которых оказался загрязнен радионуклидами в результате аварии.

3. Установленное вторичное загрязнение водоемов радионуклидами доказало необходимость продолжения радиоэкологического мониторинга в рыбохозяйственных водоемах 30-км зоны ЧАЭС и водоемов Беларуси и России.

4. Полученные данные использованы учеными СНГ/ЕС в рамках проекта ЕСР-3 для создания кинетической модели динамики концентрации 137Cs в гидробионтах в случае загрязнения водных систем радионуклидами в результате ядерных аварий.

5. Контрмеры, предложенные 04.01.1987 г. Правительственной комиссии по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС позволили снизить поступление радионуклидов населению от объектов рыбоводства и рыболовства из водоемов на территории бывшего СССР, загрязненных радионуклидами в послеаварийный период.

6. Полученные результаты послужили научным обоснованием создания радиоэкологического заказника на озере Кожановском в Гордеевском районе Брянской области.

7. Результаты теоретических и экспериментальных исследований, выполненных по теме диссертации, вошли в учебник по радиоэкологии для студентов, подготовленный Международным Союзом радиоэкологов в 1997 г.

Личное участие автора в получении результатов, представленных в диссертации.

И.Н. Рябов осуществлял теоретическую разработку радиоэкологического мониторинга водоемов Украины, Беларуси и России, и его выполнение. В частности, лично проводил отлов рыбы на пруду-охладителе ЧАЭС непосредственно после аварии в июле - декабре 1986 г., осуществлял экспериментальные работы по изучению воспроизводительной системы рыб в садках в пруду-охладителе ЧАЭС на протяжении 10 лет, проводил сбор материала в экспедиционных условиях в оз. Кожановское, Киевском водохранилище, р. Тетерев и оз. Святом. Автором проведено более 9 тыс. биологических анализов и лабораторная обработка проб. Уточнены особенности биологии 45 видов рыб и круглоротых, собран большой материал (более 4 тыс. анализов) по питанию 28 видов мирных и хищных рыб в водоемах разного типа (река, озеро, водохранилище, пруд-охладитель ЧАЭС). Проведен сбор и анализ материалов по промыслу рыб в Киевском водохранилище за 1980-1996 гг.

Теоретически разработан показатель радиационного риска (IRR) для рыб в водоемах с повышенным радиационным фоном.

Часть материалов получена совместно с российскими учеными: И.И. Крышевым, А.П. Макеевой, Н.В. Беловой, Н.И. Поляковой, Л.А. Пельгуновой, Н.Г. Емельяновой, Б.В. Веригиным, А.О. Куликовым, Ю.Н. Городиловым, Е.Ю. Крысановым, П.Б. Богатыревым, С.А. Смирновым, C.B. Котелевцевым, а также с коллегами из дальнего и ближнего зарубежья: Р. Хаддерингом (Нидерланды), Дж. Хилтоном и Дж. Смитом (Великобритания), A.B. Кудельским (Беларусь), Л.П. Фильчаговым, О.Л. Зарубиным, Ю.П. Ивановым и C.B. Казаковым (Украина).

Результаты, представленные в диссертации, получены в 1986 - 1998 гг. в Институте проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН в ходе выполнения исследова-

ний Комплексной радиоэкологической экспедицией РАН при ИПЭЭ им. А.Н. Северцо-ва (научный руководитель академик В.Е. Соколов) плановых НИР, в том числе заданий «Комплексной программы научно-исследовательских работ по воздействию ионизирующего облучения на флору и фауну» ; «Государственной союзно-республиканской программы неотложных мер на 1990-1992 гг. по ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС». Ряд результатов получен при выполнении работ по международным проектам: ЕСР-3 «Моделирование и исследование механизмов поведения радионуклидов в водных объектах и их миграции с наземных в водные экосистемы» (1993-1995 гг.) и "ИНКО-Коперникус" ICISCT960206 "Применение калия в качестве контрмеры в водных экосистемах для снижения перехода радиоцезия по пищевой цепи" (1997-199? гг.) в рамках Соглашения о международном сотрудничестве по преодолению последствий аварии на ЧАЭС между Комиссией Европейского Сообщества, Беларусью, Россией и Украиной от 22 июня 1992.

Апробация работы. Диссертация апробирована 30 июня 1998 г. на совместном заседании 4-х лабораторий: экологического мониторинга регионов АЭС; биоиндикации, экологии низших позвоночных, поведения низших позвоночных Института проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН и кафедры ихтиологии Биологического факультета МГУ.

Основные материалы и положения обобщены на 50 Межведомственных совещаниях, Всесоюзных и Международных съездах и симпозиумах, в том числе: на I и II Межведомственных семинарах «Экологические аспекты исследований водоемов-охладителей АЭС» (Москва, 1981-82 гг.), на IY Всесоюзном совещании эмбриологов, (Москва, 1981), на III Всесоюзной конференции по вопросам раннего онтогенеза рыб (Калининград, 1983), на III Всесоюзном совещании «Генетика популяций» (Москва, 1984), на I Международном семинаре «Методы биоиндикации окружающей среды в регионах атомных электростанций» (Дагомыс, 1985), на совещании «Организмы, популяции, сообщества в экстремальных условиях» (Москва, 1985), на совещании « Малоотходная технология и стабильность биосферы» (ГДР, Лейпциг, 1986), на Всесоюзном совещании ЭКОИНФО (Москва, 1986), «Авария на ЧАЭС и ее последствия» (МАГАТЭ, Австрия, Вена, 1986), на заседании Правительственной комиссии по ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС (Москва, 1987), на 8-ми Заседаниях Координационного Совета при Президиуме АН СССР (Москва, 1986-1988 гг.), на 4-х заседаниях Оперативного штаба по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС (Чернобыль, 1987-1989 гг.), на XIV сессии Совета управляющих ЮНЕП (Аддис-Абеба, Эфиопия, 1987 г.), на совещании «Биоиндикация экологических последствий аварии на Чернобыльской станции в 1986-1987 гг.» (Австралия, Сидней, 1988), на I Всесоюзной конференции «Радиоэкологические аспекты Чернобыльской аварии»(Обнинск, 1988), на совещании «Эхотоксикология и охрана природы» (Юрмала, 1988), на заседании I Международной рабочей группы по тяжелым авариям и их последствиям (Дагомыс, 1989), на I Международной конференции« Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии на ЧАЭС» (Чернобыль, 1990), на Международном семинаре по контрме-

рам в области ядерной энергетики ( Франция, Кадарадж, 1991), на научном семинаре Ядерного общества СССР «Экология и АЭС» (Одесса, 1991), на УН Международном семинаре по биоиндикации и охране окружающей среды (Куонио, Финляндия, 1992), на Международном семинаре 8СОРЕ\ЯАВРАТН «Радиоэкология после Чернобыля» (Ланкастер, Великобритания, 1990), на 4-х научных семинарах в американских радиоэкологических лабораториях (ОкРидж, Саванна-Ривер, Хенфорд, 1992-1993 гг.), на II радиоэкологическом съезде (Киев, 1993), на 77-ой конференции канадского химического общества, посвященной проблемам охраны окружающей среды (Виннипег, Канада, 1994), на Международном семинаре по радиоэкологии пресных вод и эстуариев (Лиссабон, Португалия, 1994), на Международном семинаре по программе ЮНЕСКО «Биологическое разнообразие в районах, загрязненных радионуклидами после Чернобыльской аварии» (Москва, 1994), на Всероссийской конференции «Радиоэкологические, медицинские и социально-экономические последствия аварии на ЧАЭС» (Галицино,1995), на II Международном симпозиуме по окуневым рыбам (Вааза, Финляндия, 1995), на Международном семинаре по размножению рыб (Чешске-Будуевице, Чехия, 1996), на I Международной конференции СНГ/ЕС по радиоэкологическим последствиям аварии на ЧАЭС (Минск, 1996), на Международной конференции, посвященной 10 годовщине аварии на ЧАЭС (МАГАТЭ, Вена, Австрия, 1996), на У1, IX, XIII Международных Европейских ихтиологических конгрессах (Будапешт, Венгрия, 1988, Стокгольм, Швеция, 1994, Триест, Италия, 1997), на III Съезде по радиационным исследованиям (Москва, 1997), на I Съезде российских ихтиологов (Астрахань, 1997), на международной конференции «Радиобиологические и медико-биологические последствия Чернобыльской катастрофы и проблемы международного сотрудничества (Минск, 1998).

Публикации. Содержание диссертации отражено в 3 монографиях ( в соавторстве), 82 статьях, 42 тезисах докладов. В ходе работы получено 4 международных патента и 3 авторских свидетельства.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, десяти глав, выводов и списка литературы. Работа изложена на 5^0 страницах машинописного текста, включая 55рисунков, 10 фотографий иЗОтаблиц.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Во введении обосновывается актуальность работы, формулируются цели и задачи исследований, отмечается теоретическая и практическая ценность работы и степень ее новизны.

В первой главе описывается материал и методики работы. Водоемы для исследований были выбраны в результате проведения многолетнего радиоэкологического мониторинга по принципу максимально загрязненных радионуклидами водных экосистем в районе следа аварии на ЧАЭС на территории России, Украины и Беларуси. Сбор и обработку материала проводили на трех специально организованных экспедиционных базах Комплексной радиоэкологической экспедиции РАН при ИПЭЭ им. А.Н. Север-цова, расположенных на пруду-охладителе ЧАЭС, на берегу Киевского водохранилища (с. Страхолесье) и на берегу р. Тетерев (с. Ораное), а также во время экспедиционных работ на оз. Кожановское в Брянской области и на оз. Святое в Могилевской области (рис. 1).

Для более детального изучения биологических эффектов у рыб в период с 1988 по 1997 г. проведена совместно со специалистами кафедры ихтиологии МГУ серия экспериментальных работ по получению и инкубации икры, а также выращиванию белого толстолобика с использованием производителей переживших в апреле-мае 1986 г. острый период аварии. При выполнении работ было применено более 20 методов. Проведен биоанализ свыше 9,5 тыс. рыб 45 видов рыб. Наряду с традиционными ихтиологическими методами (определение спектра питания, возраста, световая микроскопия) применяли современные методы (электронная микроскопия, анализ хромосомных аберраций, анализ флуктуирующей асимметрии, биохимические исследования Ыа+, Са++ насоса эритроцитов рыб).

Радиоспектрометрический анализ рыб и других гидробионтов проводился в основном силами сотрудников Комплексной радиоэкологической экспедиции РАН. Содержание '"Се в пробе определяли на сцинтилляционном счетчике ЛЕТ 20026 (производство Германии), работающем в режиме анализатора. Для определения концентрации шСз измерено свыше 6 тыс. проб рыб 28 видов. Определение 908г в пробах 1986-1988 гг. проводили по договорам с лабораторией экологического мониторинга Радиевого института им. В.Г. Хлопина (г. Сосновый бор, Ленинградской области), Институтом физической химии РАН и на кафедрой радиохимии Химического факультета МГУ. Всего на содержание 903г измерено более 250 проб. Калибровку источников проводили с помощью специально приготовленных стандартных образцов, а интеркалибровку - в лаборатории радиохимии КЕМА (Нидерланды) в 1992-1994 гг.; лаборатории радиоэкологического мониторинга Государственного предприятия дозиметрического контроля «Радэк» г. Припять, Украина (1996-1997 гг.); лаборатории радиохимии Института географии Беларусской АН (1997 г.).

Оценку внешнего облучения рыб в пруду-охладителе ЧАЭС осуществляли по договору с сотрудниками МИФИ (под руководством В.Н. Лысцова) с использованием те-рмолюминисцентных дозиметров.

• МИНСК!

^■лГщШЁ.

Ллигорск С4

V >

Петрцков

Бобруйск« jJ

№afiiWc» '

4Ch. Святое

]Оз. Кожановское

ЭНовоЗЫбКОЙ

ЛлФНигпа

;ШпйиПруд-охладитсль ЧАЭС| здивциь/ ~

SpîSSSÎ'M'

с. Страхолесье

'житомир

с. /^eBCICoe водохранилище

Вышгород!*^ ;

Ci киев<; Ъ»

iOokkhq«

брянски

о ч\

fié,

/ .

V \ s

Рис. 1. Район экспедиционных работ на водоемах, загрязненных радионуклидами после аварии на ЧАЭС, в 1986-1998 гг.

Уровни загрязнения l37Cs, Ки/км2 (Израэль, 1993): □ 1-5^5-15^15-40 ^>40

Расчет доз внешнего облучения проводили совместно с чл.-корр. РИА, д. ф.-м. н. И.И. Крышевым по методикам, предложенным Д. Вудхедом (Woodhead, 1979, Крышев, Рябов, Сазыкина, 1992, 1993).

Расчет дозовых нагрузок внутреннего облучения мышц основывался на данных о концентрации радионуклидов в тканях (мышцы) и органах (гонады, печень, кишечник) рыб в соответствии с методами расчета, предложенными C.B. Казаковым (1995), и с учетом биологических особенностей каждого экземпляра: длины и массы тела (без внутренних органов). К расчету доз облучения были привлечены специалисты МАИ с использованием программы MATHCAD 6.0.

При анализе «размерного эффекта» у рыб методика его определения основывалась на регрессионном анализе со следующими параметрами: наклон линии регрессии b ±2 SE (где SE - стандартная ошибка), коэффициент детерминации г2.

Сбор материала для анализа хромосомных аберраций проводили совместно с Е.Ю. Крысановым. Анализ осуществляли на автоматическом анализаторе изображений МИАМЕД фирмы «Лейка» (Германия). Статистическую обработку проводили по компьютерной программе Stadia 4.5. Оценка аберраций хромосом (более 5 тыс. анализов) проведена у 154 экземпляров белого толстолобика и 30 особей бычка-цуцика.

При оценке экологических последствий аварии для популяций рыб использовали концептуальную модель зональности хронического действия ионизирующего облучения на водные экосистемы, предложенную Г.Г. Поликарповым (Polikarpov, 1978), и затем развитую в последующих работах (Поликарпов, Цыцугина, 1996, Polykarpen', 1998).

Принадлежность рыб к фаунисгическому комплексу определяли на основе теоретических разработок Г.В. Никольского (1947, 1953, 1980) и последующего развития его идей в трудах В.Н. Яковлева (1961) и Ю.С. Решетникова (1981).

Для оценки воздействия ионизирующего излучения на рыб использовали уровни организации живой природы, предложенные A.B. Яблоковым и С.А. Остроумовым (1985).

Вторая глава диссертации посвящена описанию районов экспедиционных работ (см. рис. 1). Основной объем работ выполнен на водоемах различных по своему происхождению, гидрологическому и гидрохимическому составу (пруд-охладитель ЧАЭС, река, водохранилище, озеро) и находящихся на разном удалении от места аварии (табл.

О-

Таблица I. Гидрологическая и гидрохимическая характеристика исследуемых водоемов

Название Площадь, км2 Глубина (max), м Объем, м3 Расстояние от ЧАЭС, км К+ Са++

Пруд-охладитель ЧАЭС 22 18 150x106 1,5 3,4-4,0 37,0-64,0

Киевское Водохранилище 922 14,5 3,7x10» 60 2,9-3,4 32,4-60,0

Река Тетерев - 20 - 80 3,1-3,4 35,5-40,5

Озеро Кожановское 6 2,5 9х106 210 2,6-2,7 24,6-44,3

Озеро Святое 0,25 5,1 7x10* 225 0,9-1,0 17,4-19,8

Третья глава посвящена особенностям биологии рыб и круглоротых в исследуемых водоемах. Во время экспедиционных работ в 5 водоемах было зарегистрировано 45 видов рыб и один вид круглоротых (табл. 2).

Таблица 2. Список видов крутлоротых и рыб, зарегистрированных в северной части Киевского водохранилища, реке Тетерев, пруду-охладителе ЧАЭС, озерах Кожановское и Святое в период 1986 - 1998 гг.

Северная Пруд- Оз.

Виды часть Река охладитель Кожа- Оз.

Киевского Тетерев ЧАЭС новское Святое

вдхр.

[. Petromyzontidae

1. украинская минога - Eudontomyzon

mariae (Berg) x - + + - -

II. Clupeidae

2. тюлька - Clupeonella cultriventris

sultriventris (Nord.) +++ - + - -

III. Esocidae

3. щука - Esox lucius L. +++ +++ + +++ ++

IV. Cyprinidae

4. плотва - Rutilus rutilus (L.) +++ +++ + +++ +++

5. елец - Leuciscus leuciscus (L.) + ++ + - -

6. голавль - Leuciscus cephalus (L.) + ++ + - -

7. язь - Leuciscus idus (L.) + ++ + - -

8. красноперка - Scardinius

srythrophthalmus (L.) +++ +++ + - +++

9. белый амур - Ctenopharyngodon

idella (Val.). + - + - -

10. жерех - Aspius aspius (L.) + + + - -

11. верховка - Leucaspius

delineatus (Heck.) + + + - +

12. линь - Tinca tinca (L.) +++ + + - +

13. подуст - Chondrostoma nasus (L.) x + + + - -

14. псевдорасбора - Pseudorasbora + + + - -

parva (Temm. and Schi.) •

15. обыкновенный пескарь - Gobio + +++ + - +

gobio (L.)

16. белоперый пескарь - Pomanogobio - +++ + - -

albipinnatus (Lukasch)

17. уклейка - Alburnus alburnus (L.) +++ +++ +++ + -

18. быстрянка - Albumoides

bipunctatus (Bloch) x - + - - -

19. густера - Blicca bjoerkna (L.) +++ +++ +++ + -

20. лещ - Abramis brama (L.) +++ +++ ++ + -

21. белоглазка - Abramis sapa (Pall.) + - + - -

22. синец - Abramis ballerus (L.) + + + - -

23. черноморский рыбец - Vimba

vimba vimba (L.) x + + - - -

24. чехонь - Pelecus cultratus (L.) ++ + +++ - -

25. обыкновенный горчак - Rhodeus

sericeus amarus (Bloch) + +++ + - ++

26. золотой карась - Carassius

:arassius (L.) + + + + +

27. серебряный карась - Carassius

auratus gibelio (Bloch) +++ +++ ++ +++ +++

28. сазан - Cyprin us carpió L. + + ++ - -

29. белый толстолобик -

Hypophthalmichthys molitrix (Val.) + - +++ - -

30. пестрый толстолобик - Aristichthys

nobilis (Rich.) - - + - -

V. Catostomidae

31. большеротый буффало - Ictiobus

:yprinellus (Val.) - - + - -

VI. Cobitidae

32. европейская щиповка - Cobitis

taenia L. - +++ - + -

33. вьюн - Misgurnus fossilis (L.) - +++ - + -

VII. Siluridae

34. европейский сом - Silurus glanis L. + + ++ - -

VIII. Ictaluridae

35. канальный сом - Ictalurus - - +++ - -

punctatus (Raf.)

IX. Gadidae

36. налим - Lota lota (L.) + + - - -

X. Gasterosteidae

37. девятииглая колюшка - Pungitius

pungitius (L.) + + + - -

38. трехиглая колюшка - Gasterosteus

aculeatus L. + + + -

XI. Perddae

39. судак - Stizostedion lucioperca (L.) +++ +++ +++ - -

40. окунь - Perca fluviatilis L. +++ +++ + +++ +++

41. обыкновенный ерш -

Gymnocephalus cemuus (L.) + + - +++ +++

42. донской ерш - Gyrnnocephalus acerinus (Guld.) + + _ _ _

XII. Gobiidae 43. бычок-песочник - Neogobius fluviatilis (Pall.) + +++ +++

44. бычок-цуцик - Proterorhinus marmoratus (Pall.) + +++ +++ -

45. бычок-кругляк - Neogobius melanostomus (Pall.) + + + -

Kill. Syngnathidae 46. пухлощекая игла - Syngnathus nigrolineatus (Eichw.) +

Итого: 38 38 38 11 11

Примечания:

• виды, заселенные в водоемы в результате рыбоводных мероприятий;

х виды, внесенные в список редких рыб II категории;

«+» - встречаемость видов: + - редкая, ++- - средняя, +++ - частая

В пруду-охладителе ЧАЭС, кроме аллохтонных видов рыб, на момент аварии находились виды, завезенные с рыбоводными целями (белый и пестрый толстолобики, белый амур, канальный сом, большеротый буффало), а также псевдорасбора (амурский чебачок), попавший в водоемы случайно при акклиматизации дальневосточных растительноядных рыб.

Наименее многочисленна ихтиофауна озер Кожановское и Святое, насчитывающая 11 видов. В этих озерах не исключено обитание и ряда других видов, населяющих бассейны рек Ипуть и Бесядь.

Фаунистические комплексы. По своему происхождению рыбы исследуемых водоемов принадлежат к 8 фаунистическим комплексам: третичного равнинного пресноводного (сазан, сом, горчак, судак, вьюн), бореального равнинного (щука, плотва, язь, голавль, елец, пескарь, карась, окунь, ерш, щиповка), понто-каспийского пресноводного (красноперка, жерех, линь, подуст, рыбец, уклея, верховка, густера, лещ, синец, белоглазка, чехонь, донской ерш), понто-каспийского морского (тюлька, пухлощекая игла, бычки), и китайского равнинного (белый и пестрый толстолобики, белый амур, псевдорасбора), североамериканского (буффало, канальный сом), арктического пресноводного (налим, трех- и девятииглая колюшки), переднеазиатского (быстрянка).

Относительно украинской миноги ни один из авторов не высказал своего мнения. Учитывая древность этой группы животных, видимо, целесообразно отнести этот вид к наиболее древнему фаунистическому комплексу - третичному.

Виды, составляющие фаунистические комплексы, связаны не только историческим ходом развития, но и определенной системой экологических отношений, таких, как спектры питания, пищевые отношения в пределах комплекса, системой коадаптации 14

хищника и жертвы, особенностями размножения и т.д. Таким образом, виды одного фаунистического комплекса имеют схожие ареалы и сходные требования к абиотическим факторам (Никольский 1947, 1953, 1980; Жаков 1974; Решетников, 1981).

Экологические группы рыб по особенностям размножения и развития. Как известно, ранние периоды онтогенеза рыб наиболее чувствительны к воздействию ионизирующей радиации (Головинская, Ромашов, 1960; Bonhan, Welandar, 1963; Blaylok, Trabalka, 1978; Поликарпов, 1966; Шеханова, Печкуренков, 1968; Шеханова, 1971, 1974, 1993; Шеханова, Воронина, 1971; и др.), поэтому большое внимание в главе уделено рассмотрению особенностей размножения и развития. Уточнены сроки и места нереста рыб в исследуемых водоемах, рассмотрены эколого-морфологические особенности развития некоторых видов рыб.

Приводится классификация рыб (табл. 3) в соответствии с основными положениями теории экологических групп С.Г. Крыжановского (1949), а также с добавлением материалов и представлений современных авторов (Balón, 1981; Соин, 1981; Макеева, 1992).

Большинство (74 %) из отмеченных в районе аварийного следа рыб относится к экологической секции А - не охраняющих потомство рыб, в которой наиболее многочисленна группировка фитофильных рыб представлена 15 видами. К литофильной группировке, включающей 8 видов, относятся такие редкие виды как подуст, черноморский рыбец, быстрянка, а также единственный представитель круглоротых - украинская минога.

Таблица 3. Классификация круглоротых и рыб, обитающих в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС, по типу размножения и специфике развития (по Крыжановскому, 1949;Соину, 1981;Балону, 1981; Макеевой, 1992).

Этологическая секция Группа Группировка Вид

А. Не охраняющие потомство Al. Разбрасывающие икру (нерестящиеся на открытом субстрате) Пелагофильная Тюлька

Батипелагическая Белый толстолобик Пестрый толстолобик Белый амур Чехонь

Литофилъная Украинская минога * Подуст * Черноморский рыбец * Быстрянка * Жерех

Елец Язь Голавль Белоглазка

Фитофипьная Сазан Золотой карась Серебряный карась Лещ Синец Густера Плотва Линь Красноперка Верховка Уклейка Большеротый буффало Щиповка Вьюн Щука

Индиферентная Окунь Ерш Донской ерш

Псаммофилъная Обыкновенный пескарь Длиноперый пескарь

А2. Прячущие икру Остракофилъная Обыкновенный горчак

Б. Охраняющие потомство Б1. Выбирающие субстрат Литофильно-гнездующие Бычок-цуцик Бычок-песочник Бычок-кругляк Канальный сом Псевдорасбора

Фитофилъно-гнездующие Обыкновенный сом Судак

Б2. Строящие гнезда Фитофильно-гнездующие Девятииглая колюшка

Псаммофитофилън о-гнездующие Трехиглая колюшка

В. Вынашивающие потомство В1. Вынашивающие снаружи тела Вынашивающие в карманах Пухлощекая игла

* - редкие виды круглоротых и рыб (И категория)

Трофические уровни. В радиоэкологических работах значительное внимание уделяется особенностям питания животных, принадлежащих к разным трофическим уровням. Как показали наши данные, рыбы в изученных водоемах относятся (по Г.В. Никольскому, 1961) к 3 трофическим уровням: I - растительноядные и детритоядные; П -животноядные, питающиеся беспозвоночными и Ш - хищные, питающиеся рыбой.

К сожалению, в литературе данных о питании рыб в пруду-охладителе ЧАЭС, Киевском водохранилище, р. Тетерев, оз. Кожановское и Святое нами не обнаружено. В работе предпринята попытка рассмотреть специфику питания доминирующих в водоемах видов.

Особое внимание уделено питанию щуки, окуня, леща, густеры, линя, красноперки, серебряного карася и белого толстолобика - представителей всех трех трофических уровней (Рис. 2). Выявлено, что представители бореального фаунистического комплекса (окунь, щука, плотва, серебряный карась) питаются практически круглый год, в то время как представители понто-каспийского пресноводного комплекса и третичного фаунистического комплекса в Киевском водохранилище в зимний период не питаются.

В1уа№а 6,0

СМгопопМае 52,5

вав^оройа 6,0

Рис. 2. Частота встречаемости кормовых объектов в рационе леща (%) из Киевского водохранилища в весенний период.

Четвертая глава посвящается анализу радиоактивного загрязнения водоемов в результате аварии на Чернобыльской АЭС.

Пруд-охладитель Чернобыльской АЭС. Наиболее загрязненный радионуклидами водоем на территории аварийного следа. По данным C.B. Казакова (1995) в водоем-охладитель в результате аварии было привнесено более 200 тыс. Ки различных продуктов деления.

Важно отметить, что в пруду-охладителе как и в других водоемах ближней зоны в острый период аварии суммарная радиоактивность воды в основном определялась 13,1 и другими короткоживущими радионуклидами. По данным наблюдений 30 мая 1986 г. содержание Ш1 в воде пруда-охладителя составляло 2-5 кБк/л. Было выявлено, что в первое время после аварии радионуклиды 13Ч, 137Cs , 134Cs, 140Ва, находились в воде водоема, a "'Ce, ,44Се, 9SZr, 103Ru - уже в конце мая - в основном в донных отложениях (Егоров, Казаков, 1994; Кононович и др., 1996).

В последующие месяцы наблюдалось значительное снижение радиоактивности воды за счет процессов распада короткоживущих радионуклидов, в первую очередь, 13Ч, и депонирования радионуклидов в донные отложения. Наибольший интерес для оценки дозы облучения икры и молоди рыб представляет тот факт, что по мере приближения к берегу мощность дозы росла из-за повышенного поступления радионуклидов в прибрежную часть водоема в результате флотации в течение 3-5 дней после аварии. Этому явлению нами было дано определение «литоральный эффект». В июле - августе 1986 г. в донных отложениях было накоплено 96-99 % активности радионуклидов. Концентрация l37Cs в воде в июле-августе 1986 г. составляла 0,3-0,8 кБк/л (табл. 4).

Таблица 4. Динамика среднегодовых концентраций 13ПСв и'^г в воде пруда-охладителя ЧАЭС и Киевского водохранилища с 1987 г. по 1995 г. (Бк/л)

(Кононович и др., 1996; Деревец и др., 1996; Сиренко Л.Я., 1998)

Годы

Водоем Радионуклид 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995

Пруд-

охладитеяь ,37Cs 70,3 32,1 21,1 12,2 8,1 5,2 6,3 5,5 5,2

*>Sr 7,4 15,9 15,5 8,5 7,0 4,8 4,4 3,4 3,3

Киевское

водохрани- 137Cs 3,5 0,97 0,31 0,28 0,36 0,24 0,11

лище

'°Sr 0,6 0,22 0,68 1,12 0,7 0,63

"Литоральный эффект" предопределил увеличение внешнего облучения икры, личинок и молоди литофильных и псаммофильных рыб по сравнению с фитофильными и особенно пелагофильными рыбами (Рябов, 1990; Крышев, Рябов, 1990).

Концентрация радионуклидов в илах, где обитает основная масса бентосных организмов, была особенно высока (Крышев и др., 1992). При этом не наблюдалось уменьшения содержания в донных отложениях долгоживущего "'Се, вклад которого в суммарную активность доминирует по настоящее время. Даже через 2 года после аварийного загрязнения водоема максимальные концентрации радионуклидов наблюдались в верхнем слое илов (Крышев и др., 1992).

Радиоактивное загрязнение водных растений также характеризовалось широким набором радионуклидов. Суммарная активность водных растений была: в 1986 г. - 1,52,4 кБкУкг, в 1987 г. - 0,7 - 1,4 кБк/кг сырой массы (с.м.). Учитывая высокие уровни загрязнения, водные растения играли существенную роль во внешнем облучении рыб-фитофилов, а также во внутреннем облучении рыб I трофического уровня, потребляющих эти растения.

С учетом радиоактивного загрязнения донных отложений, одним из критических элементов водной экосистемы оказались двустворчатые моллюски, играющие важную роль в биологическом самоочищении водоема и служащие местом развития как икры, так и личинок представителя остракофильной группы рыб - горчака.

Киевское водохранилище. Интенсивное аэрозольное перемещение радиоактивных веществ в южном направлении, в том числе и на Киевское водохранилище, началось 29 апреля, а максимальные выпадения произошли с 1 по 3 мая 1986 г. Величина аэрозольных выпадений '"Ся на водную поверхность водохранилища составила 1670 Ки (67 Г£ж/км2), а '«Бт - 500 Ки (20 ГБк/кмг) (Крышев и др., 1993; Бапзопе, УоИзеУюуксЬ, 1996: Войцехович, 1997). В мае 1986 г. концентрация 137 Сз в воде достигала, по некоторым данным, до 480 Бк/л, а по 90 Бг - до 10 Бк/л (Сиренко, 1998).Общее загрязнение воды в районе с.Страхолесье в июне 1986 г. достигало 10 Бк/л (Васильченко и др., 1988).

Река Тетерев. Аэрозольные выпадения на водосборную территорию в нижнем течении р. Тетерев, видимо, близки по плотности выпадениям на поверхность водохранилища. Анализ данных по радиоактивному загрязнению р. Тетерев, полученных 3 мая 1986 г. (Вакуловский и др., 1990), выявил высокие концентрации таких радионуклидов, какш1,14,Се, '"Яи, 952т,140 Ва в речной воде. Например концентрация "Ч достигала 1,9 кБк/л. Суммарная активность воды в р. Тетерев в первой половине мая 1986 г. достигала 4,8 кБк/л. После распада 114Се и 104Ки (с периодами полураспада соответственно 284 сут. и 365 сут. ) радиоактивное загрязнение донных отложений уменьшилось не менее, чем на порядок. Концентрации '"Се и "Бг в начальный период формирования были невелики. Максимальная концентрация в донных отложениях оценивалась в 3-4 кБк/кг, водных растенях - 7-8 кБк/кг, двустворчатых моллюсках - 1,4 кБк/кг (Крышев, Рябов, Куликов и др., 1993).

Озеро Кожановское. Аэрозольные выпадения и1Съ на водосборную площадь озера Кожановское составило 620 ГБк/кмг. Характерной особенностью этого озера является относительно слабая фиксирующая способность донных отложений и взвешенных наносов относительно |37Сз. В результате этого концентрация 137Сз в растворенной форме

составляет собой величину того же порядка, что и в озерах 10-км зоны Чернобыльской АЭС (Sansone, Voitsekhovitch, 1996).

После аварии на ЧАЭС оз. Кожановское является одним из наиболее загрязненных озер в России. Концентрация 137Cs в воде достигает в среднем 5-6 Бк/л, а концентрация wSr близка к 1,0 Бк/л. Основным источником радиоактивного загрязнения экосистемы озера Кожановское являются радионуклиды, аккумулированные в донных отложениях, а также сток радиоактивных вод во время таяния снега и дождей с водосборной территории (Рябов, 1995; Ryabov et al., 1996).

Озеро Святое. Выпадение аэрозольного B7Cs на водную поверхность озера и водосборную территорию составило 1368,1 ГБк/км2. В 1996 г. концентрация 137Cs в воде была в мае и октябре 3,8 Бк/л, в донных отложениях - около 14 кБк/кг (Smith et al , 1998).

В главе 5 приводятся данные по динамике концентрации радионуклидов у видов рыб, принадлежащих к разным экологическим группам, в послеаварийный период.

Пруд-охладитель. Наиболее высокие концентрации 137Cs в 1986 г. наблюдали у «мирных» рыб (карпа, густеры, уклейки), а у хищника-судака концентрация 137Cs была ниже. Этот факт был зарегистрирован практически впервые (Рябов, 1992) и объяснялся тем, что радионуклиды, выпавшие на поверхность водоема, в первые дни аккумулировались фито- и зоопланктоном, а также личинками водных насекомых, которые впоследствии были потреблены рыбами в пищу. В последующие годы отчетливо проявился хорошо известный в радиоэкологии эффект высокого трофического уровня (рис. 3).

На протяжении первых месяцев после аварии у рыб наблюдали высокие уровни загрязнения поверхностных тканей (жабр, чешуи, кожи, плавников). Со временем концентрация радионуклидов в этих тканях постепенно снижалась. Известно, что в мышцах радионуклиды цезия накапливаются в результате биоассимиляции, которая требует большего времени, чем сорбция, поэтому более высокие уровни загрязнения мышц по сравнению с поверхностными тканями были отмечены позднее, чем поверхностных тканей - минимальная активность была отмечена в жировой ткани рыб, максимальная -в содержимом кишечника (Рябов и др., 1993; Зарубин и др., 1997).

Концентрация 137Cs в мышцах белого толстолобика с 280 кБк/кг с.м. в 1986 г. за послеаварийный период снизилась в 50 раз и составила в 1996-1997 гг. 5,5 кБк/кг с.м. (рис. 4).

У хищных рыб концентрации 137Cs также снизились и составляли в 1997 г. 7-8 кБк/кг с.в.

О карп Я уклейка □ густера ■ судак

1986 1987 1988 1989

Рис. 3. Концентрация 137Сз в мышцах четырех видов рыб из пруда-охладителя ЧАЭС в 1986-1989 гг.

1000

100

Рис. 4. Динамика накопления ,37Сз белым толстолобиком поколения 1984-1985 гг. в пруду-охладителе ЧАЭС.

Киевское водохранилище. В летние месяцы 1986 г. в организме рыб были зарегистрированы 14 гамма-излучающих радионуклидов, обнаруженных в это время в воде. Суммарная гамма-активность у плотвы 10 мая 1986 г. в водохранилище, достигала 9,4 хКИ Ки/кг с.м. (348 кБк/кг), а в среднем за 1986 г. - 2,4 кБк/кг с.м. (Кузменко и др., 1990; Волкова, 1993). Проведенный нами в 1987-1997 гг. радиоэкологический мониторинг рыб Киевского водохранилища показал, что концентрация 137Сз в мышцах хищных рыб в этот период снизилась с 1,5 - 2 до 0,2 - 0,4 кБк/кг с. м. У мирных рыб (например, леща, линя), составляющих основу промысла в этом водоеме, спустя 2-3 года после аварии она была в 2 - 3 раза ниже, чем у хищных (щука, окунь). Но в 1986 г. среди линей встречались экземпляры с удельной активностью более 200 кБк/кг с.м. (рис.

5).

Рис. 5. Содержание 1}7Св в мышцах у основных промысловых рыб Киевского водохранилища в 1985-1997 гг.

Концентрация ^Бг в мышцах рыб в первые послеаварийные годы достигала 100 Бк/кг с.м., в 1992 г. в целом она снизилась примерно в 2 раза (рис. 6). Употребление в пищу рыбы из Киевского водохранилища и рек Киевской обл. в 1995 г., казалось, перестало представлять опасность для здоровья местного населения. Но весной 1996 г. впервые за 10 послеаварийных лет было обнаружено (Рябов, 1997) значительное вторичное повышение (в 2-3 раза) концентрации этого радионуклида в мышцах рыб, по сравнению с 1994-1995 гг., причем это отмечено для рыб как Киевского водохранилища, так и р. Тетерев (рис. 7).

1992

1993 ЩУка

Рис. 6. Динамика накопления 90Эг в мышцах основных промысловых рыб Киевского водохранилища в 1990-1993 гг.

р. Тетерев Киевское

водохранилище

Рнс. 7. Концентрации l37Cs в мышцах щуки в Киевском водохранилище и р. Тетерев в 1995-1997 гг.

Учитывая, что зима 1995-1996 гт. была относительно многоснежной, повышение концентрации 137Cs в мышцах в весенний период 1996 г., видимо, было вызвано значительным смывом радионуклидов паводком. Не исключено, что содержание водорастворимых форм радионуклидов на водосборных территориях могло увеличиться и из-за лесных пожаров в 30-километровой зоне в 1995 г.

Концентрации 137Cs в мышцах хищных рыб в 1996 значительно превысили принятые на Украине ПДК для рыбы и рыбных продуктов питания - 150 Бк/кг с.м. Концентрация 137Cs в отдельных экземплярах окуня достигала 550 Бк/кг с.м., составляя в среднем 376 Бк/кг с.м., что вдвое выше принятых допустимых концентраций. Выше ПДК были концентрации у щуки, серебряного карася и судака (рис. 8). В пробах окуня и щуки, взятых в -феврале-марте 1998 г. в Киевском водохранилище и р. Тетерев, концентрация ,37Cs также в ряде случаев значительно превышала этот уровень.

Видимо, и в будущем (через 10-20 лет) концентрация радионуклидов в тканях рыб в этом районе будет колебаться в зависимости от интенсивности весенних паводков и других факторов, увеличивающих смыв радионуклидов с водосбора (Борзилов и др., 1992), а следовательно, потребует продолжения радиоэкологического мониторинга ры-бохозяйственных водоемов.

пдк

'3I.iSld.Dev.

СЗ:*8М:Е|Т. . а Меап

Рис. 8. Концентрации шСз в мышцах основных промысловых рыб Киевского водохранилища в 1996 г.

Озер о Кожановское. Радиоэкологический мониторинг водоемов Брянской области, начатый в 1992 г., показал, что в р. Ипуть из шести исследованных ее участков только на одном и в единственном экземпляре щуки концентрация п1С$ была незначительно выше ДЦК, принятого в России и равного 600 Бк/кг с.м.

В то же время оказалось, что концентрация тС% в мышцах рыб из небольшого оз. Кожановское почти в 100 раз больше, чем у рыб из других загрязненных водоемов Брянской области. Содержание ШС$ у рыб в озере варьировало у разных видов в зависимости от трофического уровня и размеров тела (Рябов, 1995, ЯуаЬоу и др., 1996). Наиболее высокий показатель - 70 кБк/кг с.м. - отмечен у крупной щуки, а самый низкий -у ерша и плотвы - всего 5-8 кБк/кг с.м. У серебряного карася он составил 14 кБк/кг с.м. Концентрация ^Бг в мышцах основного промыслового вида - серебряного карася - в 1993 - 1994 гг. в среднем составляла 0,2-0,3 кБк/кг с.м.

В 1997 г. концентрация '"Се у хищных рыб в оз. Кожановское продолжала оставаться на высоком уровне и достигала в среднем 17 кБк/кг с.м., а у мирных рыб - 6-8 кБк/кг с.м. (й-уаЬоу ег а], 1998). Факторами, обуславливающими высокий уровень загрязнения рыб в оз. Кожановское являются: высокое содержание 137Сз в воде и соответственно в пищевых объектах рыб; низкая скорость водообмена озера; пониженное содержание, как указывалось в табл. 1, ионов К+ в воде (ЯуаЬоу е1 а1., 1996; Запвопе, УоизекЬо-уЦс!!, 1996).

Озеро Святое. После обнаружения "феномена" озера Кожановское, было высказано предположение, что аналогичная ситуация может быть в замкнутых озерах Беларуси (Рябов. 1995). Исследования, проведенные в 1996 и 1997 гг. в ряде озер Могилевской области, на территориях, где население было отселено из-за высоких уровней загрязнения, выявили необычайно высокие концентрации wCs в рыбе. Например, у крупного окуня из оз. Святое концентрация I37Cs достигала 120 кБк/кг с.м., в то время, как в Киевском водохранилище в том же году редко встречались хищники с концентрацией выше 0,5 кБк/кг с.м., а в р. Тетерев 0,1 кБк/кг с.м. (рис. 9).

р. Тетерев

Киевское водохранилище

оз. Кожановское оз. Святое

.'Ч > ■ -. ■ / -V. .... .... - - . : В

1i ! 1 1-1

——-^-;-/--f-(¡-/

□ лещ

■ плотва

□ окунь

■ щука

100

1000

10000

юоооо

Бк/кг сырой массы

Рис. 9. Сравнительная характеристика накопления ,37Сз в мышцах промысловых рыб р. Тетерев, Киевского водохранилища, оз. Кожановское и оз. Святое в 1997 г.

Скорость естественного очищения озер Кожановское и Святое от радионуклидов низка, а процесс снижения их концентрации в рыбе может длиться несколько десятков лет. Поэтому не вызывает сомнений необходимость принятия действенных мер по запрещению лова рыбы и прекращения хозяйственного использования оз. Кожановское. Для решения этого вопроса в 1997 г. на озере был организован радиоэкологический заказник. Видимо, целесообразно это сделать и в отношении оз. Святое.

В главе 6 обсуждается вопрос о явлении «размерного эффекта» у рыб разных трофических уровней.

Фахт большего накопления радионуклидов у рыб высшего трофического уровня хорошо известен в радиоэкологии водных организмов (Ильенко, 1969, 1970; Ильин, Москалев, 1971;Флейшманидр., 1973;Шеханова, 1983; и др.)

Исследования, проведенные в водоемах, загрязненных после аварии на ЧАЭС, показали качественно новое явление: выяснилось, что у рыб одного вида более крупные особи имеют более высокую концентрацию тСБ в мышцах, чем экземпляры меньших размеров. Этому явлению нами было дано • определение «размерный эффект»

(КоиНкоу, КуаЬоу, 1992) (Рис.9). Впоследствии «размерный эффект» был отмечен нами

как у рыб из оз. Кожановское, так и у рыб из оз. Святое, р. Тетерев (Ыавук е( а!., 1996; Рябов и др., 1997; и др.). Если в первые 2-3 года после аварии «размерный эффект» проявлялся достаточно четко даже у многих мирных рыб, например, у леща и красноперки (Табл. 5), то до 1994 г. он продолжал регистрироваться в Киевском водохранилище только у окуня (рис. 10).

Таблица 5. Параметры линии регрессии и «размерный эффект» у рыб в Киевском водохранилище в 1994 г.

Вид Число проб b± 2SE Размерный эффект

Окунь 37 0,6205 0,63 ±0,16 +

Красноперка 10 0,092 0,066 + 0,14 0

Лещ 14 0,22 - 0,051 ± 0,086 0

1000

§ 800

« 600

§ 400

| 200 ил

о> Л

и "

В 0,0 200,0 400,0 600,0 800,0

масса (г)

О Y -Предсказанное Y

Рис. 10. Зависимость концентрации 137Cs от массы окуня в Киевском водохранилище, весна ¡994 г.

Для исследования причин устойчивого «размерного эффекта» у окуня в Киевском водохранилище был проанализирован состав его рациона в различные сезоны 1992 -1997 гг. Были рассмотрены три размерные группы окуня: с длиной тела до 120 мм (1-3 года), 220 мм (4-6 лет), >220 мм (7 лет и старше). Крупный окунь III группы на протяжении всего года активно потребляет рыбу, у среднего окуня летом увеличивается доля ракообразных и насекомых. Мелкий окунь I группы весной, летом и осенью также в основном питается ракообразными и насекомыми, но зимой начинает потреблять рыбу в большей степени, видимо, из-за отсутствия других объектов питания. Представляет интерес то, что крупный окунь зимой потребляет крупных брюхоногих моллюсков и раков (особенно зимой), а также более мелких окуней и щук (табл. 6).

Таблица 6. Состав рациона (%) окуня трех размерных групп из Киевского водохранилища в разные сезоны года. Длина тела (1, мм) в разных группах: I - 75 - 120 мм; II - 121 - 220 мм; III - 220 - 350 мм.

Весна Лето Осень Зима

Кормовые объекты I II га I П III I II III I II III

Рыбы 12 76 95 2 60 69 2 83 78 46 67 64

Ракообразные и насекомые 88 24 0 98 36 26 98 9 17 54 25 27

Брюхоногие моллюски 0 0 0 0 0 5 0 8 5 0 8 9

Водные растения 0 0 5 0 4 0 0 0 0 0 0 0

В отличие от Киевского водохранилища, в оз. Кожановское различия в питании окуней I и П групп менее выражены, но «размерный эффекта в накоплении '"Се проявляется достоверно. Четко выражен он и у окуня в оз. Святое.

«Размерный эффект» у хищных рыб в значительной степени обусловлен потреблением более мелких хищных рыб, крупных беятоеных организмов, моллюсков и раков. В острый период аварии «размерный эффект» объяснялся также и более медленным процессом выведения радионуклидов у крупных рыб старшего поколения в отличие от более молодых особей одного вида. Более яркое выражение "размерного эффекта" у хищных рыб может быть объяснено и более кислой средой в желудке. У щуки и окуня в желудке по нашим данным рН в среднем 4,0 ± 1.2 и 5,6 ± 0,7 соответственно. У "мирных" рыб, таких как плотва, линь, серебряный карась в кишечнике рН в среднем 7,3 ± 0,3 (Най<Зеш18Ь й а1„ 1997). Тот факт, что "размерный эффект" длительное время наблюдался именно у представителей бореального фаунистического комплекса (щука, окунь, серебряный карась) может быть объяснен способностью этих рыб питаться в зимний период, тогда как представители понто-каспийского и третичного фаунистического комплексов в этот период не питаются.

В отличии от процессов накопления '"Сб, в накоплении то5г в мышцах рыб "размерный эффект* не выявлен. Этот радионуклид является остеотропным и накапливается в основном в костях. Не выявлены различия и в накоплении "Бг у рыб разных трофических уровней.

В главе 7 рассматриваются биологические эффекты от ионизирующей радиации у

рыб.

Результаты экспериментальных работ на пруду-охладителе ЧАЭС с белым толстолобиком в 1987-1997 гг. В ходе экспериментальных работ, проведенных сотрудниками экспедиции в течение 10 лет, были проанализированы две группы белого толстолобика.

К первой группе были отнесены производители белого толстолобика (Р), находившиеся во время аварии в пруду-охладителе и получившие в 1986-1987 гт. (в 1-2-летнем возрасте) сильное радиационное воздействие. К началу основных работ по изучению состояния воспроизводительной системы в 1989 г. суммарная доза их облучения составляла около 40 Гр, причем доза внутреннего облучения мышц 7 - 8 Гр (Крышев, Рябов, 1990; Веригин и др., 1990; Рябов, 1992; Белова и др., 1993; Макеева и др., 1994). Вторую группу (рис. 11) составляло потомство от этих производителей (РО, полученное сотрудниками экспедиции в 1989 - 1991 гг., и существовавшее в условиях относительно невысокого хронического облучения. Эти рыбы получили ко времени достижения половой зрелости дозу в трехгодовалом возрасте около 0,5 -1,0 Гр.

■ 1 генерация84-85 --•■—генерация89 —*—генерация90 —•— генерация91

Рис. 11. Дозы внутреннего облучения белого толстолобика разных генераций в пруду-охладителе ЧАЭС в послеаварийный период.

У производителей основные источники облучения менялись от внешних (в острую фазу аварии) к внутренним от инкорпорированных радионуклидов в теле и от у- и Р-излучения при прохождении радиоактивной пищи через кишечник. В формировании дозы у потомства основное значение (99 %) имело внутреннее облучение от кормовых объектов.

а) Воздействие на генетический аппарат.

Одним из методов, характеризующих нарушения в генетических системах организма, является анализ аберраций хромосом. Увеличение доли клеток с перестройками хромосом говорит о негативном воздействии на организм одного или нескольких факторов природной среды. Хромосомный комплекс белого толстолобика, состоящий из 48 хромосом, был описан ранее (Васильев, Макеева, Рябов, 1978).

Анализ хромосомных аберраций у белого толстолобика показал, что у 14 рыб Р шм5 частота хромосомных аберраций в 1995 г. составила в среднем 19,7 %. Данные анализа аберрантных анафаз у молоди толстолобиков в возрасте двух месяцев, по-28

лученной от Р в 1989 показали, что общая частота аномальных анафаз составила всего 6 %, для личинок Р1-90 - 9,5 %, а для Fi.su - 8 %.

Анализ аномалий выявил, что наиболее сильные повреждения хромосомного аппарата типа «многополюсные митозы» и «отставания», встречаются с меньшей частотой, а «мосты» - чаще всего (табл. 7).

Таблица 7. Частота хромосомных аберраций в клетках молоди белого толстолобика генераций 1989- 1991 гг.

Генерация Число личинок Число проанализированных клеток Частота аберраций, % Типы нарушений и их частоты

отставания мосты 3-х полюсные митозы

1989 50 2880 6,0 27,2 65,5 9,3

1990 40 2280 9,5 - - -

1991 50 2920 8,0 21,7 72,4 5,9

Дозы внешнего и внутреннего облучения послеаварийных генераций молоди белого толстолобика в течение первых двух месяцев жизни были низки и составили около 0,01 сГр (т.е. находились в «зоне благополучия» по Поликарпову, Цыцугиной, 1996) и не должны были вызвать существенных нарушений в развитии, в то же время значительное количество хромосомных нарушений в соматических клетках у Р должно было привести этих рыб и их потомков к ощутимым негативным последствиям в последующие периоды онтогенеза. Можно предположить, что возникновения нарушений в развитии белого толстолобика генераций Fj.gg и Fi.si объясняются эффектом «продленного мутагенеза» (Дубинин, 1986).

б)Воздействие ионизирующего излучения на биомембранные системы. В настоящее время достаточно подробно исследованы механизмы действия хронического облучения на различные системы органов теплокровных животных. Однако в современной литературе нам не удалось найти сведений о воздействии ионизирующего излучения на мембранные системы детоксикации и мембранную систему транспорта ионов крови как у пресноводных, так и у морских рыб.

Экспедиционные работы на пруду-охладителе ЧАЭС и на контрольном водоеме -пруду-охладителе Шатурской ТЭЦ проводили в мае-июне 1991-92 гг. совместно с сотрудниками кафедры биофизики МГУ под руководством C.B. Котелевцева. Были исследованы толстолобики поколения 1984-1985 гг. (Р), перенесшие острый период аварии. Исследования показали, что Na+, К+ - насос в эритроцитах экспериментальных толстолобиков работает достаточно эффективно, и вполне сравним с активностью этой транспортной системы в эритроцитах контрольных рыб. Однако наблюдалась значительная вариабельность функционирования уабаин ингибируемой компоненты в эритроцитах рыб, подвергающихся действию радионуклидов, по сравнению с контрольными из пруда-охладителя Шатурской ТЭЦ. Значительно больший интерес представляет тот

факт, что Иа+ , К+ - насос существенно хуже стимулируется норадреналином в эритроцитах толстолобиков пруда-охладителя ЧАЭС по сравнению с контрольными рыбами (табл. 8). Как было показано ранее (Орлов и др., 1990), эта стимуляция осуществляется через локализованную в мембранах эритроцитов некоторых видов рыб циклазную систему, и, по-видимому, снижение уровня активации Ыа+, К+ - насоса в эритроцитах облученных рыб вызвано именно нарушением этой системы ионизирующим облучением, что характерно для ядерных клеток позвоночных животных (Khafagi е1 а1., 1992; КоЫеу^еу й а1., 1994). Нарушения мембранных структур клетки, вызываемое хроническим облучением, как правило, неспецифичны, что позволяет предположить возможность модификации ответа на гормональные стимулы и в других клетках облученных рыб. Следствием этих нарушений является изменение гормонального статуса и ряда жизненно важных функций, в первую очередь, воспроизводства и роста рыб.

Таблица 8. Транспорт одновалентных ионов в эритроцитах крови белого толстолобика из прудов-охладителей ЧАЭС и Шатурской ТЭЦ (усредненные данные по всем исследованным образцам крови рыб по материалам

1991 - 1992 гг.).

Водоем- Норадреналин Ыа+, К+ - насос N3 % К + 2С1- Пассивный транс-

охладитель котранспорт порт

ммоль на литр клеток в час

- 2,47 ±0,3 0,09 ± 0,003 0,8 ±0,30

ЧАЭС 2,60 ±0,5 0,40 ±0,03 1,8 ±0,40

Шатурской - 2,60 ± 0,7 0,04 ±0,005 0,47 ±0,01

ТЭЦ 10-6М 5,81 ±0,4 0,53 ±0,010 0,51 ±0,02

Биологические эффекты в развитии воспроизводительной системы рыб.

В проведенных экспериментах с белым толстолобиком внешние аномалии у рыб проявлялись в следующем: искривление или частичная редукция различных плавников, помутнение или отсутствие одного из глаз; деформация верхней или нижней челюстей.

При вскрытии рыб, наиболее часто встречались нарушения морфологии половых желез, выражавшиеся в их асимметрии или неправильной форме (рис. 12).

Различные виды аномалий морфологии гонад составляли от 36 до 82 % у особей разных генераций. Относительно часто от 9 % у Р 84-85 до 50 % у Рш встречались деформация или редукция задней камеры плавательного пузыря. У Р за время наблюдений у 48 % самцов отмечены деструктивные изменения некоторой части половых клеток и сокращение объема генеративной ткани за счет разрастания соединительной. У 35 % самок выявлены некоторые характерные нарушения морфологии у части ооцитов периода витеялогенеза.

Рис. 12. Морфология половых желез у половозрелых особей белого толстолобика (Белова и др., 1993):

а - нормальное строение семенников; б - г - аномалии морфологии семенников у свободноживущих в водоеме-охладителе рыб; д - семенники производителя из садка (одна гонада сужена, другая - гроздевидная с многочисленными расширениями семенниковой ткани; е - яичник с расширением, содержащим ооциты у самки из водоема-охладителя.

У Ра-?? на втором году жизни обнаружено 17 % бисексуальных особей, на третьем -6% стерильных самок и 17 % стерильных самцов. Почти у всех самок наблюдали разнообразные нарушения морфологии превителлогенных ооцитов. У самцов р!-89, И 1.90 и Р]-9| так же, как и у Р, происходило разрастание соединительнотканных элементов гонад и соответственно элиминация некоторой части половых клеток.

Электронно-микроскопические исследования позволили выявить в ооцитах ци-топлазматического роста и другие нарушения (рис. 13). Они выражались в значительном расширении периооцитного пространства и появлении в нем концентрических мембран, представляющих собой конечные продукты деструкции клеточных органелл.

Фолликулярные клетки и соединительнотканная тека характеризовались светлой, овод-ненной цитоплазмой с частично разрушенными органеллами. Имеются и разрывы в ограничивающих мембранах.

Рис. 13. Ультраструктура аномальных половых клеток самца: сперматогонии с разрушающимися клеточными органеллами (отмечено стрелками) (ув. 10.000).

Особо следует подчеркнуть обнаружение нами у белого толстолобика в генерации (Р1-91) карликовых особей в возрасте пяти лет с гонадами на IV стадии зрелости. Длина самой мелкой самки составляла всего 24 см и массе 250 г. Как известно, появление карликовых особей в природных условиях у рыб некоторых системных групп происходит при обитании в экстремальной обстановке, когда у них мобилизуются все ресурсы для обеспечения основной функции - размножения (Алиев, 1953; Никольский, 1965). К экстремальным воздействиям, безусловно, относится и радиационное. У некоторых млекопитающих при облучении определенной дозой также появляются, так называемые гипофизарные, карликовые особи (Пионтковский, 1964).

Широко известны факты появления карликовых особей у представителей лососевых, карповых, окуневых. Сведений о появлении карликовых особей среди рыб в условиях радиационного воздействия, в доступной нам литературе обнаружено не было.

Результаты исследования воспроизводительной системы и морфологии сво-бодноживущих рыб. Гистологические исследования гонад других видов рыб, обитающих в изученных водоемах, таких как лещ, окунь, густера, плотва, щука, также обнаружили нарушения в строении половых желез.

В Киевском водохранилище в период с 1987 по 1997 г. было проанализировано 82 щуки, относящихся к 15 поколениям (Полякова, 1996; Ryabov et al., 1997). Исследовано несколько особей доаварийных поколений, а также щуки, рожденные после аварии 1986 г. У щук, рожденных до авария в 1982-1985 гг., была обнаружена только одна самка с аномалиями, а у послеаварийных поколений нарушения составили 26 %, которые в основном выражались в асимметричном развитии гонад.

Изменений циклов развития гонад у представителей местной ихтиофауны не наблюдалось. Весной все виды, принадлежащие к весенне-нерестующим, имели гонады на III-IV или IV стадиях зрелости. У густеры, порционно откладывающей икру, развивались две порции ооцитов. Осенью гонады находились на III стадии зрелости, что свидетельствует о начале нового цикла развития половых клеток. В исследованиях по га-метогенезу рыб, выполненных ранее в экологически чистых водоемах (Кулаев, 1939, 1939; Мейен, 1944; Казанский, 1949; Кошелев, 1960, 1963, 1984; Буцкая, 1975; Чепурно-ва, 1975; и мн. др.) не удалось обнаружить нарушений развития половых клеток, естественно, за исключением резорбционных процессов. В.М. Володин, выполнявший ранее в зоне ЧАЭС исследование по оогенезу леща (1989), отмечал глубокие нарушения развития гонад у этого вида как в пруду-охладителе ЧАЭС, так и в Киевском водохранилище.

Гистологический анализ гонад у самок серебряного карася из оз. Кожановское, отловленных в 1994 г., также показал, что почти у всех рыб в желтковых ооцитах имелись нарушения морфологии, выраженные в разной степени. Число ооцитов с нарушениями изменялось у отдельных самок от 1-2 до 90 %.

Результаты анализа флуктуирующей асимметрии рыб.

В природе билатеральная асимметрия наблюдается у большинства активно передвигающихся организмов. Существующие в природных условиях различия в строении определенной структуры слева и справа обычно незначительны и могут рассматриваться как следствие случайных нарушений, поскольку развитие определенного признака на двух сторонах тела в исходных условиях происходит на основе одного и того же генотипа. При антропогенных воздействиях, особенно в ранние периоды онтогенеза, могут происходить нарушения стабильности развития, что, в свою очередь, проявляется э увеличении дисперсии уровня флуктуирующей асимметрии билатеральных признаков (Захаров, 1981, 1982; Яблоков, Ларина, 1985; Рябов, 1985).

Особый интерес представлял анализ этого процесса у рыб, которые размножались в пруду-охладителе ЧАЭС в период аварии 1986 г. В качестве объекта исследований был выбран судак, принадлежащий к группировке фитофильно-гнездующих рыб. Нерест судака, как показали исследования последующих лет, происходит в пруду-охладителе в конце апреля - начале мая, т.е. в 1986 г. совпадал со временем аварии.

Анализ изменчивости числа ветвистых лучей в грудных плавниках сеголеток судака в возрасте 5 месяцев, отобранных в одном садке, расположенном у берега пруду-охладителе ЧАЭС, выявил очень высокий уровень флуктуирующей асимметрии - 9,37, что почти на два порядка выше, чем отмечалось нами для того же вида в водоеме-охладителе Ленинградской АЭС. Общая доза облучения судака в пруду-охладителе ЧАЭС составила 4-5 Гр, в то время, как у судака в водоеме-охладителе Ленинградской АЭС всего 40 нГр/сут (Рябов, Крышев, 1990).

Уровень флуктуирующей асимметрии ветвистых лучей у производителей белого толстолобика (Р) и у их потомства (Рш) достоверно не отличался и составлял соответственно 0,84 и 0,87. Возможно, что на высокий уровень флуктуирующей асимметрии у родительских форм повлияло то, что развитие молоди (Р) происходило в доаварийных условиях при повышенных температурах воды в пруду-охладителе. Нарушения стабильности развития в этих условиях отмечены для рыб водоемов-охладителей. Например для леща водоема-охладителя ГРЭС "Элекгренай" уровень асимметрии был 0,83 (Вирбицкас, 1988).

У щуки из р. Тетерев уровень флуктуирующей асимметрии ветвистых лучей грудных плавников через 10 лет после аварии был достаточно высок для естественных водоемов. У поколения 1996 г. б2=0,54, а у поколения 1997 г. 52- 0,44, что свидетельствует о наличии стрессирующих факторов во время развития рыб в реке.

Анализ доз облучения рыб Киевского водохранилища показал, что в 1986 г. доза внутреннего облучения щук от '"Се в Киевском водохранилище составляла около 10-15 сГр и превышала естественный фон в 300-400 раз, т.е. рыбы находились по Г.Г. Поликарпову (1978, 1998)в зоне «экологической маскировки». Суммарная доза внутреннего облучения мышц рыб из Киевского водохранилища и р. Тетерев за 1996 и 1997 гг. не превышала 0,3 сГр (табл. 9).

Таблица 9. Суммарная доза внешнего и внутреннего облучения щуки за 1995-1997 гг.

Водоем Доза облучения, сГр/год

1995 1996 1997

Киевское вдхр. 0,2 0,3 0,2

Р. Тетерев 0,1 0,2 0,1

Оз. Кожановское 20 20 20

Оз. Святое - - 40

В озере Святом, где в настоящее время наблюдается максимальная доза облучения для рыб в послеаварийный период (40 сГр/год), хищные рыбы редки, а пойманные особи также имеют морфологические нарушения воспроизводительной системы. В мае 1998 г. в озере была обнаружена щука с аномалией ротового аппарата (Рис. 14).

Рис. 14. Голова щуки с нарушением развития верхней челюсти и лучей грудного плавника (1 = 453 мм, возраст - 4+). Озеро Святое, Могилевская область, Беларусь (16.05.98)

В феврале 1998 г. при анализе плотвы из р. Тетерев была обнаружена особь с аномальной формой тела (Рис. 15). В марте 1998 г. в реке Тетерев было обнаружено еще 2 особи с аналогичными нарушениями строения тела.

Рис. 15. Плотва с аномальной формой тела 0 = 183 мм, возраст - 6+). Река Тетерев, Киевская область, Украина (05.02.98).

Можно предположить, что впоследствии число рыб с нарушениями воспроизводительной системы и формы тела, несмотря на естественный отбор, будет увеличиваться в водоемах Полесья, загрязненных радионуклидами в результате аварии.

