Реакции биоценозов водных экосистем на хроническое радиационное воздействие
На правах рукописи
Тряпицына Галина Александровна РЕАКЦИИ БИОЦЕНОЗОВ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ НА ХРОНИЧЕСКОЕ РАДИАЦИОННОЕ ВОЗДЕЙСТВИЕ 03.01.01 – «Радиобиология»
Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук
Москва-2011 2
Работа выполнена в Федеральном государственном учреждении науки «Уральский научно-практический центр радиационной медицины» Федерального медико биологического агентства Российской Федерации, г. Челябинск Научный консультант доктор медицинских наук, профессор Аклеев Александр Васильевич Официальные оппоненты доктор биологических наук Мамихин Сергей Витальевич доктор биологических наук, профессор Гераськин Станислав Алексеевич доктор химических наук, профессор Серебряный Александр Маркович Ведущая организация Институт экологии растений и животных УрО РАН, г. Екатеринбург
Защита диссертации состоится «» 2011 г. в часов на заседании дис сертационного совета Д 501.001.65 при Московском государственном университе те им. М.В. Ломоносова по адресу: 119899, Москва, Ленинские горы, МГУ, Биоло гический факультет
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Московского государственного университета имени М.В. Ломоносова. Отзывы просим посылать по адресу: Т.В.
Веселовой, Биологический факультет МГУ, Ленинские горы, Москва, 119991.
Автореферат разослан «» «» 2011 года
Ученый секретарь диссертационного совета, доктор биологических наук Т.В. Веселова
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность проблемы. Среди комплекса проблем, которые выдвигает исполь зование человеком ионизирующих излучений в различных областях деятельности, наи более важной является проблема влияния радиоактивных загрязнений на биосферу. Ос новным принципом радиационной защиты природы (антропоцентрический подход), сформулированным ещё в 70-80-е годы прошлого века ведущими международными ор ганизациями (МКРЗ, МАГАТЭ) в области радиационной безопасности, явился постулат, согласно которому если радиационными стандартами защищен человек, то в этих усло виях защищена от действия ионизирующих излучений и окружающая среда (Interna tional Commission…1977;
Радиационная безопасность. Рекомендации МКРЗ, 1990). В настоящее время активно обсуждается другой, экоцентрический подход к радиационной защите биосферы: "Защищенная от вредного действия ионизирующих излучений био сфера обеспечит радиационную безопасность и полноценную жизнеспособность чело вечества" (Conservation Medicine, 2002;
Ecosystems and human well-being, 2005). В част ности, это связано с возросшей озабоченностью по поводу устойчивости окружающей среды, в том числе необходимости сохранения биологического разнообразия на планете (United Nations. United Nations Conference….1992a, 1992b;
Sources and Effects of Ionizing Radiation…1996;
Annals of the ICRP.ICRP PUBLICATION ….2002;
Ethical Considerations in Protecting …2002).
В этих условиях важным является, с одной стороны, определение допустимых уровней радиоактивного загрязнения безопасных как для отдельных представителей биоты, так и для природных экосистем в целом, с другой – разработка эффективной сис темы мониторинга состояния радиоактивно загрязненных экосистем. Наибольший инте рес представляют комплексные радиоэкологические исследования в естественных усло виях, так как они позволяют получить реальные количественные показатели миграцион ного переноса радионуклидов в те или иные элементы экосистем, а также определить биологические эффекты радиационного воздействия на биоценозы.
В результате деятельности предприятий с ядерным циклом, особенно при аварий ных ситуациях, происходит радиоактивное загрязнение окружающей среды, в том числе объектов гидросферы. Исследованию радиоэкологических эффектов в экосистемах по священо значительное количество работ (Н.В. Тимофеев – Ресовский 1962;
А.М. Кузин, А.А., Передельский, 1956;
Ю. Одум, 1975;
Н.В. Куликов, 1975;
Р.М. Алексахин, 1982;
Г.Г. Поликарпов, В.Г. Цыцугина, 1995;
Г.Г. Поликарпов, 2006;
А.Н. Марей и др., 2003;
2009;
А.В. Трапезников, 2010;
R.J. Pentreath, 2006 и др.);
результаты работ в этой облас ти освещены в документах международных организаций (Effects of ionizing radiation …1992;
International Commission …1993, 1996 и др.). Однако в этих работах проводи лось изучение биологических эффектов разрозненно, в различных группах гидробио нтов и в довольно узком диапазоне доз, что не предоставляло возможности оценить ре акцию на радиационное воздействие биоты водных экосистем на биоценотическом уровне.
На Южном Урале (Челябинская область, Россия) находится ряд водоёмов хранилищ жидких радиоактивных отходов (ЖРО) производственного объединения «Маяк»: водоёмы Теченского каскада, водоём «Старое болото» (водоём В-17), оз. Кара чай (водоём В-9). ПО «Маяк» создано в конце 40-х годов двадцатого столетия для про изводства оружейного плутония и переработки делящихся материалов в рамках Госу дарственной оборонной программы по созданию ядерного оружия «Урановый проект» (А.К. Круглов, 1944). Экосистемы этих водоёмов длительное время (более 50-ти лет) на ходятся в условиях радиационной нагрузки различной интенсивности (Sources contribut ing to Radioactive contamination… 1997;
Ю.В. Глаголенко и др., 2007;
П.М.Стукалов, 2007, 2010;
А.И.Алексахин и др., 2007). В настоящее время удельная активность – излучающих радионуклидов (90Sr, 137Cs, и др.) в донных отложениях специальных про мышленных водоёмов находится в пределах от 670 кБк/(кг сухой массы) до МБк/(кг сухой массы), а в воде – от 2,2 кБк/дм3 до 100 МБк/дм3. Это предоставляет воз можность получения научной информации о радиобиологических эффектах радиоак тивного загрязнения водных экосистем, особенно в диапазоне высоких концентраций радионуклидов. Важно отметить, что ранее гидробиологические исследования состоя ния экосистем перечисленных водоёмов проводились нерегулярно и в ограниченном объеме (А.Н. Марей и др., 2009;
А.И. Смагин, 1996, 2006;
Sources contributing to Radioac tive…1997), а гидробиологических исследований на водоёмах В-17 и В-9 ранее не про водилось.
В связи с изложенным целью настоящей работы является изучение радиобиоло гических ответов биоты экосистем специальных промышленных водоёмов - хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «МАЯК» на хроническое радиационное воздейст вие.
Для достижения указанной цели были поставлены следующие задачи:
1. Определение содержания радионуклидов в абиотических и биотических компо нентах экосистем промышленных водоёмов – хранилищ жидких радиоактивных отходов ПО «Маяк» (водоёмов В-10, В-11, В-4 Теченского каскада, В-17 и В-9) и определение уровня радиационного воздействия на гидробионтов в исследуемых водоёмах.
2. Оценка состояния экосистем исследуемых водоёмов по показателям развития фи топланктона, бактериопланктона, зоопланктона, зообентоса, ихтиофауны, а также по цитогенетическим и молекулярно-биологическим параметрам.
3. Сравнительный анализ состояния экосистем водоёмов с разными уровнями ра диоактивного загрязнения и определение радиобиологических закономерностей биоло гических эффектов.
4. Экспериментальная оценка вклада радиационного и химического факторов в био логические эффекты исследуемых гидробиоценозов.
5. Обоснование показателей экологического мониторинга с целью совершенствова ния системы обеспечения радиационной безопасности при радиоактивном загрязнении водных экосистем.
Научная новизна Впервые проведено комплексное обследование экосистем промышленных водо ёмов ПО «Маяк», включая оценку состояния биоты водоёмов с максимальными в био сфере уровнями радиоактивного загрязнения - В-9 (оз. Карачай), В-17 («Старое боло то»). Впервые в натурных исследованиях получены данные о биологических эффектах в гидробиоценозах, биота в которых на протяжении нескольких генераций существует в условиях радиационного воздействия различной интенсивности. С точки зрения реакции экосистемы существующий режим эксплуатации водоёма В-11 в качестве водоёма хранилища низкоактивных радиоактивных отходов является допустимым. Состояние экосистем водоёмов В-10 и В-4 по биологическим показателям может быть охарактери зовано, как антропогенное напряжение с элементами экологического регресса, состоя ние водоёмов В-17 и В-9 – экологический регресс.
Впервые выполнен расчёт мощности доз облучения для основных таксономиче ских групп гидробионтов промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 с использованием фактических уровней содержания радионуклидов в компонентах экосистем. Самые высокие дозовые нагрузки приходились на фитопланктон и зообен тос. Для фитопланктона и зоопланктона вклад внутреннего облучения в суммарную до зу выше, чем внешнего;
для зообентоса и рыб вклад внутреннего и внешнего облучения в лучевую нагрузку был примерно одинаков. Вклад -излучающих радионуклидов в лу чевую нагрузку на гидробионтов исследуемых водоёмов сопоставим с вкладом 137Cs и Sr.
Исследование состояния биоценозов водоёмов с различными уровнями радиоак тивного загрязнения впервые позволило определить влияние мощности дозы облучения на состояние отдельных сообществ гидробионтов: определены наиболее уязвимые эле менты водных экосистем хранилищ ЖРО – критической группой являются двустворча тые моллюски, чей жизненный цикл полностью проходит на дне водоёма;
определены уровни мощности дозы, при которых наблюдается снижение видового разнообразия в сообществах водных экосистем: для фитопланктона - 440 мГр/сут.;
зоопланктона – 1, мГр/сут.
Впервые установлено, что при уровнях антропогенного загрязнения водных эко систем, соответствующих водоёму В-9, формируется полночленный биоценоз, хотя и сильно редуцированный - практически состоящий из монокультур планктонных орга низмов.
Теоретическая и практическая значимость В работе получены новые теоретические знания о биологических эффектах в при родных водных экосистемах при различных уровнях загрязнения. Определены коэффи циенты накопления 137Cs и 90Sr гидробионтами основных таксонов при экстремально высоких уровнях загрязнения радионуклидами природных водных экосистем. Эти дан ные способны существенно дополнить базу данных компьютерных программ, предна значенных для расчёта мощности дозы и радиационных рисков для гидробионтов.
Получены современные комплексные радиоэкологические характеристики экоси стем промышленных водоёмов ПО «Маяк», которые могут быть использованы при раз работке стратегии безопасной эксплуатации водоёмов предприятиями с ядерным цик лом. Существующие режимы эксплуатации водоёмов В-11 и В-10 в качестве водоёма хранилища низкоактивных радиоактивных отходов с точки зрения состояния экосисте мы в целом является допустимыми. Уровни техногенного загрязнения, соответствую щие показателям водоёма В-4 и выше, являются критическими для водных экосистем.
Результаты проведённых исследований могут быть использованы для определе ния и обоснования допустимых уровней антропогенного загрязнения водных экосистем радиоактивными и химическими веществами.
Результаты исследований внедрены в практику экологического производственно го мониторинга специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк».
Результаты работы внедрены в учебный процесс на кафедрах радиобиологии и биоэкологии ГОУ ВПО «Челябинский государственный университет» и на кафедре ана томии и физиологии человека и животных ГОУ ВПО «Челябинский государственный педагогический университет».
Основные положения, выносимые на защиту 1. Определены закономерности реакции гидробиоценозов пресноводных малопроточ ных водоёмов на хроническое радиационное воздействие по показателям фитопланкто на, бактериопланктона, зоопланктона, зообентоса и ихтиофауны, а также по цитогенети ческим и молекулярно-биологическим параметрам. Выявлено закономерное снижение видового разнообразия гидробиоценозов в исследуемых водоёмах с увеличением мощ ности дозы ионизирующих излучений, определены пороговые и критические уровни ра диационной нагрузки для водных экосистем.
2. Дана оценка вклада радиационного и химического факторов в биологические эффек ты в исследуемых гидробиоценозах на основе модельных лабораторных экспериментов с использованием культур гидробионтов.
Апробация результатов диссертации. Материалы работы были представлены на Межрегиональной научно-практической конференции «Экологическая политика в обес печении устойчивого развития Челябинской области» (Челябинск, 2005);
I, II и III Меж дународных научно-пракитческих конференциях «Адаптация биологических систем к естественным и экстремальным факторам среды» (Челябинск, 2006, 2008, 2009);
Обла стной научно-практической конференции «Охрана водных объектов Челябинской об ласти. Проблемы и пути их решения в условиях современного законодательства» (Челя бинск, 2007, 2008, 2009);
III Всероссийской конференции по водной токсикологии, по священной памяти Б.А. Флерова (Борок, 2008);
Всероссийской научно-практической конференции «Экология в высшей школе: синтез науки и образования» (Челябинск, 2009);
Международной конференции «Биологические эффекты малых доз ионизирую щей радиации и радиоактивное загрязнение среды» (Сыктывкар, 2009);
Международной научно-практической конференции «Планирование восстановления, использования и охраны водных ресурсов речных бассейнов» (Екатеринбург, 2009);
V Международной научно-практической конференции, посвященной 10-летию создания Северского био физического научного центра ФМБА России (Северск – Томск, 2010);
IV Международ ной конференции «Хроническое радиационное воздействие: эффекты малых доз» (Че лябинск, 2010);
VI Съезде по радиационным исследованиям (радиобиология, радиоэко логия, радиационная безопасность (Москва, 2010);
Всероссийской научно-практической конференции «Биологические системы: устойчивость, принципы и механизмы функ ционирования» (Нижний Тагил, 2010);
Международной конференции EPRBioDose (Неаполь, 2010).
Публикации по теме диссертации По теме диссертации опубликовано 47 работ, из них 18 в изданиях, рекомендо ванных ВАК.
Структура и объем диссертации Диссертационная работа состоит из введения, 6 глав, выводов, списка использо ванных источников литературы. Общий объем диссертации составляет 238 страниц, включая 30 рисунков и 31 таблицу. Список использованных литературных источников состоит из 389 наименований, из них 97 на иностранных языках.
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ Исследуемые водоёмы и станции отбора проб. Объектами исследования явля лись водоёмы-хранилища низкоактивных ЖРО ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4 Теченского каскада водоёмов (ТКВ) и специальные промышленные водоёмы-хранилища низкоак тивных и среднеактивных ЖРО водоёмы В-17 («Старое болото») и В-9 (оз. Карачай). В 1949-1956 гг. ПО «Маяк» производило регламентные и аварийные сбросы жидких ра диоактивных отходов в р. Теча, что привело к крупномасштабному радиоактивному за грязнению реки (В.И. Садовников, 2002;
Ю.В. Глаголенко, 2007;
А.Н. Марей, 2009). За этот период было сброшено около 100 ПБк радиоактивных веществ – состав сбросов в основном был представлен радионуклидами осколочного происхождения (95Zr, 95Nb, 89, Sr, 144Pr, 141,144Ce, 91Y, 103,106Ru, 137Cs, и др.) с периодом полураспада от нескольких суток до десятков лет.
В ходе деятельности ПО «Маяк» водный сток р. Теча был зарегулирован путём строительства новых и модернизации существующих плотин и прудов-накопителей, что позволило предотвратить попадание ЖРО в открытую гидрографическую сеть (Ю.В.
Глаголенко, 2007). В настоящее время в верховье р. Теча эксплуатируется сложная гид ротехническая система, включающая четыре водоёма, ограждающие дамбы и обводные каналы, которая получила название Теченского каскада водоёмов. На настоящий момент эти специальные промышленные водоёмы содержат свыше 350 млн. м3 низкоактивных ЖРО суммарной активностью более 4,8 109 МБк.
Сброс и хранение низкоактивных и части среднеактивных отходов (САО) ПО «Ма як» производился также в изолированные от открытой гидрографической сети водоёмы хранилища – В-17 («Старое Болото») и В-9 (оз. Карачай). В настоящее время в них со держится среднеактивных ЖРО суммарной активностью более 3,7 1012 МБк. (Ю.В.
Глаголенко, 2003;
П.М. Стукалов, 2004, 2007;
А.И Алексахин, 2007, 2009). Водоём В- является старейшим из действующих водоёмов-хранилищ ЖРО ПО «Маяк» (П.М. Сту калов, 2007, 2010). Начало сбросов радиоактивных отходов относится к 1949 г. Радиоак тивное загрязнение воды и донных отложений определяется, главным образом90Sr, 137Cs, Н, изотопами урана, плутония, америция. В водоём поступают также химические за грязнители – нитрат натрия и высокотоксичные органические соединения. Оз. Карачай является, вероятно, самым загрязненным радионуклидами водоёмом на Земле. С 1951 по 1993 гг. объём сброшенных САО в оз. Карачай составил 3,55 млн. м3 по суммарной ак тивности –излучающих радионуклидов – 20,5 ЭБк (А.И. Алексахин, 2007). С 1978 г.
проводится засыпка оз. Крачай пустотелыми бетонными блоками и щебнем. В настоя щее время САО удаляют, в основном в оз. Карачай). Схема расположения и основные параметры исследуемых водоёмов приведены на рисунке 1 и в таблице 1.
Рис. 1. Схема расположения водоёмов-хранилищ ЖРО ПО «Маяк» и станций отбора проб на этих водоёмах В качестве водоёма сравнения для водоёмов ТКВ использовали Шершнёвское во дохранилище (ШВ), расположенное на р. Миасс. Шершнёвское водохранилище имеет статус водоёма первой категории водопользования как источник питьевого и хозяйст венно-бытового использования. Для водоёмов В-17 и В-9 сложно подобрать водоёмы сравнения, так как, наряду с высоким содержанием радионуклидов, для этих водоёмов характерен высокий уровень химических поллютантов. Поэтому в данном случае для прояснения влияния радиационного и химического факторов на биоту этих водоёмов проведены модельные эксперименты с использованием лабораторных культур гидробионтов и выполнено сравнение гидробиологических показателей этих водоёмов с показателями Рис. 2. Схема расположения станций водоёмов ТКВ. Для изучения состояния эко отбора проб на Шершневском водохра систем была разработана сеть станций отбо нилище.
ра проб на исследуемых водоёмах (Рисунки 1, 2). С помощью GPS-навигатора были определены координаты станций отбора проб на водоёмах. Всего на водоёмах В-10 и В-11 было организовано по 10 станций, на водоёме В-4 и Шершнёвском водохранилище – по 5 станций, на водоёме В-17 – 3 станции, на водоёме В-9 – 2 станции (Рисунки 1, 2). На каждой станции исследуемых водоёмов в ав густе 2009 г. были отобраны пробы донных отложений (кроме водоёма В-9), воды, фи топланктона, бактериопланктона, зоопланктона, зообентоса (кроме водоёма В-9).
Таблица 1 - Основные параметры исследуемых водоёмов Параметры В-11 В-10 В-4 В-17 В-9 ШВ Год образования 1965 1956 1951 1949 1951 Площадь зеркала, км2 44,2* 18,6* 1,3* 0,13 0,07 39,1* Объем, млн. м3 230* 82,5* 4,0* 0,36 0,16 176,5* Максимальная глубина, м 12,3* 9,3* 3,5* 6,5 5,2 14,1* Средняя глубина, м 5,2* 4,4* 3,1* 2,8 2,2 4,5* Примечания: ШВ – здесь и далее - Шершнёвское водохранилище;
* - значения при НПУ Гидрохимический анализ. Количественный гидрохимический анализ проводили в лаборатории по охране окружающей среды ЦЗЛ ПО «Маяк» с использование методик РД 52.24.486-95, РД 52.24.381-95, РД 52.24.380-95, РД 52.24.387-95, РД 52.24.382-95, РД 52.24.420-95, РД 52.24.421-95, РД 52.24.13-84. Определяли следующие показатели: азот аммония, азот нитритов, азот нитратов, азот органический, фосфор фосфатов, фосфор общий, фосфор валовый, железо общее, медь, цинк, свинец, марганец, алюминий, БПК (биологическое потребление кислорода), ХПК (химическое потребление кислорода), се роводород, рН.
Определение содержания радионуклидов в компонентах экосистем. Для ра диохимического анализа воды с помощью батометра Паталаса брали средневзвешенную пробу: 5 л воды с поверхности + 5 л придонной воды. Пробы донных отложений отби рали с помощью ковшового дночерпателя (площадь захвата 0,025м2, глубина слоя – см). Отбор проб фитопланктона проводили в поверхностном горизонте с помощью сач ка для фитопланктона из мельничного газа №160, зоопланктона – с помощью планктон ной сети Апштейна из поверхностного горизонта. Отбор проб зообентоса осуществляли с помощью ковшового дночерпателя. Для определения содержания радионуклидов в рыбе использовали фарш, приготовленный из плотвы (Rutilus rutilus L.). В качестве объ екта для определения содержания радионуклидов в бентосных организмах использовали личинки комаров звонцов – хирономиды (Chironomidae).
Определение содержания радионуклидов в пробах выполнены Отделом внешней среды ФГУН УНПЦ РМ. Пробоподготовку и определение удельной активности в про бах воды, донных отложений и гидробионтов проводили согласно методическим реко мендациям по санитарному контролю за содержанием радиоактивных веществ в объек тах внешней среды (Методические рекомендации, 1980). Удельную активность радио нуклидов в воде и донных отложениях определяли для каждой станции, затем рассчиты вали среднее значение по акватории водоёма. Концентрацию 137Cs, 60Co, 241Am в пробах определяли –спектрометрическим методом на установке с полупроводниковым детек тором ДГДК-80В-3 и компьютеризированным анализатором типа LP-4900B фирмы Nokia. Концентрацию 90Sr в пробах определяли посредством радиохимического выде ления 90Y с последующим измерением его активности на малофоновой –метрической установке типа УМФ-1500 и УМФ-2000 и пламенно-фотометрическим контролем выхо да носителя стронция. Определение изотопов плутония проводили спектрометрическим методом после концентрирования и очистки на анионообменной смоле и электролитического выделения на стальные мишени. В качестве индикаторной метки использовали 236Pu. Измерение 3Н в водных пробах проводилось на –, – радиометрической установке Quantulus-1220 жидкостно-сцинтилляционным методом после очистки перегонкой. Изотопы урана в воде определяли –спектрометрическим методом после экстракции ТБФ и электролитическим осаждением на стальные мишени.
Расчёт мощности дозы для гидробионтов. Мощности доз для гидробионтов рассчитаны с помощью программного комплекса ERICA Assessment Tool 1.0 May (Environmental Risk from Ionising Contaminants, 2001). Учитывали мощности доз, обу словленные внутренним и внешним облучением от следующих радионуклидов: 137Cs, Cs, 90Sr, 3H, 60Co, 234U, 238U, 241Am, 238Pu, 239,240Pu, 241Pu. В расчётах использовали фак тические уровни загрязнения воды и донных отложений радионуклидами, а также фак тические концентрации 137Cs и 90Sr в гидробионтах. Следует отметить, что определения содержания 137Cs и 90Sr были выполнены в полном объеме для гидробионтов водоёмов В-11 и В-17, для водоёма В-10 не было проведено определения удельной активности Cs и 90Sr в зоопланктоне, а для водоёма В-4 – в фито– и зообентосе. В этих случая ис пользовали средние значения коэффициентов накопления (КН), рассчитанные по собст венным данным для водоёмов со схожими уровнями радиоактивного загрязнения. Для определения мощности дозы от других радионуклидов использовали КН из библиотеки ERICA.
Гидробиологические исследования. Отбор проб во всех шести водоёмах прово дился с 20 по 28 августа 2009 г. Отбор и обработку проб бактериопланктона, фито планктона, зоопланктона, зообентоса для определения видового состава, параметров ко личественного развития и биомассы проводили по общепринятым методикам (Санитар ная микробиология, 1969;
Методические рекомендации, 1982;
Методические рекомен дации, 1984а, 1984б, 1984в, 1984г;
Водоросли, 1989;
Руководство по гидробиологиче скому мониторингу, 1992;
В.А. Абакумов, 1992;
А.П. Садчиков, 2003;
С.С. Брянцева, 2005) с использованием соответствующих определителей (Определитель пресноводных водорослей ССС, 1951-1986гг;
П.М. Царенко, 1990;
С.С. Баринова, 2006;
J. Komarek, K.
Agnostidis, 2005;
Р.Н. Белякова, 2006;
Определитель пресноводных беспозвоночных Ев ропейской части СССР, 1977;
Определитель пресноводных беспозвоночных России, 1977;
Определитель пресноводных беспозвоночных (кроме насекомых) средней полосы европейской части СССР, 1977;
П.Г. Лёвушкин,. 1964;
Г.А. Виноградов, 2002;
В.Я. Пан кратова, 1970, 1977, 1998). Для оценки видового богатства фитопланктонного и зоо планктонного сообществ в водоёмах использовали индекс Маргалефа (R. Margalef, 1958) d:
d=(S-1)/lnNsBs (1) где s – число видов;
N – число особей, B – суммарная биомасса.
Отбор рыбы на водоёмах проводили набором сетей с различным размером ячеи – 3, 4 и 5 см. Объектом исследования служила плотва (Rutilus rutilus L.) - объём выборок составлял по 50 экземпляров в возрасте 4+. Измеряли длину и массу тела, определяли возраста рыб по чешуе (П.Ф. Правдин, 1966;
D.J. Klemm, 1993).
Определение уровня повреждения ядерной ДНК эритроцитов перифериче ской крови у рыб. В качестве объекта исследования использовали периферическую кровь плотвы (R. rutilus L.) из Шершнёвского водохранилища и водоёмов ТКВ. Методи ку проводили в полном соответствии с протоколом (P. L. Oliv, 1991). Использовали ме тод ДНК комет в щелочной среде.
Определение частоты эритроцитов с микроядрами в периферической крови у рыб. У живой рыбы брали кровь из хвостовой вены и делали мазки, высушивали, фик сировали метанолом в течение 3 мин. и окрашивали их по Романовскому-Гимза (В.Е.
Предтеченский, 1938). На каждом препарате анализировали 3000 эритроцитов.
Определение частоты эритроцитов с морфологическими аномалиями в пе риферической крови у рыб. Для оценки частоты морфологических аномалий эритро цитов периферической крови у плотвы использовали препараты, приготовленные для анализа частоты микроядер. На каждом препарате анализировали 3000 эритроцитов.
Учитывали следующие изменения формы ядра и клеток эритроцитов периферической крови плотвы: амитоз, пойкилоцитоз;
патологию ядер (дифференцировали согласно классификации K.R. Carrasco (1990).
Оценка действия нитратов, сульфатов, фосфатов и острого -облучения на культуру зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda. Биотестирование проводили согласно протоколу ФР.1.39.2007.03223 (2007) методом прямого счета численности кле ток водорослей с использованием лабораторной культуры одноклеточных водорослей S.
quadricauda. Для оценки влияния радиационного фактора на культуру S. quadricauda (в среде Прата) подвергали воздействию острого внешнего -облучения с мощностью дозы 0,7 Гр/мин. Для оценки влияния нитратов на рост водорослей при приготовлении среды Прата добавляли раствор NaNO3, доводя концентрацию нитрат-ионов в среде до значе ний: 40 мг/дм3;
100;
250;
500;
1000;
2500 мг/дм3 (соответствует концентрации нитрат ионов в воде водоёма В-17) и 5000 мг/дм3 (соответствует концентрации нитрат-ионов в воде водоёма В-9). В экспериментах по оценке сочетанного действия нитратов и радиа ционного воздействия использовали концентрации нитрат-ионов: 40;
500;
1500;
мг/дм3. Облучение проводили в дозах 0, 50, 100, 150 и 200 Гр. Для оценки влияния фос фатов на рост водорослей в среду Прата добавляли раствор Na3PO4, доводя концентра цию фосфат-ионов до значений: 0,3;
1,5;
50;
100;
1000 мг/дм3. Сочетанное действие фосфатов и острого -облучения оценивали привоздействии фосфат-ионов концентра цией 0,3;
1,5;
50;
100;
1000 мг/дм3 и облучении в дозах 0, 50, 100 и 200 Гр. Для оценки влияния сульфатов на рост водорослей в среду Прата добавляли раствор Na2SO4, доводя концентрацию сульфат-ионов до 500, 2500 и 5000 мг/дм3. При оценке сочетанного дей ствия сульфатов и острого -облучения использовали концентрации сульфат-ионов: 500, 2500 и 5000 мг/дм3. Облучение проводили в дозах 0, 50, 100 и 200 Гр. При анализе влияния исследуемых факторов на рост водорослей рассчитывали относительное изме нение численности водорослей через 96 ч культивирования для каждой дозовой группы по отношению к соответствующему контролю.
Оценка действия нитратов и острого -облучения на культуру ветвистоусых рачков Daphnia magna. Эксперименты выполнены на синхронизированной культуре дафний D. magna с использованием методики ФР.1.39.2007.03222 (2007). Для проведе ния эксперимента по влиянию нитратов было сформировано 7 групп животных: кон троль (вода без содержания нитратов) и группы, где концентрация нитратов в воде со ставляла 45;
500;
1000;
1500;
2000;
2500 мг/дм3. Для проведения эксперимента по влия нию однократного внешнего острого -облучения было сформировано 10 групп живот ных: контроль (животных не облучали) и группы, в которых животных облучали соот ветственно в дозах 0;
20;
30;
40;
50;
60;
70;
80;
90;
100 Гр. Учет гибели животных прово дили через 24 сут. от начала экспозиции. Определяли выживаемость животных и плодо витость по отношению к контролю. При оценке плодовитости ежедневно проводили от садку и подсчёт молоди.
Статистический анализ. Оценку достоверности отклонений определяли с помощью t критерия Стьюдента, U-критерия Манна-Уитни. Различия считали статистически зна чимыми при р 0,05. С использованием метода Личфилда и Уилкоксона и регрессион ного анализа рассчитывали: для химических веществ концентрации - ЕC50 и LС50, а так же 95% доверительные интервалы (95% ДИ);
для -облучения - ЕD50 и LD50 и 95% дове рительные интервалы.
Сочетанное действие исследуемых факторов на рост водорослей оценивали с точ ки зрения модели добавочной концентрации. Оценку поверхности отклика проводили с помощью регрессионного анализа с использованием функции Z=1+aX+bY+cXY+dX2+eY2 (2) где Z – эффект, X – концентрация или доза первого фактора, Y – концентрация или доза второго фактора. Эффекты сочетанного действия оценивали по отношению к показате лю в группе соответствующего контроля. Изоболографический метод использовали для определения характера сочетанного действия исследуемых факторов на рост водорослей (S. Loewe, 1953).
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ Гидрохимическая характеристика исследуемых водоёмов В таблице 2 представлены отличительные особенности химического состава воды изучаемых водоёмов. Концентрация нитратов в воде составляет для водоёма В-17 2, г/дм3 (более 60 ПДКвр);
для водоёма В-9 - 4,4 г/дм3 (около 150 ПДКвр) (Гидрохимиче ские показатели, 2007). В водоёме В-11 повышено содержание сульфатов до 5 ПДКвр;
в водоёме В-10 повышено содержание фосфора и сульфатов. В водоёме В-4 превышен уровень ПДКвр по содержанию фосфатов. Гидрохимические показатели Шершнёвского водохранилища соответствуют требованиям, предъявляемым к качеству воды водоёмов источников питьевого водоснабжения (СанПиН 2.1.4.559-96).
Таблица 2 – Химический состав воды исследуемых водоёмов Водоём Показатель ШВ В-11 В-10 В-4 В-17 В- Хлориды, мг/ дм 9,2 78 61 46,2 60,0 32, Сульфаты, мг/ дм3 15,0 506 294,3 47,3 120,5 86, Нитраты, мг/ дм3 0,2 2,1 1,2 0,3 2781,4 4400, Фосфаты, мг/ дм3 0,07 0,07 0,64 1,65 0,025 0, Сух. ост., мг/ дм3 - 1173 871 418 3829 Окисл. перм., мг O2/ дм3 6,0 6,5 9,4 15,0 7,5 9, БПК5, мг/ дм3 3,3 2,5 2,8 27,9 - Таким образом, биота специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В 10, В-4, В-17, В-9 помимо радиационного облучения подвергается воздействию химиче ских поллютантов.
Содержание радионуклидов в компонентах экосистем исследуемых водоёмов Содержание 137Cs в воде водоёмов ТКВ возрастало, начиная со значения 3, Бк/дм3 (В-11), практически на порядок в ряду В-11 В-10 В-4;
в воде водоёма В- содержание 137Cs было на два порядка выше, чем в воде В-4, а в воде В-9 на три порядка выше, чем в воде В-17 (Таблица 3.) Содержание 90Sr в воде исследуемых водоёмов име ло меньший градиент. Также обращает на себя внимание высокое содержание 3H в воде 234 238 исследуемых водоёмов и присутствие -излучающих радионуклидов - U, U, Am, Pu, 239,240Pu.
Содержание радионуклидов в донных отложениях водоёмов В-11, В-10, В-4, В- (для водоёма В-9 эти показатели не определяли) было значительно выше, чем в воде.
(Таблица 4). Кроме того, в донных отложениях было выявлено довольно высокое со держание 60Co.
В водоёме В-11 более высокие концентрации 137Cs регистрировались в фитопланк тоне и зообентосе по сравнению с зоопланктоном и рыбами;
наиболее высокое содержа ние 90Sr в этом водоёме было выявлено в зоопланктоне (Таблица 5).
Таблица 3 - Средние значения по акватории удельной активности радионуклидов в воде исследуемых водоёмов, Бк/дм Радионуклиды Водо 137 90 3 234 238 241 238 239, ёмы Cs Sr H U U Am Pu Pu -2 -2 0 -2 - ШВ – – – 1,510 2,010 4,010 4,010 2, 3,0100 1,4103 7,8102 1,610-1 5,510-2 4,510- В-11 – – 1 3 3 - 3,610-1 6,010-1 1,410-1 1,110- В-10 3,510 3,310 3,410 5, 4,9102 4,7103 4,9103 3,710-1 2,610-1 2,9100 2,5100 2, В- 3,7104 1,4105 1,6106 1,9101 1,1101 5,0101 1,7101 1, В- 1,6107 6,5106 1,3105 5,2102 5,2102 1,0103 5,2102 5, В- Примечания: «–» – показатель не определяли Таблица 4 - Средние значения по акватории удельной активности радионуклидов в донных отложениях исследуемых водоёмов, Бк/(кг сухой массы) Удельная активность радионуклидов Водоёмы 137 90 60 241 238 239, Cs Sr Co Am Pu Pu 1,5 101 3,0 ШВ - - - 3,8 104 4,0 105 3,0 102 5,0 102 5,0 102 4,7 В- 2,2 105 5,0 104 1,5 103 5,5 104 5,5 104 4,4 В- 1,0 107 3,0 106 2,0 105 4,0 105 3,6 105 2,5 В- 5,6 107 2,0 107 4,7 104 5,8 106 5,1 105 3,4 В- Примечания: «–» - показатель не определяли 137 Таблица 5 - Содержание радионуклидов Cs и Sr в гидробионтах исследуемых водоёмов, Бк/(кг сырой массы) Радио- Водоёмы Гидробионты нуклиды ШВ В-11 В-10 В-4 В- -3 3 1,3 Фитопланктон 2,1 10 2,1 10 9,9 10 – 5,9 102 2,1 105 2,0 Зоопланктон 4,7 10-2 – Cs 1,8 102 2,4 103 5,1 103 3,2 Зообентос – 1,5 10-1 3,2 102 1,5 104 1,1 Рыбы – 3,8 10-1 2,1 104 1,1 105 4,2 Фитопланктон – 3,8 10-1 1,6 105 2,5 105 3,7 Зоопланктон – Sr 3,8 100 1,0 104 9,8 103 4,5 Зообентос – 4,6 100 4,0 104 2,3 105 3,9 Рыбы – Примечания: «–» – для В-10 и В-4 не проводили определение показателя;
для В-17 – гид робионты таксономической группы не обнаружены в водоёме В водоёме В-10 самые высокие концентрации 137Cs и 90Sr регистрировались в ры бе, затем в фитопланктоне и зообентосе. В водоёме В-17 удельная активность 137Cs и Sr оказалось очень близкой по значениям для всех групп гидробионтов (в водоёме от сутствует ихтиофауна). Следует особо отметить, что содержание 137Cs и 90Sr в зоопланк тоне водоёмов В-4 и В-17 имело практически одинаковые уровни, хотя в воде водоёма В-17 содержание этих радионуклидов на два порядка выше (Таблицы 3, 5).
Таким образом, распределение радионуклидов 137Cs и 90Sr в биоте исследуемых водоёмов носило свои особенности и не всегда было пропорционально содержанию этих радионуклидов в воде.
По результатам собственных исследований были рассчитаны коэффициенты нако пления 137Cs и 90Sr в гидробионтах исследуемых водоёмов (Таблица 6).
137 Таблица 6 - Коэффициенты накопления радионуклидов Cs и Sr в гидробионтах водоёмов В-11, В-10, В-4 и В-17, (кг сырой массы)/дм Гидробионты Водоёмы Радионуклиды В-11 В-10 В-4 В- Фитопланктон 710 280 – 3, Зоопланктон 200 – 430 5, Cs Зообентос 810 150 – 8, Рыбы 110 420 230 – Фитопланктон 15 32 – 3, Зоопланктон 120 – 54 2, Sr Зообентос 7,2 3,0 – 3, Рыбы 27 70 83 – Примечания: «–» – для водоёмов В-10 и В-4 не проводили определение показателя;
для В-17 – гидробионты таксономической группы не обнаружены в водоёме В целом можно сказать, что с повышением уровня радиоактивного загрязнения водоёмов наблюдалось снижение КН 137Cs и 90Sr в гидробионтах, исключая накопление в рыбах. Для каждого водоёма наблюдались свои особенности аккумуляции радионук лидов гидробионтами, возможно, помимо различий в концентрации радионуклидов в воде, свою роль в этом играют гидрохимические показатели (Н.В. Куликов, 1988).
Мощность дозы облучения гидробионтов в исследуемых водоёмах Наши измерения показали, что значения мощности экспозиционной дозы на по верхности воды водоёмов ПО «Маяк» в среднем в 4 раза превышают значения мощно сти дозы внешнего облучения, полученные с помощью программы ERICA для планк тонных организмов. Возможно это определяются тем, что в модели ERICA не учитыва ется излучение радионуклидов, сорбированных на взвешенных частицах (А.И. Алекса хин, 2009). Поэтому при расчётах мощности дозы внешнего облучения значения, полу ченные с использованием программы ERICA для планктона водоёмов со средней глуби ной около 3 м и менее (В-4, В-17, В-9), были умножены на коэффициент равный 4.
В водоёме В-11 рассчитанные значения мощности дозы для различных групп гид робионтов составили от 0,64 до 5,6 мГр/сут.;
в водоёме В-10 – от 1,6 до 20 мГр/сут.;
в водоёме В-4 – от 3,8 до 140 мГр/сут.;
в водоёме В-17 – от 31 мГр/сут. до 1,7 Гр/сут.;
в водоёме В-9 – от 3,6 до 40 Гр/сут. (Таблица 7). Больший вклад в формирование дозы у фитопланктона и зоопланктона вносило внутреннее облучение, у зообентоса и рыб вклад внутреннего и внешнего облучения в лучевую нагрузку был примерно одинаков.
Для фитопланктона и зоопланктона водоёмов В-11, В-10, В-4 и В-17 более значи мым являлось радиационное воздействие, обусловленное 90Sr, для фитопланктона и зоо планктона водоёма В-9 мощности доз облучения от 137Cs и 90Sr вполне сопоставимы по величине (Таблица 8). Для зообентоса и рыб исследуемых водоёмов различия в значени 137 ях мощности доз облучения от радионуклидов Cs и Sr были менее выражены, чем для планктонных организмов.
Таблица 7 – Расчётные значения мощности дозы для гидробионтов исследуемых водоёмов, мГр/сут.
Водоёмы Гидробионты В-11 В-10 В-4 В-17 В- Внешнее облучение - 5,2 10-2 7,9 10-2 2,7 100 4,1 Фитопланктон 2,2 1,7 10-2 4,1 10-2 6,2 10-2 2,0 100 2,9 Зоопланктон 3,0 100 6,6 100 7,3 101 3,2 Зообентос – 1,9 10-1 1,1 100 1,2 Рыбы – – Внутреннее облучение 2,0 101 1,1 102 1,7 103 3,6 Фитопланктон 5,4 6,3 10-1 1,6 100 3,7 100 2,9 101 9,5 Зоопланктон 2,6 100 9,7 100 6,5 101 8,0 Зообентос – 6,1 10-1 4,0 100 6,9 Рыбы – – Суммарная мощность поглощенной дозы 5,4 100 2,0 101 1,1 102 1,7 103 4,0 Фитопланктон 6,4 10-1 1,6 100 3,8 100 3,1 101 3,8 Зоопланктон 0 1 2 Зообентос 5,6 10 1,6 10 1,4 10 1,1 10 – -1 0 Рыбы 8,0 10 5,1 10 1,9 10 – – Примечания: «–» – гидробионты этих таксономических групп не обнаружены в водо ёме Таблица 8 - Расчётные значения мощности дозы для гидробионтов исследуемых водоёмов, формируемой 137Cs, 90Sr и –излучающими радионуклидами, мГр/сут.
Радио- Водоёмы Гидро нуклиды бионты ШВ В-11 В-10 В-4 В-17 В- 8,0 10-6 3,4 10-5 3,9 10-4 5,6 10-3 4,1 10- Cs 1,8 Фито- 1,2 10-5 2,2 10-2 5,1 10-2 7,3 10-2 2,2 100 1,0 Sr планктон 1,9 10-1 5,4 100 2,0 101 1,1 102 1,7 103 3,6 –изл.
1,0 10-5 1,1 10-3 1,3 10-2 3,9 10-1 7,1 10-1 3,1 Cs Зоо- 6,4 10-5 5,6 10-1 1,3 100 9,0 10-1 3,0 100 1,4 Sr планктон 7,7 10-2 8,3 10-2 2,9 10-1 2,5 100 2,7 101 6,9 –изл.
2,0 10-2 7,9 10-1 5,5 100 7,1 101 2,2 Cs – Зоо- 7,2 10-3 2,2 100 1,0 100 1,6 101 9,5 Sr – бентос 8,3 10-1 2,6 100 9,7 100 4,9 101 7,9 –изл. – 5,7 10-4 1,5 10-1 1,1 100 1,2 Cs – – 3,0 10-3 6,4 10-1 3,5 100 6,0 Sr – – Рыбы 4,9 10-2 5,0 10-3 4,4 10-1 9,6 10- –изл. – – Примечания: –изл. – –излучающие радионуклиды;
«–» – гидробионты таксономиче ской группы не обнаружены в водоёме Расчёты, выполненные с использованием программы ERICA, показали, что вклад 137 –излучающих радионуклидов был сопоставим с вкладом Cs и Sr в формирование дозы для фитопланктона, зоопланктона, зообентоса. Но поскольку коэффициенты нако пления 137Cs и 90Sr гидробионтами, полученные в наших исследованиях, были ниже зна чений коэффициентов, предлагаемых программой ERICA, то можно предположить, что значения мощности дозы от –излучающих радионуклидов могут быть завышены.
Таким образом, самые высокие дозовые нагрузки во всех исследуемых водоёмах приходились на фитопланктон и зообентос: увеличение суммарной мощности дозы об лучения гидробионтов возрастало практически на порядок в ряду водоёмов В-11 В- В-4 В-17 В-9.
Состояние биоценозов специальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 и водоёма-сравнения Характеристика состояния фитопланктона. Количественное развитие фито планктона достигало больших величин во всех 6 исследуемых водоёмах (Таблица 9).
Таблица 9 - Численность фитопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей численности Водоём Численность, Цианобактерии,% Диатомовые, % Зелёные, % Другие, % млн. кл./дм ШВ 71 ± 21 91,3 6,7 1,9 0, В-11 97 ± 22 94,5 1,4 4,0 0, В-10 169 ± 27 89,5 4,5 5,9 0, В-4 456 ± 39 93,1 1,3 5,0 0, В-17 2433 ± 61 99,1 0,8 0,1 0, В-9 72 ± 18 99,8 0,1 0 0, Доля цианобактерий в общей численности фитопланктона во всех водоёмах со ставляла около 90 %, а в водоёмах В-17 и В-9 фитопланктонное сообщество состояло практически из одних цианобактерий. Биомасса фитопланктона в водоёмах В-11, В-10 и В-17 находилась приблизительно на одном уровне (Таблица 10).
Таблица 10 - Биомасса фитопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей биомассе Водоём Биомасса, г/м3 Цианобактерии, % Диатомовые, % Зелёные, % Другие, % ШВ 24,4 ± 4,6 23,3 71,1 2,9 2, В-11 9,1 ± 1,2 57,9 17,8 7,3 17, В-10 13,2 ± 1,9 51,0 31,5 12,5 5, В-4 32,5 ± 2,0 59,8 11,7 8,6 19, В-17 16,1 ± 1,2 70,9 9,9 1,9 17, В-9 1,9 ± 0,2 94,2 0,1 0 6, Высокое значение биомассы фитопланктона в водоёме В-4, скорее всего, обу словлено органическим загрязнением. В водоёме В-9 отмечалось снижение биомассы фитопланктона. Доля цианобактерий в биомассе фитопланктона в водоёмах В-11, В-10 и В-4 составляла 50 – 60 %, в водоёме В-17 – 71 %, в водоёме В-9 – 94 %.
В водоёмах В-11, В-10, В-4 и Шершнёвском водохранилище было идентифицировано соотвественно: 92, 101, 91, 61 видов;
в водоёмах В-17 и В-9: 23 и (Таблица 11). Сокращение видового разнообразия происходило в большей мере за счёт зелёных и диатомовых водорослей. Фитопланктонные сообщества водоёмов В-17 и В-9.
были приближены к монокультуре цианобактерии Geitlerinema amphibium. Индекс Мар галефа имел близкие значения для водоёмов В-11, В-10, В-4 и существенно снижался с повышением уровня техногенного загрязнения в водоёмах В-17 и В-9.
Таблица 11 - Показатели видового разнообразия фитопланктонных сообществ Из них Всего Индекс Водоём Циано- Диато видов Маргалефа Зелёные Другие бактерии мовые ШВ 61 17 5 31 8 3,81 ± 0, В-11 92 19 27 41 11 5,67 ± 0, В-10 101 25 13 50 13 7,26 ± 0, В-4 91 25 14 44 8 6,61 ± 0, В-17 23 7 5 8 3 1,43 ± 0, В-9 4 2 1 0 1 0,27 ± 0, Таким образом, количественное развитие и видовое разнообразие фитопланктона в водоёмах ТКВ было сопоставимо с показателями водоёма сравнения, а в водоёмах В 17 и В-9 отмечается сокращение видового разнообразия фитопланктона (главным образом, за счет зелёных и диатомовых водорослей) практически до монокультуры цианобактерий Geitlerinema amphibium.
Характеристика состояния зоопланктона. Во всех исследуемых водоёмах, кро ме В-9, численность зоопланктона составляла величины одного порядка (Таблица 12), в водоёме В-9 численность зоопланктона была на порядок ниже. Доля коловраток в соста ве зоопланктона повышалась с повышением уровня радиоактивного и химического за грязнения водоёмов вплоть до полного исчезновения других групп зоопланктона в водо ёмах В-17 и В-9. Биомасса зоопланктона снижалась с возрастанием уровня техногенного загрязнения водоёмов (Таблица 13).
В Шершнёвском водохранилище и водоёмах ТКВ число видов зоопланктона было приблизительно одинаковым и были представители основных групп – коловратки (Rotifera), ветвистоусые (Cladocera) и веслоногие (Copepoda) ракообразные (Таблица 14). При этом обращает на себя внимание резкое снижение доли ветвистоусых ракооб разных в составе зоопланктона водоёма В-4. В водоёмах В-17 и В-9 число видов зоопланктона было очень низким: 4 и 2 соответствнно. Зоопланктонное сообщество во доёма В-17 было представлено двумя видами коловраток: Brachionus calyciflorus и Hexarthra fennica. Зоопланктон водоёма В-9 представлял собой практически монокуль туру Brachionus calyciflorus. Индекс Маргалефа зоопланктонных сообществ имел близ кие значения для водоёмов В-11, В-10, В-4 и существенно снижен в водоёмах В-17, В-9.
Таблица 12 - Численность зоопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей численности Численность, тыс. экз./м Водо- Коловратки, % Ветвистоусые, % Веслоногие, % ём ШВ 700±600 59,1 25,0 15, В-11 540 ± 150 45,8 21,7 32, В-10 460 ± 190 56,6 25,0 18, В-4 180 ± 90 67,6 0,4 32, В-17 430 ± 160 100,0 0 В-9 12,8 ± 2,3 100,0 0 Таблица 13 - Биомасса зоопланктона и доля отдельных таксономических групп в общей биомассе Биомасса, г/м Водоём Коловратки, % Ветвистоусые, % Веслоногие, % ШВ 16 ± 12 21,1 67,1 11, В-11 11 ± 5 20,1 60,4 19, В-10 5,2 ± 2,0 9,7 71,3 19, В-4 0,16 ± 0,11 36,0 17,1 46, В-17 0,20 ± 0,07 100,0 0 В-9 0,0115 ± 0,0020 100,0 0 Таблица 14 - Показатели видового разнообразия зоопланктонных сообществ Из них, всего в водоёме Индекс Мар Водоём Всего видов Коловратки Ветвистоусые Веслоногие галефа ШВ 25 17 6 2 1,43 ± 0, В-11 17 6 7 4 1,40 ± 0, В-10 23 8 7 8 1,51 ± 0, В-4 17 11 3 3 1,70 ± 0, В-17 4 4 0 0 0,34 ± 0, В-9 2 2 0 0 0,18 ± 0, Таким образом, в зоопланктонных сообществах, начиная с уровней загрязнения, характерных для водоёма В-4, наблюдается снижение биомассы и видового разнообразия ракообразных, вплоть до полного их исчезнавения в водоёмах В-17 и В-9.
При этом повышается развитие коловраток.
Характеристика состояния бактериопланктона. В Шершнёвском водохрани лище и в водоёмах-хранилищах ЖРО ПО «Маяк» – В-11, В-10, В-4, В-17, В-9 – показа тели развития бактериопланктона находились на уровнях, характерных для стоячих во доёмов данной географической зоны (5,8 – 0,9 млн. клеток/дм3) Характеристика состояния зообентоса. Зообентос Шершнёвского водохрани лища, водоёмов В-11 и В-10 состоял из наиболее характерных для стоячих водоёмов групп беспозвоночных: круглых (Nematoda) и малощетинковых (Oligochaeta) червей, двустворчатых (Bivalvia) и брюхоногих (Gastropoda) моллюсков, личинок насекомых (в основном личинки комаров-хирономид Chironomidae) (Таблица 15).
Таблица 15 - Плотность зообентоса и доля отдельных таксономических групп в общей плотности Малоще- Брюхоно- Двуствор- Личин- Другие, Плотность, Круглые тинковые гие мол- чатые мол- ки насе- % Водоём тыс. черви, черви, люски, комых, люски, экз./м2 % % % % % 18,4 ± 3, ШВ 11,3 45,8 1,5 23, 16,8 1, 9,5 ± 3, В-11 0,2 12,7 61,1 21, 3,0 1, 22,3 ± 11, В-10 3,6 42,7 0,1 52, 0,1 1, 17,2 ± 15, В-4 0,1 88,8 5,2 5, 0 0, 3,0 ± 0, В-17 0 0 0 100, 0 Зообентос водоёма В-4 состоял в основном из олигохет и личинок комаров хирономид. В водоёме В-17 бентосное сообщество было представлено исключительно хирономидами – вероятно, для животных других групп, постоянно обитающих в грун тах, уровни загрязнения донных отложений являются не приемлемыми. Зообентос водо ёма В-9 не исследовали. Снижение биомассы зообентоса отмечено в водоёмах В-4 и В 17 (Таблица 16).
Таблица 16 - Биомасса зообентоса и доля отдельных таксономических групп в общей биомассе Малоще- Брюхоно- Двуствор- Личин- Другие, Круглые Биомасса, тинковые гие мол- чатые мол- ки насе- % Водоём черви, г/дм3 черви, люски, комых, люски, % % % % % 61 ± ШВ 0,5 19,0 7,2 56,7 1, 15, 94 ± В-11 0,002 0,5 76,5 21,4 1, 0, 58 ± В-10 0,138 12,2 0,1 85,9 1, 0, 15 ± В-4 0,016 37,3 4,1 58,2 0, 2,2 ± 1, В-17 0 0 0 100,0 Показательно снижение в водоёмах ТКВ численности и биомассы двустворчатых моллюсков, обитающих на грунте (представители семейств Bithyniidae и Valvatidae), с повышением техногенного загрязнения. В то же время брюхоногие моллюски, обитаю щие на растениях, обнаружены во всех водоёмах Теченского каскада.
Таким образом, начиная с уровней загрязнения, характерных для водоёма В-4, наблюдается снижение биомассы зообентоса, выпадение целых таксономических групп:
в водоёме В-4 – двустворчатых моллюсков, в водоёме В-17 – всех кроме личинок насе комых.
Характеристика состояния ихтиофауны. В водоёмах В-17 и В-9 отсутст вует ихтиофауна. В уловах из водоёмов В-11, В-10 и В-4 встречались особи плот вы (Rutilus rutilus Pall.), окуня (Perca fluviatilis L.), щуки (Esox lucius L.). Кроме то го, в уловах из водоёма В-11 и В-10 встречались особи линя (Tinca tinca Cuv.), а в уловах из водоёма В-4 – особи карася (Carassius carassius L.). Длина тела плотвы в возрасте 4+ имела близкие значения, средняя масса тела рыб увеличивалась в ряду водо ёмов В-11 В-10 Шершнёвское водохранилище В-4 (Таблица 17).
Таблица 17 - Размерно-весовые показатели плотвы (R. rutilus L.) в возрасте 4+ Водоём Средняя масса, г Средняя длина, см ШВ 86,8 ± 2,0 16,3 ± 0, 73,7 ± 1,5*† 16,1 ± 0, В- 79,2 ± 3,0*† 16,5 ± 0, В- 90,5 ± 1,2 17,7 ± 0, В- Примечания: * – достоверное отличие от контроля (ШВ);
† – достоверное отличие от показателя у рыб водоёме В-4, (р 0,05) Таким образом, в исследуемых водоёмах не наблюдается большого разнообразия по размерным параметрам одновозрастных рыб – плотвы (R. rutilus L.);
в целом их био логические показатели (размер, масса тела) являются достаточно стабильными по срав нению с данными 30-х, 60-х и 90-х годов двадцатого века (А.И. Смагин, 2008);
некото рые отличия в показателях массы, вероятно, обусловлены кормовой базой.
Реакции биоты водных экосистем на хроническое радиационное воздействие различной интенсивности Для всех таксономических групп гидробионтов в исследуемых водоёмах градиент мощности поглощенной дозы в ряду В-11 В-10 В-4 В-17 В-9 практически ра вен одному порядку (Таблица 7), что предоставляет возможность для получения инфор мации о зависимости биологических эффектов у гидробионтов от дозы облучения на различных уровнях организации биологических систем. В этом разделе представлены результаты анализа зависимости от интенсивности радиационного воздействия реакций гидробионтов на клеточном, организменном уровнях, на уровне сообществ, на экоси стемном уровне.
Количество эритроцитов с микроядрами в периферической крови у рыб.
Частота эритроцитов с микроядрами в периферической крови у плотвы Шершнёвского водохранилища составила 0,25 ± 0,04 ‰ (Таблица 18), у плотвы из водоёмов ТКВ этот показатель достоверно в два раза выше. Это свидетельствует о действии генотоксиче ского фактора на гидробионтов в водоёмах ТКВ. При проведении регрессионного ана лиза не выявлено линейной зависимости изменения данного показателя от мощности дозы облучения – F = 0,74, p = 0,48.
Таблица 18 - Частота эритроцитов с микроядрами в периферической крови у плотвы Мощность дозы Частота эритроцитов с Уровень достовер Водоём облучения, Гр/год микроядрами, ‰ ности, р ШВ 0,0006 0,25 ± 0, В-11 0,3 0,51 ± 0,06 р 0, В-10 1,7 0,52 ± 0,06 р = 0, В-4 7,1 0,53 ± 0,06 р 0, Повреждения ДНК в эритроцитах периферической крови у рыб. В исследова ниях с использованием метода ДНК комет в щелочном варианте (Таблица 19) не выявлено достоверных изменений состояния ДНК в эритроцитах периферической крови у плотвы водоёма В-11. У рыб водоёмов В-10 (мощность дозы облучения рыб мГр/сут.) и В-4 (мощность дозы 19 мГр/сут.) регистрируется достоверное повышение показателей повреждения ДНК. Однако эти изменения в исследуемом диапазоне мощ ности дозы не носят дозозависимого характера – F = 0,77;
p = 0,47.
Таблица 19 – Уровень повреждения ядерной ДНК в эритроцитах периферической кро ви у плотвы Показатель ШВ В-11 В-10 В- Длина хвоста комет, мкм 8,8 ± 0,8 7,9 ± 0,4 11,2 ± 1,2 10,7 ± 0, Доля мигрировавшей ДНК, % 1,0 ± 0,2 1,29 ± 0,1 2,2 ± 0,5* 1,9 ± 0,2* «Момент хвоста» 0,14 ± 0,03 0,16 ± 0,02 0,39 ± 0,09* 0,30 ± 0,06* Примечания: * – статистически достоверные отличия от показателей в группе сравне ния, р 0, Частота эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови у рыб. У рыб контрольной популяции частота эритроцитов с аномалиями соста вила 64,4 ± 7,5 ‰. У плотвы из радиоактивно загрязненных водоёмов В-11, В-10 и В- показатели были достоверно выше приведённого значения и составляли соответственно:
119,0 ± 12,6 ‰ (р 0,001);
131,3 ± 1 5,9 ‰ (р = 0,003);
179,6 ± 16,8 ‰ (р 0,001). Регрес сионный анализ показал (Рисунок 3), что зависимость показателя от мощности дозы об лучения рыб лучше описывает логарифмическая модель (F = 44;
р 0,001):
Y = 130 + 10 lnР, (3) где Y – частота эритроцитов с аномалиями, ‰;
Р – мощность Экспериментальные данные дозы, Гр/сут.
Модель Y = 130 + 10*Ln(P) Таким образом, уровни Частота аномалий эритроцитов, ‰ техногенного загрязнения, ха рактерные для водоёмов В-17 и В-9, не приемлемы для существования рыб. В водоёмах В-11, В-10 и В-4 ТКВ обитают виды рыб, характерные для 0,001 0,01 0,1 1 10 водоёмов Южного Урала. Ра Мощность дозы, мГр/сут диационное воздействие вплоть Рис. 3. Зависимость частоты эритроцитов с морфо логическими аномалиями в периферической крови до уровней 19 мГр/сут. ( Гр/год) не приводит к угнетению у плотвы от мощности дозы жизнедеятельности рыб, но в этом диапазоне регистрируются генотоксические и цитотоксические эффекты.
Влияние мощности дозы облучения на видовое разнообразие планктонных сообществ. Особый интерес в радиобиологических исследованиях представляет опре деление дозовых нагрузок, при которых реализация эффектов выявляется на более вы соких уровнях организации биологических систем. В работе были проведены расчёты уровней мощности дозы, при которых наблюдается изменение состояния планктонных сообществ водоёмов. В качестве интегрального показателя видового богатства планк тонных сообществ в работе был использован индекс Маргалефа.
Зависимость от мощности дозы облучения индекса видового разнообразия Мар галефа для фитопланктонных сообществ (Рисунок 4) описывается уравнением (R2 = 0,80;
F = 11,7, p = 0,042):
Y = 2,3 – 0,21 ln(P), (4) где Y- отношение индекса Маргалефа радиоактивно загрязненного водоёма к индексу Маргалефа в водоёме сравнения;
Р – мощность дозы, Гр/сут.
С использованием этой модели (4) было определено, что вероятность снижения индекса Маргалефа для фитопланктонных сообществ радиоактивно загрязненных водо ёмов начинается с мощности дозы для фитопланктона равной 429 мГр/сут.
Зависимость от мощности дозы индекса Маргалефа для зоопланктонных сооб ществ описывается уравнением (R2 = 0,72;
F = 7,9, p = 0,067) (Рисунок 5):
Y = 1,16 – 0,12 ln(P+1), (5) где Y – отношение индекса Маргалефа радиоактивно загрязненного водоёма к индексу Маргалефа в водоёме сравнения;
Р – мощность дозы, Гр/сут.
С использованием этой модели (5) было определено, что вероятность снижения индекса Маргалефа для зоопланктонных сообществ радиоактивно загрязненных водо ёмов начинается с мощности дозы для зоопланктона равной 1,3 мГр/сут.
2, Экспериментальные данные Индекс Маргалефа, отношение к контролю Модель Y = 2,3-0,21*Ln(P) 1, 0, 0 2 4 6 8 10 Ln(P, мГр/сут) Рис. 4. Зависимость индекса Маргалефа для фитопланктона исследуемых водоёмов от натурального логарифма мощности дозы.
1, 1, Экспериментальные данные Индекс Маргалефа, отношение к 1, Модель Y = 1,16-0,12*Ln(P+1) 1, контролю 0, 0, 0, 0, 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Ln(P, мГр/сут) Рис. 5 - Зависимость индекса Маргалефа для зоопланктона исследуемых водоёмов от натурального логарифма мощности дозы.
Таким образом, согласно расчётным данным при уровнях радиоактивного загряз нения водных экосистем, при которых мощность дозы для фитопланктона превышает 429 мГр/сут., а для зоопланктона – 1,3 мГр/сут., можно ожидать снижения видового разнообразия планктонных сообществ, что в свою очередь может повлечь изменения в других звеньях экосистемы.
Влияние мощности дозы облучения на зообентосные сообщества. Плотность двустворчатых моллюсков (семейств Bithyniidae и Valvatidae) при мощности дозы для зообентоса 5,6 мГр/сут. (водоём В-11) снижена в 5 раз относительно показателя в водо ёме сравнения, при мощности дозы 16 мГр/сут. (водоём В-10) – почти на 2 порядка, а при мощности дозы 140 мГр/сут. (водоём В-4) – они полностью отсутствуют. Наши расчёты показали, что при радиоактивном загрязнении водных экосистем, приводящих к формированию мощности дозы для зообентоса 5,6 мГр/сут., мощность дозы для фито планктона составляет 5,4 мГр/сут., а для зоопланктона – 0,8 мГр/сут., то есть ниже уров ней, приводящих по нашим прогнозам к снижению видового разнообразия планктона.
Таким образом, можно заключить, что мелкие двустворчатые моллюски, обитаю щие на грунте в течение всего жизненного цикла, являются критической группой орга низмов при радиоактивном загрязнении водных экосистем, а уровни радиоактивного за грязнения водных экосистем, формирующие дозы облучения на бентосные организмы 5,6 мГр/сут. и выше, могут приводить к снижению видового разнообразия бентосных сообществ.
Определение роли радиационного фактора в биологических эффектах экоси стем исследуемых радиоактивно загрязненных водоёмов Оценка действия нитратов, сульфатов, фосфатов и острого -облучения на культуру зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda. Регрессионный анализ пока зал, что зависимость роста зелёных водорослей S. quadricauda от концентрации нитрат ионов лучше всего описывается экспоненциальной функцией (R2 = 0,90;
p 0,0001):
Y = exp(– 0,371 C), (6) где Y – количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирова ния;
С – концентрация нитрат-ионов в среде, г/дм3. Эффективная концентрация нитра тов, вызывающая сокращение роста культуры на 50 % относительно контроля, состави ла EC50 = 1,87 г/дм3, 95% доверительный интервал – (1,30 3,29) г/дм3.
Зависимость роста S. quadricauda от дозы внешнего острого -облучения лучше всего описывалась линейной функцией (R2 = 0,98;
р 0,0001):
Y = 1 – 0,00364 D, (7) где Y – количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирова ния после -облучения;
D – доза -облучения, Гр. В этой серии экспериментов эффек тивная доза облучения ЕD50 составила 137 Гр;
95 % доверительный интервал – ( 154) Гр.
При проведении регрессионного анализа данных сочетанного действия нитратов и -облучения была определена функция, представляющая собой поверхность отклика:
Z = 1 – 0,0017X – 0,25Y + 0,00081XY – 0,00001X2 + 0,015Y2, (8) где Z – эффект, по отношению к контролю;
X – доза -облучения, Гр;
Y – концентрация нитрат-ионов, г/дм3.
С использованием уравнения 8 была построена изобола с заданным значением Z, рав ным 0,5 (Рисунок 6). Сплошная линия представляет собой изоболу, построенную на ос новании результатов регрессионного анализа, описывающего экспериментальные дан ные;
пунктирная линия описывает изоболу предсказанных уровней воздействия факто ров при аддитивном взаимодействии.
Изобола, соответствующая экспериментальным данным, располагается выше ли нии, описывающей аддитивный эффект сочетанного воздействия исследуемых факто ров, что согласно подходам, предложенным S. Loewe (1953), интерпретируется как анта гонистическое взаимодействие.
4, 3, Концентрация нитрат-иона, г/дм 3, 2, 2, 1, 1, 0, 0, 0 20 40 60 80 100 120 140 Доза гамма-облучения, Гр Рис. 6 - Изоболограмма сочетанного действия нитратов (EC50) и внешнего общего облучения (ED50) на рост водорослей S. quadricauda.
Зависимость роста водорослей S. quadricauda от концентрации сульфат-ионов описывается функцией (R2 = 0,96;
р 0,0001):
Y = 1 – 0,176 C, (9) где Y – количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирова ния;
С – концентрация сульфат-ионов в среде, г/дм3. ЕC50 сульфатов для водорослей S.
quadricauda составила 2,85 (2,62 3,11) г/дм3.
Зависимость роста S. quadricauda от дозы острого -облучения в этой серии экс периментов лучше всего описывалась линейной функцией (R2 = 0,88;
р 0,0001):
Y = 1 – 0,005 D, (10) где Y – количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирова ния после -облучения;
D – доза -облучения, Гр. Доза ЕD50 составила 100 (87 116) Гр.
При проведении регрессионного анализа данных сочетанного действия облучения и сульфатов на культуру S. quadricauda была определена функция, представ ляющая собой поверхность отклика:
Z = 1 – 0,005 X – 0,00177 Y + 0,0093 X Y, (11) где Z – эффект, по отношению к контролю;
X – доза -облучения, Гр;
Y – концентрация сульфат-ионов, г/дм3.
С использованием уравнения 11, была построена изобола с заданным значением Z, равным 0,5 (Рисунок 7).
3, 2, Концентрация сульфатов, г/дм 2, 1, 1, 0, 0, 0 20 40 60 80 Доза гамма-облучения, Гр Рис. 7 - Изоболограмма сочетанного действия сульфатов (ЕC50) и внешнего общего облучения (ЕD50) на рост водорослей S. quadricauda.
В этом случае изобола также располагается выше линии, описывающей аддитив ный эффект сочетанного воздействия исследуемых факторов. Таким образом, данный подход позволяет интерпретировать сочетанное действие острого -облучения и сульфа тов на рост зелёных водорослей как антагонистическое взаимодействие.
Зависимость роста водорослей S. quadricauda от концентрации фосфат-ионов описывается функцией (R2 = 0,82;
р = 0,009):
Y = 1 – 0,0066 C, (12) где Y – количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирова ния, С – концентрация фосфат-ионов в среде, мг/дм3. ЕC50 фосфатов для водорослей S.
quadricauda составила 76 (32 121) мг/дм3.
В этой серии экспериментов зависимость роста S. quadricauda от дозы острого облучения лучше всего описывалась линейной функцией (R2 = 0,94;
р = 0,0013):
Y = 1 – 0,0048 D, (13) где Y – количество клеток водорослей относительно контроля через 96 ч культивирова ния после -облучения, D – доза -облучения, Гр. Доза ЕD50 составила 107 (84 146) Гр.
При проведении регрессионного анализа данных сочетанного действия облучения и фосфатов на культуру S. quadricauda была определена функция, представ ляющая собой поверхность отклика:
Z = 1 – 0,004679 X – 0,00716 Y + 0,0000339 X Y, (14) где Z – эффект, по отношению к контролю;
X – доза -облучения, Гр;
Y – концентрация фосфат-ионов, мг/дм3.
С использованием уравнения 14, была построена изобола с заданным значением Z, равным 0,5 (Рисунок 8).
Концентрация фосфатов, мг/дм 0 20 40 60 80 Доза гамма-облучения, Гр Рис. 8 - Изоболограмма сочетанного действия фосфатов (ЕC50) и внешнего общего облучения (ЕD50) на рост водорослей S. quadricauda.
График изоболы располагается непосредственно около линии, описывающей ад дитивный эффект сочетанного воздействия исследуемых факторов. Таким образом, со четанное действие острого -облучения и фосфатов на рост водорослей S. quadricauda может быть охарактеризовано как аддитивный эффект.
Не претендуя на прямую экстраполяцию полученных в эксперименте закономер ностей действия исследуемых факторов на рост зелёных водорослей, мы выполнили расчёты ожидаемых эффектов при уровнях воздействия, характерных для указанных во доёмов ПО «Маяк»с использованием моделей поверхности отклика (Таблица 20). Эти расчёты позволяют заключить, что для водоёма В-17 лимитирующим фактором, опреде ляющим угнетение зелёных водорослей, является химическое загрязнение, а для водо ёма В-9, вероятно, оба фактора и химический, и радиационный являются существенны ми для объяснения деградации альгоценоза. Уровни химического и радиационного воз действия на фитопланктон в водоёмах В-11, В-10, В-4 Теченского каскада вполне при емлемы для жизнедеятельности зелёных водорослей. Нитраты и сульфаты могут моди фицировать радиационные эффекты в биоценозах водоёмов ПО «Маяк», однако взаимо действие этих химических поллютантов и радиационного воздействия носит антагони стический характер, а взаимодействие фосфатов и радиационного облучения носит ад дитивный характер.
Таблица 20 - Расчётные значения роста водорослей S. quadricauda при уровнях воздей ствия химических веществ и радиационного фактора, характерных для водоёмов ПО «Маяк» Расчётные значения роста водорослей, отношение к контролю Водоём Химический Радиационный Сочетанное действие фактор фактор Нитраты В-17 0,48 0,99 0, В-9 0,15 0,54 0, Фосфаты В-10 1,00 1,00 1, В-4 0,99 1,00 0, Сульфаты В-10 0,95 1,00 1, В-11 0,91 1,00 1, Следовательно, присутствие в воде промышленных водоёмов ПО «Маяк» хими ческих и радиоактивных загрязнений не усугубляет повреждающее действие этих аген тов на фитопланктон.
Оценка действия нитратов и -облучения на выживаемость и плодовитость Daphnia magna. По результатам тестирования действия нитратов на выживаемость даф ний с использованием пробит-анализа была рассчитана концентрация LC50 = 1,7 (1, 2,2) г/дм3. Зависимость плодовитости дафний от концентрации нитратов в воде пред ставлена на рисунке 9.
Эта зависимость хорошо описывается линейной функцией (R2 = 0,93;
р 0,001):
Y = 0,81 – 0,37 С, (9) где Y – плодовитость дафний (количество молоди на 1 животное в сут.);
С – концентра ция нитратов, г/дм3. Расчётная величина эффективной концентрации, снижающей пло довитость животных на 50 % – ЕС50 = 0,98 (0,95 1,01) г/ дм3.
1, Плодовитость, количество молоди Экспериментальные данные 1, Модель Y = 0,81 - 0,37 * D на 1 самку в сут 0, 0, 0, 0, 0 0,5 1 1,5 2 2,5 Концентрация нитрат - ионов, г/дм Рис. 9 – Зависимость плодовитости дафний D. magna от концентрации нитратов, доля относительно показателя в контроле.
При оценке влияния внешнего острого однократного -облучения на выживае мость D. magna в течение 24 сут. после облучения с помощью пробит-анализа была рас считана доза LD50 = 62 (58 65) Гр.
Зависимость плодовитости дафний от дозы -облучения описывается линейной функцией (R2 = 0,94;
р 0,001 (Рисунок 10):
Y = 0,378 – 0,004 D, (9) где Y – плодовитость дафний (количество молоди на 1 животное в сут.);
D – поглощен ная доза, Гр.
0, Плодовитость, количество молоди Экспериментальные данные 0,4 Модель Y = 0,378 - 0,004 * D на 1 самку в сут 0, 0, 0, 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 Доза гамма-облучения, Гр Рис. 10 – Зависимость плодовитости дафний D. magna от дозы -облучения, доля отно сительно показателя в контроле.
Согласно этой модели, доза, снижающая плодовитость животных на 50 %, соста вила ЕD50 = 45 (43,5 46,6) Гр.
В таблице 21 представлены вероятностные значения гибели и плодовитости даф ний при воздействии концентраций нитрат-ионов и острого -облучения с уровнями, ха рактерными для исследуемых промышленных водоёмов ПО «Маяк». Концентрации нитрат-ионов, соответствующие показателям в воде водоёмов В-11, В-10, В-4, не оказы вают влияния на жизнеспособность и размножение дафний, в то время как концентра ции, соответствующие содержанию нитратов в воде водоёмов В-17 и В-9, могут приво дить фактически к стопроцентной гибели животных и полному угнетению размножения.
Дозы облучения, соответствующие уровням радиационного воздействия на зоо планктон в водоёмах В-11, В-10 и В-4, не вызывают гибели дафний;
при дозах, соответ ствующих облучению зоопланктона в водоёме В-9, жизнь дафний невозможна, при уровнях облучения, характерных для водоёма В-17 не наблюдалось гибели животных.
Таблица 21 – Прогностические значения гибели и плодовитости дафний D. magna в за висимости от уровня воздействия нитратов и радиационного облучения Уровень Кон- Вероят- Плодо- Мощ- Доза - Вероят- Плодо воздейс- цент- ность витость ность до- облу- ность ви твия рация гибели в относи- зы облу- чения хрони- тость, нитра- течение тельно чения, за 30 ческой % тов, 30 сут., % контроля, мГр/сут.в дней, гибели, мг/дм3 % водоёме Гр % 6,4 10- В-11 0,2 0 100 0,02 0 В-10 2,1 0 100 1,6 10 0,05 0 В-4 0,3 0 100 3,8 10 0,11 0 В-17 2780 94 0 3,1 10 0,93 0 В-9 4400 100 0 3,8 10 114 100 Таким образом, при сопоставлении экспериментальных данных с результатами натурных исследований, можно заключить, что в водоёмах В-11, В-10 и В-4, не смотря на антропогенное загрязнение, условия существования являются приемлемыми для жизни зоопланктонных организмов, в водоёмах В-17 и В-9 уровни химического загряз нения, а водоёме В-9 и радиационного воздействия, не приемлемы для представителей ракообразных.
Сравнительный анализ состояния экосистем исследуемых радиоактивно за грязненных водоёмов В настоящее время экологический мониторинг радиоактивно загрязненных водо ёмов в основном сосредоточен на определении содержания радионуклидов в воде, дон ных отложениях и гидробионтах (в основном в рыбах). Информация о концентрации ра дионуклидов в компонентах экосистемы не в достаточной мере характеризует реальную радиационную нагрузку на биоценоз и без изучения ответной реакции всех составляю щих биоты не позволяет прогнозировать возможные эффекты в гидробиоценозах. Реше ние этих задач может быть осуществлено при включении в экологический мониторинг гидробиологических исследований, то есть при проведении биологического мониторин га. В биологическом мониторинге важны, прежде всего, те признаки, которые обнару живают наибольшую изменчивость при переходе экосистемы из одних условий в дру гие. В данном разделе на основе результатов проведенного комплексного обследования специальных промышленных водоёмов-хранилищ ЖРО ПО «Маяк», дано обоснование показателей биологического мониторинга радиоактивно загрязненных водных экоси стем.
В данной работе показано, что в формирование дозы облучения для гидробио нтов, помимо основных дозообразующих элементов 137Cs и 90Sr, значимый вклад вносят –излучающие нуклиды. На поведение радионуклидов в водных экосистемах оказывает действие большое число экологических факторов (Е.А. Тимофеева-Ресовская, 1963;
Г.Г.
Поликарпов, 1982;
А.В. Трапезников, 2010). В связи с изложенным, для определения доз облучения гидробионтов и, соответственно выявления критических групп организмов, необходимо для каждого водоёма проводить определение ведущего спектра радионук лидов во всех компонентах экосистемы – в абиотических и биотических (в гидробио нтах основных экологических групп: фито-, зоопланктоне, зообентосе, макрофитах, ры бах).
Наше исследование показало, что анализ количественных показателей (числен ность и биомасса) в целом для планктонных и бентосных сообществ является не доста точно информативным при оценке влияния радиационного фактора на гидробиоценозы.
Радиационные эффекты на популяционном и биоценотическом уровнях являются ком бинацией прямых изменений из-за повреждающего действия ионизирующего излучения и косвенных ответов сообщества на прямые изменения (N.R. French, 1968;
F. Brchignac, 2003;
А.И. Крышев, 2010). Из-за широкого спектра условий обитания и радиочувстви тельности организмов, составляющих биоценотическое сообщество, дозы для одних ви дов оказываются гораздо более значительными, чем для других. Последние могут полу чить конкурентное преимущество и значительно увеличить свою численности. Это на блюдается в водоёме В-17, где численное развитие зоопланктона находится на доста точно высоком уровне, хотя такая высокая плотность сообщества обеспечивается пред ставителями всего лишь двух видов коловраток.
Анализ видового состава экосистем исследуемых водоёмов показал, что наиболее выраженные изменения при более низких уровнях радиоактивного загрязнения регист рируются в бентосных сообществах. Наиболее яркие изменения наблюдались при срав нении развития двустворчатых моллюсков семейств Bithyniidae и Valvatidae: в водоёме В-11 плотность этих животных была снижена в 5 раз по сравнению с этим показателем в водоёме сравнения;
в водоёме В-10 – на 2 порядка меньше, чем в Шершнёвском водо хранилище;
в водоёме В-4 представители этой таксономической группы не были обна ружены. Следует сказать, что ихтиофауна отсутствует только в водоёмах В-17 и В-9.
Поскольку расчётное значение мощности дозы для бентосных организмов в водоёме В 11 составили 5,6 мГр/сут., нами выдвинуто предположение, что при такой дозовой на грузке и выше будет регистрироваться снижение развития донных организмов, а мелкие двустворчатые моллюски, обитающие на грунте в течение всего жизненного цикла, яв ляются критической группой организмов при радиоактивном загрязнении водных эко систем.
Результаты данного исследования позволяют заключить, что для водоёмов при уровнях радиоактивного загрязнения водных экосистем, когда мощность дозы для фи топланктона превышает 429 мГр/сут., для зоопланктона –- 1,3 мГр/сут., а для зообентоса – 5,6 мГр/сут. можно ожидать снижения видового разнообразия указанных сообществ, что в свою очередь может повлечь изменения в других звеньях экосистемы.
В экологии существует мнение, что состояние экосистемы может быть оценено по интегральным показателям состояния ихтиофауны – морфометрическим. Наши иссле дования показали, что плотва в водоёмах В-11, В-10 и В-4 ТКВ по морфометрическим показателям не уступают рыбам популяции Шершнёвского водохранилища. Однако ис следования на клеточном уровне показали, что у плотвы всех трех радиоактивно загряз ненных водоёмов ТКВ наблюдается достоверное увеличение повреждений ядерной ДНК и количества эритроцитов с морфологическими аномалиями в периферической крови по отношению к рыбам популяции сравнения. Хроническое радиационное воздействие на организм неблагоприятных факторов приводит к снижению цитогенетической стабиль ности – нестабильности генома, накоплению в организме хромосомных и генных дефек тов (J.B. Little, 2003). Следует полагать, что генотоксические эффекты будут регистри роваться и в других соматических, и, что является более значимым для популяции в це лом, в половых клетках (C.W. Theodorakis, 1997). В связи с тем, что рыбы являются важ ной составляющей водных экосистем и имеют большое хозяйственное значение для че ловека, оценка состояния ихтиофауны, в том числе проведение генотоксических и цито токсических исследований, должны быть обязательно включена в систему мониторинга.
В рамках этого исследования не была выполнена оценка состояния высшей вод ной растительности в связи с тем, что в водоёмах В-17 и В-9 проведена отсыпка берегов и дна, что повлияло на развитие макрофитов. Однако по литературным данным высшим растениям принадлежит важная роль в процессах распределении радионуклидов в ком понентах водной экосистемы, а также в процессах миграции радионуклидов по пище вым цепям (Е.А. Тимофеева-Ресовская, 1963;
Куликов Н.В., 1988). Поэтому следует проводить оценку состояния макрофитов в радиоактивно загрязненных водоёмах.
Достаточно часто встречается комбинированное загрязнение водных экосистем.
Прояснить роль химического и радиационного факторов в биологических эффектах в этих случаях позволяют эксперименты с лабораторными тест-культурами. Сопоставле ние экспериментальных данных с результатами натурных исследований, позволило предположить, что для водоёма В-17 лимитирующим фактором, определяющим угнете ние развития зелёных водорослей, является химическое загрязнение, а для водоёма В-9, вероятно, оба фактора и химический, и радиационный являются существенными для объяснения деградации альгоценоза. Уровни химического и радиационного воздействия на фитопланктон в водоёмах В-11, В-10, В-4 Теченского каскада вполне приемлемы для жизнедеятельности зелёных водорослей. Присутствие в воде промышленных водоёмов ПО «Маяк» химических и радиоактивных загрязнений не усугубляет повреждающее действие этих агентов на фитопланктон. В водоёмах В-11, В-10 и В-4, не смотря на ан тропогенное загрязнение, условия существования являются приемлемыми для жизни зоопланктонных организмов, в водоёме В-17 и в водоёме В-9 уровни как радиоактивно го, так и химического загрязнения не приемлемы для представителей ракообразных.
В антропогенно загрязненных экосистемах живые организмы находятся в услови ях постоянного стресса. В этом случае включаются различные механизмы адаптации, в частности при длительном радиационном воздействии в клетках повышается уровень репаративных процессов. Представляется важным оценить адаптивные возможности ор ганизмов в экспериментах с тест-нагрузкой в виде дополнительного облучения.
На основании выявленных закономерностей изменения водных биоценозов спе циальных промышленных водоёмов ПО «Маяк» с различными уровнями радиоактивно го загрязнения представляется необходимым включение в экологический мониторинг следующих исследований:
1. определение содержания радионуклидов, в том числе –излучающих радионукли дов, в абиотических компонентах экосистем;
2. определение содержания радионуклидов, в том числе –излучающих радионукли дов, в организмах гидробионтов основных экологических групп;
3. определение структурных показателей фитопланктона: численность, количество видов, количественная доля видов в общей численности;
4. определение структурных показателей зоопланктона и, по меньшей мере, ракооб разных в зоопланктоне;
5. определение структурных показателей зообентоса (особое внимание обратить на критическую группу организмов – двустворчатые моллюски, жизненный цикл, ко торых полностью проходит на дне водоёма);
6. определение количественного развития бактериопланктона;
7. определение видового состава, демографических и морфометрических показателей рыб;
8. цитогенетические и цитологические исследования с использованием рыб;
9. определение адаптивных возможностей организмов в экспериментах с дополни тельным облучением;
10. экспериментальная оценка вклада факторов различной природы в биологические эффекты с использованием лабораторных тест-культур.
Информация, полученная при выполнении исследований в указанном объеме, по зволяет определить уровни радиационного воздействия на гидробионтов и реакции био ты водоёма на облучение. В зависимости от уровня радиоактивного загрязнения может быть разработан комплекс ключевых показателей, определяющих текущее состояние гидробиоценоза радиоактивно загрязненного водоёма, и система показателей, указы вающих на начальные радиационно-индуцированные изменения в экосистеме. Опреде ление допустимых и критических уровней нагрузки является основой для разработки режима безопасной эксплуатации специальных промышленных водоёмов предприятия ми атомной промышленности.
Любая возникающая за счет антропогенного воздействия нагрузка в экологиче ской системе, способная вывести ее из естественного (нормального) состояния, опреде ляется как экологическая нагрузка. Если экологическая нагрузка не вызывает нежела тельных последствий, изменений у обитающих на земле организмов, и, в первую оче редь, у человека, а также не приводит к ухудшению (слабому или существенному) каче ства природной среды, ее можно считать допустимой. Экологическая нагрузка, при ко торой может иметь место гибель или необратимая деградация данной системы, напри мер, выпадение каких-либо видов, определяется как уровень критического воздействия.