Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Реакции биоцинозов водных экосистем на хроническое радиационное воздействие
ВАК РФ 03.01.01, Радиобиология
Автореферат диссертации по теме "Реакции биоцинозов водных экосистем на хроническое радиационное воздействие"
На правах рукописи
Тряпицына Галина Александровна
РЕАКЦИИ БИОЦЕНОЗОВ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ НА ХРОНИЧЕСКОЕ РАДИАЦИОННОЕ ВОЗДЕЙСТВИЕ
03.01.01 - «Радиобиология»
4858516
Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук
- 3 ноя 2011
Москва-2011
4858516
Работа выполнена в Федеральном государственном учреждении науки «Уральс научно-практический центр радиационной медицины» Федерального медико-биологического агентства Российской Федерации, г. Челябинск
Научный консультант доктор медицинских наук, профессор
Аклеев Александр Васильевич
Официальные оппоненты доктор биологических наук
Мамихин Сергей Витальевич
доктор биологических наук, профессор Гераськин Станислав Алексеевич
доктор химических наук, профессор Серебряный Александр Маркович
Ведущая организация Институт экологии растений и животных У
РАН, г. Екатеринбург
Защита диссертации состоится « В-/г » 2011 г в *часов на заседании дц сертационного совета Д 501.001.65 при Московском государственном уииверсг те им. М.В. Ломоносова по адресу: 119899, Москва, Ленинские горы, МГУ, Био гаческий факультет
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Московского государственн университета имени М.В. Ломоносова. Отзывы просим посылать по адресу: Т. Веселовой, Биологический факультет МГУ Ленинские горы, Москва, 119991.
Автореферат разослан «_» «_» 2011 года
Ученый секретарь диссертационного совета, доктор биологических наук
Т.В. Веселов
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность проблемы. Среди комплекса проблем, которые выдвигает использование человеком ионизирующих излучений в различных областях деятельности, наиболее важной является проблема влияния радиоактивных загрязнений на биосферу. Основным принципом радиационной защиты природы (антропоцентрический подход), сформулированным ещё в 70-80-е годы прошлого века ведущими международными организациями (МКРЗ, МАГАТЭ) в области радиационной безопасности, явился постулат, согласно которому если радиационными стандартами защищен человек, та в этих условиях защищена от действия ионизирующих излучений и окружающая среда (International Commission..., 1977; Радиационная безопасность. Рекомендации МКРЗ, 1990). В настоящее время активно обсуждается другой, экоцентрический подход к радиационной защите биосферы: "Защищенная от вредного действия ионизирующих излучений биосфера обеспечит радиационную безопасность и полноценную жизнеспособность человечества" (Conservation Medicine..., 2002; Ecosystems and human well-being..., 2005). В частности это связано с возросшей озабоченностью по поводу устойчивости окружающей среда; в том числе необходимости сохранения биологического разнообразия на планете (United Nations. United Nations Conférence.... 1992a, 1992b; Sources aad Eflects of Ionizing Radiation..., 1996; Armais of the ICRP.ICRP PUBLICATION ..., 2002; Ethical Considérations in Protecting..., 2002).
В этих условиях важным является, с одной стороны, определение допустимых уровней радиоактивного загрязнения безопасных как доя отдельных представителей биоты, так и для природных экосистем в целом, с другой - разработка эффективной системы мониторинга состояния радиоактивно загрязненных экосистем. Наибольший интерес представляют комплексные радиоэкологические исследования в естественных условиях, так как они позволяют получить реальные количественные показатели миграционного переноса радионуклидов в те или иные элементы экосистем, а также определить биологические эффекты радиационного воздействия на биоценозы.
В результате деятельности предприятий с ядерным циклом, особенно при аварийных ситуациях, происходит радиоактивное загрязнение окружающей среды, в том числе объектов гидросферы. Исследованию радиоэкологических эффектов в экосистемах посвящено значительное количество работ (Н.В. Тимофеев - Ресовский 1962; А.М. Кузин, А.А., Переделъский, 1956; Ю. Одум, 1975; Н.В. Куликов, 1975; Р.М. Алексахин, 1982; Г.Г. Поликарпов, В.Г. Цыцугина, 1995; Г.Г. Поликарпов, 2006; А.Н. Марей и др., 2003; 2009; А.В. Трапезников, 2010; R.J. Penfreath, 2006 и др.); результаты работ в этой области освещены в документах международных организаций (Effects of ionizing radiation ..., 1992; International Commission 1993, 1996 идр.). Однако в этих работах проводилось изучение биологических эффектов разрозненно, в различных группах гидробионтов и в
довольно узком диапазоне доз, что не предоставляло возможности оценить реакцию на радиационное воздействие биоты водных экосистем на биоценотическом уровне.
На Южном Урале (Челябинская область, Россия) находится ряд водоёмов-хранилищ жидких радиоактивных отходов (ЖРО) производственного объединения «Маяк»: водоёмы Теченского каскада, водоём «Старое болото» (водоём В-17), оз. Кара-чай (водоём В-9). ПО «Маяк» создано в конце 40-х годов двадцатого столетия дня производства оружейного плутония и переработки делящихся материалов в рамках Государственной оборонной программы по созданию ядерного оружия «Урановый проект» (А.К. Круглов, 1944). Экосистемы этих водоёмов длительное время (более 50-та лет) находятся в условиях радиационной нагрузки различной интенсивности (Sources contributing to Radioactive contamination..., 1997; Ю.В. Глаголенко и др., 2007; ПМСтукалов, 2007, 2010; А.И.Алексахин и др., 2007). В настоящее время удельная активность излучающих радионуклидов (90Sr, шСз, и др.) в донных отложениях специальных промышленных водоёмов находится в диапазоне от 670 кБк/(кг сухой массы) до 1000 МБк/(кг сухой массы), а в воде - от 2,2 кБк/дм3 до 100 МБк/дм3. Это предоставляет возможность получения научной информации о радиобиологических эффектах радиоактивного загрязнения водных экосистем, особенно в диапазоне высоких концентраций радионуклидов. Важно отметить, что ранее гидробиологические исследования состояния экосистем перечисленных водоёмов проводились нерегулярно и в ограниченном объеме (А.Н. Марей и др., 2009; А.И. Смагин, 1996,2006; Sources contributing to Radioactive. .. „ 1997), а гидробиологических исследований на водоёмах В-17 и В-9 ранее не проводилось.
В связи с изложенным целью настоящей работы является изучение радиобиологических ответов биоты экосистем специальных промышленных водоёмов - хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» на хроническое радиационное воздействие.
Для достижения указанной цели бьши поставлены следующие задачи:
1. Определение содержания радионуклидов в абиотических и биотических компонентах экосистем промышленных водоёмов- хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» (водоёмов В-10, В-11, В-4 Теченского каскада, В-17 и В-9) и определение уровня радиационного воздействия на гидробионтов в исследуемых водоёмах.
2. Оценка состояния экосистем исследуемых водоёмов по показателям развития фитопланктона, бактериопланкгона, зоопланктона, зообенгоса, ихтиофауны, а также по цитогенетическим и молекулярно-биологаческим параметрам.
3. Сравнительный анализ состояния экосистем водоёмов с разными уровнями радиоактивного загрязнения и определение радиобиологических закономерностей биологических эффектов.
4. Экспериментальная оценка вклада радиационного и химического факторов в биологические эффекты исследуемых гидробиоценозов.
5. Обоснование показателей экологического мониторинга с целью совершенствования системы обеспечения радиационной безопасности при радиоактивном загрязнении водных экосистем.
Научная новизна
Впервые проведепо комплексное обследование экосистем промышленных водоёмов ПО «Маяк», включая оценку состояния биоты водоемов с максимальными в биосфере уровнями радиоактивного загрязнения - В-9 (оз. Карачай), В-17 («Старое болото»). Впервые в натурных исследованиях получены данные о биологических эффектах в гидробиоценозах, биота в которых на протяжении нескольких генераций существует в условиях радиационного воздействия различной интенсивности. С точки зрения реакции экосистемы существующий режим эксплуатации водоёма В-И в качестве водоёма -хранилища низкоактивных радиоактивных отходов является допустимым. Состояние экосистем водоёмов В-10 и В-4 по биологическим показателям может быть охарактеризовано, как антропогенное напряжение с элементами экологического регресса, состояние водоёмов В-17 и В-9 - экологический регресс.
Впервые выполнен расчёт мощности доз облучения для основных таксономических групп гидробионтов промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 с использованием фактических уровней содержания радионуклидов в компонентах экосистем. Самые высокие дозовые нагрузки приходились на фитопланктон и зообен-тос. Для фитопланктона и зоопланктона вклад внутреннего облучения в суммарную дозу выше, чем внешнего; для зообентоса и рыб вклад внутреннего и внешнего облучения в лучевую нагрузку был примерно одинаков. Вклад а-излучающих радионуклидов в лучевую нагрузку на гидробионтов исследуемых водоемов сопоставим с вкладом 137Cs и MSr.
Исследование состояния биоценозов водоёмов с различными уровнями радиоактивного загрязнения впервые позволило определить влияние мощности дозы облучения на состояние отдельных сообществ гидробионтов: определены наиболее уязвимые элементы водных экосистем хранилищ ЖРО - критической группой являются двустворчатые моллюски, чей жизненный цикл полностью проходит на дне водоёма; определены уровни мощности дозы, при которых наблюдается снижение видового разнообразия в сообществах водных экосистем: для фитопланктона - 440 мГр/сут.; для зоопланктона -1,2 мГр/сут.
Впервые установлено, что при уровнях антропогенного загрязнения водных экосистем, соответствующих водоёму В-9, формируется полночленный биоценоз, хотя и сильно редуцированный - практически состоящий из монокультур планктонных организмов.
Теоретическая и практическая значимость
В работе получены новые теоретические знания о биологических эффектах в природных водных экосистемах при различных уровнях загрязнения. Определены коэффициенты накопления '"Сб и '"Бг гидробионтами основных таксонов при экстремально высоких уровнях загрязнения радионуклидами природных водных экосистем. Эти данные способны существенно дополнить базу данных компьютерных программ, предназначенных для расчёта мощности дозы и радиационных рисков для шдробионтов.
Получены современные комплексные радиоэкологические характеристики экосистем промышленных водоёмов ПО «Маяк», которые могут быть использованы при разработке стратегии безопасной эксплуатации водоёмов предприятиями с ядерным циклом. Существующие режимы эксплуатации водоёмов В-11 и В-10 в качестве водоёма -хранилища низкоактивных радиоактивных отходов с точки зрения состояния экосистемы в целом является допустимыми. Уровни техногенного загрязнения, соответствующие показателям водоёма В-4 и выше, являются критическими для водных экосистем.
Результаты проведённых исследований могут быть использованы для определения и обоснования допустимых уровней антропогенного загрязнения водных экосистем радиоактивными и химическими веществами.
Результаты исследований внедрены в практику экологического производственного мониторинга специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк».
Результаты работы внедрены в учебный процесс на кафедрах радиобиологии и биоэкологаи ГОУ ВПО «Челябинский государственный университет» и на кафедре анатомии и физиологии человека и животных ГОУ ВПО «Челябинский государственный педагогический университет».
Основные положения, выносимые на защиту
1. Определены закономерности реакции гидробиоценозов пресноводных малопроточных водоёмов на хроническое радиационное воздействие по показателям фитопланктона, бактериопланкгона, зоопланктона, зообенгоса и ихтиофауны, а также по цитогенета-ческим и молекулярно-биологическим параметрам. Выявлено закономерное снижение видового разнообразия гидробиоценозов в исследуемых водоёмах с увеличением мощности дозы ионизирующих излучений, определены пороговые и критические уровни радиационной нагрузки для водных экосистем.
2. Дана оценка вклада радиационного и химического факторов в биологические эффекты в исследуемых гидробиоценозах на основе модельных лабораторных экспериментов с использованием культур шдробионтов.
Апробация результатов диссертации. Материалы работы были представлены на Межрегиональной научно-практической конференции «Экологическая политика в обеспечении устойчивого развития Челябинской области» (Челябинск, 2005); I, П и Ш Международных научно-пракшческих конференциях «Адаптация биологических систем к
естественным и экстремальным факторам среды» (Челябинск, 2006, 2008,2009); Областей научно-практической конференции «Охрана водных объектов Челябинской области. Проблемы и пути их решения в условиях современного законодательства» (Челябинск, 2007, 2008,2009); Ш Всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова (Борок, 2008); Всероссийской научно-практической конференции «Экология в высшей школе: синтез науки и образования» (Челябинск, 2009); Международной конференции «Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоахтивиое загрязнение среды» (Сыктывкар, 2009); Международной научно-практической конференции «Планирование восстановления, использования н охраны водных ресурсов речных бассейнов» (Екатеринбург, 2009Х V Международной научно-практической конференции, посвященной 10-летию создания Северского биофизического научного центра ФМБА России (Северск - Томск, 2010); IV Международной конференции «Хроническое радиационное воздействие: эффекта малых доз» (Челябинск, 2010); VI Съезде по радиационным исследованиям (радиобиология, радиоэкология:, радиационная безопасность (Москва, 2010); Всероссийской научно-практической конференции «Биологические системы: устойчивость, принципы и механизмы функционирования» (Нижний Тали, 2010); Международной конференции ЕРИВюБозе 2010 (Неаполь, 2010).
Публикации по теме диссертации
По теме диссертации опубликовано 47 работ, из них 18 в изданиях, рекомендованных ВАК.
Структура и объем диссертации
Диссертационная работа состоит из введения, 6 хлав, выводов, списка использованных источников литературы. Общий объем диссертации составляет 238 страниц, включая 31 рисунок и 31 таблицу. Список использованных литературных источников состоит из 387 наименований, из них 97 на иностранных языках.
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ
Исследуемые водоемы и станции отбора проб. Объектами исследования являлись водоёмы-хранилища низкоактивных ЖРО ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4 Теченского каскада водоёмов (ТКВ) и специальные промышленные водоёмы-хранилища низкоактивных и среднеактивных ЖРО водоёмы В-17 («Старое болото») и В-9 (оз. Карачай). В 1949-1956 гг. ПО «Маяк» производило регламйгпше и аварийные сбросы жидких радиоактивных отходов в р. Теча, что привело к крупномасштабному радиоактивному загрязнению реки (В.И. Садовников, 2002; Ю.В. Глаголенхо, 2007; А.Н. Марей, 2009). За этот период было сброшено около 100 ПБк радиоактивных веществ - состав сбросов в основном был представлен радионуклидами осколочного происхождения (952г, ?5ЫЪ,
»«аг, 144Рг, 141,144Се, 91У, 10Э'106Ки, 137С.ч; и др.) с периодом полураспада от нескольких суток до десятков лет.
В ходе деятельности ПО «Маяк» водный сток р. Теча был зарегулирован путём строительства новых и модернизации существующих плотин и прудов-накопителей, что позволило предотвратить попадание ЖРО в открытую гидрографическую сеть (Ю.В. Глаголенко, 2007). В настоящее время в верховье р. Теча эксплуатируется сложная гидротехническая система, включающая четыре водоёма, ограждающие дамбы и обводные каналы, которая получила название Теченского каскада водоёмов. На настоящий момент эти специальные промыпшенные водоёмы содержат свыше 350 млн. м3 низкоакгивных
Сброс и хранение низкоакгивных и часта среднеактивных отходов (CAO) ПО «Маяк» производился также в изолированные от открытой гидрографической сети водоёмы-хранилища - В-17 («Старое Болото») и В-9 (оз. Карачай). В настоящее время в них содержится среднеактивных ЖРО суммарной активностью более 3,7 х 1012 МБк. (Ю.В. Глаголенко, 2003; П.М. Стукалов, 2004, 2007; А.И Алексахин, 2007, 2009). Водоём В-17 является старейшим из действующих водоёмов-хранилищ ЖРО ПО «Маяк». Начало сбросов радиоактивных отходов относится к 1949 г. Радиоактивное загрязнение воды и донных отложений определяется, главным образом908г, 137Cs, 3II, изотопами урана, плутония, америция. В водоём поступают также химические загрязнители - нитрат натрия и высокотоксичные органические соединения. Оз. Карачай является, вероятно, самым загрязнённым радионуклидами водоёмом на Земле. С 1951 по 1993 гг. объём сброшенных CAO в оз. Карачай составил 3,55 млн. м3 по суммарной активности (5-иалучающих радионуклидов - 20,5 ЭБк (А.И. Алексахин, 2007). С 1978 г. проводится засыпка оз. Кра-чай пустотелыми бетонными блоками и щебнем. В настоящее время CAO удаляют, в основном в оз. Карачай. Схема расположения и основные параметры исследуемых водоёмов приведены на рисунке 1 и в таблице 1.
ЖРО.
Рис. 1. Схема расположения водоёмов-хранилищ ЖРО ПО «Маяк» и станций отбора пвоб на этих водоёмах
В качестве водоёма сравнения для водоёмов ТКВ использовали Шершнёвское водохранилище (ЛГО), расположенное на р. Миасс. Шершнёвское водохранилище имеет статус водоёма первой категории водопользования как источник питьевого и хозяйственно-бытового использования. Для водоёмов В-17 и В-9 сложно подобрать водоёмы сравнения, так как, наряду с высоким содержанием радионуклидов, для этих водоёмов характерен высокий уровень химических поллютангов. Поэтому в данном случае для прояснения влияния радиационного и химического факторов на биоту этих водоёмов проведены модельные эксперименты с использованием лабораторных культур гидробионтов и выполнено сравнение гидробиологических
показателей этих водоёмов с показателями водоёмов ТКВ. Для изучения состояния экосистем была разработана сеть станций отбора проб на исследуемых водоёмах (Рисунки 1,2). С помощью ОР8-навигатора были определены координаты станций отбора проб на водоёмах. Всего на водоёмах В-10 и В-11 было организовано по 10 станций, на водоёме В-4 и Шершнёвском водохранилище - по 5 станций, на водоёме В-17 - 3 станции, на водоёме В-9 - 2 станции. На каждой станции исследуемых водоёмов в авхусте 2009 г. были отобраны пробы донных отложений (кроме водоёма В-9), воды, фитопланктона, бакте-риопланктона, зоопланктона, зообентоса (кроме водоёма В-9).
Таблица 1 - Основные параметры исследуемых водоёмов
Параметры В-11 В-10 В-4 В-17 В-9 ШВ
Год образования 1965 1956 1951 1949 1951 1965
Площадь зеркала, км2 44,2* 18,6* 1,3* 0,13 0,07 39,1*
Объем, млн. м3 230* 82,5* 4,0* 0,36 0,16 176,5*
Максимальная глубина, м 12,3* 9,3* 3,5* 6,5 5,2 14,1*
Средняя глубина, м 5,2* 4,4* 3,1* 2,8 2,2 4,5*
Примечания: ШВ - здесь и далее - Шершнёвское водохранилище; * - значения при НПУ
Гидрохимический анализ. Количественный гидрохимический анализ проводили в лаборатории по охране окружающей среды ЦЗЛ ПО «Маяк» с использование методик РД 52.24.486-95, РД 52.24.381-95, РД 52.24.380-95, РД 52.24.387-95, РД 52.24.382-95, РД 52.24.420-95, РД 52.24.421-95, РД 52.24.13-84. Определяли следующие показатели: азот
Рис. 2. Схема расположения станций отбора проб на Шершневском водохранилище.
аммония, азот нитритов, азот нитратов, азот органический, фосфор фосфатов, фосфор общий, фосфор валовый, железо общее, медь, цинк, свинец, марганец, алюминий, БПК5 (биологическое потребление кислорода), ХЛК (химическое потребление кислорода), сероводород, рН.
Определение содержапия радионуклидов в компонентах экосистем. Для радиохимического анализа воды с помощью батометра Паталаса брали средневзвешенную пробу: 5 л воды с поверхности + 5 л придонной воды. Пробы донных отложений отбирали с помощью ковшового дночерпателя (площадь захвата 0,025м2, глубина слоя - 5 см). Отбор проб фитопланктона проводили в поверхностном горизонте с помощью сачка для фитопланктона из мельничного газа №160, зоопланктона - с помощью планктонной сети Апштейна из поверхностного горизонта. Отбор проб зообентоса осуществляли с помощью ковшового дночерпателя. Для определения содержания радионуклидов в рыбе использовали фарш, приготовленный из плотвы (Rutilus rutilusL.). В качестве объекта для определения содержания радионуклидов в бентосных организмах использовали личинки комаров звонцов - хирономиды (Chimnomidae).
Определение содержания радионуклидов в пробах выполнены Отделом внешней среды ФГУН УНПЦ РМ. Пробоподготовку и определение удельной активности в пробах воды, донных отложений и гидробионтов проводили согласно методическим рекомендациям по санитарному контролю за содержанием радиоактивных веществ в объектах внешней среды (Методические рекомендации, 1980). Удельную активность радионуклидов в воде и донных отложениях определяли для каждой станции, затем рассчитывали среднее значение по акватории водоема. Концентрацию 137Cs, б0Со,241 Am в пробах определяли у-спектрометрическим методом на установке с полупроводниковым детектором ДГДК-80В-3 и ко мпыотеризироваш гым анализатором типа LP-4900B фирмы Nokia. Концентрацию 90Sr в пробах определяли посредством радиохимического выделения S0Y с последующим измерением его активности на малофоновой ^-метрической установке типа УМФ-1500 и УМФ-2000 и пламенно-фотометрическим контролем выхода носителя стронция. Определение изотопов плутония проводили а-спектрометрическим методом после концентрирования и очистки на анионообменной смоле и электролитического выделения на стальные мишени. В качестве индикаторной метки использовали 236Ри. Измерение ^Н в водных пробах проводилось на а-, р-радиометрической установке Quantulus-1220 жидкостно-сцинтилляционным методом после очистки перегонкой. Изотопы урана в воде определяли «-спектрометрическим методом после экстракции ТБФ и электролитическим осаждением на стальные мишени.
Расчёт мощности дозы для гидробионтоа Мощности доз для гидробионтов рассчитаны с помощью программного комплекса ERICA Assessment Tool 1.0 May 2009
(Environmental Risk from Ionising Contaminants, 2001). Учитывали мощности доз, обусловленные внутренним и внешним облучением от следующих радионуклидов: 137Cs, 13,Cs, »Sr, Ъ, 60Со, 234U, 238U,241 Am, î38Pu, 24IPu. В расчётах использовали фак-
■гаческие уровни загрязнения воды и донных отложений радионуклидами, а также фактические концентрации 137Cs и 90Sr в гцдробионтах. Следует отметить, что определения содержания l37Cs и ^Sr бьши выполнены в полном объеме для гидробионгов водоемов В-11 и В-17, для водоёма В-10 не было проведено определения удельной активности 137Cs и 90Sr в зоопланктоне, а для водоёма В-4 - в фито - и зообентосе. В этих случая использовали средние значения коэффициентов накопления (КН), рассчитанные по собственным данным для водоёмов со схожими уровнями радиоактивного загрязнения. Для определения мощности дозы от других радионуклидов использовали КН из библиотеки ERICA.
Гадробиологические исследования. Отбор проб во всех шести водоёмах проводился с 20 по 28 августа 2009 г. Отбор и обработку проб бактериопланктона, фитопланктона, зоопланктона, зообентоса для определения видового состава, параметров количественного развития и биомассы проводили по общепринятым методикам (Санитарная микробиология, 1969; Методические рекомендации, 1982; Методические рекомендации, 1984а, 19846, 1984в, 1984г; Водоросли, 1989; Руководство по гидробиологическому мониторингу, 1992; В.А. Абакумов, 1992; А.П. Садчиков, 2003; С.С. Брянцева, 2005) с использованием соответствующих определителей (Определитель пресноводных водорослей ССС, 1951-1986ir; RM. Царенко, 1990; С.С. Баринова, 2006; J. Komarek, К. Agnostidis, 2005; Р.Н. Белякова, 2006; Определитель пресноводных беспозвоночных Европейской части СССР, 1977; Определитель пресноводных беспозвоночных России, 1977; Определитель пресноводных беспозвоночных (кроме насекомых) средней полосы европейской части СССР, 1977; П.Г. Лёвушкин,. 1964; Г.А. Виноградов, 2002; В.Я. Панкратова, 1970, 1977, 1998). Для оценки видового богатства фито планктонного и зоо-планктонного сообществ в водоёмах использовали индекс Маргалефа (R. Margaléf, 1958) d:
<1=(5-1)Лп<Щ (1)
где s - число видов; N - число особей, В - суммарная биомасса
Отбор рыбы на водоёмах проводили набором сетей с различным размером ячеи -3,4 и 5 см. Объектом исследования служила плотва (P.utilus rutilus L.) - объём выборок составлял по 50 экземпляров в возрасте 4+. Измеряли длину и массу тела, определяли возраста рыб по чешуе (П.Ф. Правдин, 1966; D.J. Klemm, 1993).
Определение уровня повреждения ядерной ДНК эритроцитов периферической крови у рыб. В качестве объекта исследования использовали периферическую кровь плотвы (R. rutilus L) из Шершнёвского водохранилища и водоёмов ТКВ. Метода-
ку проводили в полном соответствии с протоколом (Р. L. Oliv, 1991). Использовали метод ДНК комет в щелочной среде.
Определение частоты эритроцитов с микроядрами в периферической крови у рыб. У живой рыбы брали кровь из хвостовой вены и делали мазки, высушивали, фиксировали метанолом в течение 3 мин. и окрашивали их по Романовскому-Гимза (В.Е. Предтеченский, 1938). На каждом препарате анализировали 3000 эритроцитов.
Определение частоты эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови у рыб. Для оценки частоты морфологических аномалий эритроцитов периферической крови у плотвы использовали препараты, приготовленные для анализа частоты микроядер. На каждом препарате анализировали 3000 эритроцитов. Учитывали следующие изменения формы яда и клеток эритроцитов периферической крови плотвы: амитоз, пойкилоцигоз; патологию ядер (дифференцировали согласно классификации К.R. Carrasco, 1990).
Оценка действия нитратов, сульфатов, фосфатов и острого у-облучения на культуру зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda. Биотестирование проводили согласно протоколу ФР. 1.39.2007.03223 (2007) методом прямого счета численности клеток водорослей с использованием лабораторной культуры одноклеточных водорослей S. quadricauda. Для оценки влияния радиационного фактора на культуру S. quadricauda (в среде Прата) подвергали воздействию острого внешнего у-облучения с мощностью дозы 0,7 Гр/мин. Для оценки влияния нитратов на рост водорослей при приготовлении среды Прата добавляли раствор NaN03, доводя концентрацию нитрат-ионов в среде до значений: 40 мг/дм3; 100; 250; 500; 1000; 2500 мг/дм3 (соответствует концентрации нтраг-ионов в воде водоёма В-17) и 5000 мг/дм3 (соответствует концентрации нитрат-ионов в воде водоёма В-9). В экспериментах по оценке сочетанного действия нитратов и радиационного воздействия использовали концентрации нитрат-ионов: 40; 500; 1500; 2500 мг/дм3. Облучение проводили в дозах 0,50, 100, 150 и 200 Гр. Для оценки влияния фосфатов на рост водорослей в среду Прата добавляли раствор ШзРОл, доводя концентрацию фосфат-ионов до значений: 0,3; 1,5; 50; 100; 1000 мг/дм3. Сочетанное действие фосфатов и острого у-облучения оценивали при воздействии фосфагг-ионов концентрацией 0,3; 1,5; 50; 100; 1000 мг/дм3 и облучении в дозах 0, 50, 100 и 200 Гр. Для оценки влияния сульфатов на рост водорослей в среду Прата добавляли раствор Na2S04> доводя концентрацию сульфат-ионов до 500,2500 и 5000 мг/дм3. При оценке сочетанного действия сульфатов и острого у-облучения использовали концентрации сульфат-ионов: 500, 2500 и 5000 мг/дм3. Облучение проводили в дозах 0,50, 100 и 200 Гр. При анализе влияния исследуемых факторов на рост водорослей рассчитывали относительное изменение численности водорослей через 96 ч культивирования для каждой дозовой группы по отношению к соответствующему контролю.
Оценка действия нитратов и острого у-облучсння па культуру ветвистоусых рачков Daphnia magna Эксперименты выполнены на синхронизированной культуре дафний D. magna с использованием методики ФР, 1.39.2007.03222 (2007). Для проведения эксперимента по влиянию нитратов было сформировано 7 групп животных: контроль (вода без содержания нитратов) и группы, где концентрация нитрат-иогов в воде составляла 45; 500; 1000; 1500; 2000; 2500 мг/дм3. Для проведения эксперимента по влиянию однократного внешнего острого у-облучения было сформировано 10 групп животных: контроль (животных не облучали) и группы, в которых животных облучали соответственно в дозах 0; 20; 30; 40; 50; 60; 70; 80; 90; 100 Гр. Учет гибели животных проводили в течение 24 сут. от начала экспозиции. Определяли выживаемость животных и плодовитость по отношению к контролю. При оценке плодовитости ежедневно проводили отсадку и подсчёт молоди.
Статистический анализ. Оценку достоверности отклонений определяли с помощью t-критерия Стъюдента, U-кригерия Манна-Уитни. Различия считали статистически значимым при р & 0,05. С использованием метода Личфилда и Уилкоксона и регрессионного анализа рассчитывали: для химических веществ концентрации - ЕС50 и LC50, а также 95% доверительные интервалы (95% ДИ); для у-облучения - ED50 и LD50 и 95% доверительные интервалы.
Сочетанное действие исследуемых факторов на рост водорослей оценивали с точки зрения модели добавочной концентрации. Оценку поверхности отклика проводили с помощью регрессионного анализа с использованием функции
Z=l+a*X+bxY+cxXxY+dxX2+exY2 (2)
где Z - эффект, X - концентрация или доза первого фактора, Y - концентрация или доза второго фактора. Эффекты сочетанного действия оценивали по отношению к показателю в группе соответствующего контроля. Изоболографический метод использовали для определения характера сочетанного действия исследуемых факторов на рост водорослей (S. Loewe, 1953).
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Гидрохимическая характеристика исследуемых водоёмов В таблице 2 представлены отличительные особенности химического состава воды изучаемых водоёмов. Концентрация нитратов в воде составляет для водоёма В-17 2,8 г/дм3 (более 60 ПДКвр); для водоёма В-9 - 4,4 г/дм3 (около 150 ЦЦКвр) (Гидрохимические показатели, 2007). В водоеме В-11 повышено содержание сульфатов до 5 ПДКвр; в водоёме В-10 повышено содержание фосфора и сульфатов. В водоёме В-4 превышен уровень ПДКвр по содержанию фосфатов. Гидрохимические показатели Шершнёвского водохранилища соответствуют требованиям, предъявляемым к качеству воды водоёмов источников питьевого водоснабжения (СанПиН 2.1.4.559-96).
Таблица 2 - Химический состав воды исследуемых водоёмов
Показатель Водоём
ШВ В-11 В-10 В-4 В-17 В-9
Хлориды, мг/ дм1 9,2 78 61 46,2 60,0 32,2
Сульфаты, мг/ дм3 15,0 506 294,3 47,3 120,5 86Д
Нитраты, мг/ дм3 0,2 2,1 1,2 0,3 2781,4 4400,0
Фосфаты, мг/ дм3 0,07 0,07 0,64 1,65 0,025 0,025
Сух. ост., мг/дм3 - 1173 871 418 3829 6800
Окисл. перм., мг 02/ дм3 6,0 6,5 9,4 15,0 7,5 9,9
БПК,, мг/ дм" 3,3 2,5 2,8 27,9 - -
Таким образом, биота специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 помимо радиационного облучения подвергается воздействию химических поллютантов.
Содержание радионуклидов в компонентах экосистем исследуемых водоёмов
Содержание 137Сз в воде водоёмов ТКВ возрастало, начиная со значения 3,0 Бк/дм3 (В-11), практически на порядок в ряду В-11 -> В-10 В-4; в воде водоёма В-17 содержание 137Сз было на два порядка выше, чем в воде В-4, а в воде В-9 на три порядка выше, чем в воде В-17 (Таблица 3.) Содержание 908г в воде исследуемых водоёмов тело меньший градиент. Также обращает- на себя внимание высокое содержание 3Н в воде исследуемых водоёмов и присутствие а-излучающих радионуклидов - 234и, 238и, 241Аш, 238Ри,23ад40Ри.
Содержание радионуклидов в донных отложениях водоёмов В-11, В-10, В-4, В-17 (для водоёма В-9 эти показатели не определяли) было значительно выше, чем в воде. (Таблица 4). Кроме того, в донных отложениях было выявлено довольно высокое содержание иСо.
В водоёме В-11 более высокие концентрации 137Сз регистрировались в фитопланктоне и зообенгосе по сравнению с зоопланктоном и рыбами; наиболее высокое содержание 90Бг в этом водоёме было выявлено в зоопланктоне (Таблица 5).
Таблица 3 - Средние значения по акватории удельной активности радионуклидов в воде исследуемых водоёмов, Бк/дм3
Водоёмы Радионуклиды
шСз . 908Г 3Н В4и 238и 241Ат 238Ри 239,240рц
ШВ 1,5x10 2,0x10 4,0x10 4,0x10 2,0x10 - - -
В-11 3,0x10° 1,4х103 7,8x102 - - 1,6x10"' 5,5 хЮ'2 4,5x10"2
В-10 3,5x10' 3,3х103 З,4х103 5,1 хЮ"1 3,6x10'' 6,0x10-' 1,4x10"' 1,1 хЮ"1
В-4 4,9хЮ2 4,7хЮ3 4,9х103 3,7*10-' 2,6x10-' 2,9x10° 2,5x10° 2,1x10°
В-17 3,7хЮ4 1,4х105 1,6x10" 1,9x10' 1,1x10' 5,0x10' 1,7x10' 1,7x10'
В-9 1,6хЮ7 6,5х106 1,3 хЮ5 5,2х102 5,2хЮ2 ^ОхЮ3 5,2хЮ2 5,2x102
Примечания:«-» - показатель не определяли
Таблица 4 - Средние значения по акватории удельной активности радионуклидов в донных отложениях исследуемых водоёмов, Бк/(кг сухой массы)
Водоёмы Удельная активность радионуклидов
,зъ №Со 241 Ат 238Ри 239.240^
ШВ 1,5 х Ю1 3,0 X ю' - - -
В-11 3,8 х Ю4 4,0 х Ю5 3,0 X ю2 5,0 х 102 5,0 х Ю2 4,7 х Ю2
В-10 2,2 х 105 5,0 х Ю4 1,5 х 103 5,5 х Ю4 5,5 х Ю4 4,4 х Ю4
В-4 1,0 х Ю7 3,0 х Ю6 2,0 х Ю5 4,0 х 105 3,6 х Ю5 2,5 х Ю5
В-17 5,6 х Ю7 2,0 х Ю7 4,7 х Ю4 5,8 х Ю6 5,1 х Ю5 3,4 х ю6
Примечания:«-» - показатель не определяли
Таблица 5 - Содержание радионуклидов шСз и "'¡Зг в гидробионтах исследуемых водоёмов, Бк/(кг сырой массы)
Радионуклиды Гидробионты Водоёмы
ШВ В-11 В-10 В-4 В-17
ШС* Фитопланктон 2,1 х Ю"3 2,1 х Ю3 9,9 х Ю3 - 1,3 х Ю5
Зоопланктон 4,7 х Ю"2 5,9 х Ю2 - 2,1 х Ю5 2,0 х Ю5
Зообентос 1,8 х Ю2 2,4 х Ю3 5,1 х Ю3 - 3,2 х Ю5
Рыбы 1,5 х Ю"1 зл *10! 1,5 х Ю4 1,1 х Ю5 -
Фитоплашсгон 3,8 х Ю"1 2,1 х Ю4 1,1 х 10$ - 4,2 х 105
Зоопланктон 3,8x10' 1,6 х 105 - 2,5 х 105 3,7 х Ю5
Зообентос 3,8 х Ю° 1,0 х ю4 9,8 х Ю3 -- 4,5 х Ю5
■ Рыбы 4,6 х Ю° 4,0 х Ю4 2,3 х Ю5 3,9 х Ю5 -
Примечания: «-» - для В-10 и В-4 не проводили определение показателя; для В-17 - гид-робионты таксономической группы не обнаружены в водоёме
В водоёме В-10 самые высокие концентрации шСз и 908г регистрировались в рыбе, затем в фитопланктоне и зообентосе. В водоёме В-17 удельная активность шСз и 903г оказалось очень близкой по значениям для всех групп гидробионтов (в водоёме отсутствует ихтиофауна). Следует особо отметить, что содержание 137Сз и ^г в зоопланктоне водоёмов В-4 и В-17 имело практически одинаковые уровни, хотя в воде водоёма В-17 содержание этих радионуклидов на два порядка выше (Таблицы 3, 5).
Таким образом, распределение радионуклидов шСз и 908г в биоте исследуемых водоёмов носило свои особенности и не всегда было пропорционально содержанию этих радионуклидов в воде.
По результатам собственных исследований были рассчитаны коэффициенты накопления шСв и 90&г в гидробионтах исследуемых водоёмов (Таблица б).
Таблица 6 - Коэффициенты накопления радионуклидов 137Cs и wSr в гидробионтах водоёмов В-11, В-10, В-4 и В-17, (кг сырой массыУдм3
Радионуклиды Гидробионты Водоёмы
В-11 В-10 В^ В-17
Фитопланктон 710 280 - 3,5
137Cs Зоопланктон 200 - . 430 5,6
Зообенгос 810 150 - 8,7
Рыбы 110 420 230 -
Фитопланктон 15 32 - 3,0
90Sr Зоопланктон 120 - 54 2,7
Зообентос 7,2 3,0 - 3,3
Рыбы 27 70 83 -
Примечания:«-»- для водоёмов В-10 и В-4 не проводили определение показателя; для
В-17 - гадробионты таксономической группы не обнаружены в водоёме
В целом можно сказать, что с повышением уровня радиоактивного загрязнения водоёмов наблюдалось снижение КН 13,Cs и 90Sr в гидробионтах, исключая накопление в рыбах. Для каждого водоёма наблюдались свои особенности аккумуляции радионуклидов гидробионтами, возможно, помимо различий в концентрации радионуклидов в воде, свою роль в этом играют гидрохимические показатели (Н.В. Куликов, 1988).
Мощность дозы облучения гидробионтов в исследуемых водоёмах Наши измерения показали, что значения мощности экспозиционной дозы на поверхности воды водоёмов ПО «Маяк» в среднем в 4 раза превышают значения мощности дозы внешнего облучения, полученные с помощью программы ERICA для планктонных организмов. Возможно, это определяются тем, что в модели ERICA не учитывается излучение радионуклидов, сорбированных на взвешенных частицах (А .И. Алекса-хин, 2009). Поэтому при расчётах мощности дозы внешнего облучения значения, полученные с использованием программы ERICA дога планктона водоёмов со средней глубиной около 3 ми менее (В-4, В-17, В-9), были умножены на коэффициент равный 4.
В водоёме В-11 рассчитанные значения мощности дозы для различных групп гидробионтов составили от 0,64 до 5,6 мГр/сут,; в водоёме В-10 - от 1,6 до 20 мГр/сут.; в водоёме В-4 - от 3,8 до 140 мГр/сут.; в водоёме В-17 - от 31 мГр/сут. до 1,7 Гр/сут.; в водоёме В-9 - от 3,6 до 40 Гр/сут. (Таблица 7). Больший вклад в формирование дозы у фитопланктона и зоопланктона вносило внутреннее облучение, у зообентоса и рыб вклад внутреннего и внешнего облучения в лучевую нагрузку был примерно одинаков.
Для фитопланктона и зоопланктона водоёмов В-11, В-10, В-4 и В-17 более значимым являлось радиационное воздействие, обусловленное 90Sr, для фитопланктона и зоопланктона водоёма В-9 мощности доз облучения от mCs и soSr вполне сопоставимы по величине (Таблица 8). Для зообентоса и рыб исследуемых водоёмов различия в значени-
ях мощности доз облучения от радионуклидов шСз и 903г были менее выражены, чем для планктонных организмов.
Таблица 7 - Расчётные значения мощности дозы для гидробионгов исследуемых водоёмов, мГр/сут.
Гидробионш Водоёмы
В-11 | В-10 | В-4 I В-17 В-9
Внешнее облучение
Фитопланктон 2Д х ю^ 5,2 х Ю"1 7,9 х кг1 2,7 х Ю" 4,1 х 103
Зоопланктон 1,7 х Ю"'2 4,1 х ю* 6Д х 10"' 2,0 х Ю" 2,9 х Ю3
Зообентос 3,0 х ю° 6,6 х 10° 7,3 х Ю' за х ю2
Рыбы 1,9 х Ю"1 1,1 х 10" 1,2 х Ю1
Внутреннее облучение
Фитопланктон 5,4 х Ю" 2,0 х Ю1 1,1 х Ю* 1,7 х Ю3 3,6 х Ю"
Зоопланктон 6,3 х Ю"1 1,6 х 10° 3,7 х Юи 2,9 х 10' 9,5 х ю2
Зообентос 2,6 х ю° 9,7 х Ю" 6,5 х Ю' 8,0 х Ю2
Рыбы 6,1 х ю-1 4,0 х Ю° 6,9 х 10° - -
Суммарная мощность поглощенной дозы
Фитопланктон 5,4 х Ю" 2,0 х Ю1 1,1 х Юг 1,7 х Ю3 4,0 х 10"
Зоопланктон 6,4 х Ю'1 1,6 х Юи 3,8 х Юи 3,1 х ю1 3,8 х Ю3
Зообентос 5,6 х 10° 1,6 х Ю1 1,4 х ю* 1,1 х ю3 -
Рыбы 8,0 х Ю"1 5,1 х Юи 1,9 х 10' -
Примечания: «-» - гадробионты этих таксономических групп не обнаружены в водоёме
Таблица 8 - Расчётные значения мощности дозы для гидробионгов исследуемых водоёмов, формируемой ШС5,908г и а-излучающими радионуклидами, мГр/сут.
Гидро-бионты Радионуклиды Водоёмы
ШВ В-11 В-10 В-4 В-17 В-9
Фитопланктон "'С* 8,Ох 10"" 3,4 х Ю"5 3,9х Ю-4 5,6х Ю-3 4,1х Ю-1 1,8х 10
уиБг 1Дх ю1 2,2х Ю"г 5,1 х Ю-2 7,3 х Ю"2 2,2 х 10° 1,0 х Ю2
а-изл. 1,9 х Ю1 5,4х 10° 2,0х Ю1 1,1 х Ю2 1,7х 103 3,6х Ю4
Зоопланктон 13'С8 1,0х 10"5 1,1 х Ю'3 1,3* Ю-2 3,9 х Ю-1 7,1х Ю"! 3,1 х Ю2
ж8г 6,4х Ю'5 5,6х Ю'1 1,3х 10° 9,0х Ю"1 3,0х 10° 1,4х Ю2
а-изл. 7,7х К)'1 8,3 х Ю'2 2,9х Ю'1 2,5* 10° 2,7х ю' 6,9* Ю2
Зообентос "'Се 2,0 х Юг 7,9 х Ю-1 5,5 х 10° 7,1 х 101- 2Дх Ю2 -
7,2 х Ю"3 2Л* 10° 1,0х 10° 1,6х Ю1 9,5 х Ю1 -
а-изл. 8,3 х Ю'1 2,6х 10° 9,7х 10° 4,9х Ю1 7,9х Ю2 -
Рыбы 5,7х 10"4 1,5х Ю-1 1,1х 1Дх ю1 - -
м8г 3,0х Ю"3 6,4х Ю1 3,5 х 10° 6,0х 10° - -
а-изл. 4,9х 10'^ 5,0х Ю"3 4,4х Ю"1 9,6 х Ю'1 - -
Примечания: а-изл. - а- излучающие радионуклида!;«-» - гидробионш таксономической группы не обнаружены в водоёме
Расчеты, выполненные с использованием программы ERICA, показали, что вклад а-излучающих радионуклидов был сопоставим с вкладом 137Cs и Sr в формирование дозы для фитопланктона, зоопланктона, зообентоса. Но поскольку коэффициенты накопления 137Cs и ^Sr гидробионгами, полученные в наших исследованиях, были ниже значений коэффициентов, предлагаемых программой ERICA, то можно предположить, что значения мощности дозы от а-излучающих радионуклидов могут быть завышены.
Таким образом, самые высокие дозовые нагрузки во всех исследуемых водоёмах приходились на фитопланктон и зообентос: увеличение суммарной мощности дозы облучения гидробионтов возрастало практически на порядок в ряду водоёмов В-11 —► В-10 В-4->• В-17В-9.
Состояние биоценозов специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 и водоёма-сравнения
Характеристика состояния фитопланктона. Количественное развитие фитопланктона достигало больших величин во всех 6 исследуемых водоёмах (Таблица 9).
Таблица 9 - Численность фитопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей численности
Водоём Численность, млн. кл./дм3 Цианобактерии,% Диатомовые, % Зелёные, % Другие, %
ÍTTR 71 ±21 91,3 6,7 1,9 0,1
В-11 97 ±22 94,5 1,4 4,0 0,1
В-10 169 ±27 89,5 4,5 5,9 0,1
В-4 456 ±39 93,1 1,3 5,0 0,6
В-17 2433 ± 61 99,1 0,8 <0,1 0,1
В-9 72 ±18 99,8 <0,1 0 0,2
Доля цианобактерий в общей численности фитопланктона во всех водоёмах составляла около 90 %, а в водоёмах В-17 и В-9 фитопланктонное сообщество состояло практически из одних цианобактерий. Биомасса фитопланктона в водоёмах В-11, В-10 и В-17 находилась приблизительно на одном уровне (Таблица 10).
Таблица 10 - Биомасса фитопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей биомассе
Водоём Биомасса, г/м* Цианобактерии, % Диатомовые, % Зелёные, % Другие, %
ШВ 24,4 ±4,6 23,3 71,1 2,9 2,7
В-11 9,1 ±1,2 57,9 17,8 7,3 17,0
В-10 13,2 ±1,9 51,0 31,5 12,5 5,0
В-4 32,5 ±2,0 59,8 11,7 8,6 19,9
В-17 16,1 ± 1Д 70,9 9,9 1,9 17,2
В-9 1,9 ±0,2 94,2 0,1 0 6,1
Высокое значение биомассы фитопланктона в водоеме В-4, скорее всего, обусловлено органическим загрязнением. В водоёме В-9 отмечалось снижение биомассы фитопланктона. Доля цианобактерий в биомассе фитопланктона в водоёмах В-11, В-10 и В-4 составляла 50 - 60 %, в водоёме В-17 - 71 %, в водоеме В-9 - 94 %.
В водоёмах В-11, В-Ю, В-4 и Шершнёвском водохранилище было идентифицировано соотвсственно: 92,101,91, 61 видов водорослей; в водоёмах В-17 и В-9: 23 и 4 (Таблица 11). Сокращение видового разнообразия происходило в большей мере за счёт зелёных и диатомовых водорослей. Фитоплашсгонные сообщества водоёмов В-17 и В-9 были приближены к монокультуре цианобактерии ОеШеппета атрШЬшт. Индекс Маргалефа имел близкие значения для водоёмов В-11, В-10, В-4 и существенно снижался с повышением уровня техногенного загрязнения в водоёмах В-17 и В-9.
Таблица 11 - Показатели видового разнообразия фитопланктонных сообществ
Водоём Всего видов Из них Индекс Маргалефа
Цианобактерии Диатомовые Зелёные Другие
ШВ 61 17 5 31 8 3,81 ±0,06
В-11 92 19 27 41 11 5,67 ±0,35
В-10 101 25 13 50 13 7,26 ±0,21
В-4 91 25 14 44 8 6,61 ±0,37
В-17 23 7 5 § 3 1,43 ±0,20
В-9 4 2 1 0 1 0,27 ±0,14
Таким образом, количественное развитие и видовое разнообразие фитопланктона в водоёмах ТКВ было сопоставимо с показателями водоёма сравнения, а в водоёмах В-17 и В-9 отмечается сокращение видового разнообразия фитопланктона (главным образом, за счет зелёных и диатомовых водорослей) практически до монокультуры цианобактерий ОеШеппета атрЫЫит.
Характеристика состояния зоопланктона. Во всех исследуемых водоёмах, кроме В-9, численность зоопланктона составляла величины одного порядка (Таблица 12), в водоёме В-9 численность зоопланктона была на порядок ниже. Доля коловраток в составе зоопланктона повышалась с повышением уровня радиоактивного и химического загрязнения водоёмов вплоть до полного исчезновения других групп зоопланктона в водоёмах В-17 и В-9. Биомасса зоопланктона снижалась с возрастанием уровня техногенного загрязнения водоёмов (Таблица 13).
В Шершнёвском водохранилище и водоёмах ТКВ число видов зоопланктона было приблизительно одинаковым и представлено животными основных групп - коловратки (Яои/ега), ветаистоусые (СЫосега) и веслоногие (СорероеЬ) ракообразные (Таблица 14). При этом обращает на себя внимание резкое снижение доли ветвистоусых ракооб-
разных в составе зоопланктона водоёма В-4. В водоёмах В-17 и В-9 число видов зоопланктона было очень низким: 4 и 2 соответствнно. Зоопланктонное сообщество водоёма В-17 было представлено двумя видами коловраток: ВгасЫопия са1ус(Аоги!1 и НехапЬт /ептса. Зоопланктон водоёма В-9 представлял собой практически монокультуру ВгасМопт са^усфопя. Индекс Маргалефа зоопланктонных сообществ имел близкие значения для водоёмов В-11, В-10, В-4 и существенно снижен в водоёмах В-17, В-9.
Таблица 12 - Численность зоопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей численности
Водоём Численность, тыс. экз./м3 Коловратки, % Ветвистоусые, % Веслоногие, %
ШВ 700±600 59,1 25,0 15,9
В-11 540 ±150 45,8 21,7 32,5
В-10 460 ±190 56,6 25,0 18,4
В-4 180 ±90 67,6 0,4 32,0
В-17 430 ±160 100,0 0 0
В-9 12,8 ±2,3 100,0 0 0
Таблица 13 - Биомасса зоопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей биомассе
Водоём Биомасса, г/м* Коловратки, % Ветвистоусые, % Веслоногие, %
ШВ 16 ±12 21Д 67,1 11,8
В-11 11 ± 5 20,1 60,4 19,5
В-10 5,2 ±2,0 9,7 71,3 19,0
В-4 0,16 ±0,11 36,0 17,1 46,9
В-17 0,20 ±0,07 100,0 0 0
В-9 0,0115 ± 0,0020 100,0 0 0
Таблица 14 - Показатели видового разнообразия зоопланктонных сообществ
Водоём Всего видов Из них, всего в водоёме Индекс Маргалефа
Коловратки Ветвистоусые Веслоногие
ШВ 25 17 6 2 1,43 ±0,25
В-11 17 6 7 4 1,40 ± 0,17
В-10 23 8 7 8 1,51 ±0,16
В-4 17 11 3 3 1,70 ±0,73
В-17 4 4 0 0 0,34 ±0,11
В-9 2 2 0 0 0,18 ±0,18
Таким образом, в зоопланктонных сообществах, начиная с уровней загрязнения, характерных для водоёма В-4, наблюдается снижение биомассы и видового
разнообразия ракообразных, вплоть до полного их исчез! ивепия в водоёмах В-17 и В-9. При этом повышается развитие коловраток.
Характеристика состояния бакгериоплашсгона. В Шершнёвском водохранилище и в водоёмах-хранилищах ЖРО ПО «Маяк» (В-11, В-10, В-4, В-17, В-9) показатели развития бактериопланктона находились на уровнях, характерных для стоячих водоёмов данной географической зоны (5,8 - 0,9 млн. клеток/дм3)
Характеристика состояния зообентоса. Зообентос Шершнёвского водохранилища, водоёмов В-11 и В-10 состоял го наиболее характерных для стоячих водоёмов групп беспозвоночных: круглых (Nematoda) и малощетинковых (Oligochaeta) червей, двустворчатых <Bivahia) и брюхоногих (Gastropoda) моллюсков, личинок насекомых (в основном личинки комаров-хирономвд Chironomidae) (Таблица 15).
Таблица 15 - Плотность зообентоса и доля отдельных таксономических групп в общей плотности
Водоём Плотность, тыс. экз./м2 Круглые черви, % Малоще-тинковые черви, % Брюхоногие моллюски, % Двустворчатые моллюска, % Личинки насекомых, % Другие, %
шв 18,4 ±3,2 11,3 45,8 1,5 16,8 23,1 1,5
В-П 9,5 ±3,4 ол 12,7 61,1 3,0 21,9 1,1
В-10 22,3 ±11,5 3,6 42,7 0,1 ОД 52,3 1Д
В-4 17,2 ±15,0 0,1 88,8 5Д 0 5,8 0,1
В-17 3,0 ±0,5 0 0 0 0 100,0 0
Зообентос водоёма В-4 состоял в основном из олигохет и личинок комаров-хирономид. В водоёме В-17 бентосное сообщество было представлено исключительно
хирономидами - вероятно, для животных другах групп, постоянно обитающих в грунтах, уровни загрязнения донных отложений являются не приемлемыми. Зообентос водоёма В-9 не исследовали. Снижение биомассы зообентоса отмечено в водоёмах В-4 и В-17 (Таблица 16).
Таблица 16 - Биомасса зообентоса и доля отдельных таксономических групп в общей биомассе
Водоём Биомасса, г/дм3 Круглые черви, % Малоще-тинковые черви, % Брюхоногие моллюски, % Двустворчатые моллюски, % Личинки насекомых, % Другие, %
ШВ 61 ±14 0,5 19,0 7Д 15,3 56,7 1,3
В-11 94 ±38 0,002 0,5 76,5 0,6 21,4 1,0
В-10 58 ±13 0,138 на 0,1 0,2 85,9 1,5
15 ±8 0,016 37,3 4,1 0 58,2 0,4
В-17 2,2 ±1,1 0 0 0 0 100,0 0
Показательно снижение в водоемах ТКВ численности и биомассы двустворчатых моллюсков, обитающих на грунте (представители семейств Bithyniidae и Valvatidae), с повышением техногенного загрязнения. В то же время брюхоногие моллюски, обитающие на растениях, обнаружены во всех водоёмах Теченского каскада.
Таким образом, начиная с уровней загрязнения, характерных для водоёма В-4, наблюдается снижение биомассы зообентоса, выпадение целых таксономических групп: в водоёме В-4 - двустворчатых моллюсков, в водоёме В-17 - всех кроме личинок насекомых.
Характеристика состояния ихтиофауны. В водоёмах В-17 и В-9 отсутствует ихтиофауна. В уловах из водоёмов В-11, В-10 и В-4 встречались особи плотвы (Rutilus rutilus Pali), окуня (Percafluviatilis L.), щуки (Esox lucius L.). Кроме того, в уловах из водоёма В-11 и В-10 встречались особи линя (Tinca tinca Cuv,), а в уловах из водоема В-4 - особи карася (Carassius carassius £.). Длина тела плотвы в возрасте 4+ имела близкие значения, средняя масса тела рыб увеличивалась в ряду водоёмов В-11 —► В-10 -* Шершнёвское водохранилище —>■ В-4 (Таблица 17).
Таблица 17 - Размерно-весовые показатели плотвы (Я. rutilus L.) в возрасте 4+
Водоём Средняя масса, г Средняя дайна, см
ШВ 86,8 ±2,0 16,3 ±0,1
В-11 73,7 ±1,5*t 16,1 ±0,2
В-10 79,2 ± 3,0*f 16,5 ±0,2
В-4 90,5 ±1,2 17,7 ±0,1
Примечания: *— достоверное отличие от контроля (ШВ); | - достоверное отличие от показателя у рыб водоёме В-4, (р < 0,05)
Таким образом, в исследуемых водоёмах не наблюдается большого разнообразия по размерным параметрам одновозрастных рыб - плотвы (И гиШиа Ь.)\ в целом их биологические показатели (размер, масса тела) являются достаточно стабильными по сравнению с данными 30-х, 60-х и 90-х годов двадцатого века (А.И. Смагин, 2008).
Реакции биоты водных экосистем на хроническое радиационное воздействие различной интенсивности
Для всех таксономических групп гидробионтов в исследуемых водоёмах градиент мощности дозы в ряду В-11 -* В-10 -> В-4 -* В-17 —>• В-9 практически равен одному порядку (Таблица 7), что предоставляет возможность для получения информации о зависимости биологических эффектов у гидробионтов от дозы облучения на различных уровнях организации биологических систем. В этом разделе представлены результаты анализа зависимости от интенсивности радиационного воздействия реакций гидробионтов на клеточном, организменном уровнях, на уровне сообществ.
Количество эритроцитов с микроядрами в периферической крови у рыб.
Частота эритроцитов с микроядрами в периферической крови у плотвы ГОерпшёвского водохранилища составила 0,25 ± 0,04 %в (Таблица 18), у плотвы из водоёмов ТКВ этот показатель достоверно в два раза выше. Это свидетельствует о действии генотоксиче-ского фактора на гадробионтов в водоёмах ТКВ. При проведении регрессионного анализа не выявлено линейной зависимости изменения данного показателя от мощности дозы облучения - Р = 0,74, р = 0,48.
Таблица 18 - Частота эритроцитов с микроядрами в периферической крови у плотвы
Водоём Мощность дозы облучения, Гр/год Частота эритроцитов с микроядрами, %о Уровень достоверности, р
ШВ 0,0006 0,25 ± 0,04
В-11 0,3 , 0,51 ±0,06 р< 0,001
В-10 1,7 0,52 ±0,06 р = 0,001
В-4 7,1 0,53 ±0,06 р< 0,001
Повреждения ДНК в эритроцитах периферической крови у рыб. В исследованиях с использованием метода ДНК комет в щеточном варианте (Таблица 19) не выявлено достоверных изменений состояния ДНК в эритроцитах периферической крови у плотвы водоёма В-11. У рыб водоёмов В-Ю (мощность дозы облучения рыб 5 мГр/сут.) и В-4 (мощность дозы 19 мГр/сут.) регистрируется достоверное повышение показателей повреждения ДНК. Однако эти изменения в исследуемом диапазоне мощности дозы не носят дозозазисимого характера - Р = 0,77; р = 0,47.
Таблица 19 - Уровень повреждения ядерной ДНК в эритроцитах периферической крови у плотвы
Показатель ШВ В-11 В-10 В4
Длина хвоста комет, мкм 8,8 ± 0,8 7,9 ±0,4 1и±и 10,7 ±0,8
Доля мигрировавшей ДНК, % 1,0 ±0,2 1,29 ±0,1 2,2 ±0,5* 1,9 ±0,2*
«Момент хвоста» 0,14 ±0,03 0,16 ±0,02 0,39 ±0,09* 0,30 ±0,06*
Примечания: * - статистически достоверные отличия от показателей в группе сравнения^ <0,05
Частота эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови у рыб. У плотвы контрольной популяции частота эритроцитов с аномалиями составила 64,4 ± 7,5 96о. У плотвы из радиоактивно загрязнённых водоёмов В-11, В-10 и В-4 показатели были достоверно выше приведённого значения и составляли соответственно: 119,0 ± 12,6 %о (р < 0,001); 131,3 ± 1 5,9 %о (р = 0,003); 179,6 ± 16,8 %о (р < 0,001). Регрессионный анализ показал (Рисунок 3), что зависимость показателя от мощности дозы облучения рыб лучше описывает логарифмическая модель (Р = 44; р < 0,001):
0,01 0,1 1 Мощность дозы, мГр/сут
Рис. 3. Зависимость частоты эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови у плотвы от мощности дозы.
У = 130 + 10 х 1пР, (3)
где У - частота эритроцитов с аномалиями, %о; Р - мощность дозы, Гр/сут.
Таким образом, уровни техногенного загрязнения, характерные для водоёмов В-17 и В-9, не приемлемы для существования рыб. В водоёмах В-11, В-10 и В-4 ЖВ обитают виды рыб, характерные для водоёмов Южного Урала. Радиационное воздействие вплоть до уровней 19 мГр/сут. (7 Гр/год) не приводит к угнетению жизнедеятельности рыб, но в этом диапазоне регистрируются генотоксические и цитотоксические эффекта.
Влияние мощности дозы облучения на видовое разнообразие планктонных сообществ. Особый интерес в радиобиологических исследованиях представляет определение дозовых нагрузок, при которых реализация эффектов выявляется на более высоких уровнях организации биологических систем. В работе были проведены расчёты уровней мощности дозы, при которых наблюдается изменение состояния планктонных сообществ водоёмов. В качестве интегрального показателя видового богатства планктонных сообществ в работе был использован индекс Маргалефа.
Зависимость от мощности дозы облучения индекса видового разнообразия Маргалефа для фитопланктонных сообществ (Рисунок 4) описывается уравнением (И2 = 0,80; Р= 11,7, р = 0,042):
У = 2,3 - 0,21 х 1п(Р), (4)
где У- отношение индекса Маргалефа радиоактивно загрязнённого водоёма к индексу Маргалефа в водоёме сравнения; Р - мощность дозы, Гр/сут.
С использованием этой модели (4) было определено, что вероятность снижения индекса Маргалефа для фитопланктонных сообществ радиоактивно загрязнённых водоёмов начинается с мощности дозы для фитопланктона равной 429 мГр/сут.
Зависимость от мощности дозы индекса Маргалефа для зоопланктонных сообществ (Рисунок 5) описывается уравнением (И2 = 0,72; Р = 7,9, р = 0,067):
У = 1,16 - 0,12 х 1п(Р+1), (5)
где У - отношение индекса Маргалефа радиоактивно загрязнённого водоёма к индексу
Маргалефа в водоёме сравнения; Р - мощность дозы, Гр/сут.
С использованием этой модели (5) было определено, что вероятность снижения индекса Маргалефа дом зоопланктонных сообществ радиоакггавно загрязнённых водоёмов начинается с мощности дозы для зоопланктона равной 1,3 мГр/сут.
Рис. 4. Зависимость индекса Маргалефа для фитопланктона исследуемых водоёмов от натурального логарифма мощности дозы.
Рис. 5 - Зависимость индекса Маргалефа для зоопланктона исследуемых водоёмов от натурального логарифма мощности дозы.
Таким образом, согласно расчётным данным при уровнях радиоактивного загрязнения водных экосистем, при которых мощность дозы для фитопланктона превышает
429 мГр/сут., а для зоопланктона - 1,3 мГр/сут., можно ожидать снижения видового разнообразия планктонных сообществ, что в свою очередь может повлечь изменения в других звеньях экосистемы.
Влияние мощности дозы облучения на зообентосиые сообщества. Плотность двустворчатых моллюсков (семейств ВШгупШае и УаЫШае) при мощности дозы для зообенгоса 5,6 мГр/сут. (водоём В-11) снижена в 5 раз относительно показателя в водоёме сравнения, при мощности дозы 16 мГр/сут. (водоём В-10) - почта на 2 порядка, а при мощности дозы 140 мГр/сут. (водоём 8-4) - они полностью отсутствуют. Наши расчёты показали, что при радиоактивном загрязнении водных экосистем, приводящих к формированию мощности дозы для зообенгоса 5,6 мГр/сут., мощность дозы для фитопланктона составляет 5,4 мГр/сут., а для зоопланктона - 0,8 мГр/сут., то есть ниже уровней, приводящих по нашим прогнозам к снижению видового разнообразия планктона.
Таким образом, можно заключить, что мелкие двустворчатые моллюски, обитающие на грунте в течение всего жизненного цикла, являются критической группой организмов при радиоактивном загрязнении водных экосистем, а уровни радиоактивного загрязнения водных экосистем, формирующие дозы облучения на бентосные организмы 5,6 мГр/сут. и выше, могут приводить к снижению видового разнообразия бентосных сообществ.
Определение роли радиационного фактора в биологических эффектах экосистем исследуемых радиоактивно загрязнённых водоёмов
Оценка действия нитратов, сульфатов, фосфатов и острого у-облучения на культуру зелёных водорослей $сепе<1е$ти.ч quadricauda. Регрессионный анализ показал, что зависимость роста зелёных водорослей 5. quadricauda от концентрации ншрат-ионов лучше всего описывается экспоненциальной функцией (К2 = 0,90; р < 0,0001):
У = ехр(- 0,371 * С), (6)
где У - количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирования; С - концентрация нитрат-ионов в среде, г/дм3. Эффективная концентрация нитратов, вызывающая сокращение роста культуры на 50 % относительно контроля, составила ЕСЯ= 1,87 г/дм3,95% доверительный интервал - (1,30 + 3,29) г/дм3.
Зависимость роста 5. диае1псаш!а от дозы внешнего острого у-облучения лучше всего описывалась линейной функцией (Я2 = 0,98; р < 0,0001):
У = 1-0,00364x0, (7)
где У - количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирования после у-облучения; Б - доза у-облучения, Гр. В этой серии экспериментов эффективная доза облучения ЕГ>5о составила 137 Гр; 95 % доверительный интервал - (124 154) Гр.
При проведении регрессионного анализа данных сочетанного действия нитратов и у-облучения была определена функция, представляющая собой поверхность отклика:
г = 1 - 0,0017*Х - 0,25 х У + 0,00081 *ХхУ - 0,00001 хх2 + 0,015х у2,
(8)
где Ъ - эффект, по отношению к контролю; X - доза у-облучения, Гр; У - концентрация ниграт-ионов, г/дм3.
С использованием уравнения 8 была построена изобола с заданным значением Ъ, равным 0,5 (Рисунок 6). Сплошная линия представляет собой изоболу, построенную на основании результатов регрессионного анализа, описывающего экспериментальные данные; пунктирная линия описывает изоболу предсказанных уровней воздействия факторов при аддитивном взаимодействии.
Изобола, соответствующая экспериментальным данным, располагается выше линии, описывающей аддитивный эффект сочетанного воздействия исследуемых факторов, что согласно подходам, предложенным Б. Ьоеше (1953), интерпретируется как антагонистическое взаимодействие.
40 60 80 100 120 140 160 Доза гамма-облучения, Гр
Рис. 6 - Изоболограмма сочетанного действия нитратов (ЕС50) и внешнего общего у-облучения (ЕБ5о) на рост водорослей 5. цишЫсаийа.
Зависимость роста водорослей Я. циадпсаида от концентрации сульфат-ионов описывается функцией = 0,96; р < 0,0001):
У = 1-0,176 х С, (9)
где У- количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирования; С - концентрация сульфат-ионов в среде, г/дм3. ЕС50 сульфатов для водорослей 5. qшdricauda составила 2,85 (2,62 3,11) г/дм3.
Зависимость роста 5. quadriccшda от дозы острого -/-облучения в этой серии экспериментов лучше всего описывается линейной функцией (К3 = 0,88; р < 0,0001):
У= 1 -0,005 *0, (10)
где У - количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирования после у-облучения; Б - доза у-облучения, Гр. Доза ЕО» составила 100 (87 * 116) Гр.
При проведении регрессионного анализа данных сочетанного действия у-облучения и сульфатов на культуру 5. цгшйпсаийа была определена функция, представляющая собой поверхность отклика:
2=1- 0,005 х X - 0,00177 * У + 0,0093 * X * У, (11)
где Ъ - эффект, по отношению к контролю; X - доза у-облучения, Гр; У - концентрация сульфат-ионов, г/дм3.
С использованием уравнения 11, была построена изобола с заданным значением
Ъ, равным 0,5 (Рисунок 7).
т
и £ 1 4
л
%
к
2Г Й
Э
в
<У
а а
2
Доза гамма-облучеаия, Гр
Рис. 7 - Изоболограмма сочетанного действия сульфатов (ЕС50) и внешнего общего у-облучения (Е05о) на рост водорослей диЫпсаи4а.
В этом случае изобола также располагается выше линии, описывающей аддитивный эффект сочетанного воздействия исследуемых факторов. Таким образом, данный подход позволяет интерпретировать сочетаиное действие острого у-облучения и сульфатов на рост зелёных водорослей как антагонистическое взаимодействие.
Зависимость роста водорослей 5. циш1псаи{1а от концентрации фосфат-ионов описывается функцией (К2 = 0,82; р = 0,009):
У=1 -0,0066 *С, (12)
где Y - количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирования,, С - концентрация фосфат-ионов в среде, мг/дм3. ЕС50 фосфатов для водорослей S. quadricauda составила 76 (32 + 121) мг/дм3.
В этой серии экспериментов зависимость роста S. quadricauda от дозы острого у-облучения лучше всего описывается линейной функцией (R2 = 0,94; р = 0,0013):
Y= 1 -0,0048 xD, (13)
где Y - количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирования после у-облучения, D - доза у-облучения, Гр. Доза ED50 составила 107 (84 * 146) Гр.
При проведении регрессионного анализа данных сочетанного действия у-облучения и фосфатов на культуру S. quadricauda была определена функция, представляющая собой поверхность отклика:
Z = 1 - 0,004679 х X - 0,00716 х Y + 0,0000339 х X х Y, (14) где Z - эффект, по отношению к контролю; X - доза у-облучения, Гр; Y - концентрация фосфат-ионов, мг/дм3.
С использованием уравнения 14, была построена изобола с заданным значением
Рис. 8 - Изоболограмма сочетанного действия фосфатов (ЕС») и внешнего общего у-облучения (ЕП5о) на рост водорослей quadricauda.
График изоболы располагается непосредственно около линии, описывающей аддитивный эффект сочетанного воздействия исследуемых факторов. Таким образом, со-чеганное действие острого у-облучения и фосфатов на рост водорослей 5. quadricauda может быть охарактеризовано как аддитивный эффект.
Не претендуя на прямую экстраполяцию полученных в эксперименте закономерностей действия исследуемых факторов на рост зелёных водорослей, мы выполнили
расчёта ожидаемых эффектов при уровнях воздействия, характерных для указанных водоёмов ПО «Маяк» с использованием моделей поверхности отклика (Таблица 20). Эти расчёты позволяют заключить, что для водоёма В-17 лимитирующим фактором, определяющим угнетение зелёных водорослей, является химическое загрязнение, а для водоёма В-9, вероятно, оба фактора и химический, и радиационный являются существенными для объяснения деградации альгоценоза. Уровни химического и радиационного воздействия на фитопланктон в водоёмах В-11, В-10, В-4 Теченского каскада вполне приемлемы для жизнедеятельности зелёных водорослей. Нитраты и сульфаты могут модифицировать радиационные эффекты в биоценозах водоёмов ПО «Маяк», однако взаимодействие этих химических поллютантов и радиационного воздействия носит антагонистический характер, а взаимодействие фосфатов и радиационного облучения носит аддитивный характер.
Таблица 20 - Расчётные значения роста водорослей 5. quadricauda при уровнях воздействия химических веществ и радиационного фактора, характерных для водоёмов ПО «Маяк»
Расчётные значения роста водорослей, отношение к кот- ролю
Водоем Химический фактор Радиационный фактор Сочетанное действие
Нитраты
В-17 0,48 0,99 0,48
В-9 0,15 0,54 0,28
Фосфаты
В-10 1,00 1,00 1,00
В-4 0,99 1,00 0,99
Сульфаты
В-10 0,95 1,00 1,00
В-11 0,91 1,00 1,00
Следовательно, присутствие в воде промышленных водоёмов ПО «Маяк» химических и радиоактивных загрязнений не усугубляет повреждающее действие этих агентов на фитопланктон.
Оценка действия нитратов и 7-облучепия на выживаемость и плодовитость Daphnia magna. По результатам тестирования действия нитратов на выживаемость дафний с использованием пробит-анализа была рассчитана концентрация LC50 = 1,7 (1,3 * 2,2) г/дм3. Зависимость плодовитости дафний от концентрации нитратов в воде представлена на рисунке 9.Эта зависимость хорошо описывается линейной функцией (R2 = 0,93; р< 0,001):
Y = 0,81- 0,37 х С, (9)
где Y - плодовитость дафний (количество молоди на 1 животное в сут.); С - концентрация нитратов, г/дм3. Расчётная величина эффективной концентрации, снижающей плодовитость животных на 50 % - ЕС» = 0,98 (0,95 - 1,01) г/ дм3.
О 0,5 1 1,5 2 Z5 3
Концентрация нитрат - ионов, г/дм3
Рис. 9 - Зависимость плодовитости дафний D. magna от концентрации нитратов, доля относительно показателя в контроле.
При оценке влияния внешнего острого однократного у-облучения на выживаемость D. magna в течение 24 сут. после облучения с помощью пробит-анализа была рассчитана доза LDS0 = 62 (58 65) Гр.
Зависимость плодовитости дафний от дозы у-облучения (Рисунок 10) описывается линейной функцией (R3 = 0,94; р < 0,001):
Y = 0,378- 0,004 xD, (9)
где Y м плодовитость дафний (количество молоди на 1 животное в сут.); D - поглощённая доза, Гр.
0,51
• Эюперииентальные данные —МодельY « 0,378- 0Р04 *0
Доза гамма-облучения, Гр
Рис. 10 - Зависимость плодовитости дафний D. magna от дозы у-облучения, доля относительно показателя в контроле.
Согласно этой модели (9), доза, снижающая плодовитость животных на 50 %, составила ГО» = 45 (43,5 -46,6) Гр.
В таблице 21 представлены вероятностные значения гибели и плодовитости дафний при воздействии концентраций нитрат-ионов и острого у-облучения с уровнями, характерными для исследуемых промышленных водоёмов ПО «Маяк», Концентрации нитрат-ионов, соответствующие показателям в воде водоёмов В-11, В-10, В-4, не оказывают влияния на жизнеспособность и размножение дафний, в то время как концентрации, соответствующие содержанию нитратов в воде водоёмов В-17 и В-9, могут приводить фактически к стопроцентной гибели животных и полному угнетению размножения. Дозы облучения, соответствующие уровням радиационного воздействия на зоопланктон в водоёмах В-11, В-10 и В-4, не вызывают гибели дафний; при дозах, соответствующих облучению зоопланктона в водоёме В-9, жизнь дафний невозможна; при-уровнях облучения, характерных для водоёма В-17, не наблюдалось гибели животных.
Таблица 21 - Прогностические значения гибели и плодовитости дафний D..magna в зависимости от уровня воздействия нитратов и радиационного облучения, характерных для водоёмов ПО «Маяк»
Уровень воздействия Концентрация нитратов, мг/дм3 Вероятность гибели в течение 30 сут., % Плодовитость относительно контроля,0/® Мощность дозы облучения, мГр/сут.в водоёме Дозау-облуче-нияза 30 сут. Гр Вероятность хронической гибели, % Плодовитость относительно контроля, %
В-11 оа 0 100 6,4 х Ю"' 0,02 0 100
В-10 2,1 0 100 1,6 х 10й 0,05 0 100
В-4 0,3 0 100 3,8 х 10й 0,11 0 100
В-17 2780 94 0 3,1 х Ю1 0,93 0 100
В-9 4400 100 0 3,8 х 10J 114 100 0
Таким образом, при сопоставлении экспериментальных данных с результатами натурных исследований, можно заключил», что в водоёмах В-11,В-10и В-4, не смотря на антропогенное загрязнение, условия существования являются приемлемыми для жизни зоопланктонных организмов, в водоёмах В-17 и В-9 уровни химического загрязнения, а водоёме В-9 и радиационного воздействия, не приемлемы для представителей ракообразных.
Сравнительный анализ состояния экосистем исследуемых радиоактивно загрязнённых водоёмов
В настоящее время экологический мониторинг радиоактивно загрязнённых водоёмов в основном сосредоточен на определении содержания радионуклидов в воде, дон-
ных отложениях и гидробионтах (в основном в рыбах). Информация о концентрации радионуклидов в компонентах экосистемы не в достаточной мере характеризует реальную радиационную нагрузку на биоценоз и без изучения ответной реакции всех составляющих биоты не позволяет прогнозировать возможные эффекты в гидробиоценозах. Решение этих задач может быть осуществлено при включении в экологический мониторинг гидробиологических исследований, то есть при проведении биологического мониторинга. В биологическом мониторинге важны, прежде всего, те признаки, которые обнаруживают наибольшую изменчивость при переходе экосистемы из одних условий в другие. В данном разделе на основе результатов проведенного комплексного обследования специальных промышленных водоёмов-хранилищ ЖРО ПО «Маяк», дано обоснование показателей биологического мониторинга радиоактивно загрязнённых водных экосистем.
В данной работе показано, что в формирование дозы облучения для гидробио-нтов, помимо основных дозообразующих элементов 137Cs и 90Sr, значимый вклад вносят а-излучающие нуклиды. На поведение радионуклидов в водных экосистемах оказывает действие большое число экологических факторов (Е.А. Тимофеева-Ресовская, 1963; Г.Г. Поликарпов, 1982; А.В. Трапезников, 2010). В связи с изложенным, для определения доз облучения гидробионтов и, соответственно, выявления критических групп организмов необходимо для каждого водоёма проводить определение ведущего спектра радионуклидов во всех компонентах экосистемы - в абиотических и биотических (в гидробионтах основных экологических групп: фито-, зоопланктоне, зообентосе, макрофигах, рыбах).
Наше исследование показало, что анализ количественных показателей (численность и биомасса) в целом для планктонных и бенгосных сообществ является не достаточно информативным при оценке влияния радиационного фактора на гидробиоценозы. Радиационные эффекты на популяционном и биоценотическом уровнях являются комбинацией прямых изменений из-за повреждающего действия ионизирующего излучения и косвенных ответов сообщества на прямые изменения (N.R. French, 1968; F. Brechignac, 2003; А.Й. Крышев, 2010). Из-за широкого спектра условий обитания и радиочувствительности организмов, составляющих биоценотическое сообщество, дозы для одних видов оказываются гораздо более значительными, чем дая других. Последние могут получить конкурентное преимущество и значительно увеличить свою численности. Это наблюдается в водоёме В-17, где численное развитие зоопланктона находится на достаточно высоком уровне, хотя такая высокая плотность сообщества обеспечивается представителями всего лишь двух видов коловраток.
Анализ видового состава экосистем исследуемых водоёмов показал, что наиболее выраженные изменения при более низких уровнях радиоактивного загрязнения регистрируются в бенгосных сообществах. Наиболее яркие изменения наблюдались при сравнении развития двустворчатых моллюсков семейств Bithyniidae и Vahatidae: в водоёме
В-11 плотность этих животных была снижена в 5 раз по сравнению с этим показателем в водоёме сравнения; в водоёме В-10 - на 2 порядка меньше, чем в ШершнСвском водохранилище; в водоёме В-4 представители этой таксономической группы не были обнаружены. Следует сказать, то» ихтиофауна отсутствует только в водоёмах В-17 и В-9. Поскольку расчётное значение мощности дозы для бентосных организмов в водоёме fill составили 5,6 мГр/сут., нами выдвинуто предположение, что при такой дозовой нагрузке и выше будет регистрироваться снижение развитая донных организмов, а мелкие двустворчатые моллюски, обитающие натрунте в течение всего жизненного цикла, являются критической группой организмов при радиоактивном загрязнении водных экосистем.
Результаты данного исследования позволяют заключить, что для водоёмов при уровнях радиоактивного загрязнения водных экосистем, когда мощность дозы для фитопланктона превышает 429 мГр/сут., для зоопланктона -1,3 мГр/сут., а для зообентоса -5,6 мГр/сут. можно ожидать снижения видового разнообразия указанных сообществ, что в свою очередь может повлечь изменения в других звеньях экосистемы.
В экологии существует мнение, что состояние экосистемы может быть оценено по интегральным показателям состояния ихтиофауны - морфомегрическим. Наши исследования показали, что плотва в водоёмах В-1.1, В-10 и В-4 ТКВ по морфомегрическим показателям не уступают рыбам популяции Шершнёвского водохранилища. Однако исследования на клеточном уровне показали, что у плотвы всех трех радиоактивно загрязнённых водоёмов ТКВ наблюдается достоверное увеличение повреждений ядерной ДНК и количества эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови по отношению к рыбам популяции сравнения. Хроническое радиационное воздействие на организм неблагоприятных факторов приводит к снижению цитогекетичсской стабильности - нестабильности генома, накоплению в организме хромосомных и генных дефектов (J.B. Little, 2003). Следует полагать, что генотоксические эффекты будут регистрироваться и в других соматических, и, что является более значимым для популяции в целом, в половых клетках (C.W. Theodorakis, 1997). В связи с тем, что рыбы являются важной составляющей водных экосистем и имеют большое хозяйственное значение для человека, оценка состояния ихтиофауны, в том числе проведение генотоксических и цито-токсических исследований, должны быгп. обязательно включена в систему мониторинга.
В рамках этого исследования не была выполнена оценка состояния высшей водной растительности в связи с тем, что в водоёмах В-17 и В-9 проведена отсыпка берегов и дна, что повлияло на развитие макрофигов. Однако по литературным данным высшим растениям принадлежит важная роль в процессах распределении радионуклидов в компонентах водной экосистемы, а также в процессах миграции радионуклидов по пищевым цепям (Е.А. Тимофеева-Ресовская, 1963; Н.В. Куликов, 1988). Поэтому следует проводить оценку состояния макрофитов в радиоактивно загрязнённых водоёмах.
Достаточно часто встречается комбинированное загрязнение водных экосистем. Прояснил, роль химического и радиационного факторов в биологических эффектах в этих случаях позволяют эксперименты с лабораторными тест-культурами. Сопоставление экспериментальных данных с результатами натурных исследований, позволило предположить, что для водоёма В-17 лимитирующим фактором, определяющим угнетение развития зелёных водорослей, является химическое загрязнение, а для водоёма В-9, вероятно, оба фактора и химический, и радиационный являются существенными для объяснения деградации альгоценоза. Уровни химического и радиационного воздействия на фитопланктон в водоёмах В-11, В-10, В-4 Теченскош каскада вполне приемлемы для жизнедеятельности зелёных водорослей. Присутствие в воде промышленных водоёмов ПО «Маяк» химических и радиоактивных загрязнений не усугубляет повреждающее действие этих агентов на фитопланктон. В водоёмах В-11, В-10 и В-4, не смотря на антропогенное загрязнение, условия существования являются приемлемыми для жизни зоопланкгонных организмов, в водоёмах В-17 и В-9 уровни хаки химического загрязнения, а в В-9 и радиоактивного, не приемлемы для представителей ракообразных.
В антропогенно загрязнённых экосистемах живые организмы находятся в условиях постоянного стресса. В этом случае включаются различные механизмы адаптации, в частности при длительном радиационном воздействии в клетках повышается уровень репаративных процессов. Представляется важным оценить адаптивные возможности организмов в экспериментах с тест-нагрузкой в виде дополнительного облучения.
На основании выявленных закономерностей изменения водных биоценозов специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» с различными уровнями радиоактивного загрязнения представляется необходимым включение в экологический мониторинг следующих исследований:
1. определение содержания радионуклидов, в том числе а-излучающих радионуклидов, в абиотических компонентах экосистем;
2. определение содержания радионуклидов, в том числе а-излучающих радионуклидов, в организмах гидробионтов основных экологических групп;
3. определение структурных показателей фитопланктона: численность, количество видов, количественная доля видов в общей численности;
4. определение структурных показателей зоопланктона и, то меньшей мере, ракообразных в зоопланктоне;
5. определение структурных показателей зообентоса (особое внимание обратить на критическую группу организмов - двустворчатые моллюски, жизненный цикл, которых полностью проходит- на дне водоёма);
6. определение количественного развития бактериопланктона;
7. определение видового состава, демографических и морфометрических показателей рыб;
8. цитогенетические и цитологические исследования с использованием рыб;
9. определение адаптивных возможностей организмов в эксперимшггах с дополнительным облучением;
10. экспериментальная оценка вклада факторов различной природы в биологические эффекта с использованием лабораторных тест-культур.
Информация, полученная при выполнении исследований в указанном объеме, позволяет определить уровни радиационного воздействия на гидробионтов и реакции био-ты водоёма на облучение. В зависимости от уровня радиоактивного загрязнения может быть разработан комплекс ключевых показателей, определяющих текущее состояние гадробиоценоза радиоактивно загрязнённого водоёма, и система показателей, указывающих на начальные радиационно-индуцированные изменения в экосистеме. Определение допустимых и критических уровней нагрузки является основой для разработки режима безопасной эксплуатации специальных промышленных водоёмов предприятиями атомной промышленности.
Любая возникающая за счёт антропогенного воздействия нагрузка в экологической системе, способная вывести её из естественного (нормального) состояния, определяется как экологическая нагрузка. Если экологическая нагрузка не вызывает нежелательных последствий, изменений у обитающих на земле организмов, и, в первую очередь, у человека, а также не приводит к ухудшению (слабому или существенному) качества природной среда, её можно считать допустимой. Экологическая нагрузка, при которой может иметь место гибель или необратимая деградация данной системы, например, выпадение каких-либо видов, определяется как уровень критического воздействия. Определение допустимой радиационной нахрузки на водные экосистемы может быть выполнено только при включении в экологический мониторинг гидробиологических исследований, то есть проведение биологического мониторинга.
В данной работе выполнена комплексная оценка состояния экосистем водоёмов с различными уровнями радиоактивного загрязнения. В ходе выполнения работ были оценены показатели важнейших экологических групп гидробионтов, населяющих водоёмы: фитопланктона, зоопланктона, бактериоплашггона, зообенгоса и рыб, что позволило провести сравнительный анализ реакции биоты на радиационное воздействие различной интенсивности на экосистемном уровне. В задачи работы не входила оценка продуктивности, потока энергии, трофических связей и других функциональных показателей. В связи с этим состояния экосистем радиоактивно загрязнённых водоёмов нами оценивалось с позиций руководящего документа РД 52.24.633-2002. «Методические указания. Методические основы создания и функционирования подсистемы мониторинга экологического регресса пресноводных экосистем».
В водоёме В-11 ТКВ при суммарной активности р-излучающих радионуклидов в воде и донных отложениях соответственно 2,2 кБк/дм3 и 670 кЕк/(кг сухой массы) и а-
излучающих радионуклидов соответственно - 0,26 Бк/дм3 и 11 Бк/(кг сухой массы); расчётные значения мощности дозы для гидробионтов различных экологических групп находятся в диапазоне от 0,64 до 5,6 мГр/сут. По биологическим показателям состояние экосистемы водоёма В-11 характеризуется достаточным биологическим разнообразием, отсутствием очевидных признаков деградации экосистемы и может быть признано удовлетворительным.
В водоёме В-10 ТКВ при суммарной активности р-излучающих радионуклидов воды и донных отложений соответственно 6,7 кБк/дм3 и 1,6 МБк/(кг сухой массы) и а-голучающнх радионуклидов соответственно - 2,2 Бк/дм3 и 380 кБк/(кг сухой массы); расчётные значения мощности дозы для гидробионтов различных экологических групп находятся в диапазоне от 1,6 до 20 мГр/сут. По результатам биологической оценки можно сделать заключение о том, что в целом экосистема водоёма В-10 сохраняет функциональную целостность. Вместе с тем можно говорить о присутствии некоторых элементов экологического регресса в экосистеме водоёма В-10, связанных со снижением показателей развития группы пелофильных моллюсков.
В водоёме В-4 ТКВ при суммарной активности р-излучающих радионуклидов в воде и донных отложениях соответственно 10 кБк/дм3 и 18 МБк/(кг сухой массы) и а-излучающих радионуклидов соответственно -13 Бк/дм3 и 930 кБк/(кг сухой массы); расчётные значения мощности дозы для гидробионтов различных экологических групп находятся в диапазоне от 3,8 до 140 мГр/сут. По результатам комплексной экологической оценки можно сделать заключение о том, что антропогенное загрязнение данного водоёма радионуклидами и химическими веществами привело к изменению структурных характеристик, в частности зоопланктонного и бентосного сообществ (в последнем наблюдается отсутствие моллюсков, обитающих в грунтах). Как результат в экосистеме водоёма ВА проявляются элементы экологического регресса.
В водоёме В-17 суммарная активность Р-излучакяцих радионуклидов в воде и донных отложениях составила соответственно 1,8 МБк/дм3 и 78 МБк/(кг сухой массы) и а-излучающих радионуклидов -130 Бк/дм3 и 13 МБк/(кг сухой массы), а расчетные значения мощности дозы для гидробионтов различных экологических групп находятся в диапазоне от 40 мГр/сут. до 1,7 Гр/сут. Ихтиофауна в водоёме отсутствует. Планктошше сообщества биоценоза исследуемого водоёма характеризуются бедностью видового состава; зообентос был представлен только личинками насекомых. Такие показатели правомерно рассматривать как проявление экологического регресса в экосистеме.
В водоёме В-9 суммарная активность Р-излучающих радионуклидов в воде составила 23 МБк/дм3 а-излучающих радионуклидов - 3,1 МБк/дм3. Расчётная величина мощности дозы для фитопланктона составила 3,8 Гр/сут, для зоопланктона - 40 Гр/сут. Ихтиофауна отсутствует. Показатели численности, биомассы и количества видов планктонных сообществ крайне низки. Техногенное воздействие на биоту, наблюдаемое в во-
доёме В-9, привело к деградации экосистемы.
Экспериментальные лабораторные исследования показали, что причиной деградации биоценозов водоёмов В-17 и В-9, могут быть как химические факторы (высокие концентрации шпрат-ионов), так и факторы радиационной природы.
Таким образом, с точки зрения реакции экосистемы в целом существующий режим эксплуатации водоёма В-11 в качестве водоёма-хранилища низкоактивных радиоактивных отходов является допустимым. При этом состояние экосистемы В-10 и В-4 по биологическим показателям может был. охарактеризовано, как антропогенное напряжение с элементами экологического регресса, состояние водоёмов В-17 и В-9 - экологический регресс (РД 52.24.633-2002). Уровни техногенного загрязнения, соответствующие показателям водоёмов В-4 и выше являются критическими для водных экосистем.
Выводы
1. При попадании в водные экосистемы радиоизотопы неравномерно накапливаются отдельными компонентами экосистем, при этом особенности распределения радионуклидов по компонентам обусловлены характеристиками конкретного водоёма, что создаёт различные радиационные условия для каждой из экологических групп гидро-бионтов. В условиях многолетней эксплуатации водоёмов-хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» (В-11, В-10, В4 Теченского каскада водоёмов, В-17 -«Старое болото», В-9 - оз. Карачай) самые высокие дозовые нагрузки среди гадро-бионтов приходились на фитопланктон и зообентос. В настоящее время значения суммарной мощности дозы для пщробионтов в этих водоёмах возрастают практически на порядок в ряду водоёмов В-11 В-10 -* В-4 -> В-17 -> В-9.
2. В биоценозах с различными уровнями радиоактивного загрязнения (диапазон мощности дозы для гидробионтов основных экологических групп составляет от 0,64 мГр/сут. до 40 Гр/сут.) выявлено закономерное снижение видового разнообразия с увеличением мощности дозы ионизирующих излучений. РасчЁггаые значения мощности дозы, при которых вероятно снижение видового разнообразия, составляют для фитопланктона - 429 мГр/сут., для зоопланктона - 1,3 мГр/сут. Ориентировочные уровни мощности дозы, при которых вероятно изменение структуры зообентосных
сообществ составляют 5,6 мГр/сут.
3. Критической группой организмов в радиоактивно-загрязнённых водных экосистемах являются двустворчатые моллюски семейств ВШгупШае и УаЬаМае, снижение количественного развитая которых регистрируется при мощности дозы для зообенгоса 5,6 мГр/сут. и полное отсутствие этих животных при мощности дозы для зообенгоса 140 мГр/сут. При уровнях радиоактивного загрязнения водных экосистем, формирующих мощность дозы облучения, вызывающую снижение видового разнообразия зообенто-
са (5,6 мГр/сут.), дозовые нагрузки для фитопланктона и зоопланктона находятся ниже значений вероятностного снижения видового разнообразия этих сообществ.
4. Хроническое радиационное воздействие на рыб в диапазоне мощности дозы от 0,8 до 19 мГр/сут. приводит к достоверному повышению повреждений ядерной ДНК и дозо-зависимому повышению морфологических аномалий эритроцитов периферической крови. Радиационное воздействие до уровней 19 мГр/сут. (7 Гр/год) не приводит к изменению показателей роста (линейный размер и масса тела) у рыб.
5. На биоценошческом уровне в водоёме В-И Теченского каскада (суммарная активность в донных отложениях и воде р-излучающих нуклидов соответственно 670 кБк/(кг сухой массы) и 2,2 кБк/дм5, а-излучающих нуклидов -11 кБк/(кг сухой массы) и 0,26 Бк/дм3) не выявлено радиационно-индуцированных изменений. В водоёме В-10 (суммарная активность в донных отложениях и воде р-излучающих нуклидов соответственно 1,6 МБк/(кг сухой массы) и 6,7 кБк/дм3, а-излучающих нуклндов -380 кБк/(кг сухой массы) и 2,2 Бк/дм3) выявлено изменение структуры зообентосного сообщества. В водоёме В-4 (суммарная активность в донных отложениях и воде р-излучающих нуклидов соответственно 18 МБк/(кг сухой массы) и 10 кБк/дм3, а-излучаклцих нуклидов - 930 кБк/(кг сухой массы) и 13 Бк/дм3) выявлены изменения в сообществах зоопланктона и зообентоса. При загрязнении донных отложений и воды в водоёме В-17 - «Старое болото» радионуклидами суммарной активностью Р-излучателей соответственно 78 МБк/(кг сухой массы) и 1,8 МБк/дм3, сншучателей соответственно - 13 МБк/(кг сухой массы) 130 Бк/дм3 регистрируется деградация фитопланктонного, зоопланктонного, зообентосного сообществ, отсутствие ихтиофауны.
6. При экстремальных уровнях радиоактивного загрязнения долгоживугцими радионуклидами в водных экосистемах формируется крайне редуцированный, но полночленный биоценоз, включающий в себя, по меньшей мере, продуцентов - фитопланктон, консументов - зоопланктон, редуцентов - бактериопланктон. При этом фитопланк-тонные и зоопланктонные сообщества могут быть представлены практически монокультурами вдганобактерий (<ЭеШеНпета атрЫЫит) и коловраток (ВгасМопт са1у-ЫАогия).
7. В экспериментальных лабораторных исследованиях показано, что деградация планктонных сообществ водоёма В-17 - «Старое болото» (в воде концентрация нитрат-ионов составляет 2,8 г/дм3, суммарная активность ¡^-излучающих нуклидов - 1800 кБк/дм3, а-излучающих нуклидов - 130 Бк/дм3) преимущественно определяется химическим загрязнением, а деградация экосистемы водоёма В-9 - оз. Карачай (в воде концентрация нитрат-ионов - 4,4 г/дм3, суммарная активность р-излучающих нуклидов - 23 МБк/дм3, а-излучающих нуклидов - 3,1 кБк/дм3) определяется как радиоактивным, так и химическим загрязнением.
Список работ, опубликованных по теме диссертации
Публикации в изданиях, рекомевдованных ВАК РФ
1. Пряхин Е.А., Тряпицьша Г.А., Ячменев В.А., Бурмистрова А.Л, Андреев С.С., Сафонова Е.В., Дерябина Л.В., Коломиец ИА, Чернов К.С. Оценка токсических свойств цианобактерий Шершнёвского водохранилища Челябинской области Н Гигиена и санитария. - 2008. - № 1.- С. 73-75.
2. Тряпицына Г.А., Сафонова Е.В., Жолдакова З.И., Синицына О.О., Дерябина Л.В., Коломиец И.А., Андреев С.С., Ячменев В.А., Пряхин Е.А. Влияние токсинов цианобактерий рода Microcystis Шершнёвского водохранилища на ДНК, клеточный цикл и апоотоз клеток костного мозга у мышей линии СВА // Гигиена и санитария. - 2008. - № 4. - С. 69-72.
3. Пряхин Е.А., Стукалов П.М, Дерябина Л.В., Гаврилова Е.В., Тряпицьша Г.А., Ровный С.И., Аклеев A.B. Некоторые показатели состояния биоты водоёма В-17. Пилотные исследования Н Вопросы радиационной безопасности. - 2009. - № 1 (8).-С. 87-92.
4. Пряхин Е.А., Мокррв Ю.Г., Тряпицьша Г.А., Дерябина Л.В., Андреев С.С., Коломиец И.А., Гаврилова Е.В., Белоногова С.П., Богданов Г.О., Духовная Н.И., Стукалов ПМ, Александрова О.Н., Ровный С.И., Аклеев A.B. Современное состояние экосистемы водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов // Вопросы радиационной безопасности.- 2009. - № 1 (8). - С. 30-49.
5. Пряхин Е.А., Тряпицына ГА, Дерябина Л.В., Духовная Н.И., Осипов Д.И., Аклеев A.B., Стукалов П.М., Мокров Ю.Г. Сравнительный анализ биологических показателей экосистем водоёма В-11, Шершнёвского водохранилища, оз. Иргяш и оз. Кожакуль // Вопросы радиационной безопасности.- 2010. - № 1. - С. 17-28
6. Пряхин Е.А., Богданов Г. О., Тряпицына ГА, Дерябина Л. В., Стукалов П.М., Александрова O.A., Аклеев A.B. Экотоксикологическая оценка донных отложений водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов // Радиац. биология. Радиоэкология. - 2010. - Т. 50.-№ 2. - С. 217-225.
7. Пряхин Е.А., Духовная Н.И., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Гаврилова Е.В., Андреев С.С., Осипов Д.И., Костюченко В.А., Стукалов П.М., Александрова О.Н., Аклеев A.B. Фитопланктон водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов ПО «Маяк»//Радиац. биология. Радиоэкология. - 2010. - Т. 50.-№ 4. - С. 423-433.
8. Pryakhin ЕA, Bogdanov G.O., Tryapitsyna GA, Deiyabina L.V., Stukalov P.M. Alex-androva O.N., Akleyev A. V. Ecotoxicological study of bottom sediments from reservoir 11 of the Techa River cascade // Biophysics. - 2010. - Vol. 55. - № 6. - P. 1094-1101.
9. Тряпицына Г.А. Оценка радиочувствительности фитопланктона водоёма В-11 Теченского каскада И Вестник ЧГПУ: Сер. 4. Естественные науки. - 2011. - №6. - С. 324-332.
10. Осипов Д.И., Тряпицына Г.А., Стукалов П.М., Пряхин Е.А. Зоопланктон промышленного водоёма В-11 ПО «Маяк» // Вопросы радиационной безопасности. -2011. - №1. - С. 29-40.
11. Пряхин Е.А., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Андреев С.С., Духовная Н.И., Осипов Д.И., Обвинцева H.A., Стяжкина Е.В., Костюченко В.А., Попова И.Я., Ак-леев A.B., Стукалов П.М., Иванов И.А., Мокров Ю.Г. Современное состояние экосистем водоёмов В-11, В-10, В-4, В-17 и В-9 ПО «Маяк» И Вопросы радиационной безопасности. - 2011. - № s2. - С. 5-23.
12. Духовная Н.И., Осипов Д.И., Тряпицына Г.А., Пряхин Е.А., Стукалов П.М Влияние радиоактивного и химического загрязнения водоёмов ПО «Маяк» на состояние фитопланктонных сообществ // Вопросы радиационной безопасности. -2011.-№s2.-С. 24-36.
13. Осипов Д.И., Тряпицына Г.А., Стяжкина Е.В., Пряхин Е.А., Стукалов П.М. Влияние радиоактивного загрязнения на зоопланктон пресных водоёмов // Вопросы радиационной безопасности. - 2011. - № s2. - С. 37-49.
14. Осипов Д.И., Духовная Н.И., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Пряхин Е А, Стукалов П.М., Иванов И.А. Планктонные сообщества озера Карачай // Вопросы радиационной безопасности. - 2011. ~ № s2. -С. 50-59.
15. Тряпицына Г.А. Сравнительный анализ показателей роста плотвы водоёма В-10 ПО "Маяк" и водоёмов Южного Урала: Шершнёвского водохранилища, озёр Ир-таш, Б. Касли, Кожакуль // Вопросы радиационной безопасности. - 2011. - № s2. -С. 60-66.
16. Стяжкина Е.В., Обвинцева H.A., Шапошникова И.А., Тряпицына Г.А., Пряхин ЕЛ., Стукалов П.М. Оценка уровня повреждения и репарации ядерной ДНК у плотвы (Rutilus rutilus L.) водоёма В-10 Теченского каскада // Вопросы радиационной безопасности.-2011.-№s2. -С.67-74.
17. Тряпицына Г.А., Тарасова С.П., Духовная Н.И., Осипов Д.И., Пряхин ЕЛ. Модифицирующее действие химических поллютангов на реакцию зелёных водорослей Scenedesmus qmdricauda при остром у-облучении II Вопросы радиационной безопасности. - 2011. - № s2. - С. 75-82.
18. Духовная Н.И., Поромов A.A., Тряницына Г.А., Пряхин Е.А., Стукалов П.М. Некоторые особенности культур зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda из
радиоактивно-загрязнённых водоёмов ПО «Маяк» // Вопросы радиационной безопасности. -2011.-№ s2. -С. 83-91.
Другие публикации
19. Коломиец И.А., Возилова A.B., Сафонова Е.В., Андреев С.С., Тряпицына Г.А. Определение эффективности микроядерного теста для оценки влияния цианобак-терий Шершнёвского водохранилища на генетический аппарат клеток животных и человека // Экологическая политика в обеспечении устойчивого развития Челябинской области: Материалы Межрегиональной научно-практической конференции, Челябинск: Челяб. гос. ун-т, 2005.- С. 152-155.
20. Тряпицына Г.А., Андреев С.С.,Сафонова Е.В., Пряхин Е.А. Динамика токсичности цианобактерий Шершнёвского водохранилища в течение вегетационного периода 2005 года // Экологическая политика в обеспечении устойчивого развитая Челябинской области: Материалы Межрегиональной научно-практической конференции, Челябинск: Челяб. гос. ун-т, 2005. - С. 167-169.
21. Тряпицына Г.А. Токсическое действие цианобактерий Шершнёвского водохранилища на млекопитающих // Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды: материалы I Между нар. науч.-практ. конф., 9-11 октября 2006 г. / Науч. ред. Д.З. Шибкова. - Челябинск: Изд-во Челяб. гос. пед. ун-та, 2006.-С. 152-156.
22. Пряхин Е.А., Тряпицына Г. А., Сафонова Е.В., Андреев С.С., Коломиец И А., Белоногова С.П., Ячменев В.А. Значение определения токсических свойств цианобактерий при оценке опасности воды поверхностных водоёмов для здоровья населения // Охрана водных объектов Челябинской области. Проблемы и пути их решения в условиях современного законодательства. Сборник докладов и сообщений областной научно-практической конференции. - Челябинск: Издатель Татьяна Лурье, 2007. - С. 72-78.
23. Пряхин Е.А., Ходоровская Н.И., Тряпицына Г. А., Ячменев В.А. Водный кодекс РФ и проблемы охраны водоёмов - источников гольевого водоснабжения // Охрана водных объектов Челябинской области. Проблемы и пути их решения в условиях современного законодательства. Сборник докладов и сообщений областной научно-практической конференции. - Челябинск: Издатель Татьяна Лурье, 2007. -С, 48-50.
24. Кочерпша И.А., Тряпицына Г.А. Оценка комбинированного действия токсинов цианобактерий рода Mycrocystis и у-облучения на состояние костного мозга у
мышей СВА // Вестник Челябинского государственного университета: Биология. Вып. 1.-2008,-№4.-С. 11-112.
25. Беяоногова С.П., Коломиец И.А., Сафонова Е.В., Духовная Н.И., Тряпицына Г.А. Биотестирование воды водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов с использованием водорослей Scenedesmus quadricauda и семян batuca sativa II Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды: Матер. II Междун. научн.-практич. конф. - Челябинск, 2008. - Т. 1. - С. 30-33.
26. Белоногова СЛ., Сафонова Е.В., Духовная Н.И., Коломиец И.А., Тряпицына Г.А, Пряхин Е.А. Биотестирование воды водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов (Челябинская область) с использованием водорослей и семян латука II Материалы 1П Всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова, 11-16 ноября 2008 г., г. Борок. - Борок: Изд-во ООО «Ярославский печатный двор», 2008. - Часть 3. - С. 6-9.
27. Богданов Г.О., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Пряхин Е.А. Оценка острой и подострой токсичности донных отложений водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов с использованием Tubifex tubifex // Материалы III Всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова, 11-16 ноября 2008 г., г. Борок. - Борок: Изд-во ООО «Ярославский печатный двор», 2008. -Часть 3. - С. 9-13.
28. Коломиец И.А., Дерябина Л.В., Тряпицына Г.А., Андреев С.С., Александрова О.Н., Пряхин Е.А. Биоиндикация радиоактивного загрязнения водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов с использованием плотвы (Rutilus rutilus L.) и окуня (Perca Jluflafilis L.) // Материалы Ш Всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова, 11-16 ноября 2008 г., г. Борок. -Борок: Изд-во ООО «Ярославский печатный двор», 2008. - Часть 2. - С. 66-69.
29. Богданов Г.О., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Пряхин Е.А. Использование оли-гохет в биотестировании донных отложений // Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды: Матер. П Междун. научн.-практич. конф. - Челябинск, 2008. - Т. 1. - С. 33-36.
30. Коломиец И.А., Тряпицына Г.А., Александрова О.Н., Дерябина Л.В., Андреев С.С., Пряхин Е.А. Использование биомаркеров в оценке радиоактивного загрязнения водных экосистем // Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды: Матер. II Междун. научн.-практич. конф. - Челябинск, 2008. - Т. 1. - С. 40 - 43.
31. Тряпицына Г.А., Духовная Н.Н., Сафонова Е.В., Пряхин Е.А. Использование
культуры водорослей Scenedesmus quadricauda при биотестаровании радиоактивно загрязнённых экосистем // Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды: Матер. П Междун. научп.-пракшч. конф. - Челябинск, 2008. - Т. 1. - С. 37-39.
32. Сафонова Е.В., Тряшщына Г.А., Ячменев В А, Андреев С.С., Коломиец И.А., Пряхин Е.А. Влияние различных факторов на токсичность цианобактерий И Охрана водных объектов Челябинской области. Современные технологии водопользования: Сборник докладов и сообщений областной ежегодной научно-практической конференции. - Челябинск, 2008. - С. 152-157.
33. Тршгацына Г.А., Белоногова С.П., Коломиец И.А., Дерябина Л.В., Богданов Г.О., Пряхин ЕА. Биотестирование воды и донных отложений Шершнёвского водохранилища Н Охрана водных объектов Челябинской области. Современные технологии водопользования: Сборник докладов и сообщений областной ежегодной научно-практической конференции. - Челябинск, 2008. - С. 161-165.
34. Ячменев В.А., Тряшщына Г.А., Сафонова Е.В., Андреев С.С., Коломиец И.А., Дерябина Л.В., Ходоровская Н.И., Пряхин Е.А. К вопросу о качестве воды поверхностных источников питьевого водоснабжения // Экологический ежегодник. Челябинск, 2008. - № 2. - С. 36-37.
35. Тряпицына Г.А., Коломиец НА, Белоногова С.П., Андреев С.С., Пряхин Е.А. Исследование состояния ихтиофауны водоёмов, расположенных в районе предполагаемого размещения Южно-Уральской АЭС // Экология в высшей школе: синтез науки и образования: Материалы Всеросс. науч -практ. конф., 30
марта - 1 апреля 2009 г.: в 2 ч. - Челябинск: Нзд-во Челяб. гос. гед. ун.та, 2009. - Ч. 1. -С. 291-293.
36. Пряхин Е.А., Мокров Ю.Г., Тряпицына Г.А., Дерябина JI.B., Андреев С.С., Коломиец H.A., Гаврилова Е.В., Белоногова С.П., Богданов Г.О., Духовная Н.И., Коспоченеко В А., Стукалов П.М., Александрова О.Н., Ровный С.И., Аклеев AB. Современное состояние экосистемы водоёма В-11 Теченского каскада водоёмов ПО «Маяк» И Материалы международной конференции. Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды. Сыктывкар, 28 сентября -1 октября 2009. - С. 267-272.
37. Пряхин Е.А., Стукалов П.М., Дерябина ЛВ„ Гаврилова Е.В., Тряпицына Г.А., Ровный С.И., Аклеев А.В.Некоторые показатели планктона водоёма В-17 (промышленный водоём ПО «Маяк») // Материалы международной конференции. Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное за-
грязнение среда. Сыктывкар, 28 сентября - 1 октября 2009. - С. 272-274.
38. Пряхин ЕЛ., Ячменев В.А., Тряпицына Г.А., Ходоровская Н.И., Дерябина Л.В., Иванов И.А., Ровный С .И., Аклеев A.B. Организация системы комплексной экологической оценки водных экосистем для целей оценки экологического риска антропогенного загрязнения водоёмов // Материалы международной научно-практической конференции «Планирование восстановления, использования и охраны водных ресурсов речных бассейнов». Екатеринбург, 5-6 октября 2009. - С. 56-59.
39. Пряхин Е.А., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Мокров Ю.Г., Костюченко В.А., Ровный С.И., Аклеев A.B. Охрана здоровья населения: экосистешшй подход // Медицина экстремальных ситуаций. - 2009. - № 4(30). - С. 88-98.
40. Коломиец И .А., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Андреев С.С., Тарасова С.П., Александровна О.Н., Попова И.Я., Пряхин Е.А. Оценка частоты микроядер в эритроцитах плотвы (Rutilus rutilusL)vi окуня (Perca fluviatílis L.) водоёма В-11 // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин (Под ред. В.И. Мигунова, A.B. Трапезникова) Выпуск 13. Екатеринбург, Издательство Уральского университета: Полиграфист, 2010. - С. 180-192.
41. Пряхин Е.А., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В., Костюченко В.А., Аклеев A.B. Организация системы комплексной экологической оценки водных экосистем для целей определения экологического риска радиоактивного загрязнения водоёмов // Медицинские и экологические эффекты ионизирующего излучения: Материалы V международной научно-практической конференции, посвященной 10-легию создания Северского биофизического научного центра ФМБА России, 13-14 апреля, 2010., Северск - Томск / Отв. ред. P.M. Тахауов. - Томск ООО «Графика», 2010. -С. 143-145.
42. Дерябина Л.В., Богданов Г.О., Андреев С.С., Тряпицына Г.А. Индикация радиоактивного загрязнения водных экосистем по показателям зообентоса И Медицинские и экологические эффекты ионизирующего излучения: Материалы V международной научно-практической конференции, посвященной 10-летию создания Северского биофизического научного центра ФМБА России, 13-14 апреля, 2010., Северск - Томск 1 Отв. ред P.M. Тахауов. - Томск: ООО «Графика», 2010. - С. 124-125.
43. Коломиец И.А., Стяжкша Е.В., Тряпицына Г.А., Стукалов П.М., Пряхин Е.А. Частота эритроцитов с микроядрами в периферической крови у плотвы из водоёма В-11 Течеиского каскада водоёмов ПО «Маяк» // Медицинские и экологиче-
ские эффекты ионизирующего излучения: материалы V международной научно-практической конференции, посвященной 10-летию создания Северского биофизического научного центра ФМБА России, 13-14 апреля, 2010., Северск - Томск / Отв. ред. Р.М. Тахауов. - Томск: ООО «Графика», 2010. - С. 128-129.
44. Коломиец И.А, Стяжкина Е.В., Тряпицына Г.А. Оценка частоты эритроцитов с микроядрами в периферической крови у плотвы из водоёма В-10 Теченского каскада водоёмов // Биологические системы: устойчивость, принципы и механизмы функционирования: Материалы Ш Всерос. науч. - практ. конф. Нижний Тагил, 15 марта 2010. Ч. 1 / Отв. ред. Т.В. Жуйкова, О.В. Семенова, О.А. Тимохина; Ниж-нетагил. гос. соц. - пед. акад. - Нижний Тагил, 2010. - С. 96-98.
45. Пряхин Е.А., Тряпицына Г.А, Дерябина Л.В., Стукалов П.М., Андреев С.С., Духовная Ц.И., Осипов Д.И., Шапошникова И.А., Тарасова С.П., Обвинцева НА., Стяжкина Е.В., Костюченко В.А., Аклеев А.В Гидробиологические исследования специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» // Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среда: материалы III Международной научно-пракитческой конференции, Челябинск Изд-во Челяб. гос. пед. ун-та, 2010.-С. 16.
46. Kolomiets I.A., Styashkina E.V., Tryapitsina G.A., Pryakhin E.A.Frequency of the erythrocytes with micronuclei in peripheral blood at roach from radioactive wastes storage // EPRBioDose 2010 International Conference. Abstract book. Mandelieu-La Na-poule (France), October 10-14,2010. Rome: Pioda Imaging. - 2010. - P. 179.
47. Dukhovnaya N.I., Gavrilova E.V., Tiyapitsyna G.A., Pryakhin E.A. Use of phyto-plankton characteristics as biomarkers of water ecosystem radioactive pollution II EPRBioDose 2010 International Conference. Abstract book. Mandelieu-La Napoule (France), October 10-14,2010. Rome: Pioda Imaging.-2010. -P. 137.
Подписано к печати I6.09.2011r. Формат 60x841/16 Объем 2,0 уч.-юдд. Заказ № 13S. Тираж 100 экз. Отпечатано то ризографе в топографии ГОУ ВПО ЧГПУ 454080, г. Чсгабшск, пр. Ленина, 69
Содержание диссертации, доктора биологических наук, Тряпицына, Галина Александровна
Список используемых сокращений.
Введение.
Глава 1. Влияние радиоактивного загрязнения на состояние водных экосистем.
1.1 Радиоактивное загрязнение водных экосистем.
1.2" Характеристика промышленных водоёмов-хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк».
1.3 Поведение радионуклидов в водных экосистемах.
1.3.1 Распределение радионуклидов в абиотических компонентах водных экосистем.
1.3.2 Распределение радионуклидов в биоте водных экосистем.
1.4 Биологические эффекты при радиационном воздействии на гидробионтов .41 Г.4.1 Биологические эффекты в радиоактивно загрязнённых водных экосистемах.
1.4.2 Модельные эксперименты по изучению влияния ионизирующих излучений-на гидробионтов.
1.4.3 Радиационно индуцированные генетические эффекты у гидробионтов.
Глава 2. Материалы и методы.
2.1 Район исследований.
2.2 Станции отбора проб.
2.3 Гидрохимические методы.
2.4 Радиохимические методы.
2.5 Расчёт мощности дозы для гидробионтов.
2.6 Гидробиологические методы.
2.6.1 Отбор и анализ проб фитопланктона.
2.6.2 Отбор и анализ проб зоопланктона.
2.6.3 Отбор и анализ проб бактериопланктона.
2.6.4 Отбор и анализ проб зообентоса.
2.6.5 Отбор и анализ проб рыб.
2.7 Молекулярно-биолоические и цитогенетические методы.
2.7.1 Определение уровня повреждения ядерной ДНК эритроцитов в периферической крови у рыб.
2.7.2 Определение частоты эритроцитов с микроядрами в периферической кровиу рыб.
2.7.3 Определение частоты эритроцитов.с морфологическими аномалиями в. периферической крови у рыб.
2.8 Модельные лабораторные эксперименты по оценке действия на гидробионтов .радиационного и химического факторов.
2.8.1 Оценка* действия нитратов, сульфатов, фосфатов и острого у-облучения на культуру зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda.
2.8.2 Оценки действия! нитратов и острого у-облучения на' культуру ветвистоусых рачков Daphnia magna.103*
2.9 Статистический анализ.
Глава 3. Современное экологическое состояние специальных* промышленных водоёмов ПО' «Маяк» В-11, В-10^ B-4V В-17, В-9 и водоёма-сравнения.
3.1 Характеристика химического состававоды исследуемых водоёмов1.
3.2 Содержание радионуклидов в компонентах исследуемых экосистем.108»
3.3 Мощность дозы облучения гидробионтов'исследуемых водоёмов.
Глава 4. Состояние биоценозовi специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 и водоёма-сравнения.
4.1 Характеристика состояния фитопланктона.
4.2 Характеристика состояния зоопланктона.
4.3 Характеристика состояния бактериопланктона.
4.4 Характеристика состояния зообентоса.
4.5 Характеристика состояния1 ихтиофауны.
Глава«5. Реакции биоты водных экосистем на хроническое радиационное воздействие различной интенсивности.
5.1 Частота эритрцитов с микроядрами в периферической крови у рыб водоёмов В-11, В-10, В-4 ТКВ и Шершнёвского водохранилища.
5.2 Уровень повреждений ядерной ДНК в эритроцитах периферической крови у рыб водоёмов В-11, В-10, В-4 ТКВ и Шершнёвского водохранилища.
5.3 Частота эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови у рыб водоёмов В-11, В-10, В-4 ТКВ и Шершнёвского водохранилища.
5.4 Влияние мощности дозы радиационного воздействия на видовое разнообразие планктонных сообществ.
5.5 Влияние мощности дозы радиационного воздействия на бентосные сообщества.
5.6 Определение роли радиационного фактора в биологических эффектах экосистем исследуемых радиоактивно загрязнённых водоёмов.
5.6.1 Сочетанное действие нитратов, сульфатов, фосфатов и у-облучения на рост зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda.
5.6.2 Действие нитратов и у-облучения на выживаемость и плодовитость ветвистоусых рачков Daphnia magna.
Глава 6. Сравнительный анализ состояния экосистем исследуемых радиоактивно загрязнённых водоёмов.
Выводы.
Введение Диссертация по биологии, на тему "Реакции биоцинозов водных экосистем на хроническое радиационное воздействие"
Актуальность проблемы. Среди комплекса проблем, которые выдвигает широкое использование человеком ионизирующих излучений в различных областях деятельности, наиболее важной является проблема влияния радиоактивных загрязнений на биосферу. Основным принципом радиационной защиты (антропоцентрический подход), сформулированным ещё в 70 - 80-е годы прошлого века ведущими международными организациями (МКРЗ, МАГАТЭ) в области радиационной безопасности явился постулат, согласно которому если радиационными стандартами защищен человек, то в этих условиях защищена от действия ионизирующих излучений и окружающая среда [342, 199]. Однако с последнего десятилетия XX века1 авторитетные международные организации, такие как МКРЗ и МАГАТЭ, рекомендации которых во многом являются базовыми для разработки национальных норм и правил в области радиационной безопасности, начали уделять серьезнейшее внимание экологическим аспектам радиационной защиты [296, 321], в частности проблемам устойчивости окружающей среды, в том числе необходимости сохранения биологического разнообразия на планете [377379]. В настоящее время активно обсуждается экоцентрический подход к радиационной защите биосферы: «Защищенная от вредного действия ионизирующих излучений биосфера обеспечит радиационную безопасность и полноценную жизнеспособность человечества».
В этих условиях важным является, с одной стороны, определение допустимых уровней радиоактивного загрязнения, безопасных как для отдельных представителей биоты, так и для природных экосистем в целом, с другой - разработка эффективной системы мониторинга состояния радиоактивно загрязнённых экосистем. Наибольший интерес представляют комплексные радиоэкологические исследования в естественных условиях, так как они позволяют, получить реальные количественные показатели миграционного переноса радионуклидов в те или иные элементы экосистем, а также определить биологические эффекты радиационного воздействия на биоценозы.
Несмотря на то, что в результате выполнения программы «Основные направления оценки воздействия на окружающую^ среду (FASSET)» [324], которая была направлена на разработку научной основы для определения вероятности нанесения радиационного повреждения биоте с точки зрения защиты человека и окружающей среды, а также программы «Защита окружающей среды от ионизирующих загрязнений в Арктике (ERICA)», в рамках которой проводятся наблюдения переноса радионуклидов, в окружающей среде, моделируется их аккумуляция биотой, обосновывается выбор контрольных групп живых организмов* для оценки, реальных и потенциальных доз, с целью анализа, соотношений доза-эффект [337], имеются значительные пробелы в знаниях о воздействии ионизирующего излучения на окружающую среду и, в первую очередь, на её биотическую'^ компоненту.
В результате деятельности предприятий с ядерным^ циклом, особенно' при аварийных ситуациях, происходит радиоактивное загрязнение окружающей среды, в том числе объектов гидросферы [101]. Исследованию радиоэкологических эффектов в экосистемах посвящено значительное количество-работ и обзоров [7, 112, 117, 184, 205, 238, 244, 285, 342, 365]. Однако- в этих работах проводилось изучение биологических эффектов разрозненно в различных группах гидробионтов и в довольно узком диапазоне доз. Это не позволяло оценить реакцию* на хроническое воздействие биоты водных экосистем на биоценотическом уровне.
На Южном Урале (Челябинская область, Россия) находится ряд водоёмов-хранилищ жидких радиоактивных отходов (ЖРО) производственного объединения «Маяк» (ПО'«Маяк»): водоёмы Теченского каскада, «Старое болото» (водоём В-17), оз. Карачай (водоём В-9). Экосистемы этих водоёмов длительное время (более 50-ти лет)'находятся в условиях радиационной нагрузки различной интенсивности. Радиоактивное загрязнение воды и донных отложений определяется главным образом 908г, 137Сз, 3Н, изотопами урана; плутония и америция. В настоящее время удельная активность (3-излучающих радионуклидов (908г, 137Сз, и др.) в донных отложениях специальных промышленных водоёмов находится; в пределах от 670 кБк/(кг сухой массы) до 1 ООО МБк/(кг сухой массы), а в воде - от 2,2 кБк/дм до 100 МБк/дм . Водоёмы В-17 и В-9 являются водоёмами с наибольшими;известными,уровнями радиоактивного1 загрязнения вбиосфере: суммарная активность. (3-излучающих радионуклидов в воде водоём В-17 достигает 105 - 10б Бк/дм3, в водоёме В-9« суммарная» активность Р-излучающих радионуклидов в воде достигает 10 Бк/дм [4, 50, 51, 236, 372]. Это, предоставляет возможность получения? научной информации о радиобиологических: эффектах радиоактивного загрязнения; водных экосистем, особенно в области высоких уровней содержания радионуклидов. Важно; отметить, что ,ранее: гидробиологические исследования состояния экосистем перечисленных водоёмов проводились- нерегулярно? ш, в, ограниченном объёме [133, 223^372], а;гидробиологические:исследованияща;, водоёмах В-17 и В-9 ранее не проводились.
•' В связи с изложенным цслыо настоящей работы* является изучение радиобиологических ответов биоты экосистем специальных промышленных водоёмов - хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк»* на хроническое радиационное воздействие.'
Для достижения указанной цели были поставлены следующие задачи: I. Определение содержания радионуклидов' в абиотических.и биотических компонентах экосистем промышленных, водоёмов- - хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» (водоёмов. В-10; В-11, Вг4 Теченского каскада, В-17 и В-9) и определение уровня радиационного воздействия; на гидробионтов в исследуемых водоёмах.
2. Оценка состояния: экосистем исследуемых водоёмов по показателям развития, фитопланктона, бактериопланктона, зоопланктона, зообентоса, ихтиофауны, а также цитогенетическим и молекулярно-биолошческим параметрам.
3. Сравнительный анализ; состояния экосистем водоёмов с разными. . уровнями радиоактивного загрязнения и определение радиобиологических закономерностей биологических эффектов;
4.- Экспериментальная; оценка вклада радиационного и химического факторов в биологические эффекты исследуемых гидробиоценозов.
5. Обоснование показателей экологического мониторинга2 с целью совершенствования- системы, обеспечения радиационной безопасности: при.радиоактивном загрязнении водных экосистем.
Научная новизна!
Впервые проведено; комплексное . обследование: экосистем промышленных, водоёмов ПО «Маяк», включая оценку состояния биоты водоёмов с максимальным и в биосфере уровнями радиоактивного загрязнения - В-9 (оз. Карачай), В-17 («Старое болото»). Впервые в натурных исследованиях . получены . данные о. . биологических эффектах; в гидробиоценозах, биота в которых на протяжении; нескольких генераций существует в условиях радиационного« воздействия; различной интенсивности. С точки зрения реакции экосистемы существующий-режим эксплуатации водоёма В-11 в качестве водоёма - хранилища низкоактивных радиоактивных; отходов является- допустимым. Состояние экосистем водоёмов В-10 и В-4 по биологическим- показателям; может быть охарактеризовано, как антропогенное* напряжение; с элементами экологического регресса, состояние; водоёмов; В-17" и В-9 - экологический регресс.
Впервые выполнен расчёт мощности доз облучения для основных таксономических групп гидробионтов промышленных водоёмов ПО «Маяк»
В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 с использованием фактических уровней содержания радионуклидов в компонентах экосистем. Самые высокие дозовые нагрузки приходились на фитопланктон и зообентос. Для фитопланктона и зоопланктона вклад внутреннего облучения в суммарную дозу был выше, чем внешнего; для зообентоса и рыб вклад внутреннего и внешнего облучения в лучевую нагрузку был примерно одинаков. Вклад а-излучающих радионуклидов в лучевую нагрузку на гидробионтов исследуемых водоёмов сопоставим с вкладом 137Сз и 908г.
Исследование состояния биоценозов водоёмов с различными уровнями радиоактивного загрязнения впервые позволило определить влияние мощности дозы облучения на состояние отдельных сообществ гидробионтов: 1 определены наиболее уязвимые элементы водных экосистем хранилищ ЖРО - критической группой являются двустворчатые моллюски, чей жизненный цикл полностью проходит на дне водоёма; определены уровни мощности дозы, при которых наблюдается снижение видового разнообразия в сообществах водных экосистем: для» фитопланктона - 440 мГр/сут.;. 1 зоопланктона - 1,2 мГр/сут.
Впервые установлено, что при уровнях антропогенного загрязнения водных экосистем, соответствующих водоёму В-9, формируется полночленный биоценоз, хотя и сильно редуцированный - практически состоящий из монокультур планктонных организмов.
Теоретическая и практическая значимость
В работе получены новые теоретические знания о биологических эффектах в природных водных экосистемах при различных уровнях
1 «2*7 ЛЛ загрязнения. Определены коэффициенты накопления Сб и Бг гидробионтами основных таксонов при экстремально высоких уровнях загрязнения радионуклидами природных водных экосистем. Эти данные способны существенно дополнить базу данных компьютерных программ, предназначенных для расчёта мощности дозы и радиационных рисков для > гидробионтов. 1
1 а
Получены современные комплексные радиоэкологические характеристики экосистем промышленных водоёмов ПО «Маяк», которые могут быть использованы при разработке стратегии безопасной эксплуатации водоёмов предприятиями с ядерным циклом. Существующие режимы эксплуатации водоёмов В-11 и В-10 в качестве водоёма - хранилища низкоактивных радиоактивных отходов с точки зрения состояния экосистемы в целом- является допустимыми. Уровни техногенного загрязнения, соответствующие показателям водоёма В-4 и выше, являются критическими для водных экосистем.
Результаты проведённых исследований могут быть использованы для определения и обоснования допустимых уровней антропогенного загрязнения водных экосистем радиоактивными и химическими веществами.
Результаты исследований внедрены в практику экологического производственного мониторинга специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк».
Результаты работы внедрены в учебный > процесс на кафедрах радиобиологии и биоэкологии ГОУ ВПО «Челябинский государственный университет» и на кафедре анатомии и* физиологии человека и животных ГОУ ВПО «Челябинский государственный педагогический университет».
Основные положения, выносимые на защиту
1. Определены закономерности реакции гидробиоценозов пресноводных малопроточных водоёмов на хроническое радиационное воздействие по показателям фитопланктона, бактериопланктона, зоопланктона, зообентоса и ихтиофауны, а также по цитогенетическим и молекулярно-биологическим параметрам. Выявлено закономерное снижение видового разнообразия гидробиоценозов в исследуемых водоёмах с увеличением мощности дозы ионизирующих излучений, определены пороговые и критические уровни радиационной нагрузки для водных экосистем.
2. Дана оценка вклада радиационного и химического факторов в биологические эффекты в исследуемых гидробиоценозах на основе модельных лабораторных экспериментов с использованием культур гидробионтов.
Апробация результатов диссертации
Материалы работы были представлены на Межрегиональной научно-практической, конференции «Экологическая политика в обеспечении1 устойчивого развития Челябинской области» (Челябинск, 2005); I, II и ПР Международных научно-пракитческих конференциях «Адаптация биологических систем к естественным, и» экстремальным факторам среды» (Челябинск, 2006, 2008, 2009); Областной^научно-практической конференции «Охрана водных объектов- Челябинской^ области. Проблемы и пути их решения в условиях современного законодательства» (Челябинск, 2007, 2008, 2009); III Всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова (Борок, 2008); Всероссийской научно-практической конференции «Экология в высшей школе: синтез науки' и-образования» (Челябинск, 2009); Международной * конференции «Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды» (Сыктывкар, 2009); Международной научно-практической конференции «Планирование восстановления, использования и охраны водных ресурсов речных бассейнов» (Екатеринбург,
2009); V Международной научно-практической конференции', посвященной' 10-летию создания Северского биофизического научного центра ФМБА России (Северск - Томск, 2010); IV Международной конференции «Хроническое радиационное воздействие: эффекты малых доз» (Челябинск,
2010); VI Съезде по радиационным исследованиям (радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность (Москва, 2010); Всероссийской научно-практической конференции «Биологические системы: устойчивость, принципы и механизмы функционирования» (Нижний Тагил, 2010); Международной конференции ЕРЮЗюБозе 2010 (Неаполь, 2010).
Публикации по теме диссертации
По теме диссертации опубликовано 47 работ, из них 18 в изданиях, рекомендованных ВАК.
Структура и объём диссертации
Диссертационная работа состоит из введения, 6 глав, выводов, списка использованных источников литературы. Общий объем диссертации составляет 238 страниц, включая 31 рисунок и 31 таблицу. Список использованных литературных источников состоит из 387 наименований, из них 97 на иностранных языках.
Заключение Диссертация по теме "Радиобиология", Тряпицына, Галина Александровна
Выводы
1. При попадании в водные экосистемы радиоизотопы неравномерно накапливаются отдельными компонентами экосистем, при этом особенности распределения радионуклидов по компонентам обусловлены характеристиками конкретного водоёма, что создаёт различные радиационные условия для каждой из экологических групп гидробионтов. В условиях многолетней эксплуатации водоёмов-хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» (В-11, В-10, В-4 Теченского каскада водоёмов, В-17 - «Старое болото», В-9 - оз. Карачай) самые высокие дозовые нагрузки среди гидробионтов приходились на фитопланктон и зообентос. В настоящее время значения суммарной мощности дозы для гидробионтов в этих водоёмах возрастают практически на порядок в ряду водоёмов В-11 В-10 В-4 В-17 В-9.
2. В биоценозах с различными уровнями радиоактивного загрязнения (диапазон мощностей доз для гидробионтов основных экологических групп составляет от 0,64 мГр/сут. до-40 Гр/сут.) выявлено закономерное снижение видового разнообразия с увеличением мощности дозы ионизирующих излучений. Расчётные значения мощности дозы, при которых вероятно снижение видового разнообразия, составляют для фитопланктона - 429 мГр/сут., для зоопланктона - 1,3 мГр/сут. Ориентировочные уровни мощности дозы, при которых вероятно изменение структуры зообентосных сообществ составляют 5,6 мГр/сут.
3. Критической группой организмов в радиоактивно загрязнённых водных экосистемах являются двустворчатые моллюски семейств ВИкуппЛае и УаЬайс1ае, снижение количественного развития которых регистрируется при мощности дозы для зообентоса 5,6 мГр/сут. и полное отсутствие этих животных при мощности дозы для зообентоса 140 мГр/сут. При уровнях радиоактивного загрязнения водных экосистем, формирующих мощность дозы облучения, вызывающую снижение видового разнообразия зообентоса (5,6 мГр/сут.), дозовые нагрузки для фитопланктона и зоопланктона находятся ниже значений вероятностного снижения видового разнообразия этих сообществ.
4. Хроническое радиационное воздействие на рыб в диапазоне мощности дозы от 0,8 до» 19 мРр/сут. приводит к достоверному повышению повреждений. ядерной ДНЕ т дозозависимому повышению морфологических аномалий; эритроцитов периферической: крови. Радиационное воздействие до уровней 19 мГр/сут. (7 Гр/год) не приводит к изменению показателей роста (линейный размер и масса тела) у рыб.
5. На биоценотическом уровне в водоёме В-11 Теченского каскада (суммарная активность в донных отложениях и воде Р-излучающих нуклидов? соответственно 670 кБк/(кг. сухой массы) и 2,2 кБк/дм3, а-излучающих- нуклидов, - 11 кБк/(кг сухой массы) и 0,26 Бк/дм ). не выявлено радиационно индуцированных: изменений. В водоёме В-10 (суммарная активность, в донных, отложениях и воде Р-излучающих нуклидов« соответственно 1,6 МБк/(кг сухой?: массы)' и 6,7 кБк/дм , ао излучающих: нуклидов - 380 кБк/(ке сухой массы)<и; 2,2' Бк/дм ) выявлено изменение структуры зообентосного сообщества. В водоёме В-4 (суммарная; активность = в донных отложениях и воде р-излучающих о • нуклидов- соответственно? 18 МБк/(кг сухой массы) - и 10 кБк/дм , ао ■• излучающих нуклидов - 930 кБк/(кг сухой массы) и
13: Бк/дм ) выявлены изменения в сообществах зоопланктона и зообеитоса. При загрязнении донных отложений и воды, в водоёме В-17 - «Старое болото» радионуклидами суммарной активностью;Р-излучателей соответственно 78 МБк/(кг сухой массы) и 1,8 МБк/дм , а-излучателей соответственно - 13; о
МБк/(кг сухой массы) 130 Бк/дм. регистрируется деградация фитопланктонных, зоопланктонных, зообентосных сообществ, отсутствие ихтиофауны.
6. При экстремальных уровнях радиоактивного загрязнения долгоживущими радионуклидами в водных, экосистемах формируется крайне редуцированный; но полночленный биоценоз; включающий в себя, по меньшей мере, продуцентов - фитопланктон, консументов - зоопланктон, редуцентов - бактериопланктон. При этом фитопланктонные и зоопланктонные сообщества могут быть представлены практически монокультурами цианобактерий (СеШегтета атрЫЫит) и коловраток {ВгасЫопш са1уЫ/1огт).
7. В экспериментальных лабораторных исследованиях показано, что деградация планктонных сообществ водоёма В-17 - «Старое болото» (в воде концентрация нитрат-ионов составляет 2,8 г/дм , суммарная активность р-излучающих нуклидов - 1800 кБк/дм3, а-излучающих нуклидов - 130 Бк/дм) преимущественно определяется химическим загрязнением, а деградация экосистемы водоёма В-9 - оз. Карачай (в воде о концентрация нитрат-ионов - 4,4 г/дм , суммарная активность (3-излучающих нуклидов - 23 МБк/дм , а-излучающих нуклидов - 3,1 о кБк/дм) определяется как радиоактивным, так и химическим загрязнением.
Библиография Диссертация по биологии, доктора биологических наук, Тряпицына, Галина Александровна, Москва
1. Алексахин А.И. Гидрологический' режим и радионуклидное загрязнение водоёма» В-9 (Карачай) хранилища жидких радиоактивных отходов ФГУП«ПО «Маяк»: дис. . канд. тех. наук. - Озёрск, 2009.' - 177 с.
2. Алексахин А.И., Глаголев A.B., Дрожко Е.Г. и др. Водоём-9 хранилище жидких радиоактивных отходов и воздействие его на геологическую среду / Под ред. Е.Г. Дрожко, Б.Г. Самсонова. М.: Лига-Принт. - Озёрск, 2007. - 250 с.
3. Алексахин P.M. Десятилетие после Чернобыля: итоги исследований по радиоэкологии^/ Радиац. биология. Радиоэкология. 1996. - Т. 36. - Вып. 4: - С. 45Г-459.'
4. Алексахин» Р.' М., Л. А. Булдаков, Bi А. Губанов« и др. Радиоактивное загрязнение реки Теча // Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры / Под общей ред. Л. А. Ильина, В. А. Губанова. М!: ИздАТ, 2001. - 752 с.
5. Алексахин P.M. Ядерная энергия и биосфера. М: Энергоиздат, 1982. — 216 с.
6. Алимов А.Ф. Функциональная экология пресноводных двустворчатых моллюсков. Л.: Наука, 1981. - 248 с.
7. Афонин В.Ю. Апоптоз клеток костного мозга в мониторинге популяцийдиких амфибий // Лес, наука, молодежь: Матер. Междунар. науч. конф. мол. учёных, Гомель. 5-7 окт., 1999. Гомель, 1999. - Т.2. - С. 8-9.
8. Афонин В.Ю. Динамика гибели клеток в костном мозге амфибий, обитающих на загрязнённых радионуклидами территориях // Весщ НАН Беларуси Сер. б1ял. н. 2001. - № 3. - С. 35-37.
9. Баринова С.С., Медведева Л.А., Анисимова О.В. Биоразнообразие водорослей-индикаторов окружающей среды. РШезЭикИо, Тель Авив, 2006. - 498 с.
10. Батурин В.А., Водовозова И.Г., Константинов И.Е., Скотникова О.Г., Фесенко С.В. Модель миграции радионуклидов в донных отложениях и грунте непроточного водоёма // Радиоактивные изотопы в почвенных и пресноводных системах. Свердловск, 1981. - 77 с.
11. Белова Е.И., Антропова З.Г. Оценка размеров поступления долгоживущихрадиоизотопов в растительность в различных экологических условиях // Радиоактивные изотопы в почвенных и пресноводных системах / Препринт., Свердловск, 1981. 77 с.
12. Белова Н.В., Емельянова Н.Г., Макеева А.П., Рябов И.Н. Биологическиеэффекты радиационного воздействия у рыб двух водоёмов зоны отчуждения Чернобыльской АЭС // Тез. докл. V съезда по радиационным исследованиям. Москва, 2006. - Т. 2. - С. 75-76.
13. Белова Н.В., Емельянова; Н.Г., Макеева; А.П., Рябов И.Н. Состояние репродуктивной; системы ряда видов рыб из водоёмов,1 загрязнённых радионуклидами; во время Чернобыльской аварии // Вопр. ихтиологии. -2007. Т. 47. - № 3. - С. 361-379: .
14. Биологический контроль окружающей среды: биоиндикация- и биотестирование / Под ред. О.П. Мелеховой и Е.И. Егоровой: М:. ACADEMIA, 2006. - 447 с.20.' Биохимия: Учебник для вузов / Под ред. Е.С. Северина. М.: Гэогар-Мед,.2003.- 779 с.
15. Богуславский А.Е. Динамика накопления урана в донных отложениях озёрных котловин Кулундинской равнины // Сиб. экол■ журн. 2004. - Т. 11. - № 1.- С. 119-127.
16. Бондарчук И.А. Анализ роли репарации ДНК, регуляции клеточного цикла и апоптоза в радиационно-индуцированном адаптивном ответе клеток млекопитающих // Радиац: Биол. Радиоэкология. 2003. - Т. 43. -№1.-С. 19-28.
17. Боченин В-Ф:,, Чёботинаг МШ1 Сезонная> динамика накопления 60Со элодеей ^/о^еа.Саиа^еадй ШсЬ.) // Экология. 1975. - № 5. - С. 80-81.
18. Браялоковская B.JI., Попов А.Н. О влиянии донных отложений на изменение качества воды водоёмов / Круговорот веществ и энергии в водоёмах (морфология; лигдинамика и седиментация). Лиственечное-на Байкале, 1977. - С. 115-117.
19. Бреслер С.Е., Бекетова А .Г., Носкин JI.A. и др. Термоиндуцированная радиорезистентность клеток Escherichia coli ff Радиобиология. 1984. -Т. 24. - Вып. 5. - С. 50-57.
20. Брянцева Ю.В., Лях A.M., Сергеева A.B. Расчёт объёмов и площадей поверхности одноклеточных водорослей Черного моря. Севастополь: ИнБЮМ, 2005. - 25 с.
21. Булгаков Н.Г. Индикация состояния природных экосистем и нормирование факторов окружающей среды. Обзор существующих подходов // Успехи современной биологии. 2002. - Т. 122. - №2. - С. 115-135.
22. Васильев Д.В., Дикарев В.Г., Зимина Л.М., Зимин В.Л., Дикарева Н.С.,
23. Велчева И., Недева П. Содержание радионуклидов в организме пресноводных рыб // Животновъд. науки. 2004. - 41. - № 3. - С. 84-87.
24. Вершинин В.Л., Середюк С.Д. Трофическая специфика популяции остромордой лягушки на территории ВУРСа в связи с состоянием почвенной мезофауны // Экология. 2000. - №5. - 361-367.
25. Веснина Л.В., Митрофанова Е.Ю., Лисицина Т.О. Планктон солёных озёртерритории замкнутого стока (юг Западной Сибири, Россия) // Сиб. экол. журн. - 2005. - № 2. - С. 221-233.
26. Винберг Г.Г. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при гидробиологических исследованиях на пресноводныхводоёмах / Под ред. Г.Г. Винберга: Фитопланктон и его продукция Л.: ГосНИОРХ, 1984. - 31 с.
27. Внутривидовая морфологическая изменчивость синезелёных водорослей /
28. Под ред. Н.В; Кондратьевой. Киев: Наукова думка, 1980. - 284 с.
29. Водоросли-индикаторы в оценке качества окружающей среды. М.: ВНИИ природы, 2000. - 150 с.
30. Волобуев А.Н., Неганов В.А. Выживаемость популяции* в условиях радиоактивного излучения // Вести, нов. мед. технол. 2001.- 8, № 1. - С. 8-11.
31. Воробьёва М. И., Дёгтева М. О. Данные экологического мониторинга //
32. Медико-биологические и экологические последствия радиоактивного загрязнения реки Теча / Под ред. A.B. Аклеева и<М.Ф. Киселёва М., 2001.-533 с.
33. Воронина Э.А., Пешков С.П., Шеханова И.А. Темп роста и-плодовитостьрыб при обитании их в. среде с повышенным уровнем радиации / Тр. ВНИРО. 1974. - Т. 100. - С. 74-79.
34. Воронина Э.А., Шеханова И.А., Пешков С.П., Мунтян С.П. Биологическаяхарактеристика серебряного карася, обитающего в радиоактивно загрязнённой среде / Тр. ВНИРО. 1978. - Т. 134. - С. 122-131.
35. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Удалова A.A., Спирин Е.В:, Филипас A.C.
36. Анализ цитогенетических последствий хронического облучения в малых дозах посевов сельскохозяйственных культур // Радиац. биол. Радиоэкол. 1998. - Т. 38. - № 3. - С. 367-374.
37. Гераськин С.А., Сарапульцев Б.И. Стохастическая модель индуцированной нестабильности генома // Радиац. биология. Радиоэкология. 1995. - Т. 35. - № 4. - С. 451-462.
38. Гидрохимические показатели состояния окружающей среды: Справочные материалы / Под ред. Т.В. Гусевой. М.: ФОРУМ ИНФРА-М, 2007. 192 с.
39. Гидроэкологические последствия аварии на Чернобыльской АЭС / Отв.ред. Д.М. Гродзинский. Киев: Наук, думка, 1992. - 267 с. .
40. Гилева Э.А. О накоплении некоторых химических элементов пресноводными водорослями // Проблемы радиационной биогеоценологит Свердловск: УФАНСССР, 1965: - С. 5-31.,
41. Гилева Э.А., Тимофеева H.A., Тимофеев-Ресовский Н.В. Влияние хронического облучения) гамма-поля на биомассу пресноводного водорослевого! перифитона / Докл. AHäCCCP, 1964*. Т. 156: - № 2. - С. 455-456.
42. Гилева Э.А. О накоплении некоторых химических элементов пресноводными* водорослями // Проблемы радиационной биогеоценологии: Тр. Ин-та биологии УФ АН СССР. Свердловск, 1965. -С. 5-31.
43. Гиляров A.M. Применение индексов разнообразия при оценке загрязнения
44. Методы биологического анализа пресных вод. JL: Зоол. ин-т АН СССР, 1976. - С. 125-127.
45. Глаголенко Ю.В., Дрожко E.F., Мокров Ю.Г. Особенности формированиярадиоактивного загрязнения р. Теча // Вопр. радиац. безопасности. -2007. № 2 . - С. 27-36.
46. ГланцС. Медико-биологическая статистика. / Пер. с англ. М.: Практика.- 1998; 459 с.
47. Гудков Д.И.,. Кипнис Л.С. Хроническое действие тритиевой воды на биологические показатели! Daphnia magna Straus /Гидробиол. журн. -1995. Т. 31. - № 4. - С. 96-103.
48. Гудков Д.И., Назаров А.Б., Мардаревич М.Г., Сивак Е.В. Гидробионты зоны; отчуждения Чернобыльской;; АЭС: Дозовые. нагрузкш ш цитогенетические эффекты // Пробл. безпеки атомних електрост. i Чорнобиля. 2005. - № 3. - Ч. 2. - С. 97-100.
49. Денисова А.И. Донные отложения водохранилищ и их влияние на качество воды. Киев, 1987. - 164с. •
50. Дубинин 0:Д, ПогодишР.И;, Питкянен; Г.Б;, Панков^Н! Распределение;10О •
51. Y по основным^ компонентам; пресноводного водоёма- // Медико-биологические эффекты, хронического радиационного воздействия. / Под ред. проф: А. В. Аклеева. Челябинск, Изд-во "Фрегат", 2005. Т.2. - 407с.
52. Евсеева Т.И., Гераськин С.А., Майстренко Т.А., Белых Е.С. Проблемы количественной оценки биологических эффектов совместного действияфакторов радиационной и химической природы // Радиац. биол. Радиоэкология. 2008. -Т. 48. - № 2. - С. 203-211.
53. Евтушенко Н.Ю., Щербак В.И., Кленус В.Г. Состояние водных экосистемв условиях их хронического радиоактивного и химического загрязнения // Доп. Нац. АН Украши. 2000. - № 2. - С. 96-200.
54. Елисеева К.Г., Войтович A.M., Плоская М.В., Смаль С.Е. Генетическиймониторинг популяций бурых лягушек, обитающих в загрязнённых радионуклидами районах республики Беларусь // Радиац. биология. Радиоэкология. 1994 - Т. 34. - Вып. 6. - С. 838-846.
55. Емельянова Л.В., Щербак В.И., Кленус В.Г. Функционирование различных компонентов биоты Киевского водохранилища в условиях пролонгированного действия повышенного радиационного фона // Заповщ. справа в У крапп. М 1999. 5, №1. - С. 73-77.
56. Зарубин О.JI. Динамика коэффициентов накопления Cs рыбами водоёмаохладителя Чернобыльской АЭС // Гидробиол. журн. 2004. -Т. 40. -№5.-С. 90-100.
57. Засухина Г.Д., Васильева И.М., Семячкина А.Н. Разобщенность процессоврепарации у-повреждений ДНК и радиоадаптивного ответа в лимфоцитах пациентов с синдромом Блюма // Радиац; биол. Радиоэкология. 2000. -Т. 40. - № 5. - С. 513-515.
58. Захаров В.М., Баранов A.C., Борисов'В.И., Валецкий A.B., Кряжева И.Г.
59. Чистякова Е.К.,Чубинишвили А.Т. Здоровье среды: методы оценки. М.: Центр экол. Политики России, 2000. - 68 с.
60. Захаров И.А., Кривиский A.C. Радиационная генетика микроорганизмов.
61. М: Атомиздат, 1972. 296 с.
62. Иванова И.Ю. Высшая водная растительность Киевского« и-Каховскоговодохранилищ после аварии на ЧАЭС / И.Ю. Иванова; З.О. Широкая^ И.В. Паньков//Гидробиол. журн. 1997. - Т.ЗЗ. - №1. - С. 97-112.
63. Ивановский Ю.А. Стимулирующее действие у-облучения и алкилирующих соединений на жаброногого. рака Artemia salina. Сообщение 2: Влияние у-радиации и химических мутагенов на рост А. salina /Радиобиология: 1980. - Т.20. - Выт 2: - С. 303-306.
64. Израэль Ю.А., Цыбань А.В Антропогенная экология океана. Л: Гидрометиоиздат, 1989. - 327 с.
65. Ильенко А.И., Рябцев И.А. Стронций-90 и цезий-137 в» пищевых цепяхпресноводного биогеоценоза // Проблемы радиоэкологии водоёмов-охладителей атомных электростанций. Сб. статей. Свердловск, 1978. 1. С. 81-85.
66. Испытания ядерного оружия и ядерные взрывы* в мирных целях СССР.1949-1990 гг. / Кол. авторов под рук. В. Н. Михайлова. Саров, РФЯЦ-ВНИИЭФ, 1996. - 66 с.
67. Каглян А.Е., Паньков И.В., Волкова E.H., Амириди И.В. Радиоэкологические исследования экосистемы верхнего Днепра // Гидробиол. журн. 1992. - Т. 28 - № 3. - С. 98-101.
68. Казаков C.B., Уткин С.С. Подходы и принципы защиты водных объектов
69. Под ред. И.И. Линге. М.: Наука, 2008. - 318 с.
70. Кашеварова Н.М. Оценка численности сульфатредуцирующих и метанобразующих бактерий в донных отложениях водоёма-охладителя Белоярской АЭС // Конф. мол. ученых и спец. "Экол.-98", Архангельск, 23-25 июня, 1998: Тез. докл. Архангельск, 1998. С. 81.
71. Клоков В.М., Паньков И.В., Волкова E.H. и др. Радиоэкологические исследования фитоценозов высших водных растений Киевского водохранилища // Радиобиол. съезд. Киев. 20-25 сент. 1993 г.: Тез. докл. Ч. 2. Пущино, 1993а.- С. 456-457.
72. Клоков В.М., Смирнова H.H., Козина С.Я., Иванова И. Ю., Широкая З.О.
73. Фитоценозы высших водных растений Киевского водохранилища в условиях интенсивного загрязнения радионуклидами // Гидробиол. журн. 1993. - Т. 29. - № 2. - С. 46-53.
74. Клоков В.М., Широкая З.О., Паньков И.В., Иванова И. Ю., Волкова E.H.
75. Накопление радионуклидов высшими водными растениями и структура их зарослей в Припятском отроге Киевского водохранилища // Гидробиол. журн. 1993. - Т. 29. - № 5. - С. 61-72.
76. Корогодин В.И. Проблема допустимых доз облучения биоты // Экология.- 1995. № 4. - С. 285-288.
77. Костюченко В. А., Перемыслова JT. М., Батурин В. А., Попова И. Я.,Сафронова Н. Г., Голощапов П. В. Характеристика состояния 90Sr и
78. Cs в пойменных почвах // Медико-биологические и экологические последствия радиоактивного загрязнения реки Теча. /Под ред. Аклеева А. В., Киселева М. Ф. Москва, 2001. 533 с.
79. Криволуцкий Д.А. Динамика биоразнообразия, экосистем в условиях радиоактивного загрязнения. / Докл. РАН; 1996. Т.347 - № 4.1. С. 567-569.
80. Криволуцкий Д.А. Стратегии выживания популяций животных в условиях радиоактивного загрязнения / Докл. РАН, 1996. Т.347 - № 4. -С. 568-570.
81. Криволуцкий Д.А., Тихомиров Ф:А., Фёдоров Е.А и др. Действие ионизирующей радиации на биогеоценоз.- М.: Наука, 1988. 239 с.
82. Круглов А.К. Как создавалась атомная промышленность в СССР. М.: ЦНИИАтоминформ, 1994. - 379 с.
83. Крупные радиационные аварии: последствия и защитные меры / Под ред. Л.А.Ильина и В.А.Губанова. М.: ИздАТ, 2001. 7-52 с.
84. Крышев А.И. Динамическая модель миграции радионуклидов впресноводном гидробиоценозе: Автореф. дис. на соиск. уч. степ. канд. физ.-мат. наук / М.: МГУ, 2000. 24 с.
85. Крышев А.И. Динамическое моделирование переноса радионуклидов в гидробиоценозах и оценка последствий радиоактивного загрязнения для биоты и человека: автореферат дис. . док. биол. наук. Обнинск, 2008. -384 с.
86. Крышев А.И., Абраменков A.A., Аврамова Д.А. и др. // Ядер, энергетика. 1996.-Вып. 3.-С. 16-21.
87. Крышев А.И., Рябов И.Н. Моделирование различных типов размерного1эффекта в накоплении Cs рыбой водоёма-охладителя Чернобыльской АЭС // Радиац. биол. Радиоэкология: 2000: - Т.401 - № 1. - С. 108-112.1 77
88. Крышев А.И., Рябов И:Н. Модель расчёта загрязнения рыб Cs и её применение для озера Кожановского (Брянская область) // Радиац. биол. Радиоэкология. 2005. - Т.45. - №3. - С. 338-345.
89. Крышев И.И., Алексахин P.M., Рябов И.Н. и др. Радиоэкологические последствия* Чернобыльской аварии. Сер. Радиоэкологические аспекты ядерной энергетики / Под ред. И.И. Крышева. М.: Ядерное о-во СССР, 1991.- 190 с.
90. Крышев И.И., Сазыкина Т.Г. Математическое моделирование миграции радионуклидов в водных экосистемах. М.: Энергоатомиздат, 1986. — 148 с.
91. Кузьменкс М.И: Радиоэкологические исследования водоёмов Украинской ССР // Гидробиол. журн. 1990; - Т. 26. - № 3'. - С. 86-89:
92. Куликов Н.В. Биоиндикация радиоактивного-загрязнения внутренних водоёмов. // Биологические методы, оценки природной среды. Mi: Наука, 1978.-С. 152-158.
93. Куликов Н.В1, Молчанова И.В. Континентальная» радиоэкология: почвенные и пресноводные экосистемы. М:: Наука; 1975. - 185 с.
94. Куликов» Н.В., Чеботина М.Я., Любимова С.А. О подвижности 90Sr и I37Cs в системах вода пресноводные растения и вода - грунт // Радиобиология. - 1980. - Т. 20. - Вып. 1. - С. 146-148.
95. Куликов Н.В. Молчанова И:В., Караваева E.H. Радиоэкологическое изучение природных экосистем в зоне Белоярской АЭС //Методы биоиндикации окружающей среды в районах АЭС. / Отв. ред Д.С. Павлов.-М.: Наука, 1988.-С.137-142.
96. Лебедева Е.Д1 Сравнительная чувствительность гидробйонтов к 90Sr // Радиоэкология животных. Материалы I Всесоюзной конференции. М. : Издательство «Наука», 1977. - С. 157-158.
97. Левина? С.Г., Аклеев A.B. Современная радиоэкологическая характеристика озёрных экосистем Восточно-уральского радиоактивного следа. М.: РАДЭКОН; Изд-во Челяб. Гос. Пед. Ун-та, 2010;- 2381с.: ' л
98. Левушкин П.Г., Мануйлова Е.Ф. Ветвистоусые рачки (Cladocerà) фауны СССР. М.: Наука, 1964. - 327 с.
99. Линник П.Н. Донные отложения водоёмов как потенциальный источник вторичного загрязнения водной среды соединениями тяжёлых металлов // Ридробиол. журн: 1999i - Т.35.^- №2. -^С.97-107.
100. Малкина-Пых И.Г. Моделирование динамики содержания радионуклида
101. Sr90 в экосистемах различных географических зон // Радиац. биол. Радиоэкология. 1996. - Том 36. - Вып. 1. - С. 119-132.
102. Мамихин C.B. Динамика углерода органического вещества и радионуклидов в наземных экосистемах (имитационное моделирование и применение информационных технологий). М.: Изд-во Моск. Ун-та, 2003.- 172 с.
103. Марчюленене Д.П., Душаускене-Дуж Р.Ф. Зависимость уровня накопления радионуклидов в водных растениях от экологических факторов / Гидробиол. журн. 1984. - Т. 20 - № 6. - С. 67-73.
104. Марчюленене Д.П., Душаускене-Дуж Р.Ф., Поликарпов Г.Г. Поступление 90Sr, 137Cs, 144Се, 106Ru в организм пресноводных животных из водной среды и пищи. / Труды АН Лит. ССР, серия В, 1979. Т. 2 (86). -С. 145-156.
105. Марчюленене Д.П. Обмен некоторых радионуклидов между средой ипресноводными водорослями / Экология. 1978. - № 2. - С. 80-82.
106. Мережко А.И., Пасичный А.П., Величко И.М., Гусинская С.Л., Якубовский К.Б., Шерсткж В.В., Пасичная Е.А., Савицкая Л.Л. Продукция гидробионтов в условиях радиоактивного загрязнения рек // Гидробиол. журн. 1996. - Т. 32. - № 5. - С. 78-89.
107. Методика определения токсичности вод, водных вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов по изменению1 уровня! флуоресценции хлорофилла и численности клеток водорослей: биологические методы контроля. ФР.1.39.2007.03223. Ми Акварос, 2007. - 52 с.
108. Методика определения токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности изменению плодовитости дафний» ФР.1.39.2007.03222. М5: Акварос, 2007. - 45 с.
109. Методические рекомендации по санитарному контролю за содержанием радиоактивных веществ в объектах внешней среды / Под ред. А. Н1 Марея; А. С. Зыковой. М1: Минздрав СССР; 1980: - 336 с.
110. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов^ при гидробиологических исследованиях на* пресноводных водоёмах: Фитопланктон' и, его продукция' / Под ред. Г.Г. Винберга: Л. ГосНИОРХ, 1984.-31 с.
111. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при гидробиологических исследованиях на пресноводных водоёмах: Зообентос и его продукция.*-- Л.: ГосНИОРХ, 1984. 34 с.
112. Методы биоиндикации, окружающей, среды в районах АЭС // Отв. ред. Д.С. Павлов.- М.: Наука, 1988. 162 с.
113. Мешалкина Н.Г. О некоторых закономерностях поведения Бг90 в непроточных водоёмах //Медико-биологические'эффекты хронического радиационного воздействия. / Под ред. проф. А. В. Аклеева. Челябинск: Изд-во "Фрегат", 2005. Т.2. - С. 407.
114. Милакина Л.А., Смирнов А.Б., Антонова Т.А., Аксенов Г.М. Зависимость1. ОЛ 11 "7процессов накопления 8г и Сб в рыбе от гидрохимическихпараметров водной среды // Гидробиол. журн. 1992. - Т 28. - № 4. - С 82-87.
115. Мина М.В. Микроэволюция рыб. М.:Наука, 1986. 207 с.
116. Михайлов В.Ф. Мазурик В.К., Бурлакова Е.Б. и др. Молекулярные проявления радиационно-индуцированной нестабильности генома: возможность химической! модификации // Радиац. биология. Радиоэкология. 2005 - Т. 45. - № 5. - С. 561-570.
117. Моисеев А. А. Поведение и миграция» Cs в пресноводных водоёмах / Цезий 137 в биосфере. - М'.: «Атомиздат», 1975. - 182 с:
118. Молчанова И.В., Позолотина В.Н. Радиоэкологические исследования в России / Экология. 1999. - № 2. - С. 999-104.
119. Никольский Г. В. Экология рыб. М.: Высшая школа, 1974. - 445 с.
120. Нилов В.И. Концентрирование 137Cs некоторыми видами пресноводных беспозвоночных животных / Гидробиол. журн. 1983.-Т. 19. - № 4. - С. 41-46.
121. Нилов В.И. Накопление и выведение 90Sr и 90Y пресноводными беспозвоночными / Гидробиол. журн. 1980. - Т. 16 - № 2. - С. 110-115.
122. Нилов В.И., Струге Т.С. Концентрирование и выделение стронция-90 и иттрия-90 дафниями // Биологические основы рыбного хозяйства водоёмов Средней Азии и Казахстана. Фрунзе, 1978. С. 125 - 126.
123. Новиков А.П., Чижманова H.A., Сизонтова Е.И. Радионуклидноезагрязнение илов Киевского водохранилища в первые три года после аварии на ЧАЭС (1986 1988 гг.) // Гидробиол. журн. - 1995. - Т. 31. - № 2.-С. 57-61.
124. НРБ 1999/2009 Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009): Санитарные правила и нормативы.- М.: Федеральный центр гигиены и эпидемиологииРоспотребнадзора, 2009. -100 с.
125. Одум Ю. Основы экологии / Пер. 3-го англ.изд. под ред. Н:П. Наумова. -М.: Мир, 1975. 744 с.
126. Оксиюк О.П., Жукинский В.Н;, Брагинский Л.П. Комплексная экологическая классификация качества поверхностных вод суши // Гидробиол. журн. 1993. - Т. 29: - № 4. - С. 62-77.
127. Онанко Ю.И>, Антипова Л.А. Эффект хронического облучения кладоцер // Радиоэкология животных. Материалы41 Всесоюзной конференции. -М.: Издательство «Наука», 1977. С. 83-841
128. Онанко ЮИ.' Радиорезистентность планктонных ракообразных. Рыбное хозяйство. 1973. -№3. - С. 18-20.
129. Определитель пресноводных беспозвоночных (кроме насекомых) средней полосы европейской! части СССР / Под ред. A.C. Левушкина. -М.: Издательство МГУ, 1977. 298 с.
130. Определитель пресноводных беспозвоночных Европейской части СССР: Планктон и бентос. М.: Гидрометеоиздат, 1977. - 511 с.
131. Определитель пресноводных беспозвоночных России и сопредельных территорий. Т.1. Низшие беспозвоночные / Под ред. A.C. Цалолихина. -СПб, 1994. 340 с.
132. Определитель пресноводных беспозвоночных России и сопредельных территорий. Низшие беспозвоночные / Под ред. A.C. Цалолихина. СПб, 1994.-Т.1.-340 с.
133. Определитель пресноводных водорослей СССР. Т. 1-14. М.-Л.: Изд-во АН СССР, 1951-1986 гг. - 480 с.
134. Основы экогеологии, биоиндикации и биотестирования водных экосистем: учеб. пособие / под ред. В.В. Куриленко. СПб.: Изд-во СПбГУ, 2004. 448 с.
135. Павлоцкая Ф.И. Искусственные радионуклиды в проамышленных водоёмах ПО «Маяк» // Геохимия. 2001. - №11. - С. 12200-1229.
136. Павлютин А.П., Бабицкий В.А. Высшая водная растительность в озере, ом радионуклидами: состав, распределение, запасы и накопление цезия-137 / Гидробиол. журн. 1996. - Т. 32. - № 4. - С. 79-86.
137. Панкратова В.Я. Личинки и куколки комаров подсемейства Chironominae фауны СССР (Díptera, Chironomidae Tendipedidae). - Л.: Наука; 1983. -296 с.
138. Панкратова В1Я. Личинки и куколки комаров подсемейства Orthocladinae фауны СССР (Díptera, Chironomidae Tendipedidae). - Л.: Наука, 1970. -344 с.
139. Паньков И.В. Использование «коэффициента депонирования» в количественной оценке миграции радионуклидов, связанной с гидробионтами // Гидробиол. журн. 1994. - Т. 30. - № 6. - С. 76-86.
140. Паньков И.В. Накопление долгоживущих радионуклидов моллюсками рода Dreissena в условиях днепровских водохранилищ // Гидробиол. журн. 1994. - Т. 30. - № 2. - С. 93-96.
141. Паньков И.В., Волкова E.H., Широкая З.О. Радиоэкологические исследования в зоне литорали Киевского водохранилища до и после аварии на Чернобыльской АЭС // Гидробиол. журн. 1993. - Т. 29. - №3. -С. 100-109.
142. Паньков И.В., Волкова E.H., Широкая З.О. Содержание осколковделения урана в водных растениях Днепровских водохранилищ // Гидробиол. журн. 1990. - Т. 26. - № 4. - С. 73-77.
143. Пелевина И.А. Алещенко A.A., Антошина A.M. Рябченко Н.И., Семёнова Л.П., Серебряный A.M.// Радиац. биол. Радиоэкология. 2007. -Т.47. - С.658 - 666.
144. Печкуренков В. Л. Влияние аварии на Чернобыльской АЭС в 1986 г. на популяцию рыб водоёма-охладителя // Радиобиология. 1991. - Т. 31. -Вып. 5. - 704-707.
145. Пешков С.П., Шеханова И.А., Романов Г.Н. и др. Биологическая характеристика плотвы (Rutilus rutilus lacustris Pall.) при обитании её в воде, содержащей 90Sr и 137Cs //Тр. Ин-та экол. раст. и жив. УНЦ АН СССР. Свердловск, 1978. Вып. 110. - С. 47-55.
146. Пискунов Л.И1, Трейгер С.И. О подобии экспериментальной модели и природных условий, в накоплении стронция-90 пресноводнымирастениями / /Радиобиология. 1980. - Т.20. - Вып. 1. - С. 90-93.
147. Питкянен Г.Б., Шведов В.Л., Сафронова H.F. // Тр. Ин-та экол. раст. и жив. УНЦ'АН СССР, вып. 110. Свердловск, 1978. - С. 56-60^
148. Поликарпов Г.Г. Радиационная защита биосферы, включая Homo, sapiens: выбор принципов и> поиски решения // Морской^ экологический журн. -2006. Т. 5.-№ 1.-С. 16-34.
149. Поликарпов Г.Г. Радиоэкология морских организмов. М.: Атомиздат, 1964.-254 с.
150. Поликарпов Г.Г. Развитие радиоэкологических исследований на морских и пресноводных водоёмах СССР // Гидробиол. журн. 1987. - Т. 23. - № 6. - С. 29-38.
151. Поликарпов Г.Г., Цыцугина В.Г. .Последствия Кыштымской ис
152. Чернобыльской аварий для гидробионтов // Радиац. биол. Радиоэкология. 1995. - Т. - 35. - Вып.4. - С. 536-550.1 Л'Т
153. Полякова Н.И. Возрастные особенности накопления Cs у щуки в водоёмах Чернобыльского следа // Междунар. науч. конф. "Новые
154. Полякова Н.И. Радиоэкология щуки Esox lucius Киевского водохранилища в .период после аварии на Чернобыльской АЭС // Вопр. ихтиол. 2001.-41. - № 3. - С. 551-398.190: Правдин П.Ф. Руководство по изучению рыб. М.: Пищевая, промышленность, 1966. - 376 с.
155. Предтеченский В.Е., Боровская В.М., Марголина Л.Т. Руководство по лабораторным методамшсследования. М.-Л.: Медгиз, 1938. - 642 с.
156. Пряхин Е.А., Стукалов П.М., Дерябина Л.В., Гаврилова Е.В:, Тряпицына Г.А., Ровный С.И., Аклеев. A.B. Некоторые показатели состояния биоты водоёма в-17. Пилотные исследования // Вопросы радиационной безопасности. 2009 . - №1. - С. 87-92.
157. Пряхин Е.А., Тряпицына Г.А., Дерябина Л.В. и др. Сравнительный анализ биологических показателей экосистем водоёма В-11,
158. Шершнёвского водохранилища, Оз. Иртяш и оз. Кожакуль // Вопросы радиационной безопасности. -2010. №1. - С. 17-28.
159. Пястолова О.А, Вершинин B.JI. Некоторые цитологические особенности остромордой лягушки на территории Восточно-Уральского радиоактивного следа// Экология. 1999. - № 1. - С. 30-35.
160. Радиационная безопасность. Рекомендации МКРЗ 1990г. 4.1. Пределы годового поступления радионуклидов в организм работающих, основанные на рекомендациях 1990 года. Публикация 60, 4.1,61 МКРЗ: Пер. с англ. М.: Энергоатомиздат, 1994.-192 с.
161. Разумов A.C. Методические рекомендации по сбору и обработкематериалов при гидробиологических исследованиях на пресноводных водоёмах: Бактериопланктон и его продукция. JL, 1984. - 22 с.
162. РД 52.24.633-2002. Методические указания. Методические .основы создания и функционирования подсистемы мониторинга экологического регресса пресноводных экосистем. М.: Гидрометиздат, 2002.
163. Ровинский Ф.Я., Миграция стронция-90 в непроточных водоёмах // Радиохимия. 1967. - T.I X. - Вып. 1. - С. 80 - 84.
164. Романенко В.Д., Соломатина В.Д., Фолювский М.А., Насвит О.И. Выведение Cs и биоэнергетические процессы у карпа Cyprinus carpió L. при его акклиматизации к различным концентрациям калия в воде // Гидробиол. журн. 1995. - Т. 31. - № 6. - С. 61-66.
165. Романов; ГЛ L, Спирин Д.А. Алексахин P.M. Поведение радтоактивных: веществ в окружающей, среде // Природа. 1990. - №5. - С. 53 -58.
166. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем / Под ред. В1А. Абакумова. СПб.: Гидрометеоиздат, 19921 -318 с.
167. Рябов И.Н. Оценка воздействия радиоактивного загрязнения гидробионтов 30-километровой зоны контроля аварии на Чернобыльской АЭС // Радиобиология:,- 1992. -Т. 321 Выт,5: - С. 662-667.
168. Рябов И1Н. Радиоэкология рыб> водоёмов; в зоне; влияния авариш на Чернобыльской АЭС:: по; материалам экспедиционных исследований: -М.: КМК: 2004. - 216 с.
169. Садовников < ВТлаголенко • Ю.В., Дрожко E.F. и др. Современное состояние и пути решения проблем Теченского каскада водоёмов // Вопросыфадиационношбезопасности: 20021 - №• 1. - С. 3-14.
170. Санитарнаяшикробиология«-М;, 1969: 384 с.
171. СанПиН 2.1.4.559-96 Санитарные правила и нормы. Питьевая вода. Гигиенические: требования к качеству воды централизованных системпитьевого водоснабжения. Контроль качества. — М.: ИИЦ Роскомэпиднадзора РФ, 1996.
172. Сафронова Н.Г., Воробьёва М.И. О самоочищении непроточных водоёмов / Атомная промышленность, окружающая среда и здоровье человека. М., 1988. - С. 198 - 204.
173. Семёнова- JI.M. Состояние зоопланктона в водоёме-охладителе Чернобыльской АЭС и верховьях Киевского водохранилища // Экол., биоразнообразие и сист. вод. беспозвоночных. 4.1 / Ин-т биол. внутр. вод РАН. Борок, 2000. - С. 166-187.
174. Серебряный^ А.М:, Алещенко A.B., Готлиб' В .Я. и др. О' реакции клеточной популяции на облучение в малых дозах // Радиац. биология. Радиоэкология. -2007. Т. 47. - № 1. - С. 93-99:
175. Сиренко Л.А. Экологические проблемы бассейна Днепра в связи с аварией на Чернобыльской АЭС и в поставарийный« период* // Экол. пробл. бассейнов круп, рек 2 : Тез. докл. Междунар. конф., Тольятти, 14-18 сент., 1998. - Тольятти, 1998. - С. 34.
176. Смагин А.И. Исследование многофакторного антропогенного воздействия на экосистемы технологических водоёмов ПО «Маяк» // Радиац. биология. Радиоэкология. 2006. - Т. 46. - №1. - С. 94-110.
177. Смагин А.И. Радиоэкологические особенности водоёма-хранилищаотходов радиохимических заводов и состояние популяции обитающей; в нём щуки (Esox Lucius L.) // Вопросы радиационной безопасности. -1996.-№2.-С. 35-45.
178. Смагин А.И. Экология? водоёмов зоны радиационной аномалии на Южном Урале: автореферат дис. докт. биол. наук. Пермь, 2008. - 350 с.
179. Смагин А.И. Экология;промышленных водоёмов предприятия;ядерного топливного цикла на Южном Урале. Озёрск: Рёдакционно-издательский центр ВРБ, 2007. - 190 с.
180. Снитько JI.B. Экология и сукцессии фитопланктона озер Южного Урала. Миасс: ИЗГ УрО РАН, 2009: -376 с.
181. Соломатина В.Д., Малиновская М.В., Гребёнкина T.F. Биохимические изменения в организме дрейссены, обитающей в ой радионуклидами среде // Гидробиол. журн. 1994. - Т. 30. - № 6. -.С. 58-63.
182. Соломатина В. Д., Малиновская М.В., Фомовский М.А., Могилевич H.A. Особенности метаболизма рыб в условиях радиоактивного загрязнения // Гидробиол. журн.-2000. 36.г № 3. - С. 51-56.
183. Сопрунова О.Б. Цианобактериальные ассоциации перспективные агенты реабилитации техногенных экосистем; // Мат. межд. конф: «Проблемы и перспективы реабилитации техногенных экосистем». -Астрахань, 2005. - С. 33-38.
184. Стукалов П.М. Оценка радиоактивного загрязнения водоёма Старое Болото в период ликвидации последствий аварии 1957 г. на ПО «Маяк» // Вопросы радиационной безопасности. 1999. - № 1. - С. 18-32.
185. Стукалов П.М. Промышленный водоём ПО «Маяк» Старое Болото. Динамика радиоактивного загрязнения водоёма в 1949-2002 гг // Вопросы радиационной безопасности. -2004. № 4. - С. 19-34.
186. Стукалов П.М. Промышленный водоём ПО «Маяк» Старое Болото. Общая характеристика и история эксплуатации // Вопросы радиационной безопасности. 2000. - № 1. - С. 50-60.
187. Стукалов П.М. Радиоактивное загрязнение промышленного водоёма ПО «Маяк» Старое Болото. Обзор результатов исследовательских работ (1949-2006 годы) Ч. 1. // Библиотека журнала «Вопросы радиационной безопасности» № 10. - Озёрск: РИЦ ВРБ, 2007. - 144 с.
188. Тимофеев Ресовский Н.В. Некоторые проблемы радиационной биогеоценологии. Дисс. . докт. биол. наук. - Свердловск, 1962. - 53 с.
189. Тимофеева Ресовская Е.А. Распределение радиоизотопов по основным компонентам пресноводых водоёмов. Тр. Ин-та экологии рас. и жив. -Свердловск: УНЦ АН СССР, 1963. - Вып. 30. - 78 с.
190. Тимофеев-Ресовский Н.В., Яблоков A.B. Микроэволюцияю Элементарные явления, материал и факторы эволюционного процесса. М.: «Знание», 1974 64 с.
191. Менделеева. 1974. - Т. 19. - № 2. - С. 164-169.243;. Томилина И.И., Комов В.Т. Оценка токсичности грунтов озер Дарвинского заповедника; как объект токсикологических исследований //Биология внутренних вод.-20021 №2. - 0. 20-26:
192. Трапезников A.B. Трапезникова В. Н. Радиоэкология пресноводных экоситем. Екатеренбург: Изд-во УрГСХА, 2006. 390 с.
193. Трапезников А.В., Молчанова И;В., Караваева E.H., Трапезникова В ;Н; Миграция радионуклидов в пресноводных и наземных экосистемах. Т. 1. Екатеринбург: Изд-во,Урал, ун-та, 2007. - 480 с. .
194. Трапезникова A.B., Чеботина М.Я., Трапезникова В.Н. и др. Влияние АЭС на радиоэкологическое состояние водоёма-охладителя. -Екатеринбург: Изд-во «АкадемНаука»,.2008- 400; е. .
195. Трифонова, И!С. Экология? иг сукцессия озерного^ фитопланктона; Л.: Наука, 1990. 184 с.
196. Фесенко С.В., Скотникова О.Г., Скрябин A.M., Сафронова Н.Г., I онтаренко И.А. Моделирование; долгосрочной-, миграции 137Cs и 90Sr вт непроточном пресноводном водоёме // Радиац. биол. Радиоэкол. 2004. -44 - № 4. - С. 446-472.
197. Флейшман Д.Г. Щелочные элементы и их радиоактивные изотопы в« водныхэкосистемах:.~JR: Наукам 1982* 160?с:
198. Францевич Л.И., НаньковИ:В;, Ермаков A.A., Корнюшин A.B., Захарчук Т.Н. Моллюски индикаторы загрязнения среды радионуклидами // Экология. - 1995.- № I, - С. 57-62. . ;
199. Хмелёва H.H., Голубев А.П., Левандовски. К. Динамика популяций живородки Viviparus viviparus (Gastropoda, Prosobranchiä) в: водоёмах зоны- Чернобыльской АЭС (Беларусь), и Зегжиньском водохранилище (Польша)?/ ЛГидробиол. журш-4995: Т; 31L-Ж5: - С^Ш^Г:;
200. Цыцугина В.Г. Эквидозиметрический подход к оценке действия радиоактивного и. химического загрязнения на природные популяции гадробионтов,// Доп. Нац. АН Украши. 2002. - № 3: - С. 204-208.
201. Цыцугина В.Г., Поликарпов 1;.Г. Цитогенетические и популяционные эффекты у олигохет из Чернобыльской зоны // Радиац. биол. Радиоэкология. 2000. - 40. - №2. - С. 226-230.
202. Цыцугина В .Г., Флору X., Поликарпов Г.Г. Генотоксические эффекты в популяциях гидробионтов в районах с повышенным естественным радиационным фоном // Пробл. безпеки атомних електрост. i Чорнобиля. 2005. - № 3. - Ч. 2. - С. 87-91.
203. Чеботина М. Я. О' прочности фиксации 90Sr и 137Cs пресноводными растениями // Радиоактивные изотопы в почвенных и. пресноводных системах. Свердловск, 1981. - С. 47-52.
204. Чеботина М.Я., ГусеваВ.П., Трапезников A.B. Планктон и его роль в миграции радионуклидов в водоёме-охладителе АЭС. Екатеринбург: ИЭРиЖ Уро РАН, 2002. - 171 с.
205. Чеботина М.Я., Куликов Н.В. Экологические аспекты/ изучения миграции радионуклидов, в континентальных водоёмах // Экология. -1998. № 4. - С. 282-290.
206. Чеботина М.Я., JT.B. Трапезников, В!Н. Трапезникова, Н.В. Куликов Радиоэкологические исследования Белоярского водохранилища. -Свердловск: Ин-т экол. раст. и жив., 1992. 76 с.
207. Чеботина М.Я., Любимова С.А. Зависимость сорбции радионуклидов пресноводными растениями от pH среды // Гидробиол. журн. 1981. - Т. 17.-Вып. 5.-С. 101-105.
208. Чеботина М:Я;, Трапезников A.B., Трапезникова В.Н. Влияние подогрева воды на накопление радионуклидов грунтами Белоярского водохранилища // Экология. 1986. - № 2. - С. 75-77.
209. Чеботина М.Я., Трапезников A.B., Трапезникова В.Н., Гусева В.П. Накопление радиоактивных и стабильных нуклидов элодеей в зависимости от сезона года // Экология. 1986. - № 6. - С. 72-74.
210. Чеботина М.Я., Трапезников A.B., Трапезникова В.Н., Куликов Н.В. Радиоэкологические исследования Белоярского водохранилища. -Свердловск, 1992. 77 с.
211. Шевцова H.A., Швец Д.И., Яблонская Л.И. Влияние у-облучения на некоторые виды пресноводных планктонных водорослей // Гидробиол. журн. 1989. - Т. 25 - № 5. - С. 92-97.
212. Шевченко В.А. Радиационная генетика одноклеточных водорослей: исследования по хлорелле. М.: Наука, 1979. - 256 с.
213. Шевченко В.А., Абрамов В.И., Печкуренков В.Л. Генетические исследования на Восточно-Уральском^ радиоактивном следе // Экологические последствия радиоактивного загрязнения на Южном Урале. М.: Наука, 1993. - С. 258-302.
214. Шевченко Т.Ф. Фитоперифитон водоёма-охладителя Чернобыльской АЭС (Украина) до и после аварии: Тез. докл. на 2 междунар. конф. «Актуал. пробл. соврем, альгологии» (Киев, май 1999) // Альгология. -1999. Т. 9. - № 2. - С. 160-161.
215. Шеханова И.А. Радиоэкологические аспекты защиты поверхностных вод при мирном использовании ядерной энергии // Проблемы и задачи радиоэкологии животных. М.: Наука, 1980. - С. 14-35.
216. Шлейфер Г.С., Шеханова И:А Влияние ионизирующей радиации на иммуно-физиологическое состояние рыб / В: кн.: Проблемы, и задачи радиоэкологии животных.- Mi: Наука; 1980: С. 35-43;
217. Эйдус J1.X. О механизме индукции репарации повреждений ДНК при действии ионизирующего излучения на клетки // Радиац. биол. Радиоэкология. 2000. - Т. 40. - №6. - С. 674-677.
218. Экологический паспорт промводоёма В-11 / Каргаполов B.C., Пономарева Р.И:, Солдатов?Б;В: и др: Озерск, ПО «Маяк»; 1996. - 16 с.
219. Экологический паспорт промводоёма В-4 / Каргаполов B.C., Пономарева Р.П., Солдатов Б.В. и др. Озерск, ПО «Маяк», 1997. - 17 с.
220. Ядерные испытания СССР. Том 3. Ядерное оружие. Военнополитические аспекты. / Кол. авторов под рук. В. Н. Михайлова. Саров, РФЯЦ-ВНИИЭФ, 2000. - 211 с.
221. Adam, C. Genotoxic effects of radionuclides on aquatic organisms. State of the art and critical review of existing methods. Report DEI/SECRE 2004-022. IRSN 2007/81 (2007).
222. Alonzo, F. (IRSN), Gamier-Laplace, J: (IRSN), Gilbin, R. (IRSN), HertelAas, T. (UMB), Jaworska, A. (NRPA), Oughton, Di (UMB), Salbu, B. (UMB)t
223. ERICA. DELIVERABLE 5: ANNEX В Experiments on chronic exposure to. radionuclides and induced biological effects on two. invertebrates (earthworm and daphnid).- Results and:discussion: 2006. 7 p:
224. Anderson G.G. Seasonal characteristics of two saline lakes im Washington // Limnol: Oceanogr. 1958; - Vol. 3. - P.' 51-68.
225. Anderson. S.L., Harrison F.L. Effects of radiation on' aquatic organisms and radiobiological, methodologies for effects assessment. ЕРА-520/Г-85-016. U.S; Environmental-Protection Agency.,
226. Assessing the impact of deep sea. disposal of low , level, radioactive wasteon living marine resourcts //Technical Reports Series/ Vieena, IAEA. - 1988. -288. - P. 23-36.
227. Assessment of the consequences of the radioactive contamination of aquaticmedia and biota. Model Testing Using Chernobyl Data. BIOMOVS II. Technical report № 10. SRPI. Stockholm, 1996.
228. Baulch J.E., Raabe O.G. Wiley L.M. et al. Germline drift in chimeric male mice possessing an F2 component with a paternal F0 radiation history // Mutagenesis. 2002. - Vol. 17. - № 1. - P. 9-1.
229. Benes P. // IV International symposium de radioecology de Cadaracht. 1988. -Vol. l.-P. 60 -67.
230. Blaylock B.G. Radionuclide data bases available for bioaccumulation factorsfor freshwater biota / B.G. Blaylock // Nucltar safety. 1982. - Vol.1. -P. 427-438.
231. Blood groups and diseases, associated with inherited abnormalities of the red blood cell membrane". Transfusion Medicine Reviews 14 (4): 364-374.
232. Boreham D.R., Mitchel R.E. DNA repair in Chlamydomonas reinhardtii induced by heat shock and gamma radiation // Radiat Res. -1993. Voll 135(3).-P. 365-371.
233. Bortoletto E., Mognato M., Ferraro P. et al. Chromosome instability inducediin the cell progeny of human T lymphocytes irradiated in G(0) with gamma-rays // Mutagenesis. 2001. - Vol. 16.- № 6. - P. 529-537.
234. Brechignac, F. Protection of the environment: how to position radioprotection in an ecological risk assessment perspective. Sci. Total Environ. 307(1): 35-54 (2003).
235. Burnes R. M., Diel Jr.variations in the vertical distribution of zooplankton in lake Monroe, Florida. M.S. Thesis, University of Florida, Gainesville, Florida, U.S.A., 2007. 47 p.
236. Carpenter E.J. A simple, inexpensive algal chemostat./ Limnol. Oceanogr. -1969.-14.-P. 720-721.
237. Cavas T., Ergene-Gozukara S. Induction of micronuclei and nuclear abnormalities in Oreochomis niloticus following exposure to petroleum refinery and chromium processing plant effluents. -Aquatic Toxicology, 2005.-74(3).-P. 264-271.4 i
-
Тряпицына, Галина Александровна
-
доктора биологических наук
-
Москва, 2011
-
ВАК 03.01.01
- Биологический контроль радиационно-химического воздействия на окружающую среду и экологическое нормирование ионизирующих излучений
- Экологические принципы регламентирования антропогенной токсикологической нагрузки на водные экосистемы
- Экология водоемов зоны техногенной радиационной аномалии на Южном Урале
- Загрязнение компонентов наземных экосистем 3H, 90Sr, 137Cs и 226Ra в результате нарушения многобарьерной защиты хранилищ радиоактивных отходов
- Активность 137Cs и 90Sr в грибах и некоторых объектах растительного и животного происхождения в Пермском крае
