Биологический контроль радиационно-химического воздействия на окружающую среду и экологическое нормирование ионизирующих излучений
На правах рукописи
Удалова Алла Александровна БИОЛОГИЧЕСКИЙ КОНТРОЛЬ РАДИАЦИОННО-ХИМИЧЕСКОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ОКРУЖАЮЩУЮ СРЕДУ И ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ НОРМИРОВАНИЕ ИОНИЗИРУЮЩИХ ИЗЛУЧЕНИЙ 03.01.01 – Радиобиология 03.02.08 – Экология
АВТОРЕФЕРАТ
диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук
Обнинск – 2011
Работа выполнена в Государственном научном учреждении Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук Научный консультант доктор биологических наук, профессор Гераськин Станислав Алексеевич
Официальные оппоненты: доктор биологических наук, профессор Гудков Игорь Николаевич доктор биологических наук, профессор Позолотина Вера Николаевна доктор биологических наук Рубанович Александр Владимирович Ведущая организация Институт химической физики им. Н.Н. Семенова Российской академии наук
Защита состоится _декабря 2011 г. в _ часов на заседании диссертаци онного совета Д 006.068.01 по радиобиологии при Государственном научном учреж дении Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук по ад ресу: 249032 Калужская обл., г. Обнинск, 109-км Киевского шоссе, ВНИИСХРАЭ.
Факс: +7(48439)68066.
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Государственного научного учреждения Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйствен ной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук.
Автореферат разослан_2011 г.
Ученый секретарь диссертационного совета кандидат биологических наук Шубина О.А.
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность исследования возможных последствий для живой природы и человека увеличивающихся антропогенных нагрузок на биосферу неуклонно возрас тает. В основе существующей системы контроля и ограничения негативного влияния на природную среду лежит гигиеническая регламентация техногенных факторов, ко торая на практике сводится к изучению влияния на человека и нормированию огра ниченного числа контролируемых загрязняющих веществ, что признается недоста точным многими специалистами. Становится все более очевидно, что будущее че ловечества неразрывно связано со здоровой средой обитания. Поэтому разработка принципов и методов оценки состояния биоценозов, контроля и ограничения нега тивного воздействия на представителей флоры и фауны, сохранения основных па раметров стабильного развития природных и искусственных экосистем в условиях техногенеза становится важной научной и практической задачей, для успешного ре шения которой необходимо развитие методов биологического мониторинга и эколо гического нормирования.
К числу приоритетных загрязнителей окружающей среды относятся химические и радиоактивные вещества. Пристальное внимание к вопросам радиационной безо пасности в современном обществе обусловлено многими причинами, не последнюю роль среди которых сыграли аварии на объектах ядерной промышленности и энер гетики. Особый интерес представляют оценка и прогнозирование эффектов, возни кающих при сочетанном действий ионизирующих излучений (ИИ) и химических за грязняющих веществ в невысоких дозах и концентрациях, которые могут иметь ме сто в естественных условиях обитания человека, животных и растений. Удобным объектом для оценки качества среды обитания являются растения благодаря при крепленному образу жизни, широкому распространению, значимой роли в биоцено зе, доступности и технологичности стандартных методик.
В области экологического нормирования техногенных воздействий стоит много нерешенных задач, одной из которых является регламентация радиационного воз действия на биоту. Для формирования адекватных представлений о потенциальной опасности атомной энергетики необходимо развитие методов диагностики, контроля и нормирования радионуклидов в природных средах, а также изучение последствий хронического радиационного воздействия на природные популяции. При этом в ка честве неотъемлемой составляющей общей системы защиты живой природы от действия ИИ должна рассматриваться радиационная защита аграрных экосистем.
Цель и задачи исследования. Цель работы – обоснование принципов и мето дов биологического контроля сочетанного радиационно-химического воздействия на окружающую среду с использованием растений, а также разработка методологии и методов экологического нормирования радиационного воздействия на примере аг роценозов.
Задачи исследований:
1. Изучить эффективность методов биотестирования с использованием расте ний для оценки мутагенности и токсичности природных сред на территориях, под вергающихся сочетанному радиационно-химическому воздействию.
2. Изучить последствия хронического радиационного и техногенного воздейст вия на природные популяции растений.
3. Разработать методологию количественного анализа данных биологического мониторинга и химико-аналитического контроля природных сред.
4. Разработать методологию, обосновать методы экологического нормирования ИИ и оценить допустимые уровни радиационного воздействия на примере сельско хозяйственных растений.
Положения, выносимые на защиту.
1. Корректная оценка опасности сочетанного радиационно-химического воз действия на окружающую среду может быть получена только при совместном ис пользовании физико-химических и биологических методов контроля.
2. Биотестирование с использованием Allium cepa – эффективное средство диагностики качества природных сред (вод и почв) в случае их сочетанного загряз нения химическими веществами и радионуклидами.
3. Изучение цитогенетических эффектов в семенном потомстве Pinus sylvestris L. позволяет выявлять негативное воздействие на природные популяции растений при низких уровнях радиоактивного и радиационно-химического загрязнения. Дли тельное техногенное воздействие может приводить к увеличению частоты абер рантных клеток, дестабилизации временной динамики, снижению генетически де терминированной компоненты и нарушению структуры эколого-генетической измен чивости цитогенетических показателей в популяциях сосны обыкновенной.
4. Разработана методика количественного анализа связи биологического эф фекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения, которая позволяет выявлять факторы, вносящие основной вклад в биологический ответ, и строить про гностические модели с учетом негомогенности загрязнения, вариабельности биоло гических показателей и возможного взаимодействия факторов.
5. Предложена методология экологического нормирования радиационного воздействия, позволяющая с единых позиций проанализировать совокупность имеющихся в сельскохозяйственной радиологии данных об эффектах ИИ у культур ных растений в целях определения допустимых дозовых нагрузок на агроценозы.
Научная новизна. Оценка опасности сочетанного радиационно-химического воздействия на окружающую среду в разных радиоэкологических ситуациях прове дена на единой методологической основе при совместном применении физико химических и биологических методов контроля с использованием растений.
Продемонстрирована эффективность Allium-теста для оценки мутагенности и токсичности природных сред (вод и грунтов) с повышенным содержанием химиче ских и радиоактивных веществ при разных сценариях загрязнения.
Впервые в шестилетнем цикле наблюдений показано, что частота аберрантных клеток в корневой меристеме проростков семян из популяций сосны обыкновенной, более 20 лет произрастающих на подвергшейся радиоактивному загрязнению тер ритории Брянской обл., достоверно превышает контрольный уровень и увеличива ется вместе с радиационной нагрузкой.
Впервые показано наличие циклических изменений частоты цитогенетических нарушений во времени в фоновой популяции сосны обыкновенной, которые деста билизируются в условиях техногенеза;
изучена эколого-генетическая структура из менчивости цитогенетических показателей в популяциях сосны обыкновенной, про израстающей вблизи комплекса предприятий ядерной промышленности в Ленин градской обл.;
отмечено снижение вклада генетически детерминированной компо ненты и уменьшение значимости семья-средовых взаимодействий в градиенте тех ногенного воздействия.
Разработана методика количественного анализа связи наблюдаемого биологи ческого эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при много факторном воздействии и показана ее эффективность при анализе данных биотес тирования и биоиндикации радиационно-химического загрязнения природных сред.
Создана база данных «Действие ионизирующих излучений на растения», со держащая количественные и качественные показатели радиационно индуцированных эффектов у растений, полученные отечественными и зарубежными исследователями в лабораторных и полевых экспериментах.
Предложена методология оценки допустимого радиационного воздействия на агроценозы. Разработаны и обоснованы методические подходы к определению кри тических доз и мощностей доз ИИ при остром и хроническом облучении культурных растений и установлению допустимых уровней радиационного воздействия. Показа но, что предельно допустимые дозовые нагрузки на агроценоз, приводящие к снижению показателей продуктивности сельскохозяйст-венных культур более чем на 50%, составляют не менее 130-150 и 7-13 Гр в случае острого облучения покоящихся семян и вегетирующих растений, соответственно, а уменьшение биологических показателей той же группы более чем на 10% при хроническом радиационном воздействии не ожидается при мощностях доз облучения менее 1- мГр/час.
Теоретическая и практическая значимость. Полученные в диссертации ре зультаты могут быть использованы для совершенствования существующей системы контроля состояния окружающей среды и регламентирования техногенного (включая радиационное) воздействия. Дополнение традиционной системы экологического мо ниторинга методами биотестирования и биоиндикации с использованием высших растений повышает надежность оценок экологического риска.
Allium-тест может эффективно применяться для диагностики радиационно химического загрязнения. Биоиндикация с использованием сосны обыкновенной по зволяет получать оперативную информацию о негативном влияния химических и физических факторов до появления визуальных признаков поражения.
Предложенная методика количественного анализа связи наблюдаемых биоло гических эффектов с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при мно гокомпонентном воздействии позволяет выявлять факторы, вносящие основной вклад в формирование загрязнения окружающей среды и ответную реакцию биоло гических систем, создавать прогностические модели на базе наиболее существен ных объясняющих переменных с учетом негомогенности загрязнения и вариабель ности биологических параметров, учитывая нелинейные взаимодействия факторов.
Методика применима для широкого круга радиоэкологических условий, спектров и уровней загрязняющих веществ, тест-организмов или референтных видов, исполь зуемых для оценки опасности техногенного воздействия.
Разработанная методология определения допустимого радиационного воздей ствия на агроценоз, позволяющая количественно оценить критические и предельно допустимые дозовые нагрузки, является первым шагом на пути создания системы экологического нормирования ИИ и радионуклидов. Предложенную методологию и методы оценки допустимых уровней радиационного воздействия можно адаптировать к разным компонентам агроэкосистем и перенести на естественные биоценозы или основные группы видов флоры и фауны.
Апробация и реализация результатов. Материалы диссертации были пред ставлены более чем на 60 научных конференциях, симпозиумах, съездах и конгрес сах, основные из которых: Съезды по радиационным исследованиям (Москва, 1993, 1997, 2001, 2006, 2010);
Международные симпозиумы по защите окружающей среды от действия ионизирующих излучений (Стокгольм, 1996, 2003), по биоиндикаторам (Сыктывкар, 2001), по микродозиметрии (Стреза, 2001), по радиационной защите (Кардифф, 2005), «Хроническое радиационное воздействие: медико-биологические эффекты» (Челябинск, 2005, 2010), «Проблемы биохимии, радиационной и космиче ской биологии» (Москва, 2006, Дубна, 2007), Международные конгрессы по радиаци онным исследованиям (Вюрцбург, 1995, Варшава, 2011), ЭКОТОКС (Брно, 2005), Международного агентства по радиационной защите стран Азии и Океании (Пекин, 2006), Международного агентства по радиационной защите (Хельсинки, 2010), Меж дународные конференции по радиоэкологии и радиоактивности в окружающей среде (Монако, 2002, Ницца, 2005, Берген, 2008, Гамильтон, 2011), «Генетические послед ствия чрезвычайных радиационных ситуаций» (Москва, 2002, Дубна, 2005), «ЭКО РАД» (Экс-Прованс, 2004), «Современные проблемы генетики, радиобиологии, ра диоэкологии и эволюции» (Ереван, 2005, Алушта, 2010), по действию малых доз ра диации на человека и окружающую среду (Будапешт, 2007), «Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы» (Москва, 2008);
«Радиационная защита и ядерная безопасность для повышения социальной стабильности» (Вильнюс, 2009).
Результаты, полученные в диссертации, использованы при выполнении научно исследовательских работ по заданиям Российской академии сельскохозяйственных наук, в рамках ФЦП «Ядерная и радиационная безопасность России» (№№ 1.30.02.16/5, 1.30.03.16/7, 1.30.04.16/7, 1.30.05.16/7) и проектов РФФИ (№№05-04 96721, 08-04-00631, 11-04-97524, 11-08-00430, 11-04-00670), при разработке регламентирующих документов, внедрены в образовательный процесс в ИАТЭ НИ ЯУ МИФИ (курсы «Методы биологического контроля природной среды» для специ альности 020801 «Экология» и «Экологическая и биологическая информатика» для специальности 020803 «Биоэкология»).
Личный вклад автора. Автор принимала личное участие в выполнении всех этапов работы, а именно: формулировке проблем, постановке целей и задач, пла нировании и проведении экспериментальных исследований, обосновании методиче ских подходов, разработке методов и проведении анализа экспериментальных ма териалов, интерпретации результатов, подготовке отчетов и публикаций.
Публикации. По материалам исследований опубликованы 133 работы (общим объемом 37 п.л.), в том числе 29 статей в изданиях, рекомендуемых ВАК.
Структура и объем диссертационной работы. Диссертация состоит из вве дения, пяти глав, заключения, выводов, списка литературы и семи приложений. Ра бота изложена на 434 стр., содержит 64 рисунка и 84 таблицы. Список литературы включает 547 работ (307 на русском и 240 на иностранном языках).
СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
ГЛАВА 1. СУЩЕСТВУЮЩИЕ ПОДХОДЫ К ОЦЕНКЕ СОСТОЯНИЯ БИОТЫ В УСЛОВИЯХ РАДИАЦИОННОГО И ТЕХНОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ В Главе 1 приведен обзор биологических методов, используемых для оценки качества окружающей среды, в частности, охарактеризованы особенности примене ния растений для биотестирования и биоиндикации;
рассмотрены эффекты, наблю даемые в популяциях растений в условиях хронического действия радиационных и техногенных факторов;
проанализированы проблемы и существующие подходы к оценке сочетанного воздействия факторов радиационной и нерадиационной приро ды на биологические объекты;
рассмотрены основные принципы экологического нормирования и современные тенденции в развитии системы радиационной защиты флоры и фауны.
ГЛАВА 2. ПРИМЕНЕНИЕ МЕТОДОВ БИОТЕСТИРОВАНИЯ ДЛЯ ОЦЕНКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОБСТАНОВКИ НА ТЕРРИТОРИЯХ, ПОДВЕРГАЮЩИХСЯ РАДИАЦИОННО-ТЕХНОГЕННОМУ ВОЗДЕЙСТВИЮ При решении задач по обеспечению радиационной и химической безопасности и снижению риска воздействия на здоровье человека и окружающую среду промыш ленных объектов (в том числе радиационно-опасных) важная роль принадлежит экологическому мониторингу, поэтому совершенствование существующих и разра ботка новых методов оценки загрязнения природных сред относится к приоритетным направлениям исследований. Характерный для реальных ситуаций многокомпо нентный состав загрязнения, сложная динамика поступления токсикантов и негомо генность их распределения в природных средах и живых организмах, взаимодейст вие между индуцированными разными факторами повреждениями, ограниченные возможности контролирующих служб делают практически невозможным получение корректных оценок риска, основанных только на результатах инструментального анализа. Улучшить систему контроля и оценки качества окружающей среды можно путем внедрения в практику экологического мониторинга методов биологического контроля природных сред, основными из которых являются биотестирование и био индикация. Биотестирование состоит в оценке интегральной токсичности среды в лабораторных условиях с помощью живых тест-объектов и дополняет инструмен тальные методы анализа проб воды, воздуха, почвы данными об опасности сущест вующего загрязнения для живого организма, учитывающими всю совокупность дей ствующих факторов, а также синергические и антагонистические эффекты их взаи модействия.
2.1. Использование Аллиум-теста для оценки качества окружающей среды Широкое применение в методиках биотестирования нашел лук обыкновенный (Allium cepa L.) благодаря высокой чувствительности, устойчивой реакции как на мо лекулярно-клеточном (митотический индекс (МИ), частота микроядер и аберраций хромосом в ана-телофазных клетках), так и организменном (ингибирование роста корней) уровнях, простоте и оперативности методик, достоверной связи результатов с выводами, полученными на прокариотах и других эукариотах (Fiskesjo, 1985, 1988).
Эффективность Allium-теста для оценки токсичности почв, донных отложений, воз духа, пресных и морских вод, загрязняемых промышленными и бытовыми сбросами, модельных растворов, качества питьевой воды и т.д. была продемонстрирована во множестве исследований. Вместе с тем, попытки применить этот тест для оценки радиационно-химического загрязнения природных сред немногочисленны (Евсеева и др., 2003, 2004, Пяткова и др., 2007).
Методика биотестирования. В качестве тест-объекта использовался лук репчатый (Allium cepa L.) cорт Штудтгартен-ризен. Одинаковые по размеру (диамет ром 15-17 мм) и массе (5-8 г) луковицы с наклюнувшимися корешками помещали в пробирки с пробами воды или в контейнеры с почвой и проращивали 3-е суток при температуре +24 C. Для цитогенетического анализа корешки длиной 10-12 мм фик сировали в смеси спирт : ледяная уксусная кислота (3:1) и окрашивали ацетоорсеи ном. В каждом препарате просматривали все ана-телофазные клетки и учитывали долю клеток с цитогенетическими нарушениями. В спектре нарушений выделяли структурные аберрации хромосом (хроматидные и хромосомные мосты и фрагмен ты) и митотические аномалии (отставания хромосом, трехполюсные и К-митозы).
Цитотоксичность оценивали по изменению митотической активности клеток корне вой меристемы.
Статистический анализ данных. Экспериментальные данные подвергали статистической обработке с применением пакетов MS Excel, Statgraf, Statistica. Дан ные проверяли на наличие выбросов. Для определения оптимального объема вы борки использовали методику статистического анализа эмпирических распределе ний (Гераськин и др., 1994). Достоверность отличий оценивали с помощью парамет рических и непараметрических критериев. Вариационный анализ проводили с уче том изменчивости признака по препаратам.
2.2. Оценка мутагенности и токсичности природных вод в районе разме щения хранилища радиоактивных отходов Комплексное радиоэкологическое обследование территории хранилища радио активных отходов (РАО) ГНЦ РФ-ФЭИ в г. Обнинске было предпринято с целью оценки последствий поступления загрязняющих веществ в окружающую среду в ре зультате разгерметизации одной из емкостей хранилища, что привело к утечке око ло 4,4 108 Бк (12 мКи) радиоактивных веществ (в основном 90Sr) (Васильева, 2007).
На момент обнаружения утечки имевшиеся документальные сведения о радионук лидном составе, активности, объеме захороненных в хранилище отходов являлись отрывочными, поэтому оценка интегральной токсичности произошедшего загрязне ния была особенно целесообразна.
Радиоэкологическая обстановка на изучаемой территории. Отбор проб воды из трех наблюдательных скважин (Варианты 5-7) на территории хранилища, а также с прилегающей территории (Варианты 3, 4, 8, 9) был проведен в 2004 г. В ка честве контроля использовали воду из лесного ручья (Вариант 1) и дистиллирован ную воду (Вариант 2). Все образцы удовлетворяли санитарно-гигиеническим требо ваниям по общей минерализации воды, содержанию хлоридов, нитратов и сульфа тов, величине водородного показателя, общей жесткости. Удельные активности Cs, 226Ra и 232Th были ниже пределов обнаружения. Значительное превышение уровня вмешательства по 90Sr (5,0 Бк/кг) имело место в Вариантах 4 (44,8 Бк/кг) и (51,2 Бк/кг). Во всех пробах содержание макроэлементов K, Na, Mg, микроэлементов Co, Cd, Pb, Al и Cr было ниже ПДКвр для водоемов рыбохозяйственного водопользо вания. Превышение ПДКвр имело место по Fe, Sr, Mn, Zn, Ni, Cu. Вода из наблюда тельных скважин в Вариантах 5 и 6 содержала чрезвычайно высокие концентрации цинка и марганца (до 250 ПДКвр), Вариантах 5-7 – никеля (до 30 ПДКвр).
Биотестирование поверхностных и грунтовых вод. Для проведения био тестирования на вариант опыта использовали 70-100 корешков от 10 луковиц. При определении МИ просматривали 1350-3230 клеток в 16-39 препаратах;
при опреде лении частоты аберрантных клеток (АК) – от 3150 до 7080 ана-телофазных клеток в 17-33 препаратах.
При проращивании лука в воде, отобранной в зоне влияния хранилища РАО (Варианты 3-9), зарегистрирована повышенная частота аберрантных клеток (АК) в корневой меристеме (рис. 1, А). Максимальный генотоксический эффект имел место в Варианте 3 («болото»). Частота АК слабо зависела от удельной активности 90Sr (r = 0,39, p 0,10), что позволило предположить значительное влияние на наблюдае мую генотоксичность химических загрязняющих веществ, чувствительность Allium теста к которым хорошо известна. Ведущую роль в генотоксическом эффекте играли (рис. 2) отставания хромосом (40-60% всех аберраций). Двойные мосты и трехпо люсные митозы вносили, соответственно, 18-35 и 15-26% нарушений в общий спектр. Статистически значимое увеличение частоты нарушений, происхождение которых связано с повреждением митотического аппарата клетки (отставания хро мосом и трехполюсные митозы), имело место практически во всех случаях (Вариан ты 3-8). Аналогичный эффект – влияние токсикантов на веретено деления, расхож дение хромосом и цитокинез, – отмечается во многих работах при оценке геноток сичности химических мутагенов и смесей разных веществ для клеток корневой ме ристемы лука (Liman et al., 2010;
Fiskesjo, 1988).
Достоверное подавление митотической активности (рис. 1, Б) по сравнению с % Б А % 2 1 3 2 9 4 7 1 8 5 2 1 6 9 5 7 4 8 Вариант Вариант Рис. 1. Частота аберрантных клеток (А) и митотический индекс (Б) в корневой меристеме лука обыкновенного при тестировании воды с территории храни лища РАО Заштрихованные столбики - достоверное отличие от Варианта 1 (p 0,05) 9 * f’, m’– хроматидные 8 f''+m'' * фрагменты и мосты;
* f’’, m’’– хромосомные f'+m' * * фрагменты и мосты;
3p 6 * * Вариант g – отставания хромо g * сом;
4 * * 3p – трехполюсные митозы;
* * - достоверное отли чие частоты аберраций от Варианта 0% 20% 40% 60% 80% 100% (p 0,05) Рис. 2. Относительный вклад аберраций разного типа (%) в спектр цитогенетиче ских нарушений при тестировании воды с территории хранилища РАО контрольным уровнем отмечено в Варианте 2 (дистиллированная вода), Варианте (притеррасное понижение, почва содержит большое количество ила и органического вещества, в которых могли аккумулироваться загрязняющие вещества) и Варианте (повышенные уровни 90Sr, Zn и Cu). Увеличение пролиферативной активности отме чено в Вариантах 5, 6 и 8, несмотря на довольно высокое содержание загрязняющих веществ. Так, концентрации Zn, Mn и Ni в Варианте 5 более чем в 100 раз выше, чем в Варианте 4. Широкий спектр ответных реакций (от стимуляции до угнетения), по видимому, обусловлен нелинейной зависимостью биологических показателей от доз и концентраций действующих агентов, а также совместным действием токсикантов разной природы. Также, нельзя гарантировать, что в ходе аналитических измерений получена информация обо всех биологически значимых токсикантах. Очевидно, что данные физико-химического анализа недостаточны для объяснения и прогнозирова ния эффектов многокомпонентных воздействий на живой организм.
Полученные результаты согласуются с выводами других исследователей, про водивших биотестирование и биоиндикацию той же территории с использованием организмов разных систематических групп (водоросли, инфузории, ракообразные, моллюски, высшие растения, млекопитающие) в качестве тест-объектов. Во всех работах выявлены признаки неблагоприятного воздействия на организмы, однако отмечается, что при сочетанном действии нескольких агентов сложно выделить ос новной фактор, ответственный за наблюдаемые эффекты (Васильева и др., 2007, Пяткова и др., 2007, Козьмин и др., 2008).
2.3. Оценка цито- и генотоксичности природных сред на территории с техногенно повышенным уровнем естественной радиоактивности Качественно иной сценарий сочетанного загрязнения природной среды изучен на примере Верхнесилезского угольного бассейна (Польша) – одного из крупнейших месторождений полезных ископаемых в мире. Поступление значительных количеств ТЕРН и химических загрязняющих веществ в окружающую среду на территории Верхней Силезии происходит с шахтными водами, которые через пруды-отстойники попадают в открытую гидрографическую сеть. Установление состава и соотношения ТЕРН и химических загрязняющих веществ в шахтных и природных водах, донных отложениях прудов-отстойников и сообщающихся с ними поверхностных водоемов, почвах в непосредственной близости от шахт и других объектах – весьма трудоем кая задача. Надежность оценок риска и прогнозирование последствий антропогенно го воздействия могут быть значительно улучшены, если традиционная система эко логического мониторинга будет дополнена методами биотестирования.
Уровни загрязнения природных сред. Отбор проб воды на территории Верх ней Силезии проводился в 2005 г. в штольнях трех шахт (Варианты W1, W2 и W3), из реки (Вариант W4), и из пруда-отстойника (Вариант WRef – натурный контроль).
Шахтные воды представляют собой солевые растворы (содержание солей выше г/л) с высокой концентрацией хлоридов, сульфатов, тяжелых металлов и нуклидов радия. Максимальное превышение установленных в Польше допустимых уровней для сбросовых вод имеет место по Ba (665 раз), Sr (72 раза), Na (55 раз) и Mg ( раз). Содержание изотопов радия 226Ra и 228Ra в воде из штолен превышает допус тимые удельные активности в питьевой воде до 34 и 58 раз, соответственно. Воды реки также характеризуются повышенной соленостью и значительным химическим загрязнением;
удельные активности радионуклидов в речной воде удовлетворяют требованиям радиационной безопасности Польши, хотя и превышают рекомендо ванные ВОЗ уровни для питьевой воды.
Образцы грунта и донных отложений отбирали в то же время с берега пруда отстойника (Вариант S1), дна пересохшего пруда-отстойника (Варианты S2 и S3), а также из штольни шахты (Вариант S4). Содержание химических загрязняющих ве ществ в этих пробах во многих случаях превышало российские ПДК, хотя польские нормативы для промышленных территорий нарушены только для бария (до 10 раз).
Суммарная удельная активность изотопов радия в пробах S1 и S4 – более 90 кБк/кг, что позволяет классифицировать их как твердые радиоактивные отходы.
Биотестирование подземных и поверхностных вод. Из-за высокой соле ности и загрязненности химическими примесями проращивание лука в отобранной из штолен и реки воде оказалось возможным только после ее разведения (в Вари антах W1-W3 – в 20 раз, W4 – в 3 раза). В качестве контроля использовали дистил лированную воду (DW). На вариант опыта проращивали 30 луковиц;
при определе нии МИ просматривали 1600-1900 клеток в 22 препаратах, при оценке частоты АК – от 3500 до 10200 ана-телофазных клеток в 13-45 препаратах.
Тест «частота аберрантных ана-телофаз в корневой меристеме лука» показал высокую генотоксичность всех неконтрольных проб воды даже после их разбавления (рис. 3, А). Преобладающими типами цитогенетических нарушений являлись мито тические аномалии (45-55% от всех нарушений) и хромосомные мосты (23-38%).
Частота двойных мостов достоверно превышала контрольный уровень при биотес тировании всех образцов воды, взятых из штолен. Цитотоксическое действие воды (после разбавления) по отношению к клеткам корневой меристемы лука обыкновен ного не выявлено.
Биотестирование грунта. Высокая начальная токсичность образца грунта из штольни S4 потребовала его разбавления, для чего использовали плодородную почву для овощных и цветочных культур и выщелоченный чернозем в отношении 1:1:9. В контейнеры с образцами грунта высаживали по 40 луковиц. При определе нии МИ просматривали 1600-1800 клеток в 22-23 препаратах, при оценке частоты АК – от 1700-7800 ана-телофазных клеток в 15-33 препаратах.
Достоверное увеличение частоты АК (рис. 3, Б) и частоты двойных хромосом ных мостов по сравнению с контролем (Вариант S0 - выщелоченный чернозем) об наружены при проращивании лука обыкновенного во всех Вариантах S1-S4. Кроме того, повышен выход отставаний хромосом в Вариантах S3 и S4. Митотическая ак тивность в корневой меристеме лука в Вариантах S1-S3 не отличалась от контроль ного значения. Образец S4, несмотря на 18-кратное разбавление исходной пробы и малое отличие концентраций химических элементов в получившейся смеси от кон трольной почвы, оказывал достоверное ингибирующее действие на пролифератив ную активность клеток лука. Полученный результат в очередной раз подтвердил, что определение концентраций ограниченного числа веществ не может дать адекватно го прогноза опасности мутагенного и токсического действия смесей сложного и неиз вестного состава.