Глава восьмая посвящена методологическим подходам к оценке воздействия ионизирующего излучения на рыб в течение разных периодов онтогенеза.

При разработке методологических подходов был использован ряд теоретических положений таких крупных отечественных биологов, как: А.Н. Северцов, 1939, С.Г. Крыжановский, 1949, В. В. Васнецов, 1953, Г.В. Никольский, 1961.

Фундаментальное представление об онтогенезе, "как процессе индивидуального развития от момента образования зиготы до смерти, состоящего из ряда последовательных периодов, каждый из которых отличается своими биологическими особенностями и спецификой отношений организма со средой", было принято за основополага-

ющий методологический подход для оценки воздействия радиационного фактора, как одного из многих экологических факторов, воздействующих на рыб в течение индивидуального цикла развития организмов. Синтез радиоэкологических закономерностей и представлений об этапности и периодизации развития представляется весьма перспективным, так как позволяет выявить особенности формирования поглощенных рыбами доз в различные периоды онтогенеза и представить дозы от внешнего и внутреннего облучения как общую сумму доз, полученную в течении всей жизни в условиях среды, специфичной для каждого периода.

В настоящее время общепринятой системы периодизации онтогенеза рыб еще нет, хотя имеется много разработанных научных положений, взаимодополняющих друг друга (Васнецов 1953; Расс 1972; Шатуновский 1980; Соин 1981; Balón, 1981; и др.).

Большинство исследователей, в рамках раннего онтогенеза рыб, выделяют 3 периода: эмбриональный, личиночный и мальковый (период неполовозрелого организма по Г.В. Никольскому, 1961). Указанные периоды имеют четкие различия в уровне организации организма и его отношениях со средой (Крыжановский и др., 1953).

Более поздние периоды онтогенеза рассматриваются по разному. С.Г. Крыжановский (1947), придерживаясь положения А.Н. Северцова (1935) выделяет один период -взрослого (половозрелого) состояния. Однако многие исследователи разделяют этот отрезок онтогенеза на несколько самостоятельных периодов. Т.С. Расс (1948) различает фазы зрелости и старения. Основываясь на физиолого-биологических характеристиках М.И. Шатуновский (1980), после малькового периода выделяет период достижения половой зрелости, затем период половозрелого состояния организма и период старения, как это было предложено Т.С. Рассои (1948).

Такая дробная система онтогенеза, учитывающая особенности метаболизма рыб, с экологической точки зрения методологически более приемлема для оценки доз.

На наш взгляд, величина дозы внешнего облучения в эмбриональный период находится в тесной зависимости от принадлежности того или иного вида рыб к определенной экологической группировке по характеру размножения и развития.

Рассмотрим особенности дозообразования на примере карповых рыб пруда-охладителя ЧАЭС. Как уже отмечалось (Крыжановский, 1949), принадлежность к определенной экологической группе накладывает отпечаток и на последующий личиночный период, который начинается с переходом рыб на внешнее питание.

Нами сделана попытка методом системного анализа оценить в баллах степень риска и воздействие внешнего облучения для представителей разных экологических группировок рыб в разные периоды онтогенеза (табл. 10). Балльно-экспертная оценка проводилась по формуле:

1 - период онтогенеза;

В«! - балл радиационного риска в зависимости от расстояния от данной поверхности в мый период онтогенеза;

Вы - балл радиационного риска от внутреннего облучения в зависимости от типа питания в 1-ый период онтогенеза.

Таблица 10. Матрица расчета радиационного риска для рыб и крулоротых от внешнего облучения в разные периоды онтогенеза (IRR««)

Типичное нахождение организма от дна, см Балл риска IRIW IRIW IRR«' IRIW™ IRIW IRRert»

< 100 1 Нш(6) Hm(5) Hm(4) Hm(3) Hra(2) Aa(2) Se(2) Hm(l) Aa(l) Se(l)

50-100 10 Se(60) Aa(30) Se(30)

25-50 25 Se(150) Se(125) Aa(100) Se(100) Rs(75) Rs(50) Rs(2 5)

0-25 50 Аа(300) Pm(300) Aa(250) Pm(250) Rs(200) Pm(200) Pm(150) Em(100) Pm(100) Em(50) Pm(50)

донные отложения 75 Em(450) Rs(450) Em(375) Rs(375) Em(300) Em (225)

шкала риска 6 5 4 3 2 1

Периоды онтогенеза Эмбриональный Личиночный Мальковый Неполовозрелый Половозрелый Старость

Примечание:

Символ Виды Группировка

Hm белый толстолобик - НурорЫЪаШсЬЛуз то1кпх Пелагофильная

Se красноперка - Бса^шиэ егу^горМЬа^тш Фитофильная

Pm бычок-цуцик - Рго1егогЬтш татаогаШз Псаммофилькая

Aa жерех - А$рш$ авршя Литофильная

Em украинская минога - ЕийоШотугоп тапае Литофильная

Rs обыкновенный горчак - Rhodeus ьепсеш ататт Остракофильная

По шкале риска, наивысший балл 6 имеет эмбриональный период, а минимальный балл 1 - период старения. По вертикальной шкале проставлены баллы, показывающие степень риска в зависимости от расстояния организма от дна, в разные периоды онтогенеза. Как уже отмечалось, около 98 %, попавших в водоем радионуклидов, депонируется в донных отложениях, поэтому донные отложения оцениваются как максимально опасные, В острый период аварии в пруду-охладителе дозы облучения гидробионтов от воды составляли 0,2 рад/сут, а от донных отложений - в 7 раз больше, 15 рад/сут.

Например, эмбриональный, личиночный и последующие периоды развития белого толстолобика в естественных условиях происходят в толще воды, выше 50 см от дна. Учитывая, что 25 см слой воды в 2 раза ослабляет ионизирующее облучение, то на расстоянии 1 м, риск облучения от донных отложений близок к 0. Если рыба в течение жизни практически не вступает в контакт с донными объектами, то имеет минимальный уровень внешнего облучения. IRR«*, у белого толстолобика по сумме баллов за все периоды онтогенеза равен 21, а у бычка-цуцика, постоянно обитающего у дна - 3150, т.е. в 150 раз выше, чем у толстолобика.

Реконструкция доз внешнего и внутреннего облучения рыб в пруду-охладителе в целом подтверждает методологический подход расчета IRR В мае - июне 1986 г. за эмбриональный, личиночный и мальковый периоды пелагофильные рыбы получили в сумме 0,08 - 0.1 Гр, фитофилы - 3 Гр, псаммофилы - 4 - 5 Гр, литофилы - 5 - 7 Гр.

Если в эмбриональный и личиночный периоды основной вклад в дозу облучения вносит внешнее облучение, то с переходом на внешнее питание основным дозообразу-ющим фактором служат кормовые объекты. В мальковый период представители всех экологических групп питаются в основном зоопланктоном, но затем у большинства видов появляется избирательность в кормовых объектах. Например, половозрелая красноперка предпочитает растительность, жерех переходит на питание рыбой, а белый толстолобик продолжает питаться планктонными организмами в толще воды.

Для оценки степени радиационного риска в разные периоды онтогенеза рыб от потребления загрязненных радионуклидами кормовых объектов, предложена другая матрица (табл. 11). Как и в предыдущей матрице по степени риска от внешнего облучения наименее опасными считаются кормовые объекты, имеющие максимальную концентрацию радионуклидов.

При наступлении равновесного состояния в водоеме максимальному риску внутреннего облучения подвергаются рыбы Ш трофического уровня, в тканях которых происходит концентрация I}7Cs радионуклидов, примерно на два порядка превышающая таковую в жертве.

Таблица 11. Матрица расчета индекса радиационного риска для рыб и круглоротых от внутреннего облучения в разные периоды онтогенеза (ШКы)*

Основные пи- Балл IRRin.1 IRRin/ IRRtatto IRRmt" IRRml"

щевые объекты риска

Фитопланктон 5 Hm(15) Hm(10) Hm(5)

Зоопланктон 10 Нш(50)Аа(50) Se(50) Rs(50) Hm(40)Rs(40) Aa(40) Se(40)

Водные 20 Se(60) Se(40) Se(20)

растения Rs(60) Rs(40) Rs(20)

Бентос 30 Pm(l 50) Em(120) Em(90) Em(60) Em(30)

Em(150) Pm(120) Pm(90) Pm (60) Pm(30)

Рыба 60 Аа(180) Аа(120) Аа(60)

Шкала риска 5 4 3 2 1

Периоды онтогенеза Личиночный Мальковый Неполо- Полово- Старость

возрелый зрелый

* за исключением острого периода аварии

Интегральная оценка риска для рыб в течение всех периодов онтогенеза складывается из суммы баллов от рисков внешнего и внутреннего облучения в течение всех периодов онтогенеза (табл. 12).

Таблица 12. Общий индекс радиационного риска (IRR = ПШ««+ IRRmi) для видов рыб различных экологических группировок

Экологическая Вид IRIU IRR** IRR

группировка

Батипелагофильная белый толстолобик 57 120 177

Фитофильная красноперка 408 210 618

Псаммофильн ая бычок-цуцик 1050 450 1500

Литофильная жерех 683 450 1133

Литофильная украинская минога 1500 450 1950

Остракофильная горчак 1175 210 1385

Расчет для рыб разных экологических групп из пруда-охладителя показал, что максимальные значения имеет украинская минога, которая почти все периоды онтогенеза проводит в донных отложениях и питается бентосом, 11Шы = 1950. На втором месте - бычки, ИУ?^ = 1500. Таким образом, в водоеме, загрязненном радионуклидами, наименьшему риску при хроническом облучении подвергаются рыбы, которые в течение всех периодов своего онтогенеза минимально контактируют с донными отложениями и не питаются бентосными организмами. Например, степень Шй«, у пелагофила -белого толстолобика в течение онтогенеза в 17 раз меньше, чем у украинской миноги.

Рис. 16. Аномальный малек бычка-цуцика из пруда-охладителя ЧАЭС (11 мая 1991 г.)

В Главе 9 представлен материал, относящийся к видам, которые находятся под угрозой исчезновения.

Особое беспокойство при исследовании водоемов вызывали виды рыб ареал которых в той или иной степени оказался загрязненным радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС.

Анализ литературных данных (Берг, 1949; Жуков, 1965; Красная Книга Украинской ССР, 1980; Красная книга Белорусской ССР, 1981; Красная Книга СССР, 1984; Павлов, 1992; Павлов и др., 1985, 1994) показал, что в этих районах обитает 6 видов, относящихся к I и II категориям Красной Книги.

Вырезуб Rutilas Jrisii frisii (Nord.) относится к категории I. Этот вид включен в список редких и исчезающих рыб Европы (Павлов и др., 1994). Вырезуб встречался в притоках Днепра - реках Припять и Сож, водосборный бассейн которых оказался в значительной степени загрязнен чернобыльскими радионуклидами. За время работы вырезуб не был обнаружен нами в водоемах Украины, Беларуси и России.

К категории II (сокращающийся в численности вид) относятся украинская минога и 3 вида карповых рыб: быстрянка, подуст и черноморский рыбец, а также представитель сем. Coitidae - обыкновенный бычок-подкаменщик (Cottus gobio).

Из них наиболее многочисленным видом оказалась быстрянка. Ее многочисленные стайки отмечены в нескольких реках, в частности в р. Тетерев. Украинская минога, черноморский рыбец и подуст крайне редки. Украинская минога, отмечена в р. Тетерев и пруду-охладителе ЧАЭС, причем, в пруду-охладителе в мае 1987 г. выловлена личинка длинной 11 мм. Все эти виды являются литофилами. Учитывая, что в острый период аварии имел место «литоральный эффект», можно с уверенностью утверждать, что именно «краснокнижные» литофильные рыбы являются наиболее уязвимыми среди других представителей рыбного населения.

В качестве первоочередной меры по сохранению этих видов предлагается ввести полный запрет на их промысел по всему ареалу, включая каскад Днепровских водохранилищ.

В главе 10 приводятся материалы по выносу радионуклидов промысловыми рыбами и перспективам рыбного хозяйства в загрязненных водоемах.

В первые послеаварийные годы в целом снижения промысла не наблюдалось, но начиная с 1992 г. (с момента распада СССР) резко пошли на убыль уловы наиболее ценных видов (судак, щука, окунь), что, видимо, связано в значительной степени с субъективными причинами при регистрации и реализации уловов. В Киевском водохранилище за пять предаварийных лет вылавливалось в среднем по 1.2 тыс. тонн рыбы в год (Рис. 17).

Анализ содержания lî7Cs в промысловых рыбах, принадлежащих к разным фау-нистическим комплексам, выявил, что, в среднем, наиболее высокая концентрация этого радионуклида присуща рыбам, принадлежащим к бореально-равнинному фаунисти-ческому комплексу. Возможно, что на процесс биоаккумуляции радионуклидов накладывает свой отпечаток специфика обменных процессов. Например, кормовые коэффи-40

циенты, характерные для представителей бореального комплекса (щука, окунь), выше чем у представителей пресноводного понто-каспийского (жерех) и третичного (судак) (Никольский, 1980).

Вынос '"Сэ рыбами всех комплексов за период 1986-1996 гг. составил 4,2 ГБк (0,11 Ки) (Табл. 13), что составляет 0,0023% от общего количества ™Съ, поступившего в водоем при аэрозольном выпадении в апреле-мае 1986 г. и принесенного в водохранилище рекой Припять за этот период вынос радионуклидов с водой из Киевского водохранилища.

Таблица 13. Вынос 137Сз (МБ*:) с уловами представителей разных фаунистических комплексов рыб из Киевского водохранилища за период 1986-1996 гг.

Год Понто-касп. п. Бореальный Третичный понто-касп. мор. Общий

1986 654,4 352,8 13,1 5,9 1026,2

1987 644,8 290,6 23 _ 958,4

1988 346,2 141,3 49,6 _ 537,1

1989 404,3 178,4 13,9 _ 596,6

1990 262,6 130,3 5 397,9

1991 123,6 123,9 2,2 _ 249,7

1992 88,3 63,1 0,5 - 151,9

1993 39,5 25,3 0,2 0,3 65,3

1994 44,4 29,5 0,6 74,5

1995 16,8 15,7 0,3 - 32,8

1996 52,1 14,5 1,5 _ 68,1

Итого 2677,0 1365,4 109,9 6,2 4158,5

1МБк=Ю«Бк.

Следует обратить внимание, что 92-93 % промысла составляли бентосноядные рыбы (лещ, густера, плотва, линь, серебряный карась), а хищные (щука, окунь, судак, жерех) - всего 5 %. Остальные 2-3 % приходились на рыб с другим типом питания -растительноядных (красноперка) и планктофагов (тюлька).

Концепция рационального ведения рыбного хозяйства в водохранилищах, загрязненных в результате ядерной аварии, до настоящего времени не разработана. Имеются рекомендации по организации рыбохозяйственных предприятий на водоемах, загрязненных радионуклидами в результате Кыштымской аварии (Смагин и др., 1990; Романов, 1993).

С момента Чернобыльской аварии и по настоящее время существует положение о необходимости запрета промысла рыбы в зоне отчуждения ЧАЭС. С этой целью нами разработаны и предложены специальные контрмеры по снижению радиационного риска для населения на локальном и региональном уровнях в первые годы после аварии (ЯуаЬоу, 1991). Но следует иметь в виду, что на границе 30-км зоны, которая проходит непосредственно по акватории северной части Киевского водохранилища в настоящее время ведется интенсивный промысел фирмами, рыболовецкими колхозами и частными лицами, преимущественно жителями прибрежных деревень.

Для снижения поступления радионуклидов по водной пощевой цепочки предлагается изменить видовую структуру промысла рыб в Киевском водохранилище, уменьшив долю в промысле бентосоядных - представителей II трофического уровня и увеличив процент растительноядных рыб - консументов I порядка. Это позволит снизить вынос радионуклидов с рыбной продукцией не менее чем на 20 - 30%, Как показали материалы, представленные в Главе 5, у рыб III трофического уровня (за исключением острого периода аварии) концентрация радионуклидов в теле в 2-3 раза выше, чем у мирных рыб. По данным Поликарпова и Кулебякиной (1997) белый толстолобик в нижнем течении Днепра имел концентрацию '"Се в 1,5 - 2 раза ниже, чем густера, плотва и рыбец и в 6 раз ниже, чем хищные рыбы окунь и судак. Исследования, проведенные в рыбоводных хозяйствах Украины показали, что концентрация 137Сз у растительноядных рыб на 35-45 % ниже, чем у карпа (Микитюк, 1996).

Учитывая, что Киевское водохранилище является водоемом комплексного использования, в том числе и для питьевого водоснабжения населения, проблема его искусственного зарыбления растительноядными видами может рассматриваться и как часть

более общей проблемы - «чистой воды», т.е. как процесс минимизации вторичного загрязнения водоема.

Зарыбление водохранилища белым амуром позволит также снизить скорость его зарастания, которое за последние 10 лет происходит достаточно интенсивно. В настоящее время водной растительностью уже покрыто 32 % поверхности, и общая биомасса растительности оценивается в 40 тыс. тонн сухого веса (Корелякова, 1982). Теоретическое обоснование таких рыбоводных мероприятий хорошо известно (Брагинская, 1951; Никольский, Веригин, 1968; Вовк, 1974; Веригин, 1975, 1977; Топачевский, 1975 и др., Константинов, Вечканов, 1981). Для регулирования численности стада и получения еще более чистой продукции можно применять отдаленные гибридные формы (белый амур и белый толстолобик) или гибриды между пестрым и белым толстолобиками. Первые экспериментальные работы показали возможность получения таких гибридных форм (Alikiunhi et al., 1963; Виноградов, Ерохина, 1964; Воропаев, 1968, 1970; Berry, Low, 1970; Андрияшева, 1973; Веригин и др., 1975; Рябов, 1973, 1975; Макеева, 1989). В ряде вариантов при отдаленной гибридизации карповых рыб удалось получить в потомстве не только жизнеспособные диплоидные, но и триплоидные формы. (Васильев, Макеева, Рябов 1975, 1978; Рябов, 1977, 1978, 1979; Рябов, Макеева, 1980). Так как гибриды не будут достигать половой зрелости, то получаемая от растительной продукции энергия в большей степени пойдет на увеличение товарного веса рыб (Кирпичников, 1960; Нико-лкжин, 1968, 1972; Рябов, 1991).

При приготовлении рыбной продукции необходимо использовать практический опыт послеаварийных работ в Кыштыме и Чернобыле (Ильенко, Крапивко, 1995; Ми-киткж, 1996), а также провести экспериментальные исследования по отработке современных технологических приемов дезактивации рыбной продукции при ее обработке и усовершенствованию методов радиационного контроля за рыбной продукцией.

Для бессточных озер, таких, как оз. Кожановское в России и оз. Святое в Беларуси, где концентрация ,37Cs в рыбе почти на 2-3 порядка выше ПДК, можно предположить, что очищение рыб в них до уровня ПДК произойдет только через 60-90 лет, т.е. после 2-3 периодов полураспада l37Cs и 90Sr. Поэтому необходим полный запрет на промысел рыбы в этих водоемах. Проведение мероприятий по снижению концентрации радионуклидов методом добавления калиевых солей в воду вышеназванных озер требует проведения дополнительных научных исследований.

Выводы.

1. Дозы ионизирующего облучения от радионуклидов, попавших в водоемы в результате аварии на ЧАЭС, вызвали негативные биологические эффекты, но не привели к исчезновению ни одного из 45 видов рыб и круглоротых, зарегистрированных в водоемах аварийного следа на территории России, Украины и Беларуси.

2. В результате генетических нарушений от высоких дозовых нагрузок, полученных рыбами в острый период аварии, у их потомства (Fi, F2) проявились различные нарушения на молекулярно-генетическом, онтогенетическом, популяционно-видовом

уровнях. Нарушения имеют место у рыб не только в пруду-охладителе ЧАЭС, но и в Киевском водохранилище, реке Тетерев (Украина), озерах Кожановское (Россия) и Святое (Беларусь),

3. Вклад доз от внутреннего и внешнего облучения в общую дозу облучения в разные периоды онтогенеза различен. В ранние периоды наибольшую опасность представляют дозы внешнего облучения, а дозы от инкорпорированных радионуклидов - в более поздние периоды онтогенеза.

4. Снижение уровня дозовых нагрузок при хроническом облучении зависит от гидрохимических и гидрологических особенностей водоемов. Замкнутость водоема и низкое содержание К+ и Са++ в воде обуславливают высокую концентрацию радионуклидов 137Cs и MSr в гидробионтах длительное время. Снижение дозовых нагрузок для гидробионтов в таком типе водоемов происходит медленно и, в значительной степени, зависит от продолжительности периодов полураспада биологически значимых радионуклидов ,37Cs и 9DSr.

5. Обнаружен "литоральный эффект", выражающийся в формировании высоких доз внешнего облучения для гидробионтов в прибрежных участках водоемов в острый период ядерной аварии. В результате флотации и последующего ветрового переноса, радионуклиды, выпавшие на поверхность водоемов, концентрируются у берега, что приводит к значительному увеличению радиационного риска, особенно, для приб-режно-нерестующих рыб.

6. Обнаружен "размерный эффект", выражающийся в большем накоплении в мышцах более крупных особей одного вида wCs. Наиболее значимо "размерный эффект" проявляется у хищных видов и обусловлен в основном потреблением в пищу крупными особями более мелких хищных рыб и крупных донных беспозвоночных.

7. Показана прямая зависимость величины вторичного загрязнения рыб от выноса в водоемы 137Cs и 90Sr с водосборных территорий в результате весеннего паводка в по-слеаварийный период. Вторичное загрязнение приводит к изменениям концентрации радионуклидов у рыб, в соответствии с их трофическими уровнями.

8. Наиболее высокая концентрация l37Cs среди промысловых видов наблюдается у рыб, принадлежащих к бореальному фаунистическому комплексу, минимальная - у представителей морского понто-каспийского фаунистического комплекса.

9. В качестве основной меры по снижению поступления радионуклидов от рыбной продукции к человеку предлагается изменять видовую структуру рыб в сторону увеличения видов низшего трофического уровня. В частности, вселение растительноядных рыб низшего трофического уровня в Киевское водохранилище, таких как белый и пестрый толстолобики, белый амур и их гибридов позволит снизить концентрацию радионуклидов в рыбной продукции иа 20-30 %. В озерах Святое и Кожановское необходимо продолжить запрет на лов рыбы и организовать систему длительного радиоэкологического и генетического мониторинга гидробионтов на протяжении нескольких десятилетий.

Ю.Предложена методика балльно-зкспертной оценки радиационного риска рыб с помощью индекса (IRR), учитывающего потенциальные дозовые нагрузки от нересто-

вого субстрата, места расположения личинок, мальков и взрослых особей в водоеме, а также от степени загрязнения кормовых объектов инкорпорированными радионуклидами. IRR позволяет оценить степень опасности сокращения численности разных видов рыб в результате воздействия высоких радиационных нагрузок как от внешнего, так и от внутреннего облучения в разные периоды онтогенеза. Согласно проведенным расчетам, наиболее высокий IRR имеют литофильные рыбы, минимальный -пеяагофилы.

11 .Редкие виды, обитающие в загрязненных после аварии на ЧАЭС водоемах, а именно: украинская минога, подуст, черноморский рыбец и быстрянка имеют относительно высокие показатели IRR и требуют специальной программы по их охране и радиоэкологическому мониторингу водоемов.

12.При выборе потенциальных площадок для крупных промышленных производств, включая ядерные, целесообразно для прогнозирования экологической безопасности водоемов применять IRR для рыб и круглоротых на начальных этапах экспертизы проектов.

Список основных работ, опубликованных по теме диссертации:

1. Рябов И.Н., Дгебуадзе Ю.Ю., Вирбицкас Ю.Б. Экспериментальные исследования влияния температуры на развитие и рост радужной форели эстонского и белорусского стад. // В сб.: «Биологические и рыбохозяйственные исследования водоемов Прибалтики» (Тез. докл. к XXI конф. по изуч. и освоен, водоемов Прибалтики и Белоруссии, Псков, сентябрь, 1983), Псков, 1983, т. I, с. 141-143.

2. Рябов И,Н. Экологические группы рыб Копорской губы Финского залива. // «Экологические аспекты исследований водоемов-охладителей АЭС», М., 1983, с. 6778.

3. Dmitrieva E.N., Penas M., Prokes M., Ryabov l.N. Ecological groups of fish of the family Cyprinidae in Czechoslovakia and European part of the USSR. // Topical problems of ichthyology, Brno. 1985, p. 19-36.

4. Рябов И.Н. Оценка антропогенного воздействия с помощью метода флуктуирующей асимметрии на примере популяций рыб р. Воронка. // Материалы Ш Всесоюзного совещания «Фенетика популяций», М., 1985, с. 161-162.

5. Израэль Ю.А., Соколовский В.Г., Соколов В.Е., Ветров В.Е., Дибобес И.К., Трусов

A.Г., Рябов И.Н., Алексахин P.M., Поваляев А.П., Булдаков JI.A., Борзилов В.А. Экологические последствия радиоактивного загрязнения природных сред в районе аварии Чернобыльской атомной электростанции. // Доклад для представления на XIV сессии Совета управляющих ЮНЕП, М., Гидрометеоиздат, 1987, 57 с.

6. Асмолов В.Г, Боровой A.A., Демин В.Ф., Калугин А.К., Кузьмин И.И., Кулаков

B.М., Легасов В.А., Лунин Г.Л., Пономарев-Степной H.H., Проценко А.Н., Сухору-чкин В.К., Хрулев A.A., Шах О.Я., Адамов Е.О., Подлазов JI.H., Черкашев Ю.М., Абагян A.A., Дмитриев В.М., Шкурпелов A.A., Ильин Л.А., Павловский O.A., Рябов И.Н., Соколов В.Е., Поваляев А.П., Авдюшин С.И., Израэль Ю.А., Петров В.Н., Писарев В.В. Авария на Чернобыльской АЭС: год спустя. // Атомная энергия, т. 64, в. 1, 1988, с. 3-25.

7. Израэль Ю.А., Соколовский В.Г., Соколов В.Е., Рябов И.Н., Ветров В.Е., Дибобес И.К., Трусов А.Г., Алексахин P.M. Экологические последствия радиоактивного загрязнения природных сред в районе аварии Чернобыльской АЭС. // Атомная энергия, т. 64, в. 1, 1988, с. 28-40.

8. Рябов И.Н. Экологические аспекты выбора потенциальных площадок для АЭС. // В сб.: »Методы биоиндикации окружающей среды в регионах АЭС», М.: Наука, 1988, с.149-153.

9. Рябов И.Н., Молюков М.И. К выбору видов-индикаторов из рыбного населения в регионе морской АЭС. // В сб.: »Методы биоиндикации окружающей среды в регионах АЭС», М.: Наука, 1988, с. 125-132.

10. Демин В.Ф., Рябов И.Н. О методических основах оценки воздействия АЭС на ихтиофауну водоема-охладителя. // В сб.: »Методы биоиндикации окружающей среды в регионах АЭС», М.: Наука, 1988, с. 121-124.

11. Ryabov I.N., Smirnov S.A. Fishes as bioindicators of aquatic environment in the regions of atomic power plants. II In: «The 6th Congres of European Ychtiologists», Budapest, August 15-19, 1988, p. 185.

12. Рябов И.Н., Крышев И.И. Оценка доз облучения рыб морского водоема-охладителя. // Тезисы докладов II Всесоюзного координационного совещания «Эколого-генетические последствия воздействия наокружающую среду антропоге-нетическихфакторов», г.Сыктывкар, 1989, с. 121-122.

13. Крышев И.И., Сазыкина Т.Г., Рябов И.Н., Зарубин О.Л., Чумак В.К. Динамика радиоэкологических процессов в водоемах аварийного радиоактивного следа ЧАЭС. // Труды I Всесоюзной конференции «Радиационные аспекты Чернобыльской аварии», Обнинск, 1988, Гидрометеоиздат: С.-Петербург, т. 2, 1993, с. 3-7.

14. Крышев И.И., Рябов И.Н., Куликов А.О., Молтоков М.И., Блинова Л.Д., Панкина Е.Б. Радиоактивное загрязнение малых рек в регионе аварийного следа ЧАЭС. II Труды I Всесоюзной конференции «Радиационные аспекты Чернобыльской аварии», Обнинск, 1988, Гидрометеоиздат: С.-Петербург, т. 2, 1993, с. 8-11.

15. Крышев И.И., Чумак В.К. Зарубин О.Л., Рябов И.Н., Радиоактивность рыб Киевского и Каневского водохранилищ после аварии на ЧАЭС. // Труды I Всесоюзной конференции «Радиационные аспекты Чернобыльской аварии», Обнинск, 1988, Гидрометеоиздат: С.-Пегербург, т. 2, 1993, с. 12-15.

16. Рябов И.Н., Сазыкина Т.Г., Зарубин О.Л. Экологические аспекты накопления и распределения искусственных радионуклидов в организмах рыб пруда-охладителя ЧАЭС. // Труды I Всесоюзной конференции «Радиационные аспекты Чернобыльской аварии», Обнинск, 1988, Гидрометеоиздат: С.-Петербург, т. 2, 1993, с. 16-21.

17. Крышев И.И., Рябов И.Н., Молюков М.И. К выбору видов-индикаторов рыб водо-ема-охладитеяя ЧАЭС. // Труды I Всесоюзной конференции «Радиационные аспекты Чернобыльской аварии», Обнинск, 1988, Гидрометеоиздат: С.-Петербург, т. 2, 1993, с. 22-23.

18. Рябов И.Н., Крышев И.И. Оценка уровня флуктуирующей асимметрии и дозы облучения рыб морского водоема-охладителя АЭС. // Вопросы ихтиологии, т.ЗО, в. 3. 1990, с. 519-522.

19. Соколов В.Е., Рябов И.Н., Крышев И.И. Использование понятия «радиоэкологическое кольцо» в задачах ликвидации последствий аварии на энергетических объектах ядерной энергетики. // В сб.: «Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии ЧАЭС», М., 1990, с. 101.

20. Крышев И.И., Рябов И.Н. Об эффекте трофических уровней в накоплении 137Cs рыбами пруда-охладителя Чернобыльской АЭС. И В сб.: «Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии ЧАЭС», М., 1990, с. 117.

21. Веригин Б.В., Макеева А.П., Белова Н.В., Емельянова Н.Г., Фильчагов Л.П., Выборное A.A., Рябов И.Н. Опыт получения потомства у белого толстолобика, выращенного в экстремальных радиационных условиях пруда-охладителя ЧАЭС. // В сб.: «Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии ЧАЭС», М., 1990, с. 119.

22. Макеева А.П., Емельянова Н.Г., Белова Н.В., Рябов И.Н. Состояние репродуктивной системы производителей белого толстолобика Hypophthalmichthys malitrix, выросших в экстремальных радиационных условиях ЧАЭС. // В сб.: «Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии ЧАЭС», М., 1990, с. 120.

23. Рябов И.Н. Экологические группы рыб водоема-охладителя Чернобыльской АЭС. II В сб.: «Биологические и радиоэкологические аспекты последствий аварии ЧАЭС», М., 1990, с. 121.

24. Крышев И.И., Алексахин P.M., Рябов И.Н., Фесенко С.В., Санжарова Н.И., Демин В.Ф., Блинова Л.З., Краснов И.М., Зверева Г.Н., Силантьев А.Н., Чумак В.К., Зарубин О.Л., Радиактивное загрязнение районов АЭС. // М.: Ядерное общество СССР, 1990, с. 150.

25. Пелевина И.И., Рябцев И.А., Рябов И.Н., Гулев Б.Ф., Готлиб В.Я., Афанасьев Г.Г. Итоги экспериментальных радиобиологических исследований в 10-ти км зоне аварии на ЧАЭС. П Радиобиология, т. 31, М., 1991, с.

26. Khafagi O.I., Kotelevtsev S.V., Stepanova L.I., Ryabov I.N. Mono-Oxygenase system of Freshwater Fish Under Basin Polution by Xenobiotecs and Radionuclides. // In: «The 7th International Bioindicators Symposium and Workshop on Environmental Health», Kuopio, 28 September - 3 Oktober, 1992, p. 33-43.

27. Крышев И.И., Рябов И.Н., Чумак B.K., Блинова Л.Д., Зарубин О.Л., Куликов А.О., Кутищев A.A., Панкина Е.Б. Динамика радиоэкологических процессов в водоемах аварийного радиационного следа ЧАЭС (1986 - 1988 гг.). II Труды института экспе-

риментальной метеорологии. Эколого-географические аспекты мониторинга районов АЭС, М.: Гидрометеоиздат, № 19(52), 1992, с. 154-160.

28. Крышев ИМ., Рябов И.Н., Сазыкина Т.Г. Оценка динамики дозы облучения гидро-бионтов водоема-охладителя ЧАЭС. // Труды института экспериментальной метеорологии. Эколого-географические аспекты мониторинга районов АЭС, М.: Гидрометеоиздат, № 19(52), 1992, с. 167-172.

29. Ryabov I.N. Analysis of Countermeasures to prevent intake of Radionuclides via Consumption of Fish from the Region affected by the Chernobyl Accident. // Proceedings of International Seminar on Intervention Levels and Countermeasures for Nuclear Accidents, Cadarache, 7-11 Oktober, 1991, p. 379-396.

30. Зимин B.JI., Бодров O.B., Рябов И.Н. Анализ воздействия водозаборных сооружений Ленинградской АЭС на ихтиофауну водоема-охладителя. // Вопросы ихтиологии, т. 32, в. 3, 1992, с. 184-198.

31. Ryabov I.N., Davidenko G.M., Tempieton W.L. Demographic, Agricultural Products and Food Consumtion Data for a Collective Farm in Oranoe Ivankov District, Kiev Region, Ukraine. // Pacific Northwest Laboratory Operated for the US Depatment of Energy by Battelle Memorial Institute, 1992, p. 1-4.

32. Рябов И.Н. Оценка воздействия радиоактивного загрязнения на гидробионтов 30-ти км зоны контроля аварии на ЧАЭС. Н Радиобиология, т.32, в. 5,1992, с. 662-667.

33. Koulikov А.О., Ryabov I.N. Specific cesium activity in freshwater fish and the size effect. //Thescience ofthe total enviroment, 1992, p. 125-142.

34. Hamilton-Taylor J., Kelly M., Kershaw P., Lambert C.E., Aarcrog A., Calmet D.P., Charmasson S., Carpenter R., Fowler S., Ivanovich M., Kuznetsov G., Ryabov I.N. Radionuclide Aquatic Pathways. // Radioecology after Chernobyl, SCOPE 50, v.5, 1993, p. 177-274.

35. Ryabov I.N., Haddering R.H., Koulikov A.O., Belova N.V, Report of the fish study in the Chernobyl-area, ECP3 project, year 1991/1992. 40356-KES/WBR 3-3102, Arnhem, 31 March 1993., p. 3-24

36. Белова H.B., Веригин Б.В., Емельянова Н.Г., Макеева А.П., Рябов И.Н. Радиоэкологический анализ белого толстолобика Hypophtalmichthys molitrix в водоеме-охладителе ЧАЭС в послеаварийный период. // Вопросы ихтиологии, т. 33, в. 6, 1993, с. 814-828.

37. Рябов И.Н., Пельгунова Л.А. Радиоэкологический анализ рыб разных трофических уровней в верхней части Киевского водохранилища в ноябре 1992 г. // Радиоэкологический съезд, Киев, 20 - 25 сентября 1993., с. 84-85.

38. Sokolov V.E., Ryabov I.N., Ryabtsev I.A., Tikhomirov F.A., Shevchenko V.A., Taskaev A.I. Ecological and genetic consequences of the Chernobyl atomic power-plant accident. //«VEGETATIO», Ns 109(1), 1993, p. 91-99.

39. Pelevina I.I., Afanasiev G.G., Gotlib V.Ja., Alferovich A.A., Antoshina M.M., Ryabchenko N.I., Saenco A.S., Ryabov I.N., Ryabtsev I.A. Exposure of cultural cells and animals (Mice) within the 10-km zone Chernobyl accident. Effect on sencitivity to subseqent irradiation. // Radiation Biology end Ecology, v. 33, 1993, p. 85-92.

40. Любошевский H.M., Рябов И.Н., Рябцев И.А., Стариченхо В.И. Уральские и Чернобыльская радиационные аварии: сопоставление экологических последствий. // Радиобиологический съезд, Киев, 20-25 сентября 1993, с. 617.

41.Kryshev I.I., Ryabov I.N., Sazykina T.G. Using a bank of predatory fish samples for bioindication of radioactive contamination of aquatic food chains in the area affected by the Chernobyl accident. // The Science of the total enviropment, Amsterdam, № 139/140, 1993, p. 279-285.

42. Макеева А.П., Емельянова Н.Г., Белова H.B., Рябов И.Н. Радиобиологический анализ белого толстолобика Hypophtalmichthys molitrix в водоеме-охладителе Чернобыльской АЭС в послеаварийный период. 2. Развитие воспроизводительной систе-

мы у потомства первого поколения. // Вопросы ихтиологии, т. 34, в. 5, 1994, с. 681696.

43. Ryabov I.N. Index of radiation risk (IRR) as a method of fish biodiversity prediction in reservoirs contaminated by radionuclides. II Biological diversity in areas contaminated by radionuclides released during Chernobyl accident proceedings of the MAB-CESN international meeting, Moscow, 19-23 December 1994, p. 67-73.

44. Ryabov I.N. The Efferect of water intake from the Leningrad NPP to percid fish inhabiting the Kopor bay of the Finnish gulf. II In: «The 2nd International Percid Fish Symposium Vaasa», Finland, August 21-25, 1995, p. 63-64.

45. Hadderingh R., van Aerssen D„ Ryabov I.N., Koulikov A.O., Belova N.V. Contamination of fish with 137Cs in the Kiev reservoir near Chernobyl. // International seminar on freshwater and estuarine radioecology, Lisbon, Portugal, 21-25 March 1994, p. 43.

46. Kotelevtsev S.V., Grosheva E.I., Beim A.M., Ryabov I.N. Accumulation of metals in fresh water ecosystems and ecotoxicological analysis of their action on base of the biological membrane of the water animals. H In the book: «77th CSC Conference». Winnipeg. Manitoba, 1994, p. 102.

47. Рябов И.Н. Радиоэкологические аспекты водоемов, загрязненных радионуклидами в результате аварии на Чернобыльской АЭС. // Тез. докл. Всерос. конф. «Радиоэкологические, медицинские и социально-экономические последствия аварии на Чернобыльской АЭС. Реабилитация территорий и населения», Галицино, 21-25 мая 1995, с. 25.

48. Рябов И.Н. Эколого-экономические проблемы международного сотрудничества в области ликвидации последствий Чернобыльской катастрофы, // Тез. докл. Всерос. конф. «Радиоэкологические, медицинские и социально-экономические последствия аварии на Чернобыльской АЭС. Реабилитация территорий и населения», Галицино, 21-25 мая 1995, с. 168.

49. Ryabov I.N., Belova N.V., Hadderingh R. The Seasonal Fittding Peculiarinies of Different size Perch Inhabiting the Kiev reservoir// In: «The 2nd International Percid Fish Symposium Vaasa», Finland, August 21-25, 1995, p. 16.

50. Kryshev I.I., Ryabov I.N., Sazykina T.G., Chumak V.K., Zarubin O.I. Model testing Chernobyl data: II. Assessment of the consequences of the radioacnive contamination of the Chernobyl nuclear power plant cooling pond. // Health Physics Society, № 00179078/96, 1996, p. 13-17.

51. Макеева А.П., Белова H.B., Емельянова Н.Г., Веригин Б.В., Рябов И.Н. Материалы по состоянию воспроизводительной системы пестрого толстолобика Aristichthys nobilis в водоеме-охладителе Чернобыльской АЭС в послеаварийный период. 1! Вопросы ихтиологии, т. 36, в. 2, 1996, с. 239-247.

52. Веригин Б.В., Белова Н.В., Емельянова Н.Г., Макеева А.П., Выборное А.А., Рябов И.Н. Радиобиологический анализ белого толстолобика Hypophthalmichthys molitrix в водоеме-охладителе Чернобыльской АЭС в послеаварийный период. 3. Результаты исскуственного воспроизводства облученных рыб. II Вопросы ихтиологии, т. 36, в. 2, 1996, с. 248-259.

53. Соколов В.Е., Рябов И.Н., Рябцев И.А. Итоги исследований по радиоэкологии водных и наземных животных в естественных экосистемах после аварии на ЧАЭС. II International Conference ONE DECADE AFTER CHERNOBYL: Summing up the Consequences of the Accident, Austria Center Vienna, Austria, 8-12 April 1996, p. 515516.

54. Кононович А.Л., Осколков Б.Я., Короткое B.T., Носовский А.В., Сорокин Н.М., Васильченко В.Н., Крышев И.И., Рябов И.Н., Кудрявцева Н.А., Чабан Н.Г. Радиационное состояние водоема-охладителя Чернобыльской АЭС и его радиоэкологический статус. // В сб. докл. на 4 Международной научно-технической конф.

«Чернобыль-94», »Итоги 8 лет работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС», т. 1, 1996, с. 160-164.

55. Рябов И.Н., Белова Н.В. Итоги исследований по радиоэкологии водных экосистем после аварии на ЧАЭС (1986-1995). // Тез. 5 Международной научно-технической конф.«Чернобыль-96», »Итоги 10 лет работ по ликвидации последствий аварии на ЧАЭС», Зеленый Мыс, 1996, с. 337-338.

56. Nasvit О., Ryabov I.N., Romanenko V.D., Hadderingh R., Carreiro С. Processes and parameters governing accumulation and elimination of radiocaesium by fish. // The radiological consequences of the Chernobyl accident, Proceedings of the fish international conference, Minsk, Belarus, 18-22 March 1996, p. 137-146.

57. Ryabov I.N., Belova N.V., Polyakova N.I., Hadderingh R. Radioecological phenomena of the Kojanovskoe Lake. // The radiological consequences of the Chernobyl accident, Proceedings of the fish international conference, Minsk, Belarus, 18-22 March 1996, p. 213-216.

58. Ryabov I.N., Polyakova N.I., Belova N.V. Fild studies on Seasonal and age changes in Fish Diet. Modelling and Study of the Mechanisms of the Transfer of Radioactive Material from the Terrestrial Ecosystems to and in Water Bodies Around Chernobyl V. II. 2.2.3., ECP-3, EUR 16529 EN, 1996, p. 95-100.

59.Веригин Б.В., Белова H.B., Емельянова Н.Г., Макеева А.П., Выборное А.А., Рябов И.Н. Радиобиологический анализ белого толстолобика Hypophthalmichthys molitrix в водоеме-охладителе Чернобыльской АЭС в послеаварийный период. 3. Результаты искусственного воспроизводства облученных рыб. // Вопросы ихтиологии, т. 36, в. 2, 1996, с. 248-259.

60. Verigin B.V., Belova N.V., Makeyeva А.Р., Emelyanova N.G., Vybomov A.A., Ryabov I.N. Artificial reproduction of silver carp from cooling-pond of Chernobyl. // In: Abstracts book «Fish reproduction 96», Czech republic, 9-12 September 1996, p. 50.

61. Ryabov I.N., Belova N.V., Polyakova N.I. Evolution of the contamination for radiocaesium in fish after Chernobyl. // The 9th international congress of european ichthyologists «Fish biodiversity», Italia, 24-30 August 1997, p. 67

62. Bessonov A.A., Nitsche H., Nebelung C., Ryabov I.N. Determination of actinides in fish samples from the river Irtysh and the Kojanovskoe lake. // Annual report 1996, Institute of radiochemistry, Forschungszentrum Rossendorf, May 1997, p. 34.

63. Рябов И.Н. Явление вторичного загрязнения рыб в буферной зоне ЧАЭС в 1996 г. /// III Съезд по радиационным исследованиям, Москва, т. 2, 14-17 октября 1997, с. 325326.

64. Рябов И.Н., Платонов А.С., Полякова Н.И. Оценка «размерного эффекта» у рыб р. Тетерев и Киевского водохранилища в 1996 г. // III Съезд по радиационным исследованиям, Москва, т. 2, 14-17 октября 1997, с. 326-327.

65. Hadderingh R., van Aerssen G., Ryabov I.N., Koulikov A.O., Belova N.V. Contamination of the fish with 137Cs in Kiev reservoir and old river bed of Pripyat near Chernobyl. II Freshwater and estuarine radioecology, Elsevier science B.V., 1997, p. 339353.

66. Белова H.B., Емельянова Н.Г., Макеева А.П., Веригин Б.В., Рябов И.Н. Влияние крупномасштабной радиационной аварии на воспроизводительную функцию рыб -консументов первого порядка. II Тез. Первого конгресса ихтиологов России, М.: ВНИРО, 1997, с. 248.

67. Рябов И.Н. Радиоэкологические аспекты аварии на Чернобыльской АЭС для рыб. II Радиобиология и радиоэкология, т. 37, в. 4,1997, с. 657-663.

Текст научной работыДиссертация по биологии, доктора биологических наук, Рябов, Игорь Николаевич, Москва

РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК ИНСТИТУТ ПРОБЛЕМ ЭКОЛОГИИ И ЭВОЛЮЦИИ ИМ. А.Н. СЕВЕРЦОВА

Рябов Игорь Николаевич

Особенности экологии рыб в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС

Специальность 03.00.10 - ихтиология

Диссертация на соискание ученой степени доктора биологических наук

11рези/

¡пешоиие от

: | присудил у

С О

. I й

у '

МОСКВА-1998

содержание

стр.

Введение 6

Глава 1. Основные направления, объекты и методы исследования 10

Глава 2. Экологическая, гидрологическая и гидрохимическая 25 характеристика исследуемых водоемов

2.1. Пруд-охладитель ЧАЭС 25

2.2. Киевское водохранилище 30

2.3. Река Тетерев 31

2.4. Озеро Кожановское 31

2.5. Озеро Святое 35

Глава 3. Видовой состав и особенности биологии рыб и круглоротых,

обитающих в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате

аварии на ЧАЭС 35

3.1. Видовой состав 36

3.2. Фаунистические комплексы рыб 40

3.3. Экологические группы рыб по особенностям размножения и

развития 45

3.4. Особенности размножения и развития некоторых видов рыб 53

3.5. Особенности питания рыб разных трофических уровней 63

3.5.1. Питание рыб I трофического уровня 63

3.5.1.1. Красноперка 63

3.5.1.2. Белый толстолобик 65

3.5.2. Питание рыб II трофического уровня 66

3.5.2.1. Лещ 66

3.5.2.2. Линь 72

3.5.2.3. Густера 74

3.5.2.4. Плотва 75

3.5.2.5. Серебряный карась 77

3.5.3. Питание рыб III трофического уровня 78

3.5.3.1. Окунь 78

3.5.3.2. Щука 81

Глава 4. Радиоактивное загрязнение различных водных биоценозов в

результате аварии на ЧАЭС 86

4.1. Пруд-охладитель ЧАЭС 86

4.2. Киевское водохранилище 89

4.3. Река Тетерев 96

4.4. Озеро Кожановское 97

4.5. Озеро Святое 98

Глава 5. Радиоактивное загрязнение рыб в различных водных

экосистемах в период 1986-1998 гг. 99

5.1. Динамика содержания радионуклидов у рыб в пруду-охладителе

ЧАЭС 99

5.2. Динамика содержания радионуклидов у рыб Киевского

водохранилища 109

5.3. Динамика содержания радионуклидов у рыб реки Тетерев 119

5.4. Динамика содержания радионуклидов у рыб оз. Кожановское 124

5.5. Динамика содержания радионуклидов у рыб в озере Святое 126

Глава 6. Связь между концентрацией 137Cs и массой рыбы - "размерный

эффект" 131

Глава 7. Биологические эффекты у рыб в водоемах, загрязненных

радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС 148

7.1. Оценка дозы облучения белого толстолобика 148

7.1.1. Внешнее облучение 148

7.1.1.1. Внешнее облучение от воды 148

7.1.1.2. Внешнее облучение от обрастателей 151

7.1.2. Внутреннее облучение 153

7.1.2.1. Внутреннее облучение от радионуклидов, инкорпорированных

в мышцах 153

7.1.2.2. Внутреннее облучение от радионуклидов, инкорпорированных

в гонадах 153

7.1.2.3. Внутреннее облучение кишечника от кормовых объектов 155

7.1.2.4. Дозы облучения рыб в Киевском водохранилище, реке Тетерев,

озерах Кожановское и Святое 160

7.2. Биологические эффекты у рыб, перенесших аварию в пруду-

охладителе ЧАЭС 162

7.2.1. Биологические эффекты у белого толстолобика, перенесшего

аварию 1986 в пруду-охладителе ЧАЭС 162

7.2.1.1. Состояние гонад в разные сезоны 162

7.2.2. Цитологическая характеристика гонад белого толстолобика

генерации 84-85 (Р) из садков 169

7.2.2.2. Биологические эффекты у послеаварийных генераций белого толстолобика 172

7.2.2.3. Миграция первичных половых клеток, закладка и

дифференцировка гонад у Fi-g? 177

7.2.2.3. Искусственное разведение белого толстолобика 182

7.2.2.4. Состояние половых желез рыб озер Святое и Кожановское 194

7.3. Биологические эффекты воздействия ионизирующего излучения на биомембранные системы 197

7.3.1. Na, К -насос 199

7.3.2. Na, К-2С1-котранспорт 199

7.3.3. Пассивный транспорт 200

7.4. Анализ аберрацйй хромосом рыб 200

7.4.1. Белый толстолобик 200

7.4.2. Бычок-цуцик 206

7.5. Анализ флуктуирующей асимметрии билатеральных признаков 208 рыб

7.6. Аномалии в строении тела рыб 215

Глава 8. Методологические подходы к оценке воздействия ионизирующего излучения на рыб и круглоротых в течение разных периодов онтогенеза

Глава 9. Виды рыб и круглоротых, находящиеся под угрозой

исчезновения 231

9.1. Украинская минога 231

9.2. Подуст 233

9.3. Черноморский рыбец 234

9.4. Быстрянка 235

Глава 10. Стратегия ведения рыбного хозяйства в водоемах,

загрязненных радионуклидами 237

10.1. Анализ промысла рыб в исследуемых водоемах 237

10.2. Вынос радионуклидов промысловыми рыбами из загрязненных 240 водоемов

10.3. Пути снижения поступления радионуклидов по пищевой цепочке

от рыбной продукции к человеку 245

Выводы 248

Литература 250

введение

Как известно, рыбы на протяжении всего онтогенеза постоянно подвергаются облучению как внешнему (космическое излучение), так и облучению от естественных радиоактивных изотопов, которые являются обычными компонентами различных тканей живых организмов. Радиоактивный фон, равный для рыб 0,2 - 1,0 мкГр/сут (0,0007-0,003 Гр/год), в течение тысячелетий оставался относительно постоянным. За последние 50 лет, особенно после испытания ядерного оружия, из-за попадания в экосистемы искусственных изотопов - радионуклидов, радиационный фон стал постепенно возрастать во всех водных экосистемах из-за глобальных выпадений продуктов ядерных взрывов, а в районах крупных ядерных аварий (Кыштым в СССР в 1957 г.; Уиндскейл в Великобритании в 1957 г.), а также в районе ряда атомных станций и предприятий увеличился в десятки и сотни раз (Марей, 1962; Булдаков, Москалев, 1968; Соколов и др., 1969, 1977; Поликарпов, 1964; Патин, 1970; Богоявленская и др., 1970; Павлоцкая, 1971; Верховская, 1971; Гнеушева, 1971; Вадзис, 1972; Патин, Петров, 1973; Бакунов и др., 1973; Лубянов, Мурзина, 1976; Буянов и др., 1979; Алексахин, 1982; Куликов, Молчанова, 1975; Бабаев и др., 1984; Пеньяз, Вольгемут, 1988 и др.). Это может свидетельствовать о том, что ионизирующие излучение в этих районах является новым экологическим фактором.

В настоящее время АЭС имеются в 30 странах, в 3 странах АЭС строятся, а общее число действующих блоков составляет 430. В этом отношении, исследования последствий аварии на ЧАЭС представляются исключительно важными для развития цивилизации в будущем.

Чернобыльская авария явилась крупнейшей ядерной катастрофой нашего века и относится к 7 (наивысшему) уровню по шкале ядерных аварий. Суммарное количество радиоактивного материала, существующего в природной среде после 10 лет аварии оценивается как 80 ПБк долгоживущих радионуклидов или 1 % от начального выброса (I. Бпшаеуе, 1996). Основными выброшенными ,биологически значимыми искусственными радионуклидами были ш1, '"Сэ, 134Сз. Выброс 137Сз составил около 8 ПБк или 10% от всего находившегося в реакторе радиоцезия (Беляев, Боровой, Демин и др., 1990, Гудиксин и др., 1990), что привело к увеличению радиоактивного фактора в некоторых водных экосистемах, расположенных на расстоянии сотен километров от разрушенного реактора, на территории Беларуси и России, в тысячи раз.

По последним данным (Израэль, 1993; Israel, et al, 1996; Де Корт и др., 1998) около 45% суммарного количества 137Cs выпало на территории бывшего СССР (в основном на территориях Беларуси, Украины и России, 35% на территории других Европейских стран, 8% в Азии, 7% в океанах и остальное в других участках Северного полушария.

Загрязнению радионуклидами подверглось значительное количество внутренних водоемов Западной Европы, имеющих рыбохозяйственное значение (Saxen, Rantava et al, 1987; Carreiro, Sequeira, 1987; Foulquier Baundin-Yalent, 1989, 1990; Hadderingh, 1989; Lindner et al, 1990; Forsteth et al, 1991; Andersson et al, 1991; Meili, 1991; Elliot et al, 1992, 1993; Hamilton-Tayletol et al, 1993).

Учитывая планетарность аварии на Чернобыльской АЭС, человечество впервые оказалось перед необходимостью всю свою деятельность в области ядерной безопасности строить с учетом параметров, определяющих устойчивость биосферы в зависимости от радиационного фактора, в результате попадания в экосистемы искусственных радионуклидов. Этот опыт и знания могут быть получены только после всестороннего изучения последствий Чернобыльской аварии. В частности, перед ихтиологами встал конкретный вопрос - вызовет ли внесение в водные экосистемы искусственных радионуклидов в результате такой крупной ядерной аварии, как Чернобыльская, разрушение водных экосистем на биоценологическом уровне, сокращение видового разнообразия и подрыв рыбопродуктивности в природных водоемах на различных по плотности загрязнения радионуклидами участках обширного аварийного следа.

На важность этой проблемы указывает тот факт, что в северной части водосборных территорий Днепра и Припяти (частично на территории Беларуси, России и Украины) вследствие Чернобыльской аварии сформировалась обширная зона радиоактивного загрязнения, откуда загрязненные стоки через систему днепровских водохранилищ перемещаются к Черному морю (Соботович, 1990; Соботович и др., 1990). Около 9 млн. человек, живущих в средней и нижней частях днепровского бассейна, оказались в разной степени подверженными облучению за счет прямого потребления питьевой воды из Днепра и до 30 млн. человек - за счет использования загрязненных вод для орошаемого земледелия и потребления рыбы (Отчет про проекту КЕС/СНГ ЕСР-3, отв. Ред. Сансоне, Войцехович, 1996). Например, в Днепровском каскаде, состоящем из 6 водохранилищ общей площадью более 700 км2 улов в среднем составлял около 23000 тонн в год (Ryabov, 1991; Hadderingh et al, 1993; 1994 - 1997; Сгренко, 1998). Радиоэкологические исследования

также выявили устойчиво высокое содержание радионуклидов во многих реках и особенно озерах России и Беларуси. Уровни загрязнения рыбы 137Сз, особенно в некоторых озерах Брянской области России и Могилевской области Белоруссии оказались через 10 лет после аварии в десятки раз выше, чем у рыб в пруду-охладителе ЧАЭС (ЯуаЬоу, 1995, Сущеня и др., 1995; Рябов, Белова, 1996, Смит и ДР., 1998).

При исследовании поведения Чернобыльских радиоактивных выпадений в водных системах стало ясно, что тех знаний, которые были получены до аварии о радиоэкологических процессах у рыб в природных водоемах явно недостаточно.

Подавляющее количество исследований по миграции радионуклидов в окружающей среде было направлено на изучение перехода радионуклидов от растений и животных к людям и их воздействие на человека (Марей и др, 1958, 1974, 1976, 1980; Алексахин, 1972, 1975, 1976, 1982, Моисеев, 1985, Алексахин, Нарышкин, 1974, 1977; Москалев, 1991). Анализ риска при аварийных ситуациях ограничивался оценками последствий ранних стадий аварий на ядерных объектах. Что касается изучения длительного воздействия радиации на флору и фауну, то в этом отношении наибольший опыт в мировой практике имелся у отечественных ученых-радиоэкологов, исследовавших последствия Кыштымской аварии 1957 г. на Южном Урале и проводивших экспериментальные работы в Миасово. (Тимофеева-Ресовская, 1963; Ильенко, 1967, 1969, 1970а; 1970в; 1974; Ильенко и др., 1970; Куликов, 1971, 1973, 1977; 1978; Куликов и др., 1971, 1975, 1985, 1988, 1989; Тимофеева и др., 1971; Куликова, Куликов, 1973; Алексахин, 1972; Пакуло, 1973; Мунтян, 1977а, 1977в, 1993; Тюрюканова и др., 1973; Питкянен, 1971, 1978; Питкянен, Зайцев, 1974; Шеханова, 1976, 1977а, 1977в; Шеханова и др., 1978, 1983; Шлейфер, Шеханова 1977а, 1977в; Шевченко, Печкуренков, Федоров, 1986; Романов и др., 1990а, 1990в; Фетисов и др., 1992; Боко1оу, Клуо^эку, 1998). Большое значение в изучении поведения шСз и 908г в естественных водоемах имеют исследования, проведенные в начале 60х годов на оз. Дальнем (Флейшман, 1971, 1982, Флейшман, Солюс, 1977; Флейшман и др., 1971, 1973, 1977; Каневский, 1973).

массы; феномен поддержания высокой концентрации ,37Сэ в теле рыб в озерах, находящихся на расстоянии сотен км от места взрыва в течение десятков лет; биологические эффекты от действия различных радионуклидов на рыб, последствия для редких видов рыб и круглоротых; необходимость разработки экологических принципов по снижению переноса радионуклидов по пищевым цепям и многие другие проблемы потребовали углубления знаний для более полной оценки последствий Чернобыльской аварии на рыбное население загрязненных водоемов.

Задачи исследований:

2. Выявить специфику накопления радионуклидов у рыб разных трофических уровней.

3. Определить дозы внешнего и внутреннего облучения рыб в послеаварийный период.

6. Определить значение рыб в перераспределении, миграции и выносе радионуклидов из водоемов.

7. Разработать экологические принципы снижения поступления радионуклидов от промысловых рыб к человеку.

Глава 1. Основные направления, объекты и методы исследования

Работы проводились с июня 1986 г. в составе Комплексной Радиоэкологической экспедиции АН СССР при Институте морфологии и экологии животных им. А.Н. Северцова, а с 1993 г. Комплексной Радиоэкологической Экспедиции РАН при Институте проблем экологии и эволюции РАН. С момента образования Экспедиции по 18.04.98 г. ее научным куратором был Директор Института, академик, секретарь отделения общей биологии В.Е. Соколов.

В 1986 г. исследования проводили преимущественно в 30-км зоне ЧАЭС в основном на пруду-охладителе ЧАЭС. Пробы рыб и моллюсков отбирались также на реках Припять, Уж, Ирпень, Тетерев, Здвиж в Киевской области Украины на разном расстоянии от места аварии. Водоемы для более углубленных исследований радиоэкологических последствий для гидробионтов были выбраны в результате проведения Комплексной Радиоэкологической Экспедицией АН СССР крупномасштабного радиоэкологического мониторинга водных экосистем в районе следа аварии на ЧАЭС в течение 1986-1996 гг. Обработка материала проводилась на трех специально созданных экспедиционных базах - на пруду-охладителе ЧАЭС (на месте недостроенного рыбного хозяйства), на берегу Киевского водохранилища (с. Страхолесье) и на берегу р. Тетерев (с. Ораное) (рис. 1.1). С 1992 г. начаты экспедиционные работы на оз. Кожановское, находящегося в Гордеевском районе Брянской области России.

В 1993 г. озеро Кожановское было предложено нами для исследования в рамках международного проекта ЕСР-3 "Моделирование и изучение механизмов переноса радиоактивных веществ из наземных экосистем в водные объекты зоны влияния Чернобыльской аварии". Проект выполнялся в период 1993 - 1995 гг. В 1997 г. начались работы на оз. Святое, расположенном в Могилевской области республики Беларусь в рамках проекта "ИНКО-Коперникус" 1С15СТ96-0206 на тему "Применение калия в качестве контрмеры в водных экосистемах для снижения перехода радионуклида по пищевой цепи" (1997-1999 гг.). Головной организацией от СНГ в этих двух проектах ЕСР-3 и "ИНКО КОПЕРНИКУС" по водной радиоэкологии был Институт эволюционной морфологии и экологии животных им. А.Н. Северцова.

Анализ последствий аварии на ЧАЭС для рыбного населения требовал комплексного подхода и разнообразных методов исследований. При выполнении работ применяли как традиционные ихтиологические методы, такие, как биоанализ,

• МИНСК:

с. Ораиое

с. Страхолесье

1 Киевское водохранилище

ИрпеньЗг^и и. Вышгородуй? КИЕВ^

V.-

'Л

р N

Рис. 1.1. Район экспедиционных работ на водоемах, загрязненных радионуклидами после аварии на ЧАЭС, в 1986-1998 гг.

Уровни загрязнения шСз, Ки/км2 (Израэль, 1993): 1 5-15 Ш15-40 Ш >40

□ 1-5

определение спектра питания, возраста, световая микроскопия (Фортунатова, 1964, Фортунатова, Попова, 1973; Правдин, 1966; Спановская, Григораш, 1976, Мина, 1976, Мина, Савваитова, Новиков, 1976; Методическое пособие по изучению питания и пищевых отношений рыб в естественных водоемах, Попова, 1974), так и современные методы (электронная микроскопия, анализ хромосомных аберраций, анализ флуктурирующей асимметрии, биохимические исследования Na+, Са++ насоса эритроцитов рыб).

При изучении питания "мирных рыб" использовались методы предложенные В.А. Григораш и В.Д. Спановской (1976). При изучении питания хищных рыб большое содействие оказали работы O.A. Поповой (1974). Всего исследовано питание 4013 рыб 28 видов в Киевском водохранилище, реке Тетерев, озерах Кожановское и Святое (Табл. 1.1.). В пруду-охладителе исследовано питание 72 экземпляров белого толстолобика по мето

Информация о работе

Рябов, Игорь Николаевич
доктора биологических наук
Москва, 1998
ВАК 03.00.10

Диссертация

Особенности экологии рыб в водоемах, загрязненных радионуклидами в результате аварии на ЧАЭС - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы