Динамическое моделирование переноса радионуклидов в гидробиоценозах и оценка последствий радиоактивного загрязнения для биоты и человека
На правах рукописи
КРЫШЕВ Александр Иванович ДИНАМИЧЕСКОЕ МОДЕЛИРОВАНИЕ ПЕРЕНОСА РАДИОНУКЛИДОВ В ГИДРОБИОЦЕНОЗАХ И ОЦЕНКА ПОСЛЕДСТВИЙ РАДИОАКТИВНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ДЛЯ БИОТЫ И ЧЕЛОВЕКА Специальность 03.00.01 – радиобиология
АВТОРЕФЕРАТ
диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук
Обнинск, 2008 2
Работа выполнена в Государственном учреждении «Научно производственное объединение «Тайфун» Росгидромета, г. Обнинск
Научный консультант: Академик РАСХН, доктор биологических наук, профессор Алексахин Рудольф Михайлович Доктор биологических наук
Официальные оппоненты: Спиридонов Сергей Иннокентьевич Доктор биологических наук Мамихин Сергей Витальевич Доктор биологических наук, профессор Сынзыныс Борис Иванович
Ведущая организация:
Институт проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН, г. Москва
Защита состоится «_» 2008 г. в часов на заседании диссертационного совета Д 006.068.01 во Всероссийском научно исследовательском институте сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии. Отзывы на автореферат просим отправлять по адресу: 249032, г. Обнинск Калужской обл., Киевское шоссе, 109 км, ВНИИСХРАЭ, Диссертационный совет. Факс (48439) 68066.
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке ВНИИСХРАЭ.
Автореферат разослан «» _ 2008 г.
Ученый секретарь диссертационного Шубина О.А.
совета, кандидат биологических наук
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность проблемы. Использование и перспективы развития ядерных технологий определяют необходимость решения задачи обеспечения радиационной и экологической безопасности человека и среды его обитания. Специфическим фактором для ядерных технологий является образование и накопление искусственных радионуклидов, которые при определенных обстоятельствах могут поступать в окружающую среду. Основными источниками радиоактивного загрязнения являются: глобальные выпадения радиоактивных веществ из атмосферы после испытаний ядерного оружия, выбросы радионуклидов вследствие деятельности объектов ядерного энергетического комплекса, радиационные аварии.
К числу актуальных проблем при использовании ядерных технологий относятся: анализ и прогнозирование радиоэкологических последствий радиационных аварий, обращение с загрязненными территориями, анализ рисков для человека и окружающей среды при обращении с радиоактивными отходами. Решение перечисленных проблем требует системного подхода к анализу радиационно экологической безопасности, в котором должны быть всесторонне рассмотрены источники радиоактивного загрязнения окружающей среды, миграция радионуклидов в биосфере, дозы облучения человека и биоты, а также возможные радиобиологические последствия воздействия ионизирующего излучения.
Начиная с классических работ В.И. Вернадского (Вернадский, 1929), достигнут значительный прогресс в изучении радиоэкологических процессов миграции радионуклидов в биосфере и последствий поступления антропогенных радионуклидов для экосистем (Тимофеев-Ресовский, 1962;
Поликарпов, 1964;
Тихомиров, 1972;
Одум, 1975;
Алексахин, 1982;
Флейшман, 1982;
Шеханова, 1983;
Куликов, Чеботина, 1988;
Криволуцкий и др., 1988;
Таскаев и др., 1988;
Алексахин, Фесенко, 2004;
Рябов, 2004;
Трапезников, Трапезникова, 2006;
Whicker, Shultz, 1982).
Обширный экспериментальный материал по параметрам перераспределения радионуклидов в экосистемах, радиобиологическим эффектам ионизирующего излучения был накоплен при изучении последствий крупных радиационных аварий, в первую очередь на ПО «Маяк» на Южном Урале 29 сентября 1957 г. и на Чернобыльской АЭС 26 апреля 1986 г. (Израэль и др., 1990;
Алексахин, 1993;
Соколов, Криволуцкий, 1993;
Алексахин и др., 2001;
Позолотина, 2003;
Спиридонов и др., 2007;
Трапезников и др., 2007).
В настоящее время на территории России имеется ряд водных объектов, подвергшихся радиоактивному загрязнению, в том числе каскад водоемов на реке Теча, озера Брянской области и Южного Урала, река Енисей и др. Одними из наиболее уязвимых звеньев природного комплекса являются замкнутые водные экосистемы – озера и водохранилища, в которых происходит аккумуляция поступающих радиоактивных веществ и которые характеризуются весьма медленными темпами очищения. При этом длительному радиоактивному загрязнению подвергается водная биота, включая сообщества рыб, связанные пищевой цепочкой с человеком. Таким образом, загрязненные водные объекты могут стать источником дополнительной радиационной опасности как для природной флоры и фауны, так и для человека.
Важным инструментом в оценке радиоэкологических последствий загрязнения окружающей среды являются математические модели. В этой связи особое значение приобретает решение актуальной проблемы разработки системы радиоэкологических моделей, позволяющих выполнить комплексную оценку распределения и миграции радионуклидов в компонентах экосистем, дозы облучения и радиобиологических эффектов, с использованием в качестве входной информации данных о поступлении радионуклидов в окружающую среду и данных мониторинга о содержании радионуклидов в абиотических компонентах экосистем.
Необходимость развития методов динамического моделирования для оценки миграции радионуклидов в экосистемах в настоящее время рассматривается как одна из приоритетных задач в радиоэкологии, поскольку упрощенные равновесные или квазиравновесные оценки не всегда адекватно описывают реальную радиоэкологическую ситуацию (например, перераспределение радионуклидов между трофическими уровнями экосистем, возрастными классами популяций, перенос мигрирующими видами биоты и др.). В настоящее время достаточно хорошо разработаны модели переноса радионуклидов в абиотических компонентах экосистем (атмосфере, почве, поверхностных водах). В то же время модели, предсказывающие накопление радионуклидов в биоте, развиты недостаточно, особенно методы динамического моделирования миграции радионуклидов в водных экосистемах. Актуальным научным направлением является разработка методологии обеспечения безопасности биологических организмов при радиоактивном загрязнении окружающей среды. Этому вопросу посвящен ряд современных публикаций МКРЗ, НКДАР, ООН, МАГАТЭ и других международных организаций.
Цель и задачи исследования. Цель работы состояла в разработке комплексной модели оценки последствий радиоактивного загрязнения гидробиоценозов для биоты и человека на основе информации о поступлении радионуклидов в окружающую среду и данных радиационного мониторинга. Для достижения поставленной цели были решены следующие задачи:
• Построена новая динамическая модель, описывающая динамику накопления радионуклидов в гидробионтах, перераспределение и миграцию радионуклидов между компонентами гидробиоценозов.
• Проведена параметризация модели на примере водных объектов, подвергшихся аварийному или хроническому радиоактивному загрязнению, включая водоем охладитель Чернобыльской АЭС (137Cs), озера Брянской обл. (137Cs) и Южного Урала (90Sr), реку Енисей (32P, 65Zn, 137Cs) и др.
• Выполнен анализ закономерностей в накоплении 137Cs разными возрастными группами рыб, впервые предложено теоретическое объяснение возникновения размерного эффекта в биоаккумуляции этого радионуклида в рыбе.
• Разработана модель расчета коэффициента накопления 90Sr в рыбе в зависимости от концентрации Ca в водной среде, с целью снижения неопределенности в оценках коэффициента накопления.
• Разработана модель расчета динамики мощности доз внутреннего и внешнего облучения гидробионтов с учетом их морфометрических и экологических характеристик, определена процедура выбора референтных (представительных) видов биоты для проведения оценок радиоэкологического состояния экосистем.
• Создана и проанализирована база данных по эффектам хронического облучения гидробионтов, построена шкала «мощность дозы – эффект».
• Сформулирована модель оценки эффектов хронического облучения в зависимости от мощности дозы для гидробионтов.
• Построена модель, позволяющая учитывать совместное действие хронического облучения и экологических факторов на примере системы «гидробионт – паразит».
• Разработана модель категоризации загрязненных территорий в зависимости от способов использования и уровней риска с учетом множественных путей облучения человека.
Теоретическая значимость и научная новизна исследований.
Динамическая модель, разработанная в диссертации, может служить теоретической основой для реконструкции и прогнозирования последствий аварийного или хронического поступления радионуклидов в водные объекты, оценки воздействия радиоактивного загрязнения водных экосистем для биоты и человека. Модель имеет комплексный характер, что позволяет оценивать последствия загрязнения окружающей среды с известным источником загрязнения по интегральным характеристикам дозы и эффектов облучения. Проверка модели проведена для ряда реальных объектов, подвергшихся загрязнению (водоем-охладитель Чернобыльской АЭС, озера Брянской обл. и Южного Урала, р. Енисей), ее работоспособность подтверждена путем прямого сравнения модельных расчетов с независимыми данными наблюдений.
Впервые сформулирована модель, теоретически объясняющая механизмы возникновения размерного эффекта в накоплении 137Cs водными организмами и описывающая наблюдавшуюся в водоемах динамику этого явления. Показано, что скорость биологического полувыведения 137Cs пропорциональна скорости метаболизма рыб. Определено численное значение коэффициента пропорциональности между этими характеристиками. На основе анализа большого количества данных наблюдений получена новая статистическая зависимость между коэффициентом накопления 90Sr в организме рыб разных трофических уровней и концентрацией Ca в воде, оценен коэффициент дискриминации 90Sr относительно Ca для рыб. Разработан подход к оценке биологического переноса радионуклидов мигрирующими видами рыб в крупной, неоднородно загрязненной речной системе (р. Енисей).
Сформулирована оригинальная концепция выбора референтных (представительных) видов биоты для проведения оценок радиоэкологического состояния экосистем. Выполнена сравнительная оценка последствий радиоактивного загрязнения ряда водных объектов (водоем-охладитель Чернобыльской АЭС, озеро Кожановское (Брянская обл.), озера Урускуль и Бердениш (Южный Урал), реки Теча и Енисей) для водной биоты, выявлены наиболее уязвимые в радиоэкологическом отношении компоненты экосистем.
Предложен модельный подход, позволяющий рассчитывать динамику мощности дозы облучения гидробионтов с учетом особенностей их экологии и морфометрических характеристик.
На основе анализа базы данных по эффектам хроническом облучения для гидробионтов получена количественная шкала «мощность дозы – эффекты» для организмов северных и умеренных климатических зон, определены уровни хронического облучения, при превышении которых могут быть обнаружены определенные типы эффектов (снижение выживаемости, ухудшение репродуктивной способности и рост заболеваемости гидробионтов). Построена новая динамическая модель, позволяющая реконструировать и прогнозировать эффекты хронического облучения для икры рыб и изолированной популяции гидробионтов, а также оценивать совместное действие на популяцию ионизирующего излучения и заражения паразитом. Показано, что при разработке нормативов допустимых уровней облучения, обеспечивающих защищенность биоты от ионизирующей радиации, необходимо учитывать экологические взаимодействия между видами в природных экосистемах.
Предложена модель категоризации загрязненных радионуклидами территорий в зависимости от способов их использования, с учетом множественных путей облучения (внешнего облучения, вдыхания, потребления сельскохозяйственных и природных продуктов) и пяти сценариев использования территории, каждому из которых соответствуют свой набор путей облучения человека, включая свободное использование территории, ограничения на производство сельскохозяйственных продуктов, проживание в городской застройке без хозяйственного использования земли, индустриальное и рекреационное использование территории с временным нахождением на ней человека.
Практическая значимость результатов исследований. Результаты работы нашли практическое применение при решении актуальных задач реконструкции и прогноза радиоактивного загрязнения биоты в водных объектах, подвергшихся радиационному воздействию в результате аварийного или хронического поступления радионуклидов. На основе данных мониторинга модель дает возможность рассчитывать динамику загрязнения гидробионтов, выполнять оценки дозовых нагрузок на биоту и человека.
Предложенная в работе эмпирическая зависимость коэффициента накопления 90Sr в рыбе в зависимости от концентрации Ca в воде позволяет значительно (более чем в 50 раз) сократить неопределенность оценок загрязнения рыб этим радионуклидом. Динамическая модель дает возможность оценивать уровни загрязнения рыб долгоживущими радионуклидами в течение первых нескольких лет после разового загрязнения водоемов и водотоков, а также при неравномерном поступлении радионуклидов в водные объекты, когда неприемлем подход, использующий статические (равновесные) значения коэффициентов накопления.
Построенная в работе на основе обобщения большого количества данных наблюдений шкала «доза – эффект» представляет как научный, так и практический интерес. Она может быть использована при оценках последствий радиоактивного загрязнения водных экосистем и при разработке нормативов, регламентирующих уровни облучения биоты, что является в настоящее время весьма актуальной задачей.
Предложенные правила категоризации загрязненных территорий могут найти применение при установлении допустимых уровней содержания техногенных радионуклидов в почве в зависимости от целей использования территорий, включая отсутствие ограничений на использование земель за пределами санитарно-защитной зоны радиационно-опасных объектов.
Положения, выносимые на защиту:
1. Комплексная модель оценки последствий радиоактивного загрязнения водных объектов для биологических организмов, включая количественное описание удельных активностей радионуклидов в компонентах экосистем, расчет дозовых нагрузок и возможных радиоэкологических эффектов.
2. Динамическая модель накопления радионуклидов гидробионтами в зависимости от их эколого-физиологических характеристик и факторов окружающей среды;
3. Модель, теоретически объясняющая динамику возникновения и развития размерного эффекта и эффекта трофических уровней в накоплении 137Cs гидробионтами.
4. Эмпирическая зависимость между равновесным коэффициентом накопления Sr в рыбе и концентрацией Ca в воде, полученная на основе статистической обработки большого массива данных.
5. Результаты параметризации и тестирования модели, определения параметров динамики накопления и самоочищения гидробионтов на основе данных радиоэкологических наблюдений на водоемах, подвергшихся аварийному или хроническому загрязнению.
6. Модель оценки динамики мощностей доз внутреннего и внешнего облучения гидробионтов с учетом их экологических характеристик;
результаты сравнительной оценки последствий загрязнения ряда водных объектов (водоем охладитель Чернобыльской АЭС, озера Урускуль (Южный Урал), реки Теча и Енисей) для водных организмов на основе интегральной характеристики радиационного воздействия – дозы облучения.
7. Количественная шкала «мощность дозы – эффекты» для рыб северных и умеренных климатических зон;
модель реконструкции и прогноза эффектов хронического облучения для икры рыб с разным периодом развития в зависимости от мощности дозы облучения.
8. Динамическая модель, позволяющая учитывать совместное действие ионизирующего излучения и экологических факторов на примере популяции рыб.
9. Оценки допустимых уровней содержания радионуклидов в почве для различных сценариев потенциального облучения населения и выбранных способов использования территорий.
Апробация работы. Основные положения диссертационной работы докладывались и обсуждались на II Обнинском симпозиуме по радиоэкологии (Обнинск, 1996);
Международном симпозиуме по ионизирующей радиации «Protection of the Natural Environment» (Стокгольм, 1996);
конференции Международного союза радиоэкологии (Мол, Бельгия, 1998);
Международной конференции по математической экологии (Алкала-де-Энарес, Испания, 1998);
конференции молодых ученых национальных гидрометслужб стран СНГ (Москва, 1999);
IV конференции Европейского союза по теоретической и математической биологии (ESMTB) (Амстердам, 1999);
Международной конференции «Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях» (Москва, 2000);
Международной конференции по радиационному наследию XX века “RADLEG 2000” (Москва, 2000);
конференции молодых ученых, посвященной 100-летию со дня рождения Н.В. Тимофеева-Ресовского (Обнинск, 2000);
Международной конференции по радиоэкологии (Экс-ан-Прованс, Франция, 2001);
IV съезде по радиационным исследованиям (радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность) (Москва, 2001);
V Международной конференции «Environmental Radioactivity in the Arctic and Antarctic» (Санкт-Петербург, 2002);
V конференции Европейского союза по теоретической и математической биологии (ESMTB) (Милан, 2002);
13-й ежегодной конференции Ядерного Общества России «Экологическая безопасность, техногенные риски и устойчивое развитие» (Москва, 2002);
Международной конференции по радиоактивности окружающей среды (Монако, 2002);
Международной конференции МАГАТЭ по защите окружающей среды от эффектов ионизирующей радиации (Стокгольм, 2003);
Международной конференции по радиоэкологии (Экс-ан-Прованс, Франция, 2004);
Международной конференции МАГАТЭ «Isotopes in Environmental Studies. Aquatic Forum» (Монако, 2004);
7-й Международной конференции Общества по радиационной защите (SRP) (Кардифф, Великобритания, 2005);
II Международной конференции по радиоактивности окружающей среды (Ницца, 2005);
Международной конференции «Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях» (Москва, 2005);
V Съезде по радиационным исследованиям (радиобиология, радиоэкология, радиационная безопасность) (Москва, 2006);
Международной конференции МАГАТЭ по радиоактивности окружающей среды «From Measurements and Assessments to Regulation» (Вена, 2007), Международной конференции по загрязнению почв (ConSoil, Милан, 2008), а также на научных семинарах Лаборатории возобновляемых источников энергии Географического факультета МГУ им. М.В.
Ломоносова (1996-2006), Института радиационных исследований GRS (Кёльн, 2000);
семинаре МНТЦ в Институте радиационной защиты (GSF) (Мюнхен, 2006), секциях НТС ГУ «НПО «Тайфун» (2000-2007). В 1996 – 2007 гг. автор принимал активное участие в международных программах МАГАТЭ по валидации радиоэкологических моделей: BIOMOVS II (1996), BIOMASS (1996 – 2000), EMRAS (2003 – 2007).
Публикации. Основные результаты исследований опубликованы в печатных работах, включая 32 статьи в рецензируемых российских и зарубежных научных журналах, а также публикации в сборниках трудов и тезисов докладов на российских и зарубежных конференциях.
Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, пяти глав, результатов и выводов, списка литературы. Работа изложена на страницах, включая 47 рисунков и 48 таблиц. Список литературы включает источника, из них 194 на иностранном языке.
СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
Во введении обосновывается актуальность темы, ставятся задачи, решаемые в диссертации, обсуждается их научная новизна, теоретическая и практическая значимость.
Глава 1. Динамическая модель расчета биологического переноса радионуклидов в гидробиоценозах Первая глава диссертации посвящена разработке динамической модели миграции радионуклидов в гидробиоценозах. Водные организмы могут избирательно накапливать из внешней среды химические элементы, необходимые для их роста, развития и метаболизма. Концентрации таких элементов в гидробионтах существенно отличаются от концентраций в воде. Радионуклиды, поступая в организм гидробионта, включаются в состав тканей и органов вместо схожих с ними в химическом отношении стабильных элементов. Дан обзор данных наблюдений о поведении радионуклидов в водных экосистемах, подвергшихся аварийному загрязнению. Показано, что после импульсного (разового) поступления долгоживущих радионуклидов (137Cs, 90Sr) в водоем их аккумуляция гидробионтами имеет принципиально неравновесный характер, так что в отдельных случаях равновесие в системе «вода – гидробионт» не достигается даже спустя несколько лет после аварии. Поэтому применение традиционных модельных подходов, связанных с понятием статического коэффициента накопления радионуклида гидробионтом, оказывается неправомерным.
Накопление радионуклидов водными организмами представляет собой динамический процесс, который определяется как факторами окружающей среды, так и физиологическими характеристиками гидробионтов, интенсивностью питания, спектром потребляемой пищи, положением гидробионта в трофической структуре экосистемы и т.д. Основным механизмом накопления многих радионуклидов водными организмами является биоассимиляция (встраивание радионуклида во внутренние ткани и органы). Этот процесс является основным, в частности, при накоплении гидробионтами таких радионуклидов как 137Cs, 90Sr, 32P, 131 I, Zn, 54Mn и др. Предполагается, что радионуклид схож по своим химическим свойствам с соответствующим стабильным биогенным элементом, участвующим в метаболизме гидробионта;
скорость биологического выведения радионуклида пропорциональна скорости метаболизма гидробионта: =АW/M, где - выведение радионуклида водным организмом за счёт внутренних процессов, сут-1;
А – безразмерный коэффициент пропорциональности, W – интенсивность метаболических процессов, выраженная в кгсут-1, М – масса организма, кг.
Для построения единицы новой биомассы организм должен потребить биогенный элемент в количестве Q1A. Радионуклид, поступивший в окружающую среду, будет накапливаться гидробионтом с коэффициентом дискриминации D относительно соответствующего биогенного элемента. Уравнение радиоэкологической модели расчета динамики удельной активности радионуклида в гидробионтах имеет вид:
QA dC W 1 dM 1 dM W = (r + A + + A ) C ) C + 1A D ( (1) dt M M dt Q0 M dt M где С – удельная активность радионуклида в гидробионте, Бккг-1, С0 – удельная активность радионуклида в пище гидробионта, Бккг-1;
p – постоянная радиоактивного распада, сут-1;
Q1A – концентрация стабильного биогенного элемента в водном организме, мгкг-1;
Q0A – концентрация стабильного биогенного элемента в пище водного организма, мгкг-1.
Удельную активность в мелких организмах бентоса, зоопланктоне, фитопланктоне можно рассчитать по упрощенной схеме, используя известные постоянные коэффициенты накопления радионуклидов относительно воды. Это допустимо, так как ввиду малых размеров данных кормовых объектов, равновесие в системе «вода – гидробионт» устанавливается достаточно быстро. Накопление радионуклида в нехищной и хищной рыбе вычисляется с помощью следующей системы уравнений:
dC prey W dM = ( r + ( A ) prey + ( ) prey )C prey + dt M Mdt ;
(2) QA W dM D (( A ) prey + ( + ( 1A ) prey ) prey )CF food C w (t ) M Mdt Q dC pred W dM = ( r + ( A ) pred + ( ) pred )C pred + dt M Mdt ;
(3) Q1A W dM D (( A ) pred + ( + ( A ) pred ) pred )C prey (t ) M Mdt Q где индекс prey относится к нехищной рыбе, индекс pred относится к хищной рыбе, CFfood – средний коэффициент накопления радионуклида в водных организмах, служащих кормом для нехищной рыбы, Cw – удельная активность радионуклида в воде, Бкг-1. Система уравнений (2) – (3) позволяет вычислить динамику удельной активности радионуклидов в водных организмах разных трофических уровней.
Модель динамики накопления радионуклидов водными организмами стала основой для описания эффекта трофических уровней, а также различных типов размерного (весового, возрастного) эффекта в накоплении 137Cs рыбой – зависимости удельной активности 137Cs в рыбе от ее размера (веса, возраста). В качестве модельного объекта для расчета радиоактивного загрязнения водной биоты был выбран один из наиболее загрязненных водоемов ближней зоны водоем-охладитель Чернобыльской АЭС. Этот водоем был загрязнен радиоактивными веществами в результате аварии 26 апреля 1986 года, в долгосрочном отношении 137Cs являлся одним из наиболее значимых радионуклидов.
Миграция 137Cs в бентосной трофической цепочке была рассчитана с помощью системы уравнений (2)-(3). Результаты расчетов, демонстрирующие эффект трофических уровней в накоплении этого радионуклида в экосистеме, показаны на рис. 1. При радиоэкологических исследованиях загрязнения рыб водоема охладителя Чернобыльской АЭС 137Cs была обнаружена зависимость концентрации радионуклида в рыбе от ее размера (веса, возраста). В первый год после аварийного загрязнения (1986 – 1987) обнаруживался в основном отрицательный размерный эффект – удельные активности 137Cs в рыбах старших возрастных групп рыб были ниже, чем в молоди. В течение 2-го года после аварии (1987-1988) наблюдалось промежуточное явление – распределение удельной активности 137Cs в рыбе по возрастам (размерам, массе) имело максимум. Начиная с 1988 г. имел место положительный размерный эффект – чем старше (крупнее) рыба, тем выше был уровень ее загрязнения 137Cs по сравнению с рыбами того же вида, обитающими в том же водоеме. Значимость размерного эффекта снижалась с течением времени, имея более выраженный характер для хищных видов по сравнению с нехищными (Рябов, 2004).
Для моделирования размерного эффекта каждая популяция рыб была разбита на дискретные возрастные классы, таким образом, что соседние возрастные классы различались на 1 год. Каждый возрастной класс был охарактеризован своим значением скорости метаболизма, количеством потребленной пищи и относительным приростом, причем все эти значения предполались одинаковыми внутри каждого возрастного класса. Для хищных рыб учтена смена типа питания на второй год жизни. Предполагалось, что значение скорости метаболических потерь индивидуальной рыбы пропорционально степенной функции ее массы, а также зависит от температуры воды (Винберг, 1956;
Ивлев, 1962;
Мельничук, 1975). Динамика увеличения массы рыб водоема охладителя Чернобыльской АЭС определялась на основе данных наблюдений (Казаков, 1995).
В данной модели предполагалось, что скорость биологического выведения Cs пропорциональна скорости метаболизма рыб. В диссертации определено численное значение коэффициента пропорциональности A для 137Cs. Для этого был проведен анализ литературных данных разных авторов, исследовавших выведение Cs из организма рыб и одновременно измерявших изменения веса рыб в условиях опыта и температуру воды. Затем вычислялось среднее значение величины метаболических затрат W (г/сут) и рассчитывался безразмерный коэффициент пропорциональности А=/(W/M), где =ln2/T1/2биол – скорость биологического выведения радионуклида, наблюдавшаяся в эксперименте, сут-1, T1/2биол – период биологического полувыведения 137Cs из организма рыб в эксперименте, сут;
M – средняя масса рыбы за время опыта, г. Показано, что практически все значения коэффициента А для 137Cs попадают в достаточно узкий диапазон значений 0.3 ± 0.1. Отметим, что параметр А определяет скорость самоочищения депонирующих тканей рыбы и может сильно различаться для разных радионуклидов.
Рис. 1. Эффект трофических уровней в Рис. 2. Динамика 137Cs в карпах разных миграции 137Cs в бентосной цепочке водоема- поколений из водоема-охладителя ЧАЭС, охладителя ЧАЭС 1986-1990 г.
Для тестирования модели были выбраны два вида рыб из водоема охладителя Чернобыльской АЭС – карп (Cyprinus carpio) и судак (Stizostedion lucioperca). Карпа можно отнести к экологической группе «рыба-бентофаг», тогда как судак является типичной хищной рыбой (начиная со второго года жизни).
Модельные вычисления проводились для периода времени 4 года после аварийного загрязнения водоема-охладителя (1986-1990 гг.), для 11 поколений рыб (1978- г.р.). Динамика удельной активности 137Cs в рыбе разных возрастов приведена на рис. 2 (карп) и рис. 3 (судак). Каждая кривая на рис. 2 и 3 соответствует динамике Cs в рыбе указанной генерации.
Рыбы младших возрастных групп накапливают 137Cs более интенсивно и достигают максимального уровня загрязнения раньше, чем старшие рыбы. Это связано с тем, что в начальный период аварийного загрязнения накопление радионуклида опережает его выведение, а накопление рыбой младших возрастов идет более интенсивно из-за более высоких значений удельного прироста и скорости метаболизма. В результате рыбы разных возрастов достигают максимумов последовательно, причем для карпа самого большого размера временная задержка наступления максимума самая большая. На рис. 2 видно, что не только положение максимума загрязнения 137Cs карпа зависит от времени, но и его величина, которая была наибольшей для рыб, родившихся в год аварии.
Процессы накопления и выведения являются конкурирующими, и постепенно, по мере снижения активности радионуклида в воде и, следовательно, в пище рыбы, доминирующим становится процесс выведения 137Cs из организма рыбы.
Выведение из организма рыб младших возрастов происходит быстрее, вследствие чего происходит пересечение кривых динамики 137Cs в рыбах разных возрастов.
Отметим, что временная задержка в накоплении 137Cs карпом большого возраста (рис. 2) связана именно с размерным эффектом, а не с эффектом трофических уровней и обусловлена медленным обменом и малым относительным приростом у крупной старой рыбы. Дополнительный вклад в положительный размерный эффект вносит появление новых генераций рыб, родившихся в 1987 г. и позже, когда уровни загрязнения воды существенно снизились. Несмотря на это, к 5-му году после аварии размерный эффект в накоплении 137Cs нехищной рыбой становится слабо выраженным, что наблюдалось для большинства водоемов на территории Чернобыльского радиоактивного следа. В некоторых водоемах в 90-е годы снова наблюдался отрицательный размерный эффект в накоплении 137Cs нехищной рыбой (Hadderingh et.al., 1996). Это явление может служить индикатором вторичного загрязнения водоема 137Cs, например, интенсивного весеннего смыва или какого-либо дополнительного сброса.
Смена знака размерного эффекта происходит для судака так же, как и для карпа, однако динамика 137Cs в хищной рыбе имеет ряд особенностей (рис. 3).
Обратим внимание на наличие вторичных максимумов в загрязнении 137Cs судаков генераций 1986-го, 1987-го и 1988-го годов на второй год жизни. Они связаны с переходом этих рыб на хищный тип питания. Максимум загрязнения 137Cs хищной рыбы достигается с временной задержкой, связанной с эффектом трофических уровней. Задержка, связанная с миграцией радионуклида по пищевой цепочке, для судака генерации 1986 г. меньше, чем для судаков предыдущих поколений, которые уже успели перейти на хищный тип питания. Таким образом, в первый месяц после аварии отрицательный размерный эффект будет очень заметным.
Начиная с момента, когда удельная активность 137Cs в судаках 1985 года рождения стала превышать удельную активность 137Cs в судаках генерации 1986 г., знак размерного эффекта перестал быть одинаковым. Распределение 137Cs в рыбе по возрастам теперь имеет максимум, который с течением времени смещается в сторону старших возрастов до тех пор пока размерный эффект не станет полностью положительным. На рис. 4 показана последовательность смены знака размерного эффекта для судака. Нелинейное распределение 137Cs в по возрастам имело место приблизительно с 250-го по 900-й день после аварийных выпадений. Подобная форма распределения по возрастам 137Cs в рыбе описана в литературе для многих видов рыб из водоемов, загрязненных чернобыльскими выпадениями (Evans, 1988;
Рис. 3. Динамика 137Cs в судаках разных Рис. 4. Распределение удельной активности ЧАЭС, 137Cs по возрастам в судаках водоема поколений из водоема-охладителя 1986-1990 гг. охладителя ЧАЭС в разные моменты времени после аварии (расчет по модели) Рис. 5. Распределение удельной активности Рис. 6. Динамика средней удельной активности 137Cs в популяции судака Cs по возрастам в судаках водоема охладителя ЧАЭС (апрель 1989 г.), сравнение водоема-охладителя ЧАЭС (1986-1990 гг.), расчетных значений и данных наблюдений сравнение расчетных значений и данных наблюдений Hakanson, 1991;
Saxen, Koskelainen, 1992;
Казаков, 1995). В рамках предлагаемой модели данное явление получает свое объяснение. Как видно на рис. 3, пересечение кривых динамики 137Cs в рыбе разных возрастов происходит последовательно, что и приводит к тому, что смена знака размерного эффекта происходит плавно. При этом в течение определенного промежутка времени (для хищников довольно продолжительного) наиболее загрязненными последовательно оказываются рыбы разных возрастов. Можно сделать вывод, что размерный эффект необходимо рассматривать как динамическое явление.
Результаты модельной реконструкции сравнивались с имеющимися данными наблюдений распределения удельных активностей 137Cs в судаках (рис. 5,6). На рис. 5 приведено сравнение вычисленного распределения удельной активности Cs в судаках по возрастам с данными наблюдений. Сопоставление показывает, что модель позволяет правильно описывать размерный эффект не только качественно, но и количественно. На рис. 6 показана расчетная кривая динамики удельной активности 137Cs в судаках водоема-охладителя ЧАЭС (среднее загрязнение популяции, без учета возрастной структуры) вместе с данными наблюдений. Важно отметить, что при проведении расчетов по радиоэкологической модели не использовались реальные данные о загрязнении Cs гидробионтов. Таким образом, проверка модели проведена на независимых данных, не использовавшихся при определении ее параметров.
Глава 2. Применение динамической модели для оценки миграции радионуклидов в экосистемах, подвергшихся воздействию радиоактивного загрязнения Во второй главе диссертации радиоэкологическая модель адаптирована и применена для реконструкции поведения радионуклидов в различных гидробиоценозах, подвергшихся аварийному или хроническому радиоактивному загрязнению.
Моделирование миграции 137Cs в биоценозе оз. Кожановского Объектом для применения модели было озеро Кожановское, расположенное в Новозыбковском районе Брянской области. Загрязнение озера и его водосбора произошло в 1986 г. вследствие Чернобыльской аварии. В озере Кожановском были обнаружены высокие концентрации 137Cs в воде (9 – 15 Бк/л в 1992 – 1993 гг.) (Вакуловский и др., 1996;
Коноплев и др., 1998), сравнимые с уровнями загрязнения озёр в 10-км зоне Чернобыльской АЭС. При радиоэкологическом обследовании водоёмов Брянской области в 1990-1993 гг. были выявлены высокие уровни содержания 137Cs в рыбе. Максимальные значения в 1992 году составляли 21 кБк/кг в серебряном карасе и 66 кБк/кг в щуке весом 5 кг, что превышало уровни загрязнения рыб водоёма-охладителя Чернобыльской АЭС в этот же период времени (Рябов, 1998). Характерной особенностью озера является низкое содержание ионов калия в воде ([K+]= 1.4 мг/л). Для проведения валидации динамической модели была разработана следующая процедура: определение численных параметров роста гидробионтов озера (dM/dt) на основе данных наблюдений;
определение численных значений параметров метаболизма (W) и биологического выведения радионуклида из организма рыб (A) на основе анализа литературных данных;
проведение расчётов для тех генераций рыб оз.
Кожановского, где имелась наиболее детальная информация о загрязнении и сопоставление результатов модельных вычислений с данными наблюдений. В качестве входных данных использовались данные измерений удельной активности Cs в воде. Для проверки адекватности модели Р ас чет по м о дели расчётные значения Д ан н ые набл ю д ени й сравнивались с данными измерений удельной активности Cs в рыбе озера Кожановского, полученными в рамках работ по Удельная активность в рыбе, Бк/кг мониторингу водоёмов Брянской области Комплексной радиоэкологи ческой экспедиции РАН (Рябов, 1998;
Радиоэкологические последствия, 2002;
Крышев, Рябов, 2005). Результаты модельных расчётов динамики удельной активности Cs в серебряных карасях 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 генерации 1990 года из озера В р е м я, г о д Кожановского показаны на Рис. 7. Динамика удельной активности 137Cs в рис. 7 вместе с данными нехищной рыбе оз. Кожановского, расчетные значения наблюдений.
и данных наблюдений Удельная активность в карасях этой генерации в 1990 – 1999 годах находилась в пределах 5 – 20 кБк/кг. Динамика активности 137Cs в рыбе обусловлена сезонной зависимостью величины рациона, а также динамикой удельной активности радионуклида в водеНаблюдавшаяся сезонная динамика радионуклида в рыбе имеет несколько большую амплитуду, чем расчётная, хотя большая часть расчётных значений соответствует диапазону наблюдаемых значений. Результаты модельных расчётов показали, что удельная активность 137Cs в щуках генерации 1989 года в период с 1990 по 1999 гг. находилась в пределах 20 – 40 кБк/кг.
Удельная активность 137Сs в хищной рыбе через 7-10 лет после аварийного загрязнения превышает активность этого нуклида в нехищной рыбе в 2-2.5 раза, что имело место и в других водоёмах Европы, подвергшихся действию чернобыльских выпадений. Таким образом, разработанная модель позволяет адекватно рассчитать динамику удельной активности 137Cs в рыбе озера Кожановского на достаточно длительном интервале времени (10 лет). Основными параметрами, необходимыми для проведения расчётов по модели, являются динамика удельной активности радионуклида в воде, характеристики роста, метаболизма и питания рыб в исследуемом водоёме.
Зависимость коэффициента накопления 90Sr от концентрации Ca в воде Важной задачей развития динамической модели миграции радионуклидов в гидробиоценозах была ее адаптация для такого радионуклида, как 90Sr. 90Sr является одним из наиболее важных антропогенных радионуклидов, присутствующих в водной среде. Это обусловлено его большим периодом полураспада, значительной аккумуляцией в рыбе, особенно пресноводной.
Поскольку 90Sr является остеотропным элементом, для него характерен медленный обмен в тканях рыб;
период полувыведения 90Sr из организма рыб составляет около 500 сут (Гуськова и др., 1971). Особенностью 90Sr является выраженная зависимость его накопления в водных организмах от концентрации в воде кальция, который является биологическим макроэлементом-аналогом стронция и одним из основных биогенных элементов. В настоящее время известны несколько эмпирических зависимостей между равновесным коэффициентом накопления 90Sr в костях рыб и концентрацией кальция в воде (Templeton, Brown, 1963;
Брагин, 1973;
Бакунов, Макеев, 2004). С практической точки зрения представляет интерес получение подобной зависимости для равновесного коэффициента накопления во всем организме рыб. В частности, такая зависимость может быть использована при подготовке справочной литературы по коэффициентам накопления радионуклидов в биоте. Отметим, что одним из существенных недостатков существующих справочников является как раз отсутствие привязки коэффициентов накопления Sr и 137Cs в биоте к концентрации стабильных макроэлементов-аналогов (кальция и калия) в окружающей среде.
Зависимость равновесного коэффициента накопления 90Sr в рыбе от концентрации кальция в воде определена путем статистической обработки большого количества литературных данных (115 точек). В основном в подборку вошли литературные данные, полученные для водоемов на территории бывшего СССР (Арктики, Южного Урала, Латвии и др.). Соотношение между коэффициентом накопления 90Sr в рыбе (тушка) CF и концентрацией кальция в воде [Ca2+], мг/л было получено путем аппроксимации данных наблюдений, представленных в логарифмическом виде, методом линейной регрессии:
log CF = A + B log[Ca ].
2+ Расчеты были выполнены с использованием статистического пакета системы Mathcad 2001. Коэффициент корреляции между log(CF) и log(Ca2+) равен –0.908. Полученное значение B = –1.13 не отличается существенно от единицы. Поэтому аппроксимация была также выполнена для значения B = –1, что позволило получить искомую зависимость в виде обратного Рис. 8. Зависимость коэффициента накопления Рис. 9. Зависимость коэффициента накопления Sr в рыбе от концентрации Ca в воде, расчет и 90Sr в рыбе разных трофических уровней от данные наблюдений. концентрации Ca в воде, расчет и данные наблюдений.
отношения CF(Ca):
3940(1770 6110) CF ( л / кг ) = (4) [Ca 2+, мг / л] Данные наблюдений и результаты аппроксимации по формуле (4) представлены на рис. 8 в логарифмическом виде.
Подборка данных включала в себя 55 значений коэффициентов накопления в нехищных видах рыб и 32 значения для хищных видов, 28 значений относятся к работам, где вид или тип питания рыб не был указан. Статистический анализ дал возможность получить зависимость коэффициента накопления 90Sr в рыбе определенного типа питания от концентрации кальция в воде [Ca2+]:
4770(3020 7520) для нехищных видов CF ( л / кг ) =, (5) [Ca 2+, мг / л] 3420(1180 5660) для хищных видов CF ( л / кг ) = (6) [Ca 2+, мг / л] Более высокие коэффициенты накопления 90Sr в нехищных видах рыб, особенно бентофагах, по сравнению с хищными видами отмечались в работах ряда авторов (Буянов, 1976;
Куликов, Чеботина, 1988). Причиной этого является меньшее усвоение радионуклида хищными рыбами из костных и покровных тканей рыб жертв, по сравнению с усвоением нехищными рыбами из планктонных, бентосных организмов и водных растений. На рис. 9 представлены в логарифмическом виде данные наблюдений коэффициентов накопления 90Sr в нехищных и хищных видах рыб и результаты расчетов по формулам (5-6). Теоретически ожидаемые обратные зависимости коэффициентов накопления 90Sr в рыбе от концентрации кальция в воде хорошо описывают наблюдаемые значения во всем диапазоне значений концентраций, от маломинерализованных олиготрофных водоемов Арктики до эвтрофных водоемов южных широт.
Несмотря на то, что в подборку были включены данные только для пресноводных водоемов, модель позволяет правильно рассчитать коэффициенты накопления 90Sr и для морских рыб. Сравнение рассчитанных по формуле (4) значений коэффициентов накопления с данными наблюдений было проведено для рыб Черного, Каспийского и арктических морей. По данным наблюдений, коэффициент накопления 90Sr в рыбах Черного моря находится в пределах 5 – при концентрации кальция в воде 280 мг/л (Кулебакина, Бачурин, 1970), соответствующее расчетное значение равно 14 (3 – 22) л/кг. Коэффициент накопления 90Sr в рыбах Каспийского моря находится в диапазоне 4 – 53 при концентрации кальция в воде 259 мг/л (Бакунов и др., 1998). Рассчитанное по формуле (4) значение для Каспийского моря составляет 15 (3 – 24) л/кг. Средний коэффициент накопления 90Sr в рыбах арктических морей (Баренцево, Карское, Норвежское море) равен 10 (3 – 15) л/кг (Kryshev et.al., 2002). Используя значение концентрации кальция в воде для океанической воды (35 0/00) 408 мг/л (Алекин, 1970), по формуле (4) получим расчетное значение коэффициента накопления 90Sr в рыбах арктических морей 10 (2 – 15) л/кг. Таким образом, полученная зависимость правильно описывает накопление радионуклида как пресноводной, так и морской рыбой.
В диссертации оценен коэффициент дискриминации в биоаккумуляции 90Sr рыбой по сравнению с кальцием. Концентрация кальция в рыбе жёстко регулируется системой гомеостаза организма и находится в узком диапазоне значений. В соответствии с данными работ (Вадзис и др., 1979;
Куликов, Чеботина, 1988), концентрация кальция в организме рыб составляет 6 – 10 г/кг сырого веса, межвидовые различия незначительны. Для оценки коэффициента дискриминации применено соотношение:
CF ( 90Sr ) 3940 [Ca 2+, мг / л] Sr )= = (7) D( CF (Ca) 8000 [Ca 2+, мг / л] Ca что дает среднее значение коэффициента дискриминации 0.49. Этот результат хорошо согласуется с оценками Бакунова и Макеева (2004) для коэффициентов дискриминации в паре 90Sr – Ca в костях рыб, составившими 0.6 для водоемов с уровнем кальция в воде менее 5 мг/л и 0.4 с более высокими уровнями минерализации.
Таким образом, предложенная полуэмпирическая модель дает возможность оценивать уровни загрязнения 90Sr рыбы по данным о концентрации данного радионуклида и Ca в воде. Как показал анализ данных, разброс значений равновесного коэффициента накопления 90Sr в рыбе составляет от 20 до 4000 л/кг, т.е. в 200 раз. Полученная статистическая зависимость позволяет сократить эту неопределенность более чем в 50 раз.
Моделирование миграции 90Sr в биоценозе оз. Урускуль (Южный Урал) после аварийного загрязнения При аварийном (импульсном) загрязнении, в течение по крайней мере нескольких лет не достигается равновесное распределение радионуклида, которое можно было бы описать с помощью постоянного коэффициента накопления. В этой ситуации для определения активности радионуклидов в водных организмах представляется необходимым использование методов динамического моделирования. При этом коэффициент накопления радионуклида, рассчитанный по формуле (4), может быть использован в качестве равновесного значения, к которому стремится отношение концентраций радионуклида в рыбе и воде при достаточно большом времени после аварийных выпадений. За основу построения динамической модели в данном случае использован полуэмпирический вариант радиоэкологической модели. Накопление и выведение радионуклида рыбами по прежнему описывается как функция их физиологических характеристик (масса, интенсивность роста и метаболизма), а также факторов окружающей среды и положения вида в трофической структуре экосистемы. В упрощенном виде уравнение радиоэкологической модели расчета динамики удельной активности радионуклида в нехищной рыбе можно записать в виде:
dy = (r + + ) y + ( + ) CF Cw (t) (8) dt где y – удельная активность радионуклида в рыбе, Бккг-1, Сw(t) – удельная активность радионуклида в воде, Бкл-1;
r постоянная радиоактивного распада, год ;
– среднегодовая скорость увеличения массы рыбы, год-1;
=AW/M, где M – среднегодовая масса рыбы, кг;
W – скорость общего метаболизма рыбы, кг/год;
A = 0.04±0.02 безразмерный коэффициент пропорциональности между скоростью биологического выведения 90Sr и скоростью общего метаболизма рыбы (Kryshev, 2003);
CF – равновесный коэффициент накопления 90Sr в рыбе, л/кг, определяемый по формуле (4). Для долгоживущих радионуклидов при больших t y(t) CFCwater(t), то есть к своему равновесному значению. Уравнение (8) позволяет рассчитать время, необходимое для достижения равновесия, максимальные Рис. 10. Модельный расчет динамики отношения 90Sr в рыбе и воде в сравнении с равновесным коэффициентом накопления Sr в рыбе озера Урускуль значения накопления радионуклида в рыбе при аварийном загрязнении, а также время достижения максимальных значений. Для расчета перехода радионуклида между трофическими уровнями формируется система уравнений, аналогичная (2) (3).
Примером использования динамической модели является расчет загрязнения Sr рыбы озера Урускуль, расположенного на территории Восточно-Уральского следа (ВУРС) и загрязненного в результате Кыштымской аварии 29 сентября года. Данное озеро является одним из наиболее загрязненных озер ВУРСа и до сих пор полностью выведено из хозяйственного использования. Поскольку имеется достаточно подробная информация о многолетней динамике 90Sr в воде, гидробиологических и гидрохимических характеристиках водоема, озеро Урускуль является ценным объектом для применения радиоэкологической модели. Расчет проводился для карпа (Cyprinus carpio), доминирующего нехищного вида рыб в озере. В соответствии с модельными оценками максимальная концентрация 90Sr в рыбе (тушка) озера Урускуль достигалась на 2-3-й год после аварийного загрязнения водоема и составляла около 1300 кБк/кг сырого веса. Через 7 лет концентрация радионуклида в рыбе снизилась в 2 раза от максимальной, через лет – в 10 раз. Современные уровни 90Sr в рыбе озера Урускуль оценены равными 30 кБк/кг. Расчетные концентрации 90Sr в рыбе примерно в 8 – 10 раз ниже измеренных концентраций радионуклида в костной ткани рыб. Параметры временной зависимости снижения концентрации 90Sr в рыбе (расчет) и костях рыб (наблюдения) в целом находятся в соответствии, что позволяет сделать вывод об адекватности определения с помощью предложенной модели динамических характеристик поведения 90Sr в рыбе.
На рис. 10 представлены результаты расчетов динамики отношения 90Sr в рыбе и воде в сравнении с равновесным коэффициентом накопления 90Sr в рыбе озера Урускуль. Динамический коэффициент накопления рассчитывался формально для каждого года, путем деления y(t) на Cwater(t). Расчеты показали, что значение динамического коэф-фициента, не отличающееся более чем на 50% от равновесного, в озере Урускуль достигалось только на 12-й год после аварийного загрязнения. Таким образом, в первый период после аварии загрязнение рыбы может быть правильно описано только с использованием динамической модели.
Начиная приблизительно с 15-го года после аварии, концентрация 90Sr в рыбе может быть достаточно хорошо оценена с использованием стационарного коэффициента накопления, рассчитанного с учетом концентрации стабильного элемента-аналога в воде озера.
Моделирование миграции радионуклидов в гидробиоценозе р. Енисей Важным объектом для применения радиоэкологической модели стала река Енисей. Длина Енисея от истока 3840 км, среднегодовой сток 591 км3, река впадает в Енисейский залив Карского моря. С 1958 г. Енисей загрязнялся жидкими радиоактивными сбросами Красноярского горно-химического комбината (КрГХК), расположенного на расстоянии около 2200 км от дельты реки. Комбинат включал в себя 2 прямоточных реактора и 1 реактор с замкнутым контуром. В 1992 г.
прямоточные реакторы были выведены из эксплуатации, что привело к значительному снижению сбросов в р. Енисей (Вакуловский и др., 2004). Среди радионуклидов, присутствующих в сбросах КрГХК, важное радиоэкологическое значение имеют 32P, 65Zn, 137Cs, поскольку они легко усваиваются речной биотой.
Особенностью Енисея являются низкие концентрации стабильных биогенных элементов в воде, в частности, фосфора. Это может быть причиной повышенных уровней ассимиляции радиоактивных аналогов организмами, живущими в Енисее.
Разработанная в диссертации модель была использована для реконструкции биологического переноса трех радионуклидов (32P, 65Zn, 137Cs) енисейской рыбой.
Важной особенностью ихтиофауны Енисея является наличие двух экологических групп: оседлые и мигрирующие виды. Оседлые рыбы, как правило, перемещаются только в ограниченных пределах (10-100 километров), тогда как мигрирующие проводят большую часть жизни в дельте, губе и Енисейском заливе и поднимаются в реку только на нерест. Нерестовые участки большинства мигрирующих видов находятся в среднем течении на расстояниях 400 – 1600 км от дельты, т.е. 600 – 1800 км ниже по течению от источника сбросов (КрГХК).
Накопление радионуклидов оседлой рыбой Енисея и мигрирующей рыбой в период ее нахождения в дельте и заливе рассчитывается с помощью системы уравнений (2)-(3), где Cw(t) замещается на концентрацию нуклида в воде дельты, губы или залива. Чтобы оценить перенос радионуклида мигрирующей рыбой в нерестовый период, уравнение (1) было модифицировано следующим образом:
W QA dy W = ( p + A ) y + A D 1 C w ( L, t ) (9) dt M M Q Это уравнение учитывает, что рыба не питается и не растет в период нереста, потребляя нужные элементы прямо из воды для покрытия метаболических трат.
Для периода нерестовой миграции L=Lmax–Vupt, где Lmax расстояние от источника радиоактивных сбросов до нагульных территорий (дельта, губа или залив Енисея), Vup скорость нерестовой миграции. Для периода миграции с нерестовой территории обратно в залив L=Lmin+Vdownt, где Lmin расстояние от источника сбросов до нерестовой территории, Vdown скорость обратной миграции. Уравнения решались численно, с заданием начальных условий для начала нерестовой миграции, нереста как такового и возврата на нагульные территории соответственно. Параметры, характеризующие нерестовые миграции рыб Енисея, оценены по данным биологических наблюдений (Подлесный, 1958).
В диссертации удельная активность 32P, 65Zn, 137Cs в оседлой рыбе Енисея (плотва Rutilus rutilus и щука Esox lucius) была рассчитана как функция расстояния от КрГХК. Показано отсутствие какой-либо зависимости между трофическим (пищевым) статусом рыбы Енисея и удельной активностью 32P в ней. Расчеты показали, что среднегодовая удельная активность 32P в рыбе в августе снижалась с 10000 Бк/кг на расстоянии 80 км от КрГХК до 120 Бк/кг на расстоянии 1500 км, что согласуется с экспериментально определенными уровнями загрязнения 32P оседлой рыбы. В отличие от 32P, накопление 137Cs рыбой зависит от ее типа питания. Удельная активность радионуклида в щуке (хищник) Енисея примерно в 2 раза выше, чем в плотве (нехищная рыба), что соответствует данным измерений. Удельная активность 137Cs в оседлых видах не снижается на расстояниях 100 – 1500 км от места сбросов, оставаясь в пределах 4 – 13 Бк/кг, будучи как минимум на 2 порядка ниже, чем активность 32P в рыбе. Удельная активность 65Zn в плотве выше, чем в щуке, поскольку пища плотвы (пресноводные моллюски и бентосные беспозвоночные) сильно аккумулируют 65Zn. В удельная активность 65Zn в рыбе Енисея была 200 – 300 Бк/кг на расстоянии 50 – 100 км и снижалась до 10-20 Бк/кг на расстояниях, превышающих 1000 км.
Результаты расчетов удельной активности 32P, 137Cs, 65Zn в оседлой рыбе Енисея в 1991 году, представлены в сравнении с данными наблюдений на рис. 11.
Модельные оценки согласуются с данными наблюдений на всем протяжении р.
Енисей, в пределах неопределенности самих измеренных значений (рис. 11).
P- Активность в рыбе, Бк/кг 100 Zn- Cs- 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 Расстояние, км Рис. 11. Удельная активность 32P, 137Cs и 65Zn в воде р. Енисей, 1991 г. Сплошные линии – расчет по модели;
маркеры – данные измерений.
Загрязнение мигрирующих видов в Енисее рассчитано как функция времени с момента первой нерестовой миграции. Расчеты выполнены для сига (Coregonus lavaretus), живущего большую часть времени в дельте Енисея и мигрирующего на нерест раз в два года на расстояние 400 – 800 км вверх по течению Енисея. Расчеты по модели показали, что мигрирующая рыба может накапливать дополнительное количество радионуклидов в нерестовый период. В соответствии с расчетами, равновесие между удельной активностью 32P в рыбе и воде устанавливается в пределах нескольких дней. Поэтому удельная активность 32P в мигрирующих особях в период нерестовой миграции не отличается от оседлых видов. В соответствии с модельными оценками удельная активность 137Cs в сиге увеличивается в 3 раза за те 3-4 месяца, которые рыба проводит в Енисее (реке). За период нахождения в дельте удельная активность 137Cs в сиге постепенно снижается до регионального фонового уровня. В соответствии с модельными расчетами, биоаккумуляция 137Cs мигрирующей рыбой Енисея ниже, чем оседлой, так как мигрирующие особи не питаются в период нерестовой миграции.
Глава 3. Модель оценки динамики доз облучения гидробионтов На практике выполнение радиоэкологических оценок для каждого вида из множества видов, населяющих природные экосистемы, крайне затруднительно. Эта проблема может быть решена, путем рассмотрения ограниченного набора типичных организмов для заданной географической зоны, которые могут использоваться как представительные (референтные) организмы в радиоэкологических исследованиях. Для выбора представительных организмов в данной географической области для целей радиоэкологического анализа предлагается использовать следующие основные критерии: экологические (положение в экосистеме);
доступность для мониторинга;
дозиметрические (критические пути облучения);
радиочувствительность;
способность вида к самовосстановлению. Для водных экосистем потенциальные кандидаты на представительные организмы для целей радиоэкологического анализа могут быть отобраны из следующих гидробионтов: рыба, моллюски, крупные ракообразные, мягкий бентос, водоплавающие птицы, водные млекопитающие, водные растения (макрофиты). В рамках комплексной модели в диссертации был разработан модуль расчета доз на гидробионтов, позволяющий оценивать динамику мощностей доз облучения водных организмов с учетом их морфометрических и экологических характеристик.
При расчетах доз облучения гидробионтов полная поглощенная доза складывалась из дозы внутреннего облучения от радионуклидов, инкорпорированных в органы и ткани гидробионтов, и дозы внешнего облучения от воды и донных отложений. Вклад в мощность внутренней дозы от - и излучения считался равным мощности дозы в бесконечно большом объеме, равномерно загрязненном радионуклидом с той же удельной активностью, что и гидробионт (приближение бесконечной геометрии) по формуле:
D, () = 1.38 10 E, C org,,., где где D,() мощность дозы, Гр/сут;
E, средняя энергия - или -частиц при распаде данного радионуклида (MeV), Corg,, - концентрация радионуклида в организме, Бк/кг. Значения взвешивающих факторов, отражающих различия в повреждающей способности для -излучения, в настоящее время не установлены официально для видов, отличных для человека.
Вклад в мощность внутренней дозы от -излучения рассчитывался по формуле (IAEA, 1988;
Blaylock et al., 1993;
Woodhead, 1998):
D,int = 1.38 10 8 Corg Ei ni i ( Ei ) 1.38 10 8 Corg E ( E ), (10) i где (E) фракция фотонов, поглощенная в объеме организма, E - средняя энергия -излучения, Corg - концентрация радионуклида в организме, Бк/кг. Мощность дозы W внешнего -облучения D,ext на водные организмы от -излучателя средней энергии E, D ext = D D int однородно распределенного в воде рассчитана по формуле: где D = 1.38 10 E C wat ;
Dint вычисляется при помощи формул расчета дозы внутреннего облучения. Внешнее облучение от донных отложений определялось путем представления их слоем конечной толщины h, при этом учтено только облучение. Для оценки дозы внешнего облучения водных организмов от донных отложений использовалась модель плоского изотропного источника толщиной см.
Модель применена для реконструкции дозы облучения гидробионтов водоема-охладителя Чернобыльской АЭС. Выполненные оценки дозы базируются на реконструкции распределения 137Cs в гидробионтах водоема-охладителя Чернобыльской АЭС после аварии, которые были получены с использованием динамической модели (глава 1 диссертации). Полная доза на биоту рассчитана как сумма внутренней дозы от инкорпорированных радионуклидов и внешней дозы от загрязненной воды и донных отложений. Точность расчетов дозовых нагрузок определялась точностью определения концентраций радионуклидов в воде, донных отложениях и биоте и составила около 50% от расчетной величины.
Для выявления возможных диапазонов дозовых нагрузок на рыбу водоема охладителя Чернобыльской АЭС были рассмотрены следующие представительные виды биоты: три вида рыб, существенно различающихся по своей экологии (белый толстолобик Hypophthalmichthys molitrix, судак Perca fluviatilis, лещ Abramis brama), брюхоногий моллюск Viviparus contectus, погруженное высшее водное растение рдест пронзеннолистный Potamogeton perfoliatus. Белый толстолобик является фитофагом, основное время проводящим в толще воды. Судак - типичная хищная рыба. Лещ - рыба, питающаяся в основном бентосными донными организмами, проводит не менее 40% времени вблизи дна.
Величина полной дозы на толстолобика водоема-охладителя Чернобыльской АЭС от всех нуклидов составила на конец августа 1986 года 2.2 Гр (1.3 Гр внутреннее облучение и 0.9 Гр внешнее). В ранний период аварии (май - август года) определяющее значение в формировании дозы имели 95Zr, 144Ce, 106Ru, 140Ba.
Вклад долгоживущих нуклидов в суммарную дозу возрос до 54%, но во внешнем облучении составлял только 18%. В дальнейшем по мере снижения радиоактивности в результате распада основное значение приобрели 90Sr, 106Ru, 134Cs, 137Cs, 144Ce.
Большой интерес представляет расчет дозовых нагрузок на леща. Эта рыба ведет придонный образ жизни и таким образом подвергается повышенному внешнему облучению от донных отложений. Полная доза облучения леща на август 1986 года составила 4.4 Гр, из них 0.8 Гр составила доза внутреннего облучения и 3. Гр - доза внешнего облучения от седиментов. Основной вклад в дозу внутреннего облучения давали 144Ce и 106Ru. Внешнее облучение формировалось в основном за счет 95Zr, 95Nb, 140Ba, 140La. Доза внешнего облучения от 137Cs составляла на август 1986 года всего 0.06 Гр (около 1.5 %).
Полная доза облучения референтного вида моллюсков на август 1986 г.
составила 5.8 Гр, из них 0.6 Гр доза внутреннего облучения и 5.2 Гр доза внешнего облучения от седиментов. Внешнее облучение формировалось преимущественно за счет 95Zr, 95Nb и 140Ba. Доза облучения референтного вида макрофитов на август г. составила 3.8 Гр, будучи обусловлена в основном радионуклидами, сорбированными на поверхности растений, основной вклад давали 95Zr, 95Nb, 106Ru, Ba и 144Ce.
Выполнены оценки доз облучения референтных видов биоты водоема охладителя Чернобыльской АЭС за период 1986–1996 гг. Полная доза на рыбу поколения 1986 года за 10 лет составила: для толстолобика 5.1 Гр, для судака 6. Гр, для леща 9.2 Гр. Оценки дозы внешнего облучения сравнивались с данными прямой радиометрии, выполненной в 1989 В.Н. Лысцовым с сотрудниками (Лысцов и др., 1990) и выявившей мощности дозы -излучения 0.1 – 2 мГр/сут. Рассчитанное значение для этого времени 1.1 мГр/сут попадает в этот интервал. Сделан вывод о важности учета при оценке дозовых нагрузок на водные организмы короткоживущих нуклидов с периодом полураспада до двух месяцев. Неучет короткоживущих нуклидов приводит к занижению дозы на рыбу на 20-30%, для придонных рыб до 50%, для моллюсков почти в 2 раза.
Еще одним объектом для применения комплексной модели стала группа озер Южного Урала, загрязненная в результате Кыштымской аварии в 1957 г. Наиболее высокие уровни загрязнения озер на территории ВУРС были обнаружены в озерах Урускуль и Бердениш. Модельные оценки и данные наблюдений были использованы для реконструкции динамики облучения биоты в озерах Урускуль и Бердениш. В качестве референтных видов рыб были выбраны: доминирующие виды рыб карп (Cyprinus carpio), обитающий в озере Урускуль, и серебряный карась (Carassius carassius), обитающий в озере Бердениш;
двустворчатый моллюск и доминирующий вид водных растений. Согласно модельным оценкам, наиболее высокие мощности внутренней дозы на карпа имели место в 1958-1962 гг.
и были равны 0.03-0.04 Гр/сут;
до 1969 г. мощность дозы внутреннего облучения карпа в озере Урускуль превышала 0.01 Гр/сут. В 1997 г., спустя 40 лет после аварийного загрязнения, мощность дозы внутреннего облучения карпа составляла 3·10-4 Гр/сут. Основной вклад во внутреннюю дозу облучения гидробионтов озер Урускуль и Бердениш вносил инкорпорированный 90Sr.
Согласно модельной реконструкции, наиболее высокие мощности дозы внутреннего облучения серебряного карася имели место в 1957-1960 лет и составляли 0.02-0.05 Гр/сут;
в период до 1964 г. мощность дозы на серебряного карася в озере Бердениш превышала уровень 0.01 Гр/сут. В 1997 г. мощность дозы внутреннего облучения серебряного карася в озере Бердениш оценивалась в 1.7·10- Гр/сут.
Внешнее облучение водных организмов было реконструировано, используя данные измерений активностей радионуклидов в воде и донных отложениях озер Урускуль и Бердениш. Облучение от загрязненных донных отложений значительно превышает облучение от воды. Самые высокие мощности дозы внешнего облучения гидробионтов в озерах Урускуль и Бердениш были в первый год после радиационной аварии (1957-1958 гг.) и достигали 0.03 Гр/сут;
основной вклад в мощность дозы внешнего облучения давали 95Zr, 106Ru и 137Cs. В 1992 г. мощность дозы внешнего облучения рыб оценивалась в (2-6)·10-6 Гр/сут и формировалась главным образом за счет 137Cs.
С использованием комплексной модели проведена реконструкция дополнительного облучения гидробионтов р. Енисей в течение 25-летнего периода времени (1975 – 2000 гг.) для участка реки 16 – 80 км ниже по течению от Красноярского ГХК. В качестве референтных видов экосистемы Енисея были выбраны 2 вида оседлых рыб (нехищный вид – плотва и хищный вид – щука), типичный мигрирующий вид – сиг Coregonus lavaretus, двустворчатый моллюск и типичный вид водных растений Elodea canadensis. Реконструкция накопления радионуклидов гидробионтами Енисея была выполнена в главе 2. Модельные оценки показывают, что максимальные мощности дозы имели место в 1975 – гг. и варьировали от 11 мГр/год (хищная рыба) до 63 мГр/год (моллюски). Эти уровни были в несколько раз выше природного фона, который для организмов Енисея оценён в 0.7 – 4 мГр/год. Главный вклад во внутреннее облучение биоты Енисея даёт 32P (до 95%).
Выполнена оценка дозы для представительных видов биоты речной системы Теча – Исеть – Тобол – Иртыш. Река Теча была загрязнена радионуклидами в результате радиоактивных сбросов ПО “Маяк” в основном в 1949-1956 гг. Вдоль русла в верховьях реки тянутся болота, загрязненные 90Sr и 137Cs. Эти болота являются в настоящее время основным источником поступления радионуклидов в реку. Река Теча является частью гидрологической системы Теча – Обь, принадлежащей бассейну Карского моря. Для р. Теча оценки доз облучения гидробионтов проводились для раннего и современного периодов загрязнения, с использованием данных измерений удельных активностей радионуклидов в воде, донных отложениях и биоте.
В табл. 1 представлены сравнительные оценки мощностей доз облучения для референтных видов биоты и рассмотренных радиоэкологических ситуаций:
водоем-охладитель Чернобыльской АЭС (первый год после аварии), озера Урускуль и Бердениш на территории ВУРС (первый год после аварии), река Енисей (средняя за 1975–1980 гг.), верховья реки Течи (настоящее время). Анализ дозиметрических оценок, представленных в табл. 1, позволяет сформулировать следующие выводы. Имеют место значительные различия в мощностях доз облучения биоты в начальный (острый) период аварийных ситуаций или повышенных значений сбросов в хронический период. Так, для водоема охладителя ЧАЭС различие между мощностями дозы облучения гидробионтов в 1986 и 1996 гг. составляло от 40 (моллюски) до 300 (планктофаг) раз, для озера Урускуль от 160 (макрофиты) до 280 (бентофаг), для реки Теча от 100 (бентофаг) до 1600 (макрофиты) раз. Эта закономерность обусловлена присутствием в начальный период радиационных аварий и повышенных сбросов большого количества относительно короткоживущих нуклидов. Особый случай представляет река Енисей, где короткоживущий 32P являлся основным дозообразующим нуклидом на протяжении всего периода сбросов, и снижение дозы от него обусловлено уменьшением поступления данного радионуклида в реку.
Наиболее высокие дозы облучения биоты были оценены для референтных видов экосистемы реки Теча (небольшая река), тогда как более значительное по суммарной активности поступление радионуклидов в крупную реку (Енисей) привело к существенно меньшим уровням облучения водной биоты. Таким образом, дозы облучения биоты и радиоэкологические последствия поступления радионуклидов в гидроэкосистемы зависят от размера водного объекта.
Таблица 1. Сравнительные оценки средних мощностей доз облучения для референтных видов биоты, мГр/сут Гидробионт Объект Водоем- оз. Урускуль, р. Енисей *, р. Теча **, охладитель оз. Бердениш, 1975-1980 гг. 1951-1952 гг.
ЧАЭС, 1957-1958 гг. (1993-2000 гг.) (1990-1998 гг.) 1986 г. (1992 г.) (1996 г.) 6·10- Макрофиты 15.0 8.0 83. - (0.1) (0.05) (1·10 ) (0.05) Моллюски 34.0 85.0 0.2 80. - (0.8) (0.3) (3·10 ) (0.8) 5·10- Рыба- 13.0 35.0 30. - планктофаг (0.04) (0.2) (8·10 ) (0.1) 5·10- Рыба-бентофаг 22.0 55.0 30. - (0.2) (0.2) (8·10 ) (0.3) 3·10- Хищная рыба 12.0 - 30. - (0.09) (7·10 ) (0.3) 2·10- Проходная - - - рыба (5·10 ) * расстояние 16-80 км ниже источника сбросов, ** верховья реки (Муслюмово) Сделан вывод, что одной из наиболее уязвимых компонент гидробиоценозов с точки зрения радиационного воздействия является бентосная трофическая цепочка. В соответствии с модельными оценками, моллюски получали наибольшую дозу облучения из всех референтных видов для всех рассмотренных водных объектов, как в начальный период радиационных аварий и повышенных сбросов, так и в долгосрочный период. В относительно слабопроточных системах (водоем-охладитель ЧАЭС и озеро Урускуль) мощность дозы облучения бентофагов (придонные виды) была на 60-70 % выше, чем планктофагов.
Причиной повышенного радиационного воздействия на бентосные цепочки является внешнее облучение от радионуклидов, содержащихся в донных отложениях, а также повышенные уровни биоаккумуляции 90Sr и 32P в моллюсках.
В начальный период радиационных аварий и повышенных сбросов значительную дозу облучения могут получать водные растения, сорбирующие на своей поверхности ряд короткоживущих нуклидов (95Zr, 106Ru, 144Ce и др.) с высокими коэффициентами накопления. Как было показано для р. Енисей, мигрирующие виды рыб, проводящие большую часть жизни на значительном удалении от источника сбросов и не питающиеся в период нереста, подвергаются облучению в дозах меньших, чем оседлые виды.
Глава 4. Моделирование последствий радиоактивного загрязнения экосистем Четвертая глава диссертации посвящена построению шкалы «мощность дозы – эффекты» для хронического облучения гидробионтов и моделированию последствий радиоактивного загрязнения водоемов для некоторых водных организмов.
В последние годы, значительные международные усилия предпринимаются для развития регулирующих нормативов для защиты окружающей среды от эффектов ионизирующего излучения (ICRP, 2003, 2007;
DOE, 2002;
Brown et al., 2003;
Larsson, Strand, 2004;
Beresford et al., 2007;
Hinton et.al, 2007). Научно исследовательский проект EC EPIC (Защита окружающей среды от ионизирующих загрязнителей в Арктике) был проведен в 2000-2003 гг. с целью развить научную методологию защиты природной биоты от ионизирующего излучения. Важной задачей в рамках этого проекта явилось создание баз данных по соотношениям “дозы - эффекты” для организмов, отличных от человека.
Автором был подготовлен раздел базы данных EPIC “Действие радиации на водную биоту”. При подготовке базы данных основное внимание было уделено эффектам хронического/пожизненного облучения организмов;
эта информация очень важна для установления допустимых пределов доз на биоту. В настоящее время, база данных содержит более 500 записей о радиобиологических эффектах, наблюдавшихся в водной биоте, преимущественно для гидробионтов северных и умеренных широт. Следующие основные типы эффектов были отобраны для включения в базу данных, в соответствии с международными рекомендациями:
заболеваемость и ухудшение физиологического состояния;
воспроизводство;
смертность, или сокращение жизни. База данных построена в форме электронных таблиц Microsoft Excel. Специальный формат базы данных обеспечивает возможность проанализировать соотношения «мощность дозы – эффекты» для различных типов биоты. Унифицированный формат записей включает следующую информацию: название организма, общие условия исследования, концентрации радионуклида в компонентах водной среды и организме;
мощность дозы и поглощенная доза, полученная организмом;
описание эффекта;
источник информации. Информация в базе данных размещена таким способом, что один вид эффекта соответствует облучению с определенной дозовой нагрузкой. Была выполнена реконструкция доз по данным о концентрациях радионуклидов в гидробионте и окружающей среде на основе модели, описанной в главе 3.
На основе анализа базы данных EPIC сформулирована количественная шкала соотношений “мощность дозы - эффекты” для рыб северных и умеренных климатических зон. В качестве пороговых значений были определены следующие уровни хронического облучения, при превышении которых могут быть обнаружены определенные типы эффектов:
мощность дозы 1 мГр сут-1 является пороговым уровнем для появления первых • отрицательных изменений в иммунной системе рыбы;
при более низких мощностях дозы (меньше чем 1 мГр сут-1) организмы, по-видимому, в состоянии приспособиться к радиационному воздействию;
мощности дозы 5-10 мГр сут-1 – это пороговые уровни для появления • отрицательных эффектов в системе воспроизводства;
мощности дозы более 10-20 мГр сут-1 хронического пожизненного облучения • приводят к сокращению продолжительности жизни взрослой рыбы.
В рамках комплексной модели были сопоставлены результаты расчетов доз на референтные виды рыб водоема-охладителя Чернобыльской АЭС, озера Урускуль, рек Теча и Енисей с полученной на основе анализа базы данных EPIC шкалой «мощность дозы – эффекты» (рис. 12). Мощности дозы облучения рыб водоема-охладителя ЧАЭС в 1986 г. составляли 12 – 13 мГр/сут для толстолобика и судака и 22 мГр/сут для леща. Таким образом, можно было ожидать появление эффектов в воспроизводительной системе толстолобика и судака, некоторое угнетение популяций и сокращение численности рыб-бентофагов. В работах (а) рыба-планктофаг Ранний период Поздний период V IV III Мощность дозы, мГр/сут II I 0, 0, оз. Урускуль водоем-охладитель р. Теча р. Енисей (ВУРС) Чернобыльской АЭС (Муслюмово) (16-80 км от КрГХК) (б) рыба-бентофаг Ранний период Поздний период V IV III Мощность дозы, мГр/сут II I 0, 0, оз. Урускуль водоем-охладитель р. Теча р. Енисей (ВУРС) Чернобыльской АЭС (Муслюмово) (16-80 км от КрГХК) Рис. 12. Оценки мощностей доз облучения рыб в сравнении со шкалой, полученной на основе анализа базы данных EPIC: I – область, в которой отсутствуют вредные эффекты облучения;
II – могут появляться эффекты в иммунной системе и ухудшение здоровья рыб;
III – ухудшение репродуктивной функции рыб;
IV – сокращение продолжительности жизни рыб;
V – увеличение смертности и сокращение численности популяции рыб.
(Белова и др., 1993;
Макеева и др., 1994) действительно наблюдались эффекты в репродуктивной системе толстолобика из водоема-охладителя ЧАЭС. Таким образом, комплексная модель, разработанная в диссертации, позволила адекватно реконструировать радиоэкологическое состояние водоема на основе данных об источнике загрязнения, концентрациях радионуклидов в воде и ряда биологических и радиоэкологических параметров.
Мощность дозы облучения рыб озера Урускуль в течение первого года загрязнения составляла 35 – 55 мГр/сут, реки Теча (район Муслюмово) в 1951-1952 гг. мГр/сут. Учитывая столь высокие значения мощностей облучения, можно было ожидать снижение выживаемости рыб этих водоемов в ранний период после повышенного поступления радионуклидов в водную среду и гибель части популяций придонных видов рыб. В 1970-е годы в озере Урускуль наблюдались изменения в возрастной структуре популяции серебряного карася, а именно значительное снижение количества особей старших возрастных групп (Воронина и др., 1977). Мощности дозы облучения референтных видов рыб р. Енисей в период 1975-1980 гг. находились в пределах от 0.002 мГр/сут (проходная рыба) до 0. (бентофаг), что значительно ниже порогового уровня для появления первых негативных эффектов в физиологическом состоянии рыб.Современные значения мощностей доз облучения референтных видов рыб исследовавшихся водоемов варьируют от 5·10-5 - 8·10-4 мГр/сут (р. Енисей) до 0.2 (оз. Урускуль) – 0.3 мГр/сут (р. Теча). Таким образом, в настоящее время дополнительное облучение рыб от техногенных радионуклидов в этих водных объектах не приводит к возникновению негативных эффектов в популяциях рыб.
С увеличением дозы облучения различные группы радиобиологических эффектов суммируются в организмах, то есть несколько типов эффектов могут иметь место для одного организма. Оценка отношений между дозовыми нагрузками и эффектами для хронического облучения рыбы может быть использована при оценках допустимых уровней радиоактивности в водной среде, обеспечивающих радиационную безопасность ихтиофауны.
Моделирование зависимостей «мощность дозы – эффекты» для икры рыб с коротким и длинным периодами развития В диссертации сформулирована математическая модель, которая описывает воздействие радиации на икру рыб при хроническом облучении в течение всего периода развития в естественной среде обитания. Целью модели было получение зависимостей «мощность дозы – эффекты» для икры рыб с относительно коротким (2 недели, щука Esox lucius) и длинным (более 20 недель, семга Salmo salar) периодами развития и объяснение наблюдавшихся различий в динамике развития эффектов хронического облучения. Согласно экспериментальным данным, уровень острого облучения, при котором наблюдается 100% смертность икры равен 5 Гр для икры как щуки так и семги (Альшиц и др., 1970;
Городилов, 1971;
Куликов, 1970). Однако анализ базы данных EPIC показал, что при хроническом облучении выживаемость икры семги снижается при значительно меньших значениях мощностей доз. Расчеты были выполнены для мощности дозы хронического облучения в диапазоне от 10 до 300 мГр/сут и сравнивались с экспериментальными данными из базы данных EPIC.
При построении модели предполагалось, что эффекты, наблюдаемые при хроническом облучении икры рыбы, являются результатом суперпозиции двух разнонаправленных процессов – образования повреждений за счет радиации и восстановления повреждений посредством действия репарационных механизмов.
Принято, что при облучении икры рыбы она может находиться в одной из следующих стадий: нормально развивающаяся, обратимо повреждённая и летально повреждённая (погибшая). В модели используется понятие «репарационная система» как функциональный комплекс, который восстанавливает повреждения, связанные как с ионизирующим излучением, так и с другими факторами. Общая способность восстанавливать повреждения (ёмкость) репарационной системы называется «репарационный пул» (Laurie et al., 1972);
величина репарационного пула у облученных организмах количественно характеризуется в процентах от нормального состояния. Репарационная система характеризуется следующими основными свойствами: она имеет предел восстановления повреждений, и скорость восстановления достигает насыщения при высоких мощностях дозы;
репарационный пул расходуется в восстановительных процессах и может быть израсходован в случае большого количества повреждений в организме.
Репарационная система сама чувствительна к облучению и может повреждаться ионизирующим излучением. Обратимые повреждения могут быть восстановлены за счет репарационной системы, которая при этом постепенно истощается.