Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Радиоэкология экосистем промышленных водоемов на Южном Урале

ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "Радиоэкология экосистем промышленных водоемов на Южном Урале"

РГ 6 од

V : ЛГ; 195

РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК Инсттуг эволюционной морфологии и экологии животных им..А.Н.Севетрцова

1а правах рукописи

СМАШН АНДРЕИ ИВАНОВИЧ

Радиоэкология экосистем промышленных водоемов на Южном Урале.

(03.00.16-экология- )

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

г.Мосхва 1994 г.

Работа выполнена на Оимпюк научно-исследовательской стакшш II О

■МАЯК".

Научные руковоятпйли:

Г.Н.Ромимок, кяндидаттехнических наук.

Д..Л.1чрнволуикнй. члйИ-короеспоилеитРА И. доктор биологических наук, профессор;

Официальные оппопешпд:

В.АЛИевченко. доктор биолопгчесхих наук, завлабораторией.

К.А.Рнбцея,кандидат биологических наук, старший научный сотрудник.

Ведущее учреждение: -

лаборатория радиоэкологии почвенного факультета Московского Государственного Университета им. М.В. Ломоносова.

3 ¡цтгга диссертации состоится "3-1 " мая 1994 г. в часов на заседании Специализированного Совета Д.002.45.02 по защите диссертации на соиска1шс ученой степени доктора биологических наук при Институте эволюционной морфологии животных им.Северцова, по адресу: 117071, Москва. Ленинский пр.33.

С диссертацией можно ознакомиться в научной библиотеке

иэмэж.

Автореферат разослан бСМ^&СЛ- 1994 г.

Ученый секретарь канд. бнол. наук Л.Т. Капралова

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

АКТУАЛЬНОСТЬ ПРОБЛЕМЫ .Развитые материальной базы современного общества неизбежно приводит к увеличению антропогенных нагрузок на природные экосистемы: . Одним m важных антропогенных факторов являются радиоактивные веществ а. В результате использования ядерной энергии в мирных целях и радионуклидов в различных сферах деятельности человека вклад их в загрязнение окружающей среды возрастает. Наиболее биологически значимыми

радионуклидами являются долгоживущие Ът и L-S , а так же корохкоживущие радионуклиды биогенных элементов.

Авария на ЧАЭС привела к снижению темпов развития ядерной энергетики в ряде стран , в то же время альтернатив по ее использованию в настоящее время не найдеено. По данным МИ ГОК X ¡Petroleum Economist. 1979) к 2020 г. органическое топливо cmoikst удовлетворить только около половины мировых энергопотребносгеи. Вклад других видов энергии!' солнечной, приливов морских волн и т.д.), не будет превышать нескольких процентов даже в далекой перспективе (Н.С.Бабаев и др. 1981.).

Важным компонентом биосферы в районах расположения прелприяптн ядерного топливного цикла (ЯTil) являются водные экосистемы, которые служат не только источником воды для технологических нужд производства, но и местом сброса радиоактивных и других жндхих отходов.

После пуска первого предприятия атомной промышленности П О "МАЯК" в 1948 году радиоактивные отходы начали сбрасывать в водоемы, используемые в технологических ийаях.Ск>да же поступали тепловые и химические отходы производства. Это было вызвано отсутствием в 50-60 гт опыта обращения с отходами производства не только в нашей стране, но и в мире. Последствия такого многолетнего воздействия теплового, химического и радиационного факторов не •■пучепы яо настоящего времени.

Технологическое воздействие вызвало ряд изменении в водных экосистемах: поступление радионуклидов обусловило Koiincirrpirpo-

- з -

вание последних в компонентах; водоемов ; возникла циркуляция воды за счет водозабора и сброса стоков; изменился термический режим водных объектов в результате тепловых сбросов ; изменился гидрохимический состав воды при сбросе химических веществ, (поступление хозяйственно - фекальных вод привело к увеличению концентрации биогенных веществ и развитию процессов гиперцветения).

Поэтому главная задача настоящей работы заключается в полномасштабной оценке совместного воздействия на водные экосистемы предприятия ЯТЦ , исследование которого находится в самой начальной стадии.

ЦЕЛЬ РАБОТЫ. Комплексное исследование радиологического и экологического состояний водоемов ПО "МАЯК" - водоема-охладителя (оз.Кызыд-'Гаш) и водоема-хранилища отходов на реке Теча(водохранилшца № 10), в которые сбрасывались отходы, для определения необходимости проведения реабилитационных мероприятий и разработки подходов к их дальнейшему народохозяйственному использованию.

Основные задачи:

- оценка суммарного поступления радиоактивных веществ за период эксплуатации, определение общего запаса и распределения радионуклидов в основных компонентах водоемов;

- исследование гидрологического режима и факторов антропогенной наг рузки на водоемы;

оценка воздействия радиационного.теплового и химического факторов на биоту водоемов;

изучение состояния отдельных структур гндроценозов, включая фитопланктон, моллюски и рыбы;

разработка подходов к рациональному использованию водных объектов.

НАУЧНАЯ НОВИЗНА. В результате выполненных многолетних комплексных исследований и водоеме - охладителе и водоеме хранилище отходов оценены впервые: I) суммарные поступления радионуклило» ( > 3 МКн (111 ПБк> и водохршпихшяс м > 1 МКи (57

ПБк) в водоем-охладитель) и величины средней плотности загрязнения дна водоемов(около 15 кКи/км2 (0,6 ПБк/км2) и 5 кКи/км2 (0,2 ПБк/хм2) соответственно); 2) количественные распределения и запасы радионуклидов в основных компонентах водных экосистем( в воде, донных отложениях, растительности, рыбах);5) воздействия радиационных и нерадиационных факторов на сообщество гидробионтов; 4) состояния населения рыб и моллюсков по экологическим, радиологическим, популяционньш и генетическим параметрам; 5) взаимосвязи динамики фитопланктона и абиотических факторов среды обитания.

ПРАКТИЧЕСКАЯ ЦЕННОСТЬ. Исследование многолетнего комплексного технологического воздействия на отдельные структуры водоемов позволяет:

- прогнозировать состояние водных объектов при возникновении аварийных сбросов в водную среду;

- предложить необходимые меры реабилитации на водоемах, длительное время эксплуатирующихся предприятиями атомной промышленности;

-прогнозировать гиперпродуктивные периоды в развитии фитопланктона и заранее осуществлял. мероприятия по

предотвращению последних;

- предложить разработанную методику ведения рыбного хозяйства при субкритическом воздействии радиационного, химического и теплового факторов.

АПРОБАЦИЯ. Результаты работы докладывались: на научно -техническом совете Опытной научно - исследовательской станции ПО "МАЯК" в 1984, 1985, ,1987, 1988 (2 докл.), 1990, 1992 г.г. ( Челябинск) ; на межведомственной конференции ( ЦЗЛ , ФИБ-1 , ОНИС ) ПО "МАЯК" в 1984 г.( Челябинск) ; на научных советах Институт биофизики М'З СССР в 1987 и 1988 г.г.( Челябинск); на II Всесоюз. конф. по сельскохозяйственной радиоэколопт в 1990 г. ( Обнинсх ) ; на межлабораторном коллоквиуме в лаборатории биоиндикации ИЭМЭЖ в 1993 г. ( М оскпа);на межлабораторном коллоквиуме Опытной научно-исследовательской станции в ¡994 г. г. Челябинск..

СТРУКТУРА И ОБЪЕМ ДИССЕРТАЦИИ. Работа состоит из введения, обзора литературы (гл.1) .материалов и методов исследования (гл. 2), изложения результатов исследования ( гл.3 - 7),захлючеиия и списка литературы, приложений. Работа изложена на 206 стр., включает ¿9 таблиц и 38 рисунков, в списке литературы приведено 175 источников.

ПОЛОЖЕНИЯЗЬШОСИМЫБ НА ЗАЩИТУ:

1) Дозовые уровни жесткого радиационного, химического и теплового воздействия можно принять как субпредельные для пресноводных экосистем.

2) Длительное (несколько десятилетий) многофакторное воздействие на экосистемы водоема-охладителя и водохранилища не вызвало необратимых биологических нарушений на уровне экосистем.

3) Изменения в структуре экосистем могут быть вызваны воздействием факторов нерадиационной природы.

4)3а счет предложенных реабилитационных мероприятий может быть улучшено экологическое состояние водных экосистем предприятий ЯТЦ и повышена эффективность их хозяйственного использования.

РАБОТА ВЫПОЛНЯЛАСЬ в 1980 -1993 г.г. на Опьгшой научно исследовательской станции ПО "МАЯК" в соответствии с планами НИР, при участии специалистов филиала N-1 Института биофизики МЗ СССР и Инсгагута общей генешкн АН СССР.

Глава!. МИГРАЦИЯ, РАСПРЕДЕЛЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОВ И БИОЛОГИЧЕСКОЕ ДЕЙСТВИЕ РАДИАЦИИ И ДРУГИХ АНТРОПОГЕННЫХ ФАКТОРОВ НА ПРЕСНОВОДНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ (обзор литературы).

Наиболее полно в литературе представлены сведения о поведении и миграции радионуклидов в компонентах водной среды в лабораторных условиях . Работ, по изучению реальных природных экосистем выполнено существенно меньше.

Среди множества факторов, определяющих распределение радионуклидов в водной среде и их накопление пресноводными гидробионтами, определяющее значение имеют: концентрация в водной среде макроэлементов - аналогов изотопов , изотопных и неизотопных носителей, физико-химическое состояние радионуклидов в растворе и рН среды.

Радиочувствительность гидробнонтов, как и других живых существ, увеличивается от низших форм к более высокоорганизованным. Б онтогенезе наиболее радиочувствительны самые ранние стадии развития организмов, в период закладки органов на уровне клетки (Радиационная медицина, 1961; Ярмоненко, 1987).

Дозовые нагрузки на гидробионты от радиоактивных излучений складываются из дозы внешнего облучения и дозы от инкорпорированных радионуклидов. Методы экспериментальной оценки дозовых нагрузок на представителей водных экосистем не разработаны до настоящего времени . В большинстве работ вместо доз на представителей гидробнонтов приводится концентрация радионуклидов в воде(Вороншш и др.,1974, 1977; Ильенко и др.,1977 1978; Мунгян, 1977,1977; Шеханова,1971; Персов и др., 1975; ит.д.).

Химическое воздействие на водоемы, выражающееся в поступлении удобрений, гербицидов, кислых и щелочных растворов, вызывает экологические сдвиги на уровне экосистем. Водоемы способны нейтрализовать последствия химического воздействия только в определенных пределах.

Сброс перегретых отработанных вод и поступление биогенных веществ повышает трофность водных систем. В условиях эфтрофирования повышение продуктивности водных объектов происходит развитие наиболее приспособленных и

конкурентоспособных видов гидробнонтов.

Процессы эфтрофикашш водоемов расшатывают основы природной сбалансированности экосистемы ( Куликов, 1973).

Совместное воздействие ряда антропогенных факторов усиливает эффект неблагоприятного их влияния на экосистемы (Тупшшна, 1980; Шевченко, 1979; ШзйЧбНКО и др., 1953).

Работы по комплексной оценке состояния водных экосистем, испытывающих совместное воздействие теплового, химического н радиационного факторов, в доступной литературе отсутствуют.

В uciiûm вопрос об экологически толерантных дозовых нагрузках на представителей водной биоты до настоящего времени не может считаться решенным окончательно (Шевченко, 1986). Хотя, вероятнее всего, разнообразие получаемых результатов является следствием недооценки воздействия факторов нерадиационной природы (П&ЧКуреНКО, 19Si ).

ГЛАВА 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

ОБЪЕКТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ. Водоем - охладитель прямоточных ядерных установок П/О "МАЯК" ( оз. Кызыл-Таш) и водоем - хранилище жидких радиоактивных и химических отходов (водохранилище №10) и водоем подпитки последнегго водохранилища (водоем №3) нар. Теча.

Контрольные водоемы принадлежат к той же гидрографической системе проточных Каслинсхо-Кыштымсхих озер - оз. Иртяш и оз. Алабуга ,а также оз. Кажакуль и оз. Булдым.

В 1956г. р. Теча в 10 км ниже оз. Кызьш-Таш ( район впадения р. Мишелях) была перекрыта глухой дамбой и началось наполнение водохранилища. Радиоактивные и химические отходы сбрасывали в пруды подтопки (водоемы №3 и №4) откуда через шлюзы вода поступала в водохранилище (водоем №10). Для спуска п*шстойпводы из расположенной выше озерной системы был построен левобережный обводной канал, а дня перехвата вод р. Мишелях - правобережный, канал. Они отсекали от водохранилища воды поверхностного стока и частично грунтовые воды

Климат района исследований - умерешю-конгинентальный Количество атмосферных осадков 525 мм/год ( июль - 150 мм).Рельеф мелкорасчлененный, часто-грядовый.

ПРЕДМЕТ ИССЛЕДОВАНИЯ И ОТБОР ОБРАЗЦОВ. Вода , донные отложения, фитопланктон, прибрежная растительность, ихтиофауна отбирались по стандартным методикам (Методика изучения биогеоценозов внутренних водоемов, 1975). Донные отложения отбирали модернизированным трубчатым стратомегром (по типу стратометра Мордухан-Болговского но собственной методике). После извлечения приоора из воды насадка с отобранным керном донных отложений и придонным слоем волы отделялась для заморажнвання ( зимой - на месте

отбора,а летом - з морозильной камере). После обработки насалок горячей водой колонка донных отложешш извлекалась и, затем, делилась на спои по 2 см. После этого из каждого образца отделялась внутренняя часть, не имевшая контакта со стенками насадки.

В 5 контрольных точках водоема - охладителя было отобрано 25 кернов донных отложений до глубины 50-60 см и проанализировано более 200 образцов. Для обследования загрязнения дна водохранилища выбрано два ключевых участка; западный - район посту плеши отходов и восточный - район у замыкающей водохранилище плотины. На выбранных участках заложено два профиля, перпендикулярно руслу реки Теча с шагом отбора кернов донных отложений 180 м.

В водохранилище было отобрано более 40 кернов донных отложений до глубины 50 см и проанализировано около 800 образцов. Определяли объемную массу естественно влажных образцов, объемный вес и, после соответствующей подготовки, - радиоактивность. Пробы воды для гидрохимического анализа и анализа фитопланктона в оз. Кызыл- Таш отбирали из водозаборных устройств прямоточных реакторов, которые расположены на дне водоема на глубине 3 - 4 м в юго - восточной части озера ( недалеко от берега). В остальных водоемах пробы воды отбирали на станциях отбора батометром из фотического слоя.

Гидрохимические параметры оценивали, используя стандартные методики(Алехин,1970). Отбор образцов воды на всех исследуемых водоемах в 1981-1986 г.г. осуществляли не реже одного раза в квартал, а отбор высшей водной растительности и фитопланктона для радиохимического и радиофизического анализа - ежегодно.

Рыбу отлавливали в экспериментальных и контрольных водоемах стандартным набором ставных сетей в летний период 1981-1987 г.г. в количестве не менее, чем по 100 экземпляров каждого вида в год.

Показатели приведены для образцов естественной влажности, а коэффициенты концентрирования радионуклидов (КК) - по отношению к воде.

РАДИОХИМИЧЕСКИЙ И РАДИОФИЗИЧЕСКИЙ АНАЛИЗ. При

проведении измерений использовали ГОСТ 8.207-76, ОСТ 95.592.78 -

ОСТ 95.601.78. Определение концентраций y°Sr ц '*'Сь проводили стандартизованными методами.

Определение суммарной ß-активносги определяли методом толстого слоя в диапазоне активностей: от 2 до 10 Б к/кг (0,05-0.27 нКиУкг).

Погрешность оценки- 50 %. S9Sr н 9°Sr выделяли оксалатно-шггратным методом. Для регистрашш ß-излучения применяли низхофоновый ß-радиометр МФ-bü, разработанный на Опытной

станции и позволяющий определить концентрации S9Sr и 9°Sr на уровне 1 Бк/кг (0,03 нКи/кг). Погрешность - не более 50%.

Определение радионуклидов по у-излученшо проводили,используя анализатор импульсов (типа "Nokia") и полупроводниковый детектор ДГДК-63А. Диапазон определяемых активностей: от 2 до 10 Бк/кг (0,05-0,027нКи/кг). Погрешность - не более 35%.

Объем проанализированного материала составил около 2000 проб (20000 элементоопределений). Из них на долю донных отложений более 1000 образцов, воды - 200, представителей биоты - 800.

ОПРЕДЕЛЕНИЕ ДОЗОВЫХ НАГРУЗОК ОТ РАДИОИЗЛУЧАТЕЛЕЙ. Для определения дозовых нагрузок на компоненты водных экосистем нами была разработана методика использования промышленных дозиметров - нахошпелей различных

типов,позволивших разделил» дозовые нагрузки от у - и ß - излучателей.

Для определения дозовых нагрузок от внешнего облучения устанавливалось по 12 гирлянд из 30-50 штук дозиметров в каждый водоем на глубину 3-4 м. Экспозиция составляла несколько месяцев. Общее количество измеренных значений составило не менее 500.

Для определения дозовых нагрузок от инкорпорированных радионуклидов на рыбы производилось их вскрытие, делались надрезы, в которые закладывали дозиметры, ( в различные органы по 10-15 шт. в каждый экземпляр). Экспозицию (1-4 месяца) проводили в морозильной камере. Всего сделано 600 определений дозовой нагрузки на рыб от инкорпорированных радионуклидов.

Мощность экспозициошюй у-дозы измеряли с помощью прибора СРП 68-02Ллотносгь потока (i-часпщ - прибором РУП-1, а поверхностную |3-активностъ и мощность экспозиционной у-дозы - КРБГ.

- iO -

ОСНОВНЫЕ ОБЪЕКТЫ БИОЛОГИЧЕСКИХ ИССЛЕДОВАНИЙ: сибирская плотва, чебак - Rutilus rutilus lacustris Pallas, окунь - Perca fluviatilis L, щука - Esox lucius L, лещ - Abramis brama L, узкопалын рак -Astacus leptodactylus, прудовик большой - Limnea stagnalis. Gastropoda.

Выловленную рыбу осматривали, обращая внимание на выраженность видовых признаков, состояние чешуйного покрова ,глаз, жабер , плавников и пр. Возраст рыб определяли по чешуе ( Чугунова.1959 ). После вскрытая осматривали внутренние органы.

МОРФОМЕТРИЧЕСКИЙ АНАЛИЗ РЫБ И ПРУДОВИКА БОЛЬШОГО.

РЫбу анализировали ПО схеме для карповых (Правдин,1966). Определяли : L - полную длину, 1 -длину до конца средних лучей хвостового плавника. SL - стандартную длину (до конца чешуйного покрова), Н - наибольшую высоту тела, В - ширину тела, аА -ангеанальное, aV - ангевентрапьное, аР - ангепекторальное расстояния, с - длину головы, ао - длину рыла, о - диаметр глаза, az - расстояние от начала рьша до заднего края орбиты.

Для сравнения уровня изменчивости признаков все мерные признаки выражали в форме индексов через отношение к полной длине тела (L) и некоторые - к длине головы (с), все счетные - в абсолютных значениях. Для определения флуктуирующей асимметрии (Захаров, Яблоков , 1985) в популяциях плотвы были просчитаны все парные признаки на обеих сторонах тела (число мягких лучей в Р и V и число чешуи под, над и в боковой линии - la, Id и 11).Уровни асимметрии в различных популяциях, сравнивали по критерию Фишера.

Для определения межпопуляцнонных различий у прудовика большого по внешним признакам применяли следующую схему измерений: L - полная длина раковины, S - наибольшая ширина раковины, А - высота первого витка, В - наибольшая ширина устья, Н -наибольшая высота устья. Для более полного анализа изменчивости внешних признаков использовали безразмерные индексы (отношение всех измерений к полной длнне раковины).

ЭЛЕКТРОФОРЕТИЧЕСКИЙ АНАЛИЗ.Исследования проводили на грех популяциях плотвы с применением полиакриламндного геля на

- и

Грис-ЗДТЛ-обратноп системе (Shaw, 1985). Пробы белых мышц отбирали у живых или охлажденных во льду (не более 1,5 ч) особей, гомогенизировали в 30 % -ном растворе сахарозы с добавлением бромфенолового синего. Окрашивание ферментов проводили по общепринятым методикам (Корочкин и др.,1977). Во всех популяциях было исследовано 5 белковых систем: 6-фосфоглкжонатдегидрогеназа (6-PGD, 1.1.1.44), лактатдегидрогеназа (LDH, 1.1.1.23),

малаздегидрогеназа (MDH, 1.1.1.37), ацеггилэ стер аза (ES, 3.1.1.6) и аспартатаминотран сфер аза (АЛТ, 2.6.1.1.).

ИНКУБАЦИЯ ИКРЫ.Инкубацшо личинок щуки производили в заводских условиях. Производителей отдавливали на нерестилищах, икру и молоки сцеживали и оплодотворяли сухим способом. Затем икра доставлялась в рыборазводный цех и закладывалась в аппараты Вейса для инкубации в " чистой " воде. В оз. Алабуга и водохранилище было отловлено не менее чем по 100 производителей. Заложено на инкубацию 1,5 млн.и 3 млн. икринок от производителей из оз. Алабуга и водохранилища соответственно. Через несколько часов после выклева сделаны выборки личинок по 1000 шт. Материал фиксировали, затем .используя микроскоп МВИ - 1,определяли наличие фенотипических уродств (видимых мутаций).

АНАЛИЗ ИЗМЕНЧИВОСТИ ЛИЧИНОК ЩУКИ .Потомство анализировали по количественному признаку (длине предличинок) и качественному (наличию предличинок) со следующими феиотипическими уродствами: 1. искривлению хорды; 2. отсутствию желточного мешка; 3. отсутствию плавниковой каймы; 4. отсутствию глаз; 5. водянке желточного мешка; -6,- отсутствию пигментации тела; 7. повышенной пигментации тела; 8. срастанию эмбрионов; 9. неординарным уродствам.

В результате сортировки предличинок по качественным признакам в контроле и опьпе отобраны 5 групп по 25 нормальных особей для измерения длины тела с помощью окулярмикрометра микроскопа МБС -1.

.Статистическую обработку результатов проводили стандартными методами (Плохинский, 1970; Урбах, 1964).

Анализ динамики 3 классов ф1ггопланктона:(С1шезеленые-Cyanopfayta, Зеленые - Chlorophyta, Диатомовые- Diatomae), 34 гидрохимических показателей, 5 метеорологических и 3 радиационных факторов по программе СТАН и с помощью метода анализа временных рядов ( Pixon WY АВМРР, 1984; Пакет прикладных пробами стат.обр...,1984). Для проведения статистического анализа был создан банк данных помесячных значений за 26-легпшй период наблюдений (с 1962 по 1985 nr.), включающий 13416 значений. Для формирования банка данных было собрало более 60 тысяч значений анализов и наблюдений, в среднем больше 4-х на одну точку.

Работа была начата в 1980 году по инициативе и под руководством начальника Опытной научно-исследовательской станции Б Л .Федорова. Отдельные разделы были выполнены совместно с докт. мед. наук З.Б.Токарской, доцентом канд. тех. наух А.ФЛызловым, канд.биол. наук А. Н. Фетисовым.

Пользуясь приятной возможностью выразить глубокую благодарность и признательность всем, кто принимал участие в совместно проведенных экспериментах и особенно научным руководителям работы, начальнику Опытной научно - исследовательской станции кандлех. наук Г.Н. Романову и член. кор. РАН профессору ДЛ. Криволуцкому.

Основной объем натурных экспериментов и наблюдении выполнен в 1980- 1990 г.г.

Глава 3 . ЭКОСИСТЕМА ОЗ. КЫЗЫЛ - ТАШ.

Режим питания оз.Кызыл-Таш определяется поступлением воды из оз.Иртяш в объеме 30-40 млн.м7год. В водоем также поступали воды фекальной канализации в объеме 2,5-12 млн. м3/год, а также воды ливневой канализации 3-5 млн. м3/год. Попуски воды из оз.Иртяш осуществляли главным образом весной и осенью.

После прохождения через прямоточные ядерные установки нагретая вода поступала в водоем. Перепад температуры воды на выходе из сбросного канала превышал нормативный для ТЭЦ более чем в 4 раза.

Наши исследования позволили выделить три термические зоны водоема:

- зона выхода волы из канала;

- средняя часть водоема, для которой в лепшн период характерна гомотермия (глубина около 8 м);

- третья, наиболее удаленная от места выхода горячего потока зона, режим которой наиболее близок к естественному .В зимний период эта часть водоема покрывалась устойчивым ледовым покровом.

По нашим опенкам средняя температура в оэ.Кызыд-Таш в июле составляла 24° С, а средняя температура воды в поверхностных слоях в озерах с близкими морфометричесхими параметрами составляет' около 18 °С, для данного типа озер в летний период четко выражена температурная стратификация вод (Андреева, 1974).

До начала использования вода оз.Кызыл-'Гаш была карбонатно-калышевого типа и соответствовала воде оз.Иртяш. Через несколько лег под воздействием технологических сбросов гидрохимический тип воды изменился на сульфатно-кальциевый, а затем - на хлоридно-сульфатный.

За качеством воды велось постоянное наблюдение, а стабилизацию состава осуществляли за счет технологических мероприятий:

- промывки озера водой из оз.Иртяш;

- прекращению либо уменьшению сброса загрязненных веществ;

- выводу хлорид- и сульфат-ионов на обессоливающих установках.

Чередование периодов сбросов загрязненных вод и мероприятий по

стабилизации приводили к постоянному изменению гидрохимического состава. За период с 1950 г. концентрация хлорид-ионов в водоеме возросла с 18 до 80 мг/л, а концентрация сульфат-ионов с 22 до 130 мг/л. Максимальная концентрация сульфат-иона (до 150 мг/л) наблюдалась в этом водоеме в середине 50-х гг.

Проведенные нами исследования показали, что привнос биогенных веществ в водоем в 1985 г. составил около 70 т. азота и 25 т. фосфора. Основной вклад в поступление соединений азота вносят хоз-фекальные воды промплощадки (45%) и воды спецпрачечных (до 30%), а поступление соединений фосфора на 50% определяется поступлением хоз-фекальных вод промплощадки. Гораздо меньше бногенов поступает из других источников.

ß 80-е r.r. концентраты в воде органических загрязняющих веществ составляла: ТБФ - 0.02 мг/л, я ГХЕД - 0,0004 мг/л при нх ПДК для питьевой воды -0,0) мг/л.

По оценкам Д.И. Ильина п 1955г. доля короткоживуших радионуклидов превышала 90% от суммарного поступления радиоактивных веществ в экосистему водоема. Общее распределение радиоактивных веществ в этот период в основных компонентах составляло: в донных отложениях водоема - 3,5 кКи или 130 ТБк (32%), еще 2 кКи пли 74 ТБк (23%) было депоштровано в донпых отложениях сбросного канала, 2,4 кКи или 99 ТБк (27%) находилось в воде водоема, а в бноте около I кКн шт 37 ТБк (11 %).

За время эксплуатации максимальные значения суммарной ß -активности воды водоема наблюдались в 1965 г. - 7 кБк/л (0,2 мкКи/л).

Во время проведения нами исследований суммарная ß-активность воды составила около 2 кБк/л (0,05 мкКн/л) и была относительно

стабильна. В экосистеме водоемов наряду с долгоживущими 90 Sr и

b'Cä обнаружены продукты нейтронной активации: ^Sc, "'Cr,

иМп. 50Со, 55Zn, 95Nb, 95Zr-, !MRu, ll5Sb, И4Се, атж44К.

Распределение этих радионуюпщов в воде, донных отложениях, планктоне, растительности, раках и рыбе оценивается и приводится в работе. Установлено, что основными бнотропами для данной

экосистемы из долгоживуших является ЬГ и L-S, а из

короткожнвущнх - 65Zn, ЯМп, 6°Со.

В последние десятилетия кумулятивный запас радионуклидов в основных компонентах водоема составлял: в донных отложениях около 100 кКи нлы 3,7 ПБк (95%), в воде 4,5 кКк или 0,17 ПБк (4,5%), в бноте 0,8 кКи или 0,03 ПБк (0,5%). Около 60% активности донных отложений, а следовательно, более 50% от кумулятивного запаса обусловлено долгожнвущим цезием н депонировано в донных отложениях.

Исследования показали, что долгожнвушис 9°Sr и n7Cs распределяются неравномерно как по площади дна водоема, так и по глубине донных отложений. Средняя плотность загрязнения дна составляет 5 кКн/км2 (0,2ПБк/км-).

Лозовые нагрузки на гндробионты от внешнего у-облучения составили 0.2 + 0,1 Гр/год , л (»-облучения 0,03 + 0,01 Гр/год. Основной вклад в интегральную дозу на рыб вносят инкорпорированные (»-тлучптели (2*4 Гр/год), а вклад от инкорпорированных у-голучателен -0,1*0,03 Гр/год. В порядке убывания дозы можно построить следующий ряд: доза от инкорпорированных р-излучателей > доза от внешних у -излучателей > доза от инкорпорированных у-нзлучателей шш доза от внешних р-излучателсй. Различия между составляющими рада достигают одного порядка величин.

После включения водоема в цикл производства ведущую роль в жизни экосистемы начал играть фитопланктон (Строганов Н.С.,1962). Наряду с изменениями гидрохимического состава в водоеме с начала 50-х гг. происходит изменение качественного и количественного состава фитопланктона. В апреле 1953 г. численность зеленых водорослей достигала 140 млн. кл/л. В 1957 г. впервые доминирующим родом фитопланктона становится Microcystis, численность клеток которого в августе 1958 г. достигла 300 млн. кл/л.

Процессы гиперцветения воды водоема продолжаются и до настоящего времени. Проведенный статистический анализ среднемесячных показателей численности планктона (1962-1987 гг.) показал, что циклы повышения продуктивности диатомовых и еннезеленых водорослей совпадают, либо расположены достаточно близко и имеют периодичность - 5-6 лет. Пики повышения численности зеленых, водорослей не столь регулярны и имеют период 2-3 года. Статистическая обработка динамики 3 классов фитопланктона и более 30 абиотических показателей позволила описать сезонную сукцессию, связанную с изменением гидрохимического состава воды в водоеме.

Бивариашный спектральный анализ динамики фитопланктона к абиотических факторов позволил установил», что наиболее высокая когерентность между динамикой численности планктона и абиотическими факторами наблюдалась: у диатомовых с фосфат- и силикат-ионами, прозрачностью, минеральными остатками, углекислотой, ионами железа; у синезеленых - с рН, окисляем остью, температурой, минеральными остатками, углекислотой, ионами марганца;у зеленых - с ионами марганца, нитрат- и силикат-ионами, кислородом, щелочностью.

Проведенные исследования показали, что исходя из биомассы плагастопа захватываемого в водозаборные устройства (глубина 4-0 м), суммарная продуктивность оз.Кызыл-Таш составляет около 5 тыс. тонн в год. Нами установлено, что различия между концентрацией фитопланктона в фоническом слое в пробах из водозаборов достигали 4-7 раз, поэтому реальная продуктивность экосистемы в 1982-86 гг. составляла около 20 тыс. тонн в год.

Площадь, занимаемая прибрежной растительностью, составляла в водоеме-охладителе 2-3 % от площади зеркала, а продуктивность по нашим оценкам равнялась около 7 тыс. тонн в год. Погруженная высшая водная растительность, за исключением западного участка акватории, выпала из экосистемы, что связано с воздействием горячего сброса, наличием токсических веществ в донных отложениях, а также, возможно, воздействием фитонцидов во время гиперцветения и перехватом солнечной энергии в фотическом слое.

Вскрытие и визуальный осмотр состояния половых продуктов у самок и самцов окуня отклонений не выявили. Вес отдельных особей превышал 2 кг. Вскрытие самок леща в возрасте 4-6 лет выявило отсутствие икры у 50% особей (брюшная полость заполнена жировыми отложениями).

Прирост массы и длины тела лещей из оз.Кызыл-Таш выше, чем у особей из дельты Волги ( Чугунова, 1959) и, соответственно, из оз.Иртяш и водоемов средней полосы. Показатель упитанности у лещей из водоема-охладителя также достоверно выше. Сравнение показателей упитанности плотвы привело к такому же выводу.

Исследования 18 относительных морфометрических признаков плотвы показало, что по 4 признакам разнообразие выше в водоеме-охладителе, а флуктуирующая асимметрия обнаружена в 1 случае по 5 исследуемым показателям. В контрольной популяции из оз.Кажакулъ подобные изменения отсутствуют. Известно, что некоторое увеличение разнообразия внешних признаков может быть вызвано воздействием термического фактора.

Исследование 5 белковых систем плотвы показало отсутствие значимых различий по исследуемым допускам в сравнешш с контролем.

В этом водоеме в настоящее время обитают виды-индикаторы чистоты природных вод -раки и беззубки.

Глава 4. ЭКОСИСТЕМА ВОДОХРАНИЛИЩА.

Режим питания водохранилища определяется поступлением отходов предприятия в пруды подпитки, откуда вода сбрасывается в водохранилище.

В пруды поступают кислые и щелочные растворы, содержащие радионуклиды, а также фекальные воды промплощадки. Объем сброса кислоты в пересчете на концентрированную серную в различные периоды колебался от 200 до 4000 тонн в год, а объем сброса фекальных вод составлял несколько млн.м'год.

Вследствие залповых сбросов в водоеме наблюдалось скачкообразное изменение гидрохимического состава воды. Особенностью

гидрохимического состава воды водохранилища является снижение рН с 7,2 в начале 70-х годов до 4,5 в 80-х годах. Массовой гибели рыб в 80-х г.г. не наблюдалось, поскольку в наиболее удаленных от места сброса участках водоема рН воды не опускался ниже 6. Кислотная емкость системы не исчерпана, поскольку даже в районе сброса кислых отходов в придонных слоях воды происходит увеличение рН воды от 4,5 до нейтральных значений в зимний период времени.

Начиная с 1949 года, в пруды, расположенные ниже озера Кызыл-Таш на реке Теча, начали поступать радиоактивные отходы. Ниже прудов донные илы и прирусловые участей поймы реки интенсивно сорбировали радионуклиды. Это обусловило загрязнение дна будущег о водохранилища. С 1956 года началось заполнение водохранилища водой, активность которой составляла 5*20 кБк/л (0,14-0,54 мкКи/л).

Установлено, что 90% радиоактивных веществ сосредоточено в верхнем 25-см слое, а максимальная глубина проникновения радионуклидов достигает 60 см.

Распределяются радионуклиды по площади дна водоема крайне неравномерно( средние значения, кКи/км2 (ПБк/км2)).

Радионуклид русло пойма вновь

подтопленные

участки

?03г 2,5(0,1) 1,2(0,04) 0,5 (0,02)

40 (1,5) 7,0 (0,3) 0.4 (0,02}

сжсперпмептальио оцененные дозовые нагрузки от внешнего облучешга пшробионтов в водохранилище составляют 0,03 + 0,01 Гр/год у-излучышл и 0,02 + 0,01 Гр/год р-нзлучешвг.

Основной вклад в формирование интегральной дозы на организм щуки вносят инкорпорированные р -излучающие радионуклиды, позовая нагрузка от которых на половые продукты составляет 2,3 + 0,7 Гр/год. Доза от инкорпорированных -у-толучателей несколько ниже - 0,4 + ОД Гр/год.

Отличительной особенностью вновь созданных водохранилищ является их повышенная продуктивность. Первичная продукция водохранилища на порядок величины ниже, чем у олиготрофного с признаками мезотрофии оз. Нртяш.

Прибрежная водо-воздушная растительность занимает несколько процентов от площади зеркала н представлена типичными для данного района видами. По продуктивности высшей водной растительности водоем не отличается от водоемов данного района с близкими морфометрическими характеристиками (10 тыс. тонн в год).

Несмотря на низкую первичную продуктивность фитопланктона в водоеме наблюдается обилие рыбы и отмечены повышенные темпы роста рупных хищников ( в частности, щуки). Это свидетельствует о хорошем развитии кормовой базы, что может быть вызвано высокой продуктивностью зоопланктона, в частности, видов, питающихся мертвой органикой. В водоеме обитает обычный для Иртяшско-Каслннской системы видовой состав рыб. За исключением ерша и леща доминирует плотва и щука.

Анализ количества видимых мутаций у предднчинок щуки, полученных заводским способом, показал, что число личинок, имеющих отклонения в развитии от производителей из водохранилища и контрольного оз. Алабуга одинаково. В потомстве щук из оз. Алабуга основным типом уродства является искривление хорды. В потомстве щук от производителей, обитающих в водохранилище, встречались все 9 типов зарегистрированных аномалий, либо единичных, либо в комплексе.

Искривление хорды может быть вызвано изменением температуры во время инкубации, а доставка икры из озера Алабуга занимала гораздо

• -

больше времени. При обработке результатов, исключив признаки искривления хорды, мы получили, что частота встречающихся урод ста в водохранилище на порядок выше, чем в контроле.

Анализ среднепопуляционной длины нормальных предличшгок показал недостоверность различий между опытом и контролем. В то же время обнаружено достоверное увеличение длины предличинок по сравнению с показателями, приводимыми в литературе.

Анализ 18 относительных морфомепрических признаков плотвы, обитающей в водохранилище, позволил установить, что плотва имеет достоверно большее разнообразие по трем признакам (контроль - оз. Кажакуль). Направленная асимметрия по 5 исследуемым парным признакам отсутствует как в опыте, тик и в контроле. Элеюрофорешческое исследование пяти белковых систем позволило установить генетическую близость исследуемых популяций. В целом же популяции не различаются ни по одному из исследуемых локусов.

Глава 5. СРАВНЕНИЕ ПОПУЛЯЦИИ ПРУДОВИКА БОЛЬШОГО ПО УСТОЙЧИВОСТИ К ОСТРОМУ у-ОБЛУЧЕНИЮ И МОРФО МЕТРИЧЕСКИМ ПОКАЗАТЕЛЯМ РАКОВИН.

Водоем №3 (пруд подпитки водоема N810 ) и контрольное оз. Будцым имееют небольшие размеры .слабую проточи ость .

Радиоактивное загрязнение водоема №3 на 95% обусловлено

наличием , депонированным в донных отложениях при плотности

загрязнения 200 кКи/км2 (8 ПБк/км2). Определено распределение коэффициенты концентрирования КК радионуклидов в воде и биотс, включая прудовика большого.

Исследования выживаемости прудовиков после острого у-облучения (дозами - 10, 50 , 100 и 200 Гр при мощности дозы 2 Гр/мнн) позволило установил., что повышение дозы > 50 Гр вызывает резкое уменьшение продолжительности жизни и в опыте и в контроле. Выживаемость после облучеши у прудовиков из радиоактивно загрязненного пруда достоверно выше (р > 0.95).

Изменчивость внешних признаков наиболее высока в популяциях прудовика из водоема №3. Популяции из контрольных водоемов (оз. Кажакуль и оз. Буддым ) близки по данным показателям.

Сравнение корреляционных связей по морфометрическим индексам популяций прудовика из исследованных водоемов показьшает, что оин более высоки в популяции из оз. Буддым. Наблюдается зависимость между антропог енным загрязнением водоемов и онтогенетической сопряженностью признаков без изменения характера распределения.

Глава 6. СРАВНЕНИЕ РЕАКЦИЙ ЭКОСИСТЕМ ВОДОЕМА-ОХЛАДИТЕЛЯ И ВОДОХРАНИЛИЩА НА ТЕХНОГЕННУЮ НАГРУЗКУ.

Антропогенная нагрузка на оз.Кызыл-Таги привела к резкому изменению гидрохимического типа водоема уже в первые несколько лет эксплуатации. Наряду с направленным устойчивым изменением гидрохимического состава, в техногенных водоемах резко увеличивается амплитуда внутригодовых колебаний гидрохимического состава. Залповые сбросы загрязняющих веществ приводят к скачкообразному изменению гидрохимического состава. Колебания,

вызваиныеггехногеннымн факторами, могут накладываться на естественные циклы, усиливая, либо ослабляя, последние. Изменения гидрохимического состава вода за короткие интервалы времени характерны для экосистемы водохранилища.

Загрязнение экспериментальных водоемов долгоживущнми

радионуклидами обусловлено в основном 1??С£!, причем до 99% от кумулятивного запаса депонировано в донных отложениях. Радиостронций также зафиксирован донными отложениями. Доля радионуклидов, содержащихся в воде водоемов, гораздо ниже. В биоте содержится около 1% от суммарного запаса радионуклидов в водоеме. Запас долгоживущих радионуклидов в экосистеме водохранилища в три раза выше, чем в оз.Кызыя-Таш.

Соотношение запаса "Бг в воде и дошплх отложениях водохранилища нетипично для пресноводных водоемов и обусловлено аномально высокой кислотностью воды (30% в воде , 70% в донных отложениях).

Плотность загрязнения отдельных участков донных отложеши'

1 м ,

оз.Кызыл-Таш различается в несколько раз, а в водохранилище ио С -

различия в плотности загрязнения дна достигают трех порядков величины.

Дозовые нагрузки на рыб, обитающих в оз. Кызьш-таш и водохранилище, формируются за счет инкорпорированных р-излучателен. Основным дозообразующим радионуклидом является 9°У

дочерний продукт °°8г Это определяет гораздо более высокую дозу облучения отдельных участков внутренних органов, расположенных близко к костям скелета. Дозовые нагрузки на внутренние органы рыб, как в оз. Кызыя-Таш, так и в водохра ншшще, составляют 2-4 Гр/год.

Исследуемые водоемы различны по биологическим показателям, что затрудняет оценку состояния систем. Результаты, полученные на различных (преимущественно доминирующих) биообъектах, сложно сравнивать. Для получения оценки состояния экосистемы необходимо формализовать полученные результаты, проиндексировав каждый исследуемый параметр определенным баллом. Наиболее оптимальные экологические условия наблюдаются в оз.Иртяш, немного выше средних - условия в оз.Алабуга. В оз.Кажакуль экологические условия несколько ниже средних, что связано с естественным засолением экосистемы. В водоеме - охладителе экологические условия близки к норме, а в водохранилище - ниже, чем во всех исследуемых объектах.

Глава 7. НЕОБХОДИМОСТЬ ПРОВЕДЕНИЯ РЕАБИЛИТАЦИОННЫХ МЕРОПРИЯТИЙ И ОЦЕНКА ВОЗМОЖНОСТИ РЫБОХОЗЯЙСГВЕННОГО ИСПОЛЬЗОВАНИЯ ВОДОЕМОВ.

Как отмечалось, 70-90 % радиоактивных веществ, поступающих в водные системы, депонируется в донных отложениях. Вода водоемов содержит относительно небольшое количество радионуклидов и выполняет роль экрана. Благодаря этому, у -фон над поверхностью воды водохранилища не превышает 20 мкР/час, а водоема-охладителя 30 мкР/час. Водная среда препятствует дальнейшему выносу радионуклидов из водоема. Опасным в радиологическом плане является урез воды, где уровни у - фона достигают 2-4 мР/чае. Формируется у-фон на урезе за счет выноса донных отложений в зоне прибоя. Ширина береговой полосы о повышенным уровнем у-фона на пологих берегах составляет!- 10-15 м. При дальнейшем удалении от берега уровень у-фона

быстро снижается и на расстоянии 30-50 м от уреза достигает зиачешш, соответствующих уровню загрязнения территории. Необходимо отметить, что в районах плотин, отсыпанных крупными кусками скального грунта, ширина полосы, на которой наблюдалось превышение у-фона, составляла 0,5-2 м.

Выполненные нами исследования не выявили необратимых биологических изменений в популяциях рыб, обитающих в исследуемых водоемах. Факт сохранения популяций рыб в водохранилище и водоеме-охладителе в течение десятков лет подтверждает этот вывод. — Исследованные водоемы могут быть использованы в качестве питомников для содержания маточных стад рыб с целью получения потомства для зарыбления водоемов, не загрязненных радиоактивными веществами. Необходимо отметить, что икра рыб отличается минимальным содержанием радионуклидов, а основная доля радиоактивных веществ (до 70%) сконцентрирована в оболочке, отделяющейся при выклеве личинок. К тому же у большинства видов рыб практически все радионуклиды выводятся из икры за период инкубации в "чистой" воде ( Куликов, Чеботнна, 1988).

Экологические условия обитания рыб в водохранилище нельзя считать достаточно благоприятными и в дальнейшем водоем нецелесообразно использовать в рыбоводных целях.

Водоем-охладитель отличается рядом благоприятных условий для существования популяций рыб - это высокая первичная продуктивность и благоприятный температурный режим.

Так как человек потребляет в год около 1200 кг пищевых продуктов, то содержание радионуклидов в 1 кг любого пищевого продукта, в том числе и рыбе, не должно превышать 0,1 % от ПГП.

Период эффективного полувыведения радионуклидов из организма

рыб (Т^) для 90 S Г (костная ткань) у взрослой рыбы составляет около

137 .

200 суток, а для lJ Cs T,^ (мышцы) - 100 суток ( Ильин, Москалев, 1961). Основными дозообразующими радионуклидами у рыб, обитающих в оз.Кызыл-Тага, являются UJZn и 1MRll Поскольку

информация о Т„А для рыб отсутствует, мы считаем возможным

использовать в расчетах величины, полученные для животных ( Вредные хим. вещ., 1990).

Обменные процессы у молоди рыб идут в десятки раз быстрее

(Куликов.Чеботина, 1988), следовательно, значения Т^ используемые

в расчетах, должны быть уменьшены на порядок величины.

Проведенные расчеты показывают, что водоем - охладитель может быть использован не только для содержания маточных стац рыб, но и для выращивания посадочного материала стандартной массы 25 г.В дальнейшем при выращивании мальков в "чистой" воде можно получить продукцию, в которой не будет превышен предложенный уровень Ш11. Радионуклидом, лимитирующим подращивание личинок рыбы в воде

90о

водоема-охладителя, является Ьг.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Многолетние комплексные радиоэкологические исследования в конкретных водоемах ПО МАЯК позволили сделать следующие основные выводы:

1.Многолетнее совместное воздействие радиационного, теплового и химического факторов привело к формированию уникальных техногенных экосистем, включенных в технологический цикл предприятия ПО "Маяк",

2.Воздейсгвие химических сбросов вызвало увеличение содержания солей в воде водоема-охладителя в 5 раз, водохранилища - в несколько десятков раз н снижение рН до 5-6.

3. За время эксплуатации в водоем-охладитель поступило более 1 МКи ( 37 НБк) радиоактивных отходов, а в водохранилище - около 3 МКи (111 НБк ). Определены концентрации, характер распределения и суммарный запас радионуклидов в основных компонентах водоемов. Радиоактивные вещества в водоемах аккумулируются в верхнем 20- 30 см слое донных отложений, а их плотность загрязнения составляет 5 кКн/км1 ( 0,2 НБк/ км2 ) в водоеме-охладителе и 2-70 кКи/км2 (0,1-2,5 НЬк/км*) в водохранилище. В донных отложениях радионуклиды обнаружены до глубины 50 -60 см.

4.Установлены закономерности распределения радионуклидов в донных отложениях. Максимальное содержание радионуклидов в донных отложениях водоема-охладителя наблюдается на глубине 10-20 см. Скорость осадконакопления может быть оценена на уровне 0,5-0,7 см/год.

5.Первичная продуктивность фитопланктона в водоеме-охладителе на порядок выше, чем в контроле, в водохранилище - на порядок ниже.Ведущую роль в жизни водоема-охладителя играет фитопланктон, периодичность вспышек цветения которого для синезеяеных и диатомовых водорослей составляет 5-6 лег, у зеленых - 2-3 года.

6.Определены коэффициенты концентрирования , ^Мп и б°Со , "п 137 г»

¿11, Ьг и С8 в донных отложениях водоема-охладителя, которые равны соответственно 350, 1000, 1500,250 и 50; в биоте - 30,100, 10000,150 и 50. Основными биогропами для данной экосистемы из

долгожквуших является ^Бг и * а из короткожнвуших -'"'Хп.

54 Мп, б0Со.

7.Экспериментально оценены дозовые нагрузки на рыб, обитающих в водоеме-охладителе и водохрашпппце, которые формируются за счет шпсорпорировашшх Р-издучателей и составляют 2-3 Гр/год.

8. Популяция прудовика большого из радиоактивно загрязненного водоема №3 более устойчива к острому у-облученню, чем популяции из контрольного водоем а.Наблюдается зависимость между антропогенным загрязнением водоемов и онтогенетической сопряженностью морфометричесхих признаков прудовиков без изменения характера распределения.

9.Установлено, что совместное многолетнее воздействие радиационных и химических факторов не вызвало необратимых изменений как в популяциях рыб, так и на уровне экосистем. В водоеме-охладителе обнаружены щщнкаторы чистоты природных вод - раки и беззубки.

Ю.Реабшштациошше мероприятия должны проводиться в береговой прибойной зоне водоемов. Для уменьшения концентрации радионуклидов в верхнем 30 см слое донных отложении необходимо 1гроводить драгирование дна, либо экранирование поверхности чистым материалом. Положительный эффект я борьбе о ишерцветенпем водоема-охладителя дасг вселение растительноядных рыб.

11. Использование прогностических моделей вспышек цветения фитопланктона позволяет своевременно проводить мероприятия, предотвращающие • последние.

12.В ходе выполнения работ разработаны методики: (экспериментальной опенки радиационных дозовых нагрузок на компоненты водных экосистем с использованием промышленных дозиметров; методики отбора донных отложений с последующим замораживанием образца и послойным разделением).

По теме диссертации опубликованы следующие работы:

А.И. Смагин, Р.П. Пономарева, И.Г. Петер. О возможности использования водоемов, загрязненных радиоактивными веществами в рыбном хозяйстве.// 2-я Всесоюзная конференция по

сельскохозяйственной радиологии. Тез. докл. М., 1990. Т. 4. - С. 39-40.

А.Н. Фетисов, СЛ. Пешков, АЛ. Смагин. Стабильность популяций рыб, обитающих в радиоактивно загрязненных водоемах.// Вопросы ихтиологии.- 1992. - Т. 32, вып. 1 - С. 79-87.

А.Н. Фептсов, А.И. Смагин, A.B. Рубанович. Морфометри- четкая характеристика и сравнительная радиоусгойчнвость популяции прудовика большого (Lymnaea stagnalis L.) из водоемов с различными экологическими условиями.// Радиобиология.- 1993. - Т. 33, вып. 1 - С. 160-165.

A.c. 1548879 СССР. Устройство для отлова водных организмов подо льдом /Предприятие П/Я А-7564; авт. изобрег.А.И. Смагин, В.В.БазьпквДО.ГЛковлев.-Заявл. 14.04.88; N4410596.

А.И. Смагин. Радиоэкологические особенности водоема-хранилища отходов радиохимических заводов и состояние популяции обитающей в ней щуки (Bsox lucius L.).// Гидробиологический журнал (в печати).

З.Б. Токарская, А.И. Смагин, Е.Г. Рыжков. Фитопланктон водоема-охладителя предприятия ядерного топливного шгклаГчастъ 1).// Экология (в печати).

З.Б. Токарская, А.И. Смагин, Е.Г. Рыжков. Фнгоппанктон водоема-охладителя предприятия ядерного топливного щпсда< часть 2).// Экологая (в печати).

Л.И. Смапш. Г.Н. Романов. Гндролого-гидрсхтшческп^ особенности оз. Кызыл-Таш.'/ Вошав ресурсы (в печати).

Л.И. Смапш, Г.Н. Романов. Радиационный режим оз. Кызыл-Тал; и формирование дозовых нагрузок на б йоту./? Водные ресурс!.: (;> печати).

Л.И. Смапш, . Биологические особенности и состояние гилроиеноч.'; оз. Кызыл-Таш.// Водные ресурсы (в печати).