Б А 2 BS4 S1 S2 S3 S W1 W2 W3 W4 Wref DW Вариант Вариант Рис. 3. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука обыкновенного при тестировании воды (А) и грунта (Б) с территории Верхней Силезии Заштрихованные столбики - достоверное отличие от Вариантов WRef и S0, соответст венно (p 0,05) Таким образом, для оценки экологической обстановки на территориях, подвер гающихся комбинированному радиационному и техногенному воздействию, исполь зован комплексный подход, интегрирующий результаты физико-химического кон троля и биологического мониторинга окружающей среды. Показано, что тест «час тота аберрантных ана-телофаз в корневой меристеме лука обыкновенного» может быть с успехом применен для оценки качества среды при совместном загрязнении химическими поллютантами, техногенными радионуклидами и в условиях антропо генно повышенных уровней естественной радиоактивности. Тест эффективен для диагностики как вод или водных растворов, так и почв.
ГЛАВА 3. ИЗУЧЕНИЕ ПОСЛЕДСТВИЙ ХРОНИЧЕСКОГО РАДИАЦИОННОГО И ТЕХНОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ПОПУЛЯЦИИ СОСНЫ ОБЫКНОВЕННОЙ Несмотря на преимущества, которые имеют методы биотестирования перед аналитическими измерениями, они не способны учесть весь комплекс абиотических и биотических факторов, оказывающих воздействие на организмы в естественной среде, и их вариабельность во времени и пространстве. Только наблюдая за при родными популяциями животных и растений, то есть проводя биоиндикацию, можно получить полную информацию о состоянии среды обитания.
3.1. Использование сосны обыкновенной для биоиндикации техногенного воздействия на природные экосистемы Исследования в области радиоэкологии и экотоксикологии в нашей стране и за рубежом показали, что одним из наиболее чувствительных к антропогенному воз действию природных сообществ являются хвойные леса. Широкий ареал распро странения, близкая радиочувствительность клеток сосны и человека, информатив ность, технологичность и чувствительность методик тестирования выдвинули сосну обыкновенную в число основных природных тест-объектов эколого-генетического мониторинга. Долговременные наблюдения за популяциями хвойных растений, на селяющими радиоактивно и техногенно загрязненные территории, могут стать источ ником ценной информации о закономерностях формирования биологических эф фектов в этих условиях, а также направленности и динамике адаптивных процессов.
3.2. Методика исследований Отбор шишек сосны обыкновенной производили в конце года (ноябрь-декабрь), а побегов с молодой хвоей – весной (конец мая) с деревьев примерно одинакового возраста. Шишки хранили в условиях, близких к естественным, до созревания и рас крытия. Для цитогенетического анализа использовали только свободно высыпав шиеся, хорошо выполненные семена, которые проращивали в чашках Петри на фильтровальной бумаге. Часть семян была подвергнута острому -облучению в дозе 15 Гр при мощности дозы 0,6 Гр/мин (60Сo, установка «Луч», Латвия), сразу после облучения семена проращивали. Корешки проростков длиной 7-14 мм и молодую хвою фиксировали в ацетоуксусном алкоголе (1:3), окрашивали ацетоорсеином. В каждом препарате анализировали все ана-телофазные клетки, определяли частоту АК и идентифицировали типы цитогенетических нарушений (хроматидные и хромо сомные мосты и фрагменты, многополюсные митозы и отставания хромосом).
В ходе статистической обработки данных проводили проверку на выбросы, оценивали оптимальный объем выборки, определяли значимость различий с помо щью критерия Стъюдента с учетом вариабельности показателей по препаратам, применяли регрессионный и дисперсионный анализ.
3.3. Оценка последствий хронического радиационного воздействия на по пуляции сосны обыкновенной на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС Наиболее важной с точки зрения обеспечения устойчивого существования эко систем и одновременно наименее изученной по сравнению с лабораторным облуче нием или острым радиационным воздействием является ситуация хронического действия ИИ на природные популяции, уникальные условия для изучения которой существуют в районах, загрязненных в результате крупных радиационных аварий. К числу немногочисленных циклов многолетних наблюдений за природными популя циями растений в условиях повышенных уровней радиационного фона относится выполненное нами исследование цитогенетических эффектов в популяциях сосны обыкновенной на территории Брянской области, подвергшейся радиоактивному за грязнению в результате Чернобыльской аварии.
Радиоэкологическая обстановка на экспериментальных участках. Экс периментальные участки ВИУА, СБ, ЗП и ЗК были выбраны в Новозыбковском, Клинцовском и Красногорском районах (мощность поглощенной дозы -излучения – 0,4-1,2 мкГр/час), референтные участки К и К1 – в Выгоничском и Унечском районах Брянской обл. (~0,1 мкГр/час). В 2003-2008 гг. на каждом участке отбирали по 30- шишек с 20-30 деревьев. Отбор проб почвы проводили в 2003 и 2006 гг. по слоям 0- см, 5-10 см, 10-20 см, в 2008 г. – в точках с наиболее высокими значениями мощно сти экспозиционной дозы (МЭД). Содержание 137Cs, 40К, 232Th, 226Ra в пробах почвы, Cs в шишках определяли методом -спектрометрии, 137 а также Sr в шишках – ра диохимическим методом. В почве и шишках измеряли содержание ряда химических элементов (Cd, Co, Cr, Ni, Pb, Zn, Cu и др.) стандартными методами.
Агрохимические характеристики почв экспериментальных участков типичны для Центрального района России. Содержание как доступных растениям подвижных форм, так и валовых концентраций тяжелых металлов в почвах находится ниже ус тановленных ПДК и ОДК. Удельная активность 137Cs на наиболее загрязненном уча стке в 210 раз выше, чем на контрольном (по данным 2003 г.). В 2008 г. (табл. 1), ко гда отбор проб почвы производился в наиболее загрязненных точках, удельная ак Таблица Радиоактивное загрязнение экспериментальных участков Брянской области и годовая доза облучения сосны обыкновенной (по данным 2008 г.) Удельная активность, Бк/кг Мощность дозы - Доза, Участок В почве (0-15 см) В шишках излучения, мкГр/ч мГр 137 137 Cs Cs Sr 0,10 0, К 30,0 ± 3, 52,1 0, 1,320, 0,09 0, К1 10,3 ± 2, 117 0, 1,070, 0,37 0, ВИУА 948 ± 2440 6, 16,81, 0,49 0, СБ 342 ± 10200 22, 20,81, 1,21 0, ЗП 3250 ± 36200 91, 64,32, 0,73 0, ЗК 1010 ± 56300 83,02, тивность Cs в почве экспериментальных участков превышала уровень на участке К в 47-1080 раз. Удельные активности 137Cs и 90Sr в шишках сосны с загрязненных территорий значительно превосходили их содержание в биологическом материале с контрольных участков К и К1 (p 0,05) и увеличивались вместе с удельной активно стью 137Cs в почве. Некоторые отклонения от этой закономерности (непропорцио нальное загрязнению почвы содержание радиоцезия в шишках на участках ВИУА и ЗП), по-видимому, обусловлены пространственной гетерогенностью распределения радионуклидов в пределах изученных участков, неоднородностью физико химических свойств почв и возрастной структуры лесных насаждений, неизбежными в условиях натурных наблюдений. Согласно проведенным расчетам (Спиридонов и др., 2008), поглощенная доза на генеративные органы сосновых деревьев на участке с максимальным уровнем радиоактивного загрязнения достигала 130 мГр в год, что в 30 раз ниже мощности дозы, рекомендованной МАГАТЭ (IAEA, 1992) в качестве безопасной для наземных растений (4 Гр/год).
Биоиндикационные исследования в популяциях сосны обыкновенной, испытывающих хроническое радиационное воздействие. Частота цитогенети ческих нарушений в семенном потомстве сосны обыкновенной с радиоактивно загрязненных участков превышает (рис. 4) контрольные значения во все годы ис следования (2003-2008 гг.). Обнаружена корреляция (r = 0,60-0,98) частоты АК с мощностью поглощенной дозы -излучения (рис. 5), расчетными значениями погло щенной дозы в генеративных органах сосны, удельной активностью 137Cs в почве и содержанием 90Sr в шишках (p 0,05 в 2003, 2006-2008 гг.) и 137Cs в шишках (p 0, в 2003-2006 гг.). Полученные результаты свидетельствуют о радиационной природе изменений частоты цитогенетических нарушений в семенном потомстве хвойных деревьев, более 20 лет подвергающихся радиационному воздействию на загрязнен ных в результате Чернобыльской аварии территориях Брянской обл.
Высокий уровень мутационной изменчивости может служить предпосылкой ус корения микроэволюционных процессов в природных популяциях. Увеличение ** 2, ** ** * * * ** * * * * К * * * 1,5 К * ВИУА СБ 1, ЗП ЗК 0, 0, 2003 2004 2005 2006 Годы Рис. 4. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме проростков сосны обыкновенной (Брянская область, 2003-2008 гг.) Экспериментальные участки расположены в порядке возрастания поглощенной дозы.
На вариант опыта просмотрено 4400-11500 ана-телофаз.
* - отличие от контролей К и К1 достоверно, p 0, К К 2, ВИУА СБ 2, ЗП ЗК 1, 1, 0, 0, 0 0,5 1 1, Мощность дозы, мкГр/час Рис. 5. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме проростков в зави симости от мощности поглощенной дозы -излучения, 2008 г.
Экспериментальные данные представлены для каждого дерева;
r = 0,47, p 0, устойчивости популяций растений, испытывающих хроническое радиационное воз действие, к дополнительному провокационному облучению было обнаружено в ис следованиях на ВУРСе (Шевченко и др., 1992) и в 30-км зоне ЧАЭС (Федотов и др., 2006), однако выявить эффект радиоадаптации в исследуемых популяциях сосны из Брянской обл. с помощью острого облучения перед проращиванием семян 2003, 2004 и 2006 гг. сбора не удалось.
Репродуктивные качества семенного потомства сосны изучали в 2007 и гг., подсчитывая количество выполненных и невыполненных (абортивных) семян в шишках. В 2007 г. доля невыполненных семян в популяциях ВИУА, ЗП и ЗК была достоверно выше, чем в популяции К, но не К1. В 2008 г. количество абортивных семян было примерно одинаково во всех популяциях. Таким образом, достоверное влияние хронического ИИ с мощностью поглощенной дозы до 130 мГр/год на репродуктивную функцию сосны обыкновенной не обнаружено.
3.4. Цитогенетические эффекты и эколого-генетическая изменчивость в популяциях сосны обыкновенной, испытывающих техногенное воздействие комплекса радиационно-опасных предприятий Одним из главных условий успешного развития атомной энергетики является обеспечение радиационной безопасности человека и окружающей среды в условиях функционирования предприятий ЯТЦ. Оценку долговременных последствий воздей ствия радиационных и нерадиационных факторов на биоценозы можно получить с помощью биоиндикации природной среды. Одними из наиболее чувствительных биоиндикаторов являются хвойные деревья благодаря большому периоду жизни, в течение которого происходит аккумуляция всех воздействий, и высокой чувстви тельности к техногенному загрязнению.
Радиоэкологическая обстановка в районе г. Сосновый Бор. Последствия долговременного техногенного воздействия на популяции сосны обыкновенной изу чали в районе расположения комплекса предприятий атомной промышленности в районе г. Сосновый Бор Ленинградской обл., в состав которого входят Ленинград ский специализированный комбинат (ЛСК) «Радон», Ленинградская АЭС, Научно исследовательский технологический институт и др. В течение всего периода экс плуатации объектов ядерного комплекса (с начала 1970-х гг.) в исследуемом районе дозовые нагрузки на биоту и человека от загрязнения окружающей среды техноген ными радионуклидами не превышали допустимых гигиеническими нормативами (Блинова, 1998;
Блинова, Душин, 2002). Однако были зафиксированы случаи повы шения концентраций радионуклидов и тяжелых металлов в приземном воздухе, сне ге, хвое и мхе в непосредственной близости от ЛСК, активированных продуктов кор розии, аэрозолей и техногенных радионуклидов – в воздухе промплощадки АЭС (Блинова, 1997;
1998). Таким образом, деятельность предприятий ЯПК приводит к комплексному воздействию на окружающую среду факторов радиационной и нера диационной природы, неравномерно распределенному во времени и пространстве.
Цитогенетические эффекты в популяциях сосны обыкновенной. Осе нью 1997-2002 гг. были собраны шишки, а весной 1998-2002 гг. – молодая хвоя с де ревьев трех популяций сосны обыкновенной, расположенных на территории ЛСК (популяция А), г. Сосновый Бор (популяция В) и на расстоянии 30 км от города, вне зоны возможного влияния комплекса предприятий атомной промышленности (пос.
Большая Ижора – фоновая популяция С). В течение всех лет исследования частота АК в корневой меристеме проростков и интеркалярной меристеме хвои сосны обык новенной из популяции С была достоверно ниже, чем в произрастающих вблизи комплекса предприятий атомной промышленности популяциях А и В (табл. 2);
един ственное исключение – образец хвои из популяции B в 1998 г. Увеличение уровня цитогенетических нарушений до 300% по сравнению с контролем, однако, нельзя объяснить радиационным воздействием, поскольку МЭД в центре г. Сосновый Бор (12,8 мкР/час) практически не отличалась, а на территории ЛСК (18,8 мкР/час) не значительно превышала фоновый уровень (12,6 мкР/час). При анализе спектра ци тогенетических нарушений в импактных популяциях во все годы исследования были обнаружены трехполюсные митозы (табл. 2). В фоновой популяции трехполюсные митозы отсутствовали. Возникновение нарушений этого типа обычно связывают с действием факторов химической природы. Это позволило выдвинуть гипотезу о том, Таблица Частота и спектр цитогенетических нарушений в корневой меристеме проростков и интеркалярной меристеме хвои сосны обыкновенной, Ленинградская обл.
Хвоя Проростки Популя Год Число нарушений Частота АК, Частота АК, ция % % f" m" f' m' g 3p 0,60 0, С 16 7 4 44 19 1,19 0,10* 38 a 33 a 5a В 1997 9 38 1,53 0,14* a a А 35 18 17 28 24 0,97 0,10 0,53 0, С 31 4 4 12 16 1,36 0,11 1,30 0,10* a a a В 44 31 5 28 85 1,60 0,12* А 2,73 0,22* 1,73 0,13* 56 28 a 25 55 a 8 a А 0,81 0,12 0,57 0, С 13 23 0 36 22 1,67 0,21* 1,36 0,13* a a 9a В 14 32 0 27 1,49 0,19* А 2,21 0,23* 1,73 0,17* 31 a 37 a 23 a 10 a А 9 0,88 0,09 0,66 0, С 12 20 2 20 12 1,64 0,17* 1,73 0,22* 19 a 12 11 23 a В 0 1,79 0,18* А 2,29 0,23* 2,28 0,29* a a А 13 9 0 26 14 С 0,89±0,11 0,70±0,07 10 41 1 23 27 32 a 27 7a В 1,69±0,21* 1,84±0,19* 2001 10 28 29 a 35 a 11 a А 2,76±0,29* 2,18±0,22* 9 16 С 0,88±0,09 14 57 0 8 27 0,700, 62 a 11 38 a В 1,78±0,18* 2002 5 1 1,750,17* a a А 2,21±0,20* 11 62 0 8 45 2,160,21* * - различия с популяцией С достоверны, p 0,05;
a – отличие частоты цитогенетических нарушений от фонового уровня достоверно, p 0,05;
f’и m’ – хроматидные (одиночные) фрагменты и мосты;
f’’ и m’’ – хромосомные (двойные) фрагменты и мосты, g – отставания хромосом, 3p – трехполюсные митозы;
на вариант опыта просматривали 30-300 препаратов, 2700-16500 ана-телофазных клеток что мутагенное воздействие в районе г. Сосновый Бор в значительной мере обу словлено действием факторов нерадиационной природы.
Временная динамика частоты цитогенетических нарушений. Наблюде ния за популяциями сосны обыкновенной в течение шести лет позволили оценить закономерности изменения уровня цитогенетических нарушений во времени. Во всех популяциях сосны, включая фоновую, имеет место положительная корреляция частоты АК со временем наблюдений (r = 0,83-0,93, p 0,05). В поисках объяснения этому факту было сделано предположение, что динамика изменения популяционных значений цитогенетических показателей в естественных условиях может быть нели нейной. При изучении аппроксимационных и прогностических свойств ряда нелиней ных моделей (полиномиальных, логарифмической, экспоненциальной, синусоидаль ной и др.) показано, что изменение частоты АК со временем в фоновой популяции с высокой статистической достоверностью может быть описано волнообразной зави симостью (рис. 6), которая позволяет достичь статистически значимого улучшения качества аппроксимации по сравнению с линейной моделью согласно критерию Хайека (H = 4,2, pH = 0,025). Периодические изменения биологических параметров в природных популяциях являются способом поддержания динамического равновесия в живых системах.
В то же время в подвергающихся техногенному давлению популяциях сосны преимущество синусоидальной модели над линейной не является значимым (H = 1,2, pH 0,30 для популяции B;
H = 0,9, pH 0,40 для популяции A), увеличение уровня цитогенетических нарушений сопровождается возрастанием амплитуды его колебаний, а отклонения основных параметров колебательного процесса от харак популяция С y=1,93+0,36sin(t+3,06) 2,5 популяция В популяция А 2, 1, y=1,53+0,33sin(t+2,92) 1, 0,5 y=0,63+0,09sin(t+2,51) 0, 0 1 2 3 4 5 6 Год Рис. 6. Временная динамика частоты цитогенетических нарушений (%) в семен ном потомстве популяции сосны из Ленинградской обл.: аппроксимация ли нейной и синусоидальной моделями терных для фоновой популяции значений увеличиваются вместе со уровнем техно генного воздействия (рис. 6).
Внутрипопуляционная изменчивость цитогенетических показателей.
Наличие в природных популяциях генетической гетерогенности по устойчивости к действию техногенных факторов и обусловленные этим различия в развитии и вы живании отдельных особей играют большую роль в адаптации популяций и видов к меняющимся условиям среды обитания. Вариабельность признака «частота АК в корневой меристеме проростков» в импактных популяциях А и В превосходила из менчивость в фоновой популяции С до 2-5 раз в разные годы (рис. 7). Имеющиеся данные позволили провести анализ структуры и динамики цитогенетической измен чивости в градиенте техногенного воздействия, разбив ее на две компоненты: внут ри- и межсемейную. Первая определяется вариабельностью признака у семенного потомства, полученного с одного материнского дерева, и в значительной степени является генетически детерминированной, вторая зависит от различий между семе нами или проростками с разных деревьев и включает как генетическую, так и эколо гическую вариабельность. Внутрисемейная изменчивость частоты АК в корневой меристеме проростков в обследованных популяциях оказалась превалирующей (рис. 7), однако ее вклад в общую изменчивость снижался в градиенте техногенного воздействия, составляя в среднем за 6 лет 93,0, 88,2 и 86,9% в популяциях С, B и A, соответственно.
Феномен радиоадаптации. В эксперименте с острым облучением семян со сны перед проращиванием выявлена повышенная радиорезистентность семенного 600 межсемейная внутрисемейная популяция С популяция В популяция А Рис. 7. Структура и динамика внутрипопуляционной изменчивости частоты абер рантных клеток в корневой меристеме проростков сосны обыкновенной в 1997 2002 гг. (в % от общей дисперсии в фоновой популяции С) без облучения острое облучение * * * * * * * 0 * * * * * C * - отличие от фоновой B популяции С достовер A но, p 0, Рис. 8. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме проростков необлу ченных и облученных семян сосны обыкновенной из популяций А, В и С (1999 2001 гг.) потомства из популяций А и В по сравнению с фоновой популяцией С (рис. 8), при чем существует тенденция к увеличению радиоустойчивости с повышением техно генного воздействия в месте обитания деревьев. В совокупности с более высокой вариабельностью цитогенетических показателей на импактных участках полученные результаты свидетельствуют об активации адаптивных процессов в испытывающих техногенное давление популяциях сосны обыкновенной.
Эколого-генетическая изменчивость цитогенетических показателей.
Для развития представлений о популяционной структуре видов и путях их адаптации в меняющихся условиях среды важен анализ не только генетически обусловленной, но именно эколого-генетической изменчивости, включающий изучение генетико средовых взаимоотношений в популяциях. Данные об ответной реакции растений на острое облучение были использованы для анализа компонент эколого-генетической изменчивости цитогенетических показателей с помощью метода посемейного ана лиза на контрастных фонах. Острое облучение семян рассматривали в качестве мо дификатора среды существования, тестирующего общую устойчивость популяции сосны к стрессовому воздействию. Двухфакторный дисперсионный анализ показал (рис. 9), что в фоновой популяции вклад компонент изменчивости, связанных с эф фектами облучения, семейной принадлежности и их взаимодействия, является вы сокозначимым. В обитающей в центре г. Сосновый Бор популяции В не удалось вы явить вклад компоненты «семья», а в популяции С с территории ЛСК вклад как внут рисемейной компоненты, так и семья-средовых взаимодействий является статисти чески недостоверным, что указывает на модификацию структуры популяционной изменчивости у потомков особей, развивающихся в измененных экологических усло виях. Аналогичные трансформации эколого-генетической структуры изменчивости 100% * 80% * ошибка 60% взаимодействие * семья * 40% облучение * 20% * * - вклад фактора статистически 0% значим, p 0, С В А Рис. 9. Вклад факторов «условия среды (облучение)», «семья», «взаимодействие среда-семья» в общую дисперсию частоты аберрантных клеток в корневой ме ристеме проростков сосны обыкновенной, Ленинградская обл., 1997-2002 гг.
под влиянием техногенного загрязнения были обнаружены при изучении морфоло гических признаков в популяциях травянистых растений (Семериков, Завьялова, 1990;
Глотов и др., 1995;
Трубина, 2001). Работы по изучению структуры изменчиво сти цитогенетических показателей как в интактных, так и в импактных популяциях хвойных деревьев нам неизвестны.
В целом, два цикла многолетних наблюдений за популяциями сосны в условиях хронического радиационного (Брянская обл.) и радиационно-химического (Ленин градская обл.) загрязнения показали, что оценка биологических последствий техно генного воздействия на природные ценозы с помощью базирующихся на сосне обыкновенной тест-систем позволяет оперативно, на ранних стадиях обнаруживать эффекты негативного влияния химических и физических факторов. Загрязнение среды обитания приводит не только к изменению средних популяционных показате лей, но и к дестабилизации их временной динамики и модификациям эколого генетической структуры изменчивости популяций, причем с возрастанием техноген ной нагрузки степень изменений увеличивается.
ГЛАВА 4. МЕТОДОЛОГИЯ КОЛИЧЕСТВЕННОГО АНАЛИЗА ДАННЫХ БИОЛОГИЧЕСКОГО МОНИТОРИНГА И ХИМИКО-АНАЛИТИЧЕСКОГО КОНТРОЛЯ ПРИРОДНЫХ СРЕД Одной из задач биологического мониторинга является выявление факторов, в наибольшей степени ответственных за нарушение экологического благополучия, и установление зависимостей биологических эффектов от уровней их воздействия.
Идентификация приоритетных загрязняющих веществ в условиях сочетанного мно гофакторного воздействия остается сложной задачей из-за недостаточности объе мов данных, отсутствия сведений о дозовых (концентрационных) зависимостях, воз можности неаддитивных (синергизм, антагонизм) взаимодействий повреждений, ин дуцированных факторами разной природы, что обусловливает необходимость раз вития методологии количественного анализа данных биологического мониторинга и химико-аналитического контроля состояния окружающей среды, применимой для широкого круга радиоэкологических условий, спектров и уровней загрязняющих ве ществ и физических факторов, а также тест-организмов или референтных видов, используемых для оценки опасности техногенного воздействия.
Методика количественного анализа связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при многокомпонентном воздействии Задачами количественной оценки биологических эффектов при комбинирован ном действии нескольких факторов являются: выяснение взаимосвязи между биоло гической реакцией (результирующий показатель) и уровнями загрязняющих веществ или физических воздействий в окружающей среде или отдельном компартменте (объясняющие переменные, предикторы), и выявление поллютантов, вносящих ве дущий вклад в индукцию наблюдаемых эффектов. Разработанная методика количе ственной оценки связи биологического эффекта с уровнями воздействия (рис. 10) включает два основных этапа: снижение размерности признакового пространства и выбор лучшей модели для описания зависимости биологического эффекта от дейст вующих факторов.
Снижение размерности признакового пространства. Для уменьшения Снижение размерности признакового пространства Интегральные показатели I.
загрязнения Выбор •Расстояние Евклида лучшей •Индекс загрязнения модели Отбор информативных переменных II.
1. Корреляционный анализ 2. Регрессионный анализ • Пошаговый отбор переменных • Снижение мультиколлинеарности данных • Нелинейные эффекты Рис. 10. Схема методики количественной оценки связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения в условиях многофакторно го воздействия числа исходных переменных применяли два способа: I. использование интегральных показателей загрязнения и II. отбор наиболее информативных переменных.
В качестве интегральных показателей загрязнения могут выступать разные количественные индексы, при расчете которых происходит свертывание информации об уровнях действующих факторов. Примерами таких индексов являются расстояние Евклида m (x d E ( X i1, X i 2 ) xi(2j ) ) ( j) i j и индекс загрязнения xi( j ) 1m Ii, m j 1 NORM j где i1, i2 – номера проб, m – количество учитываемых поллютантов, xi( j ) – содержа ние j-ого поллютанта в i-ой пробе, NORMj – нормировочный коэффициент для j-ого поллютанта, в качестве которого может рассматриваться предельно допустимая концентрация или фоновый уровень. В основе такого способа оценки степени за грязненности среды, который является аналогом многих подходов к нормированию комбинированного загрязнения, принятых в том числе российскими нормативными актами (например, СанПиН 2.1.5.980–00), лежит предположение об аддитивном действии токсикантов.
Отбор наиболее информативных переменных проводится методами корреля ционного и регрессионного анализа. Для решения задачи регрессии применены ал горитмы пошагового отбора переменных, при этом использовали как стандартное условие остановки алгоритма (критическое значение статистики Фишера F=4), так и требование достоверного изменения качества аппроксимации при включе нии/исключении дополнительной переменной, для проверки которого применяли критерий Хайека.
Канонический метод пошаговой регрессии не способен эффективно работать в условиях мультиколлинеарности (или вырожденности) данных, которая возникает, если фиксированному уровню воздействия соответствует спектр ответных реакций, обусловленный биологической вариабельностью (рис. 11, А). Для преодоления вы рожденности предложено использовать информацию об ошибках измерения уров ней химического и радиоактивного загрязнения и прибегать к рандомизации объяс няющих переменных (рис. 11, Б). Для обеспечения устойчивости модели рандоми зацию по каждому предиктору многократно повторяли и из всех возможных решений регрессионной задачи выбирали только наиболее вероятные.
Для учета эффектов взаимодействия факторов разной природы в регрессион ные модели вводили дополнительные компоненты, пропорциональные произведе нию концентраций (уровней воздействия) соответствующих агентов.
А Б 6 Вар. Вар. Вар. Вар. Вар. Вар.6 Вар. 0 Вар. -1 1 3 5 Вар. - 0 1 3 5 Pb, мг/кг Pb, мг/кг Рис. 11. Зависимость частоты аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука от концентрации свинца в пробах воды, отобранных на территории хранилища РАО, г. Обнинск А – фиксированные уровни поллютанта в вариантах пробоотбора (коллинеарные данные);
Б – рандомизированные уровни поллютанта (коллинеарность снижена) Выбор лучшей регрессионной модели. В результате применения разных способов снижения размерности признакового пространства – переход к интеграль ным показателям загрязнения, отбор наиболее существенных переменных, два ал горитма пошаговой регрессии (включение или исключение предикторов), линейные и нелинейные зависимости эффекта от дозы/концентрации – может быть получено несколько регрессионных моделей зависимости биологического эффекта от уровней воздействия. Выбор лучшей модели основывается на сравнении качества аппрок симации исходных данных по набору статистических критериев (коэффициент де терминации R2, критерий Фишера F, критерий Хайека H, критерий структурной иден тификации T).
Количественный анализ зависимости результатов биотестирования от уровней радиоактивного и химического загрязнения вод в Верхней Силезии Для иллюстрации приведем пример применения методики для анализа данных об уровне цитогенетических нарушений в корневой меристеме лука в зависимости от содержания химических веществ и радионуклидов в пробах воды из Верхней Си лезии. Входные данные об уровнях радиоактивного и химического загрязнения проб воды представлены 19-тью переменными (концентрации Al, Ba, Ca, Co, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, K, Mg, Mn, Na, Ni, Pb, Sr, Zn и удельные активности 226Ra и 228Ra).
При расчете интегральных показателей загрязнения в качестве нормирующих коэффициентов использовали данные о содержании загрязняющих веществ в пробе WRef (натурный контроль). Между двумя типами кумулятивных индексов, представ ляющих разные способы свертки многомерной информации (расстояние Евклида и индекс загрязнения), имеет место достоверная корреляция (r 0,98, p 0,001). Кор реляция частоты цитогенетических нарушений с величиной dE (расстояние Евклида r=0,54 (p0,01) A 6 100% Б W1 80% Ra W2 Ra 60% W3 Hg 2 Cd Wref 40% Co W Ni 20% DW 0 Pb Sr 0% -50 50 150 250 350 Ba BW1 BW2 BW3 BW Расстояние Евклида Na Рис. 12. Зависимость частоты аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука обыкновенного от интегральных показателей загрязнения воды с территории Верхней Силезии (А) и вклад загрязняющих веществ в расстояние Евклида (Б) до точки «дистиллированная вода» в 19-мерном пространстве признаков) статисти чески достоверна (рис. 12, А). Вклад бария в dE2 является ведущим в Вариантах W и W2 (45 и 91%, соответственно, рис. 12, Б). Это неудивительно, так как содержание Ba даже в разбавленных пробах W1 и W2 превышало предельный уровень, уста новленный в Польше для сбросовых вод, в 11 и 33 раза.
Поскольку содержащиеся в шахтовых водах химические элементы имеют об щие геологические источники, концентрации многих из них изменяются пропорцио нально. Корреляционный анализ содержания химических веществ и радионуклидов в пробах воды позволил выделить несколько групп взаимосвязанных признаков (r 0,95, p 0,05): 1. [Ba] – [Ca] – [Sr], 2. [Fe] – [Ni] – [Al] – [Cr], 3. [Pb] – [Cd], 4. [Co] – [Cu] – [Hg] – [Al], 5. [Mg] – [Na], 6. [226Ra] – [228Ra]. Для последующего анализа достаточно оставить лишь одну переменную из каждой группы, репрезентативно представляю щую остальные. Таким образом можно уменьшить число объясняющих переменных с 19 до 9.
Многомерную регрессию проводили методами пошагового последовательного включения/исключения переменных с помощью статистического пакета Statgraphics и модифицированных расчетных методов, реализованных в среде Mathcad 13. Чис ло слагаемых в регрессионных моделях ограничено числом степеней свободы вход ных данных и не может превышать K-1, где K – количество вариантов пробоотбора.
Общее число таких линейных и нелинейных моделей, которые можно построить на базе 9 исходных переменных для набора данных по тестированию воды из Верхней Силезии (K=5), составляет 255 и 36. Рандомизацию матрицы входных переменных повторяли 1000 раз, решая регрессионную задачу для каждой генерации. Модели, частота встречаемости которых среди полученных решений менее 10%, рассматри вали как случайные и исключали из дальнейшего анализа, что позволило выделить 4 линейные и 4 нелинейные модели, наиболее подходящие для описания получен ных данных о частоте АК (табл. 3, модели №№ 2-9).
Таблица Сравнение качества аппроксимации частоты АК в корневой меристеме лука при биотестировании воды из Верхней Силезии выбранными регрессионными моде лями np R № Модель F T H pH - 1,33 7,97 6· 1 a + b·dE 2 29,2 55* a + b ·[Na] - c·[Mn] - d·[Ni] 2 4 51,0 46* 1,87 1,94 0, a + b ·[K] + c ·[Ba] - d ·[Zn] 3 4 51,5 47* 1,85 1,55 0, a + b ·[Na] - c ·[Mn] - d ·[Ni] - e·[Ra] 4 5 52,402 36* 2,29 0,08 0, a + b ·[Na] - c · [K] - d ·[Mn] - e ·[Ba] - f·[Ra] 6 52,404 29* 2, a + b ·[Na] - c ·[Mn] + d ·[Na]·[Mn] 6 4 50,8 46* 1,88 2,09 0, a + b ·[Na] - c ·[Ni] - d ·[Na]·[Ni] 7 4 51,0 46* 1,87 1,95 0, a + b ·[Na] - c ·[Cd] - d ·[Na]·[Cd] 8 4 48,6 42* 1,97 3,21 0, a + b ·[Na] - c ·[Hg] - d ·[Na]·[Hg] 9 4 46,9 39* 2,03 3,88 0, np – число свободных параметров модели;
R2 – коэффициент детерминации;
F – критерий Фишера;
T – критерий структурной идентификации;
H – критерий Хайека;
pH – значимость критерия Хайека.
Уровень значимости регрессии: * – p 0,0001;
- модель с наибольшим значением R ;
темный фон – достоверное ухудшение в качестве аппроксимации по сравнению с мо делью, отмеченной знаком, согласно критерию Хайека (pH 0,10);
жирный шрифт – модель с оптимальным соотношением качества аппроксимации дан ных и сложностью (лучшая), согласно критерию структурной идентификации Сравнение качества аппроксимации частоты АК в корневой меристеме лука при биотестировании воды из Верхней Силезии выбранными регрессионными моделями №№ 1-9 показало, что большинство зависимостей обеспечивают высокую достовер ность (F 1, p 0,0001) при описании данных. Максимальное значение коэффици ента детерминации R2 достигнуто при использовании модели № 5, но применение критерия Хайека показывает, что при переходе от модели № 5 к моделям № 3 и № качество аппроксимации данных ухудшается недостоверно (pH 0,10). Отметим, что две из этих функций содержат компонент, связанный с радиоактивным загрязнени ем, – суммарную активность изотопов радия [Ra]. Согласно второй теореме Шенно на, из решений, объясняющих одинаковую долю дисперсии данных, следует выби рать содержащее наименьшее количество переменных. «Штраф» за сложность мо дели накладывает критерий структурной идентификации T, наименьшее значение которого среди этих трех зависимостей имеет модель № 3. Более высокие значения T для моделей № 4 и № 5 показывают, что увеличение числа свободных параметров np до 5 и 6 не приводит к такому улучшению качества аппроксимации, которое бы могло оправдать усложнение зависимости. Таким образом, оптимальной для описа ния частоты цитогенетических нарушений в данном случае следует признать модель № 3, полное уравнение которой выглядит следующим образом:
YАК (%) = (1,5 ± 0,1) + (7,4 ± 0,8) 10-2 [K] + (2,7 ± 0,4) 10-2 [Ba] – (38,1 ± 7,1) [Zn].
эксперимент 4 A 21% Б прогноз 16% 1 63% W1 W2 W3 Wref W4 DW K Ba Zn Рис. 13. Аппроксимация данных о частоте аберрантных клеток (%) в корневой ме ристеме лука обыкновенного лучшей регрессионной моделью (А) и вклад пре дикторов в объясняемую этой моделью дисперсию (Б) Экстраполированные с помощью этой модели уровни цитогенетических нарушений в корневой меристеме лука обыкновенного не отличаются от наблюдаемых во всех вариантах биотестирования (рис. 13, А). Согласно результатам дисперсионного ана лиза (рис. 13, Б), основную роль в формировании уровня цитогенетических наруше ний играет калий, который ответственен за 63% описываемой моделью № 3 вариа бельности. Интересно отметить, что в конкурирующих моделях № 4 и № 5 ведущий вклад в описываемую дисперсию (80%) вносит натрий, корреляция которого с ка лием составляет r = 0,94 (p 0,01). Очевидно, что повышенная соленость шахтовых вод может быть ведущим фактором токсического и генотоксического действия на клетки растений.
Разработанная методика апробирована в ходе анализа результатов биологи ческого мониторинга в разных ситуациях радиационного и радиационно-химического воздействия, значительно отличающихся по составу и уровням загрязняющих ве ществ: 1) при аварийном поступлении в окружающую среду искусственных радио нуклидов и тяжелых металлов в результате протечки емкостей хранилища РАО, г.
Обнинск, 2) при повышении уровня естественной радиоактивности и содержания минеральных веществ в природных средах за счет поступления на поверхность земли шахтовых вод при добыче полезных ископаемых в Верхнесилезском угольном бассейне, 3) при хроническом радиационном воздействии на популяции сосны обык новенной в Брянской обл. Объясняющие переменные представляли уровни загряз няющих веществ в разных природных средах (воде, почве), биологический отклик был описан разными тест-функциями (частота АК и митотическая активность в кор невой меристеме лука и проростков сосны). Во всех случаях прогнозируемые по лучшей регрессионной модели уровни биологического эффекта не отличались от экспериментально наблюдаемых. Разработанная методика количественного анали за связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загряз нения при многокомпонентном воздействии позволила выявить факторы, вносящие основной вклад в формирование загрязнения окружающей среды и ответную реак цию биологических систем, и построить прогностические модели на базе наиболее существенных предикторов с учетом негомогенности загрязнения окружающей сре ды и вариабельности биологических показателей.
ГЛАВА 5. МЕТОДОЛОГИЯ И МЕТОДЫ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО НОРМИРОВАНИЯ РАДИАЦИОННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА АГРОЦЕНОЗЫ Система контроля состояния окружающей среды включает в себя две состав ляющие: 1) контроль уровней текущего загрязнения или воздействия и 2) ограниче ние поступления вредных и опасных веществ в природную среду. Первая задача решается методами мониторинга антропогенного загрязнения (включая методы биологического мониторинга), вторую призвана выполнять система нормирования качества окружающей среды, которая сегодня базируется на санитарно гигиеническом подходе и направлена на обеспечение безопасности человека. Су ществующая система нормирования часто признается недостаточной и неэффек тивной в отношении обеспечения защищенности экосистем и видов живой природы (Криволуцкий и др., 1988;
Булгаков, 2002).
5.1. Анализ подходов к ограничению радиационного воздействия на биоту Несмотря на то, что подходы к экологическому нормированию токсических фак торов обсуждаются с 70-ых годов прошлого века, это направление все еще следует считать формирующимся, поскольку единых экологических требований и критериев к установлению допустимых пределов содержания загрязняющих веществ разных типов в природных средах не существует, так же как не существует конкретных чи словых значений предельно допустимых уровней (за исключением рыбохозяйствен ных нормативов на содержание химических загрязняющих веществ в воде). Эколо гическое нормирование радиационного воздействия находится в еще более зача точном состоянии, хотя за последние годы благодаря вниманию МКРЗ (ICRP, 2003, 2007) и других международных организаций к этой проблеме, а также активной по зиции ряда ведущих ученых-радиоэкологов (Г.Г. Поликарпов, Ф.А. Тихомиров, Р.М.
Алексахин, J. Pentreath, F. Brechignac, D.S. Woodhead и др.) достигнут значительный прогресс в развитии экоцентрического подхода к радиационной защите биоты. В не которых странах (США, Канада, ЕС) разработаны и применяются методики оценки радиационного риска для природной среды, краткий обзор и критический анализ ко торых проведен в данном разделе диссертации.
5.2. Методология оценки допустимого радиационного воздействия на аг роэкосистемы При создании гармонизированной системы норм и правил в области радиаци онной безопасности человека и природы необходимо учитывать существующий опыт, международные требования и рекомендательные нормы, а также современ ные тенденции развития науки и общества. C точки зрения изучения устойчивости биосферы к антропогенному воздействию особый интерес представляют агроэкоси стемы, поскольку, с одной стороны они являются начальным звеном ведущих к че ловеку пищевых цепочек, с другой – имеют более высокую чувствительность по сравнению с естественными экосистемами практически ко всем видам воздействия природного и антропогенного характера, включая ИИ (Тихомиров, 1985;
Алексахин и др., 1990). Аграрные экосистемы вносят значительный вклад в биологическую про дуктивность биосферы и формирование глобальных и региональных биогеохимиче ских циклов. Анализ существующих подходов к проблеме экологического нормиро вания радиационного воздействия на биоту позволил сформулировать основные положения методологии оценки допустимого радиационного воздействия на компо ненты агроэкосистем (рис. 14):
1. При разработке системы экологического нормирования необходимо стре миться к единству подходов в оценке факторов радиационной и нерадиационной природы.
2. Решение проблемы защиты окружающей среды от воздействия ионизирую щей радиации невозможно без обеспечения радиационной безопасности агросферы – неотъемлемого компонента биосферы Земли. Агроэкосистемы могут рассматри ваться как модельные системы при изучении закономерностей формирования нега тивных эффектов радиационного воздействия на живую природу.
3. В качестве первого приближения экологических нормативов в области ра диационной защиты биоты можно рассматривать скрининговые уровни радиацион С.-х. растения С.-х. животные объекты Почвенная биота Продуктивность Выживаемость критерии Заболеваемость Морфология Биохимия Мутации дозовая Линейная зависимость Логистическая … ED Острое критические уровни Хроническое EDR Рис. 14. Структурная схема методологии оценки критических дозовых нагрузок на компоненты агроэкосистем ного воздействия, непревышение которых с большим запасом гарантирует безопас ность живой природы.
4. Отправной точкой для установления скрининговых уровней служат критиче ские дозовые нагрузки, которые определяются в процессе анализа зависимостей «доза-эффект».
5. При анализе сложных многокомпонентных систем (в том числе, агроэкоси стем) применяется системный подход, основными методами которого являются ана лиз информации, относящейся к основным компонентам (в данном случае, сельско хозяйственным растениям, животным и почвенной биоте) на единой методологиче ской основе и ее последующий синтез.
6. Индикаторами недопустимых изменений могут выступать радиобиологиче ские реакции на разных уровнях организации живого от молекулярно-клеточного до ценотического, которые можно объединить в группы: 1) продуктивность и угнетение репродуктивной функции, 2) выживаемость, 3) повышенная заболеваемость, 4) морфологические, 5) биохимические, 6) генетические эффекты. Показатели репро дуктивности рассматриваются в качестве критических для популяций как надорга низменных систем;
при установлении скрининговых уровней учитывают наиболее чувствительные (лимитирующие) индикаторы.
7. В качестве критической дозовой нагрузки при остром радиационном воздей ствии принимается доза ИИ ED50, которая приводит к изменению биологического показателя на 50% от контрольного уровня, при хроническом радиационном воздей ствии – мощность дозы ИИ EDR10, которая вызывает изменение на 10% от контрольного уровня.
8. Переход от критических доз и мощностей доз к предельно допустимым уров ням радиационного воздействия осуществляется в рамках консервативных либо ве роятностных подходов. В первом случае исходят из принципа «слабого звена» и ис пользования коэффициентов запаса, во втором – применяют статистические методы расчета дозовых нагрузок, вызывающих пренебрежимо малые изменения в биоце нозе как надорганизменной структуре.
Для практического применения методологии необходимы разработка, обосно вание и совершенствование методических подходов, применяемых на основных этапах процесса установления предельно допустимых дозовых нагрузок. С этой це лью на примере сельскохозяйственных растений проведен комплекс работ, вклю чающий 1) обобщение существующих количественных данных об эффектах ИИ и анализ их пригодности для целей экологического нормирования;
2) сопоставление чувствительности основных интегральных радиобиологических критериев – продук тивности и выживаемости;
3) оценку эффективности разных способов обработки не гомогенных экспериментальных данных для построения зависимостей доза-эффект;
4) сравнение прогностической ценности разных моделей дозовой зависимости.
5.3. База данных «Действие ионизирующих излучений на растения» Мировая наука располагает обширными данными о последствиях действия ра диации на представителей флоры и фауны. В связи с практической ценностью ис следований в области сельскохозяйственной радиобиологии и радиационной гене тики значительная часть этих данных получена для сельскохозяйственных животных и растений. С целью разработки и обоснования методов экологического нормирова ния радиационного воздействия на биоту создана база данных (БД) «Действие иони зирующих излучений на растения», содержащая информацию о радиационно индуцированных эффектах у дикорастущих и культурных растений. В БД внесены как сведения об условиях проведения исследований, так и количественная инфор мация об экспериментально наблюдавшихся зависимостях «дозовая нагрузка – ве личина биологического эффекта» (рис. 15). В настоящее время в БД включены материалы 266 первоисточников (в основном, публикации в рецензируемых изданиях), в которых представлены около 5000 дозовых зависимостей радиационно индуцированных эффектов у растений;
БД содержит почти 18000 пар числовых зна чений вида «уровень радиационного воздействия - биологический эффект», из них 12770 относятся к сельскохозяйственным растениям.
5.4. Обоснование методических подходов к установлению допустимых уровней радиационного воздействия на сельскохозяйственные растения Имеющийся массив данных был использован для разработки и верификации Сведения о Дозовые зависимости первоисточниках около 5000 «дозовых зависимостей» •Авторы почти 18000 пар данных вида «дозовая •Название нагрузка – биологический эффект» •Научный журнал •Год, стр.
•… Информация об условиях исследования Эффекты Облучение Культуры •гамма •Продуктивность •Зерновые •бета •Выживаемость •Бобовые радионуклид(ы) •др.
•Заболеваемость •Корнеплоды •Биохимические •Овощи доза/мощность внутреннее •Морфологические •Фрукты внешнее •Генетические длительность •острое Условия эксперимента •хроническое •другое лабораторный фаза онтогенеза полевой облученный орган вегетационный Статистика Рис. 15. Схема базы данных «Действие ионизирующих излучений на растения» методов определения критических уровней радиационного воздействия на культур ные растения.
Критерии качества исходных данных. Включенные в БД исходные данные получены в исследованиях разных авторов, использовавших разные методические подходы. Поэтому имеющаяся информация отличается существенной неоднородностью, большим разбросом по величине дозовых нагрузок и наблюдавшихся эффектов. Прежде чем использовать имеющиеся литературные данные для восстановления дозовых зависимостей и оценки критических дозовых нагрузок, необходимо подвергнуть их первичной обработке, направленной на выявление и отбраковку информации, неадекватной поставленным задачам. Для оценки качества исходных данных сформулированы специальные критерии, направленные на обеспечение прогностической ценности моделей дозовой зависимости и устойчивости получаемых на их основе критических дозовых нагрузок:
Критерий 1. Объем выборки достаточен для проведения регрессионного анализа.
Критерий 2. Изменение эффекта с дозой не противоречит существующим пред ставлениям о биологическом действии радиации, в частности, восстановлен ная дозовая зависимость свидетельствует о повреждающем действии ИИ на организм.
Критерий 3. Регрессиионная зависимость статистически значима.
Критерий 4. Хотя бы одно значение эффекта располагается в интервале от 10% до 90% диапазона изменения биологического эффекта.
Критерий 5. Оцененное по восстановленной дозовой зависимости значение критической дозовой нагрузки не выходит за пределы интервала исследованных доз или мощностей доз.
Методы анализа массива данных. Изучены два варианта объединения данных для построения зависимости «доза-эффект» и расчета критических значе ний доз или мощностей доз. В первом случае всю доступную в определенной кате гории информацию (для отдельной культуры и/или типа эффекта) объединяли в единый массив данных и оценивали значение критической дозовой нагрузки (рис.
16, А). Во втором случае для каждого отдельно взятого i-ого набора данных получа ли оценку критического уровня воздействия;
критическую нагрузку для каждой культуры определяли как среднее арифметическое из набора частных величин ED50(i) или EDR10(i). Второй способ обработки данных близок к методу оценки пре дельно допустимых уровней радиационного воздействия на живую природу, пред ложенному J. Garnier-Laplace с соавторами (2008, 2010).