Осповыгидроэ~ологии

поедающим мирных рыб. Именно хищники (щука, окунь, судак, жерех), завершающие трофические цепи водных экосистем, наи­ более уязвимы, поскольку они выступают конечными концентра­

торами таксикантов в трофических цепях.

В промежуточных звеньях трофических цепей также происхо­ дит накопление токсикантов. Например, дафнии и другие ветвис­

тоусые рачки-фильтраторы аккумулируют хлорорганические пес­

'l'ициды до концентраций, превышающих их содержание в воде в тысячи раз. Как носители таксикантов они опасны для организ­

мов, их поедающих. В то же время, изымая таксиканты из воды,

фильтраторы выступают как агенты самоочищения водных масс.

Негативным проявлением накопления таксикантов в трофи­ ческих цепях является нарушение воспроизводства беспозвоноч­ ных и рыб, что ведет к постепенной деградации гидрофауны, сни­ жению видового многообразия и уменьшению биологической

продуктивности водоемов. Такие изменения характерны не толь­ ко для планктонных организмов, но и для обитателей донных от­

ложений, где таксиканты накапливаются вместе с оседающими взвешенными частицами и отмершими зоопланктонтами. Из ила

таксиканты попадают в организм донных беспозвоночных, а че­

рез них- к бентосоядным рыбам. Степень кумуляции токсичес­ ких веществ бентосными организмами может быть значительно

выше, чем планктонными, вследствие чего бентосоядные рыбы

(лещ, сазан, сом, линь) из загрязненных водоемов представляют угрозу для здоровья при потреблении их человеком.

После вселения в водоемы "Украины растительноядных рыб

дальневосточного фаунистического комплекса (белый амур, бе­ лый и пестрый толстолобы) сформировались новые трофические

цепи, по которым таксиканты поступают в организм этих рыб.

Так, планктофаг белый толстолоб получает их в основном через фитопланктон, а пестрый толстолоб - через зоопланктон. При по­

едании высших водных растений таксиканты поступают в орга­

низм белого амура. В организм черного амура таксиканты могут

пос•rупать в значительных количествах через моллюсков-фильт­

раторов, являющихся их основным кормом.

22.3. Токсикометрия

Количественное измерение токсичности отдельных химичес­

ких веществ или их совокупного влияния на гидробиантов полу­

чило название токсикометрия.

При количественной оценке действия таксикантов на гидроби­

онтов основным является установление критериев токсичности.

Считается, что таким первичным критерием является смерт­ ность (летальность). В токсикологии смертность гидробиантов

408

Раздел V. Аптропогеппое влияние па водные экасистемы

является количественным показателем возможного уменьшения

естественной популяции или лабораторной культуры под воздей­ ствием определенной концентрации химического вещества за оп­ ределенное время пребывания в токсичной среде. Поскольку осо­ би одного вида имеют разную чувствительность и устойчивость к одному и тому же веществу, их гибель наступает за различное время. Статистически полученная концентрация, отвечающая

50 %-ной смертности подопытных животных, называется меди­ анпой летальной концентрацией. Используют также обратный

показатель - выживаемость.

При наблюдениях за растительными организмами критерием токсичности обычно служит угнетение или полное прекращение

фотосинтеза.

Под чувствительностью понимают видовое свойство реаги­

ровать на минимальные концентрации таксиканта в окружаю­

щей среде, под устойчивостью (резистентностью) - способ­

ность выдерживать максимальные концентрации токсических

веществ, а под переносимостью (толерантностью) - возмож­

ность существовать в определенном диапазоне концентрации

токсических веществ.

Для определения этого диапазона (зоны токсического дейст­ вия) вводятся такие понятия, как минимальная смертельная (ле­ тальная) концентрация таксиканта (LC0 ) и максимальная смер­ тельная концентрация таксиканта (LC100). Большое значение

имеет также понятие •летальное время~. Система основных так­

сикаметрических единиц представлена в таблице 15.

Таблица 15. Основные токсикометрические единицы

409

Осповы гидроэкологии

Продолжение таблицы 15

0цию и количество гидробионтов, кото-

рые отмирают в течение 24, 48 ч и более

исходит 100% -ная гибель гидробиантов

При количественной оценке действия токсических веществ учитываются их химические свойства, концентрация в водной

среде, дозовал нагрузка на организм и его индивидуальная

чувствительность к таким воздействиям. Под концентрацией ток­

сиканта понимают массу вещества, растворенного в определен­

ном объеме воды: обычно ее выражают в миллиграммах на деци­ метр кубический, а при очень низких значениях - в микрограм­

мах (мкг) на дециметр кубический. Дозаэто масса токсиканта,

приходящаяся на единицу массы животного или растительного

организма (выражается в миллиграммах или микрограммах на

грамм или в граммах на килограмм). Поэтому токсичность любо­

го вещества неразрывно связана с индивидуальной биомассой ор­ ганизма, на который она действует. Концентрация, нетокеячная для крупного организма, может быть смертельной для мелких.

Биомасса популяций крупных по размерам водных животных может быть намного больше биомассы мелких. Соответственно од­

на и та же концентрация таксиканта имеет разное значение, ска­

жем, для популяции рыб и планктонных рачков, которыми они питаются. Однако в естественных условиях установить фактичес­ кую дозовую нагрузку на определенную популяцию гидробиантов

практически невозможно, поскольку в группе животных могут

быть особи с разной биомассой и разной чувствительностью к ядо­ витым веществам. Поэтому обычно приводятся данные, касающи-

410

Раадел V. Антропогенное влияние на водные экасистемы

еся концентрации токсических веществ в воде, так как методика

перерасчета на дозы для водных животных не разработана. Имен­

но концентрация таксикантов учитывается при разработке эколо­ гических и водоохранных нормативов, регламентирующих сброс сточных вод и других загрязняющих веществ в водные объекты.

Для установления летальных концентраций таксикантов

проводятся специальные опыты, в которых используют не менее

50 экз. подопытных животных (рыб или беспозвоночных) одина­

кового размера и массы, иногда также одного возраста и пола.

Для токсикологических опытов с мелкими животными обычно отбирают потомков одной самки.

Подопытных животных выдерживают при разных разведени­

яхисследуемых веществ (1:2, 1:5, 1:10, 1:20, 1:50, 1:100 и т. д.).

Смертность (и соответственно, обратный показатель - выживае­ мость) выражается в процентах от контрольного количества, то есть от численности таких же организмов, находящихся в чистой воде без токсиканта. Продолжительность этих острых токсиколо­ гических опытов составляет, как правило, 24 или 48 ч. На их ос­

новании :м:ожно определить медманные смертельные концентра­

ции. Опьiты, которые длятся 72 и 96 ч, считаются подострыми, а

еще продолжительнее - хроническими.

Результаты опытов обрабатывают статистически по специаль­

ным формулам и графикам. В водной токсикологии наиболее час­

то используют простой графический метод Дудорава [42]. Класси­ фикация токсических веществ обычно представляется по величи­

не ск:~ или ск:g. устанавливаемой преимущественно на рыбах. Если СК50 равняется 1 мгjдм3, вещество считается высокотоксич­ ным, при 1-10 мгjдм3 - сильнотоксичным, при 10-100 мгjдм3 - умеренно токсичным, при концентрациях выше 100 мгjдм3 - сла­

ботоксичным. Очень слаботоксичные вещества характеризуются

значениями СК50 свыше 1000 мгjдм8 •

Токсичность вещества количественно определяется как вели­ чина, обратная медианной смертельной концентрации, то есть Т= = 1/СК50• Однако такой подход может быть применен только для

растворов некоторых чистых веществ при действии на отдельные

виды гидробиантов в условиях лабораторного эксперимента. Он

применяется для предварительной оценки токсичности разных

веществ, в частности новых продуктов органического синтеза.

При исследовании токсичности сложных многокомпонентных

растворов, сточных и загрязненных природных вод определить

концентрацию действующих веществ, вызывающую смертель­

ный эффект, практически невозможно. В таких случаях целесо­ образно использовать разведение исследуемой воды, при котором наблюдается 50 % -ная или минимальная смертность подопытных организмов. Такой показатель, в котором не учитываются ни хи-

411

Осповыгидроэкологии

мическая природа действующих веществ, ни их концентрация, а

только биологическое действие, называется интегральной тон:­

сичностью.

Для разнообразных представителей животного населения во­

доемов величины смертельных концентраций таксикантов могут

существенно различаться. Поэтому выбраны стандартные объек­ ты, на которых обычно проводятся опыты по определению ток­ сичности воды. Это чаще всего ветвистоусые рачки - Daphnia magna и Ceriodaphnia affinis, обладающие довольно высокой

чувствительностью к токсикантам.

В международной практике для контроля токсичности различ­

ных импортируемых веществ используются три тест-объекта: зе­

леная (хлорококковая) водоросль (Selenastrum capricornutum),

дафния (Daphnia magna) и рыба гуппи (LeЬistes reticulatus).

Учитывая необходимость проведения экспериментов в реаль­ но припятые сроки, опыты обычно проводят на беспозвоночных с коротким жизненным циклом (ветвистоусые рачки, коловрат­ ки), у которых смена поколений происходит через 5-20 суток. В водной токсикологии они играют ту же роль, что и белые мыши,

крысы или морские свинки в медицинской и ветеринарной ток­

сикологии.

22.4. Факторы, влияющие на токсичность

химических веществ для гидробиантов

Кроме концентрации таксикантов и продолжительности их воздействия на гидробиантов конечный результат интоксикации

(гибель, нарушение жизненно важных функций), который дости­ гается за определенный период времени, зависит от совместного действия токсических веществ и естественных физико-химичес­ ких факторов водной среды, среди которых наибольшее значение

имеют насыщение кислородом, рН, содержание углекислоты, об­

щее содержание органических веществ в воде, жесткость воды,

соленость, температура и освещенность. Последняя имеет особен­

но важное значение для водорослей и высших водных растений.

На фоне кислородного дефицита интоксикация развивается

особенно остро. Наиболее ярко это проявляется у аэробных гидро­ бионтов, тогда как донные животные, хорошо приспособленные к анаэробным условиям, более токсикорезистентны. При неблаго­

приятных условиях, в том числе и токсичности среды, такие орга­

низмы переходят с тканевого дыхания на гликолиз, уменьшаю­

щий их зависимость от содержания кислорода в водной среде.

Увеличение температуры воды повышает, а при значительном

возрастании (свыше 25-30 °С), наоборот, угнетает ферментатив­

ную активность, связанную с обеспечением биоэнергетических

412

Раадел V. Антропогенное влияние на водные эк:осисте.мы

процессов в организме гидробионтов. При температуре ниже 10 се

токсичность проявляется значительно слабее, чем, например, при

20 °С. В зимний период, когда гидробианты находятся в состоя­

нии анабиоза, токсическое действие химических веществ значи­ тельно менее выражено. Наоборот, при повышении температуры воды за пределы оптимальных значений проявления токсичности

химических веществ резко усиливаются. Этим объясняется тот

факт, что при сбрасывании в водоемы подогретых вод тепловых и атомных электростанций даже небольшие концентрации токси­

ческих веществ становятся остро токсичными для многих гидро­

бионтов.

При кумулятивном токсикозе рыб летальные случаи наблюда­

ются в условиях резкого перепада температуры воды. Вообще,

резкие изменения экологических факторов среды способствуют

усилению интоксикации.

Соленость воды также существенным образом влияет на уро­

вень токсичности, вследствие чего параметры токсичности для

морских и пресноводных гидробиантов заметно различаются. Токсичнgсть тяжелых металлов для водных растений (ряска, зло­

дея) в высокой степени зависит от уровня освещенности.

22.5. Методы оцеюси и контроля токсичности водпой среды для гидробиоптов

При оценке химического загрязнения водной среды широко

применяют различные химико-аналитические методики (спект­

рофотометрию, бумажную и газовую хроматографию, масс-спект­ рометрию и многие другие). Все эти методы, хотя и позволяют ус­

танавливать фактическое значение концентраций самых разнооб­

разных веществ, но не дают ответа на вопрос о токсичности

загрязненной воды и степени ее опасности для гидробионтов. Хи­

мические методы анализа таксикантов довольно сложные и доро­

гостоящие. В связи с этим для регулярного контроля токсичности вод рек, озер, водохранилищ, морей и других водных объектов

они редко применяются.

Начиная с 50-х гг. ХХ в. в США и во многих европейских

странах для контроля загрязнений начали внедрять биологичес­

кие методы, в основу которых положена реакция гидробиантов на загрязнение воды. Такие методы получили название биотести­

рование.

Биотестированиеэто процедура установления токсичности

отдельных химических веществ, поверхностных пресных, мор­

ских и солоноватых, подземных и сточных вод для гидробионтов, базирующаяся на количественной оценке изменения жизненно

413

Основыгидроэкологии

важных функций или выявлении смертельного (летального) действия на гидробиантов (тест-объекты или тест-культуры). По технологии это эксперимент, который проводится с соблюде­ нием определенных методических требований. Опыты по опреде­ лению токсичности называют биотеста.ми (английский эквива­

лентЬioassay, или Ьiotesting).

Прежде всего, тест-объекты (тест-организмы) должны иметь

высокую чувствительность к токсическим веществам. Если ис­ пользуются лабораторные маточные культуры, их необходимо со­ держать с соблюдением жестких требований, касающихся хими­

ческого состава искусственной среды, кормления тест-организ­

мов, поддержания оптимального газового режима и рН, а также

предотвращать засорение тест-культуры другими организмами,

превращающими чистую :культуру в своеобразный биоценоз.

Эксперимент включает серию повторностей с разными разве­ дениями (концентрациями) исследуемого вещества, а контролем служат эти же тест-организмы в чистой (лабораторной) воде или в среде для культивирования гидробионтов.

Биотесты проводятся в лабораторных условиях, а также непо­ средственно в водных объектах (in situ), причем в местах сброса сточных вод применяют несколько упрощенные варианты. Среди тест-объектов биотестирования различают индикаторные виды,

имеющие универсальное значение для любых токсикологических

исследований, и виды, специфичные для определенных аквато­ рий или водных объектов, например рачок эпишура (Epischura bajcalensis), живущий лишь в Байкале.

С целью отбора наиболее чувствительных и показательных

тест-объектов к разным токсическим загрязняющим веществам исследователями многих стран проведена оценка свыше 1,5 тыс.

видов пресноводных и морских гидробионтов, среди :которых бы­

ли водоросли, бактерии, беспозвоночные и рыбы. Однако основ­

ной массив информации получен при использовании в качестве

тест-объектов ветвистоусых рачков, главным образом дафний,

которых легко :культивировать в лабораторных условиях. Созданы также наборы тест-организмов, в состав которых вхо­

дят не только гидробионты, но и наземные растения, например

лук (Allium сера) и семена салата (Lactuca sativa), реагирующие

на токсичность воды снижением скорости роста и цитогенетичес­

:кими нарушениями в ходе клеточного деления, изменениями

клеточных ядрышек и т. д.

В Бельгии профессор Г. Переоон разработал наборы из нес­

кольких тест-объектов, находящихся в состоянии анабиоза. При­

меняется простая переноспая аппаратура для биотестирования, которая выпускается серийно (токскиты). Водоросли хранятся в

виде сухих спор, коловратки и дафнии- в виденеактивных яиц-

414

Раздел V. Антропогенпое влияние на водные экасистемы

эфиппиумов, оживающих в условиях оптимального температур­

ного режима и освещения. Та:кие наборы используют в острых 24-

часовых опытах - преимущественно для установления СК50• На протяжении 90-х гг. этим методом во многих странах Европы проведено сотни исследований то:ксичности различных веществ.

Тест-фун:кции, регистрируемые в разных вариантах биотесТИ··

рования, достаточно разнообразны. Та:к, у водорослейэто ин­

тенсивность фотосинтеза или соотношение фотосинтеза и дест­

рукции (А/R), содержание хлорофилла, других пигментов, изме­

нения морфологичес:кой стру:ктуры клеток. У макрофитов, кроме

вышеназванных - изменение тургора и окраски листвы, скорость

движения протоплазмы (в клетках злодеи); у инфузорийинтен­ сивность (с:корость) движения, соотношение размеров ма:кро- и

микрону:клеусов, частота биения ресничек и многие другие мик­ роскопические показатели. У ветвистоусых ра:кообразных регист­

рируется частота колебательных движений антенн, ритм сердеч­ ных сокращений, выброс (абортирование) яиц и эмбрионов, вра­ щательные движения вокруг оси тела. Некоторые методы биотестирования токсичес:ких загрязнений базируются на ис­ пользоJЩнии реакции избегания зоны загрязнения (рыбы, водные насе:комые) или реакции закрывания раковин (у двухстворчатых

моллюсков Anodonta, Unio).

Для определения реакций животных тест-объектов создана

специальная аппаратура, которая позволяет регистрировать из­

менения в поведении беспозвоночных и рыб. С этой целью приме­

няются теле:камеры, насадки к микроскопам, автоматически ре­

гистрирующие изменения в поведении тест-объектов. С помощью микроэлектродов снимают показатели биоэлектрической актив­

ности сердца дафний и рыб.

Биотестирование положено в основу разработки систем аварий­ ной сигнализации поступления то:ксических веществ в водоем. Так, нар. Рейн (Германия) функционируют станции автоматичес­

кого :контроля и регистрации поступления загрязняющих веществ

в воду. Их действие основано на использовании способности рыб противодействовать потоку воды: нес:колько небольших рыб поме­

щают в закрытую проточную лоточную систему, имеющую на зад­

ней стенке чувствительные элементысенсоры. Сигнал от при­

:косновения :к ним автоматически передается и регистрируется.

При поступлении в такую систему загрязненной воды рыбы теря­

ют способность противодействовать потоку и прибиваются :к зад­ ней стенке. Сигналы от нее подаются :к самописцам и на диспетче­

рский пункт, регистрирующий выбросы загрязнений.

Более глубокое изучение токсичности химических веществ и

загрязненных вод базируется на хроничес:ких биотестах, :которые проводятся на несколь:ких по:колениях тест-объе:ктов (преимуще-

415

Основыгидраэкологии

ственно ветвистоусых ракообразных). Главным критерием ток­

сичности в хронических опытах является снижение плодовитос­

ти гидробионтов, которое отчетливо регистрируется в третьем­ четвертом поколениях и достигает максимума в пятом. Снижение плодовитости обусловливается значительными изменениями в эмбриогенезе, нарушениями структуры хромосом и других эле­ ментов половых клеток. Однако при значительно более продол­ жительных опытах (до 15 поколений) плодовитость дафний в по­

следних поколениях часто не только восстанавливалась, но стано­

вилась даже большей по сравнению с исходной. Это дает основание говорить об адаптации рачков к относительно невысо­

ким концентрациям токсякантов и о возможности воспроизвод­

ства популяций, находящихся в условиях постоянного незначи­

тельного загрязнения среды.

При биотестировании мутных вод, богатых взвешенными час­ тицами, последние необходимо предварительно осаждать или от­

фильтровывать. В таких случаях параллельна контролируется

отстоянная (отфильтрованная) и мутная вода.

Между суммарной концентрацией токсичных веществ и дан­

ными биотестирования воды не всегда существует прямая зави­ симость. Эффект действия одного сильно ядовитого таксиканта

может быть большим, чем несi<ольких, но менее токсичных. При

образовании комплексных соединений металлов с органически­

ми и другими веществами токсичность уменьшается. :К тому же между разными веществами возникают сложные взаимодей­ ствия, в результате которых они могут взаимно усиливать (си­ нергизм) или, наоборот, ослаблять (антагонизм) токсичность

друг друга. Поэтому результаты биотестирования загрязненных вод нужно рассматривать как интегральную оценку жизненной

среды гидробионтов, ее возможного отрицательного влияния на

основные их функции.

Биотесты на представителях отдельных видов и на культурах

гидробиантов дают определенную информацию о токсичности

конкретных веществ и загрязненных вод. Однако они проводятся на выборочных тест-объектах и с экологической точки зрения

оказываются недостаточными, поскольку в естественных водо­

емах протекают более сложные процессы, связанные с многоком­ понентностью биоты и межпопуляционными связями, возникаю­

щими в токсической среде.

:К тому же гидробионты, помещенные в искусственные емкос­ ти, физиологически отличаются от обитающих в природных усло­ виях. Например, синезеленая водоросль Microcystis aeruginosa в

культуре ращшвается только в виде отдельных клеток, очень

чувствительных к токсикантам, а в природе образует большие ко­

лонии, покрытые слоем слизи, защищающим клетки от проник­

новения токсикантов.

416

Раадел. V. Антропогенное влияние на водные экосисте.мы

Поэтому для выявления экологических последствий то:ксифи­ :кации водной среды применяется тестирование непосредственно

в водоемахэкотестирован.ие. В мировой пра:кти:ке широко ис­

пользуются так называемые микрокосмы - искусственные емкос­

ти, :которые помещают в естественные водоемы, ограничивая оп­

ределенные объемы воды, а также экспериментальные емкости

большего объемамезо- и ма:кро:космы, :которые устанавливают даже в океанических водах (рис. 126).

Ма:кро:космы - это довольно сложные инженерные сооруже­ ния, :которые удерживаются на плаву и выдерживают даже боль­

шие волны. В таких изолированных объемах воды исследуют

влияние антропогенных факторов на гидрохимический режим,

динамику численности и биомассы гидробионтов. Применение

обычных гидробиологических методов отбора и анализа проб (:ко­

личественный учет фито-, зоо- и ба:ктериоплан:ктона) позволяет выявить наиболее чувствительные :к то:кси:кантам виды, просле­ дить перестройку структуры планктонных ценазов и другие пара­ метры водной з:косистемы.

1

\

\~

\ 1

\'

~

Рис. 126. Схема искусственного •биотопа• для гидраэкологических иссле­

дований:

1 - плавучая лаборатория; 2 - изолированный участок.

417

Осиовыгидроэкологии

22.6. Физиолого-биохимические механизмы действия

токси-кантов на водные организмы

Функциональные изменения, происходящие под воздействием

токсикантов, наиболее полно изучены на рыбах, поскольку их фи­

зиология и биохимия разработаны значительно лучше, чем у бес­ позвоночных. В опытах на рыбах можно применять все методичес­

кие подходы, используемые в современной физиологии, биохимии

и токсикологии. Это направление токсикологических исследова­ ний называется ихтиотоксикологией [63].

В токсической среде происходит нарушение обмена белков,

жиров, углеводов и витаминов, то есть пра:ктичес:ки всех метабо­

личес:ких циклов.

Токси:канты могут проявлять и специфическое действие в от­

ношении отдельных функций организма. Поэтому различают от­ равляющие вещества общего действия и отравляющие вещества

специфической направленности, отрицательно влияющие на от­

дельные функции организма.

Классификация токсических веществ по хара:ктеру действия на водных животных [68] приведела ниже:

мальдегид, сапонины

418

Раадел V. Антропагенное влияние на водные экосисте.мы

Влияние таксикантов на рыб наиболее полно проявляется при повышенной температуре воды. С понижением температуры ры­

бы и беспозвоночные переходят в состояние, близкое к анабиозу, и практически не проявляют признаков интоксикации. Наобо­ рот, если температура превышает 25 °С, все жизненные процессы

ускоряются, усиливается обмен веществ, а соответственно, уси­ ливается и токсическое воздействие.

При температуре выше 30 °С, которая бывает в водоемах-охла­

дителях энергетических объектов, токсичность загрязняющих

веществ возрастает многократно, например меди и кадмия - на

три порядка. В значительной мере это связано с активностью фер­

ментов, поскольку большинство таксикантов выступает как фер­

ментные яды.

22.7. Реакция гидробиоты па токсическое действие

химических веществ в естественных условиях

После поступления в водные экасистемы токсические вещест­ ва в пер:Вую очередь взаимодействуют с планктонными организ­ мами. В организме ракообразных-фильтраторов они накаплива­ ются в особенно большом количестве. Поэтому фильтраторы вы­ ступают как первый буфер, принимающий основной токсический пресс на себя, уменьшая тем самым отрицательное влияние на ор­

ганизмы других трофических уровней. Вследствие этого они пер­

выми выпадают из состава планктона, что приводит к смене в нем

доминантных видов.

Снижение интенсивности потребления зоопланктоном планк­

тонных водорослей приводит к более интенсивному их развитию,

вплоть до возникновения (<цветения• воды. Организмы зоопланк­ тона вообще более чувствительны к действию многих токсикантов,

чем водоросли, поэтому первичная продукция в условиях невысо­

кого токсического загрязнения может даже возрастать вследствие

ослабления пресса зоопланктона на фитопланктон. Одновремен­

но с этим возрастают и показатели разложения (деструкции) фи­

топланктона, что ускоряет самозагрязнение водоемов.

Таксиканты в водных экасистемах распределяются между

компонентами планктона неравномерно и это приводит к корен­

ной перестройке структуры планктонных сообществ. Rак прави­

ло, такие перестройки осуществляются в три этапа. На первом

этапе существенно колеблются показатели численности и биомас­

сы планктонных популяций, что характеризуется как этап (<рас­ качивания• системы. На втором происходит смена доминантных

форм, которая заключается в том, что виды-доминанты и субдо­

минанты переходят на второй план или совсем исчезают, а доми-

419

Основыzидроэколоzии

нантами становятся виды, которые раньше были второстепенны­ ми. Такие изменения чаще всего имеют скачкообразный характер и обнаруживаются при достижении определенных критических значений концентрации токсиканта. Третий этап характеризует­ ся полным изменением структуры гидрабиоценозов при общей тенденции к падению численности и биомассы отдельных планк­

тонных видов.

Вслучае длительного воздействия таксикантов может пол­

ностью исчезать фитопланктон, вследствие чего прекращается фо­ тосинтез, нарушаются трофические цепи и экасистема отмирает.

Вдонных отложениях такие процессы выражены менее четко,

несмотря на то, что таксиканты к ним поступают в значительном

количестве при осаждении взвешенных частиц и отмершего

планктона. Донный ил интенсивно адсорбирует токсиканты, ко­

торые взаимодействуя с органическими и другими веществами часто теряют свою токсичность (например, комплексные соедине­ ния тяжелых металлов). В связи с этим прямое влияние токси­

кантов на бентонтон может значительно ослабевать. Нестойкие

органические таксиканты разрушаются микроорганизмами дон­

ных отложений, а частично трансформируютсямикро-и мезобен­ тосными организмами, которые питаются илом (нематоды, оли­ гохеты, личинки хирономид). Аккумуляция таксикантов из дон­ ных отложений осуществляется по трофическим цепям: ил - донные микроорганизмы - бентосные беспозвоночные - рыбы - бентофаги (лещ, сазан, линь, сом и другие). При продолжительном накоплении таксикантов ил становится токсичным, но обнару­ жить это можно лишь при биотестировании водных вытяжек ила.

Описанные проявления токемкогенных сукцессий характерны

для водоемов относительно небольтих размеров, отравленных таксикантами в небольтих концентрациях, не вызывающих сра­ зу массовую гибель гидробионтов. В реках происходит разбавле­

ние таксикантов и снос их в низовья или в водохранилища, где

они оседают в составе взвешенных частиц.

Катастрофические сбросы сточных вод, аварии на очистных сооружениях, залповые выбросы загрязняющих веществ и дру­

гие чрезвычайные ситуации, которые приводят к поступлению в

водоемы значительной массы таксикантов (среди которых много

особо ядовитых), сопровождаются массовой гибелью (замором)

рыб и беспозвоночных. Такие явления часто связаны с совмест­

ным воздействием таксикантов и кислородного дефицита.

420

Раадел V. Антропогенное влияние на водпые эк:осисте.мы

22.8. Биологическая индикация и мониторинг

токсических загрязнений водных экасистем

Изменения, происходящие под влиянием токсических ве­ ществ, отражаются на видовом многообразии и структуре гидра­ биоценозов. Лишь в критических ситуациях жизнь водоемов

приостанавливается полностью, и только на короткий период. Выживают и продветают виды, наиболее приспособленные к но­

вым условиям среды. Такая приспособленность возникает вслед­ ствие более или менее быстрых адаптаций, возможных прежде всего у видов с коротким жизненным циклом и быстрой сменой

поколений. В новых условиях протекают процессы естественного отбора, возникают мутантные расы. Наиболее легко адаптируют­ ся водоросли и бактерии, у которых отсутствует дифференциро­ ванный обмен веществ. Способность к адаптации в условиях ток­ сической среды тем ниже, чем выше уровень организации вида. Поэтому от токсических загрязнений наиболее страдают популя­ ции высших ракообразных и рыб, занимающих вершину трофи­

ческой п:ирамиды.

СредИ таксикантов преобладают ксенобиотики - вещества,

созданные человеком, которые никогда в природе не существова­

ли. За короткое время, прошедшее от начала применении таких

веществ, не успели сформироваться популяции, которые приспа­

сабились бы к жизни в отравленной ими среде. Среди гидробиан­ тов имеются лишь единичные виды с повышенной устойчивостью к токсическим веществам. Однако, специфичных индикаторных

видов, чувствительных к отдельным токсическим загрязнениям,

нет. По этой причине в водной токсикологии не создана система,

которая бы позволяла оценивать уровень токсического загрязне­

ния вод подобно оценке уровня сапробиости по видовому составу

флоры и фауны.

Перспектинным подходом к индикации токсических загрязне­

ний является биоценотический, учитывающий изменения струк­

туры планктонных сообществ гидробионтов. Так, при токсичес­

ких загрязнениях из состава зоопланктона могут выпадать попу­

ляции одних ракообразных (ветвистоусых), менее защищенных

от проникновения таксикантов из воды, в то время как популя­

ции других (веслоногих) продолжительное время не изменяются.

Это связано с наличием у них хитинового покрова и особенностя­

ми питания. Такие животные не усваивают таксиканты через

внешние покровы тела и не фильтруют воду в процессе питания, а получают их только через трофические цепи.

Поэтому биоценотические изменения состоят прежде всего в

исчезновении отдельных видов. Так, отсутствие ветвистоусых

указывает на наличие значительного токсического загрязнения,

421

Основы гидраэкологии

а общее снижение биомассы одновременно с изменением структу­

ры доминировании - на степень угнетенна планктона. Такие из­

менении достаточно нагладно отражаются на ценограммах.

Нараду с методами биоиндикации, которые позвол.яют устано­

вить наличие токсических загрязнений по измененнам видового

состава и структуры гидробиоценозов, большое значение в конт­

роле токсичности загрязненных вод приобретает комбинирован­

ный способ, базирующийса на аналитическом определении содер­

жании отдельных таксикантов в органах и ткан.ях видов-концент­

раторов [31].

Способность к накоплению токсических веществ характерна дл.я многих гидробионтов. В частности, она присуща макро- и

микроводоросл.ям, фораминиферам, губкам, кишечнополостным, ракообразным, моллюскам. Последние наиболее показательны,

так как накапливают т.яжелые металлы и микроэлементы в жид­

кости мантийной полости и в раковине (двухстворчатые моллюс­ ки). Исхода из этих свойств, дл.я контрола токсического загр.язне­ ни.я морских вод примен.яют метод, который базируется на систе­

матическом определении содержании т.яжелых металлов и

редкоземельных элементов в органах и ткан.ях мидий. Высшие водные растени.я (камыш, рогоз) накапливают органические ток­ сиканты, в частности пестициды, в корневищах. Токсические ве­ щества могут накапливаться и в организме рыб - в основном в ге­

патопанкреасе, селезенке, кост.ях, чешуе.

Организмы-концентраторы, которые используются в качестве

индикаторов токсического загр.язнени.я водных экосистем, полу­

чили название .мониторов, а их накопительная способность коли­

чественно характеризуется коэффициентом накоплении (КН) -

отношением аналитически определенного содержании таксикан­

тов в ткан.ях исследуемых гидробиантов к их содержанию в воде. Степень накоплении таксикантов в донных организмах опре­

дел.яетс.я по отношениям количества накопленных таксикантов к

их содержанию в донных отложениях (коэффициент донной био­ логической аккумуляции - КДБА). Дл.я оценки соотношении

концентраций таксикантов в донных отложениях и в воде исполь­

зуется коэффициент донной аккумуляции (КДА). Три указанных коэффициентаКН, КДА и КДБА- в достаточной степени харак­

теризуют уровень токсического загр.язнени.я водной экасистемы в

целом. Причем эти коэффициенты отражают не случайную (одно­

моментную) картину, а характеризуют длительную хроническую

токсификацию водного объекта.

Таким образом, дл.я оценки токсичности химических веществ дл.я гидробионтов, индикации токсических загрязнений и общего

уровн.я токсификации водных экасистем применяют три основ­

ных метода: биоиндикацию по шкале токсобности, биотестирова-

422

Раадел V. Антропоzенное влияние на водные экосистемы

ние и использование организмов-мониторов. Наиболее полная оценка токсичности водных экасистем может быть получена при

применении всех трех методов. Среди них наиболее доступным и

достаточно информативным методом контроля токсичности явля­

ется биотестирование.

22.9. Биологическая детоксикация и буфериость

водпых экасистем

Гидробианты имеют определенные защитные механизмы, про­ тиводействующие губительному влиянию отравляющих веществ.

Так, брюхоногие моллюски в токсической среде закрывают створ­

ки и выделяют большое количество слизи, защищающей их орга­

низм от доступа токсикантов. Дафнии и прочие ветвистоусые рач­

ки выделяют метаболиты, которые могут связывать тяжелые ме­

таллы в комплексные соединения.

Для активно подвижных беспозвоночных характерна реакция избегания: они стараются уйти из загрязненной токсическими ве­ ществами зоны. Большинство донных животных физиологически

защищены от отравления. У них тканевое дыхание при опреде­

ленных условиях переключается на гликолиз (переход с аэробно­ го на анаэробный тип дыхания). Моллюски к тому же способны к

детоксикации многих органических ядов.

В популяциях ветвистоусых рачков и коловраток в неблаго­

приятных условиях партеногенетическое размножение сменяет­

ся половым. В результате оплодотворения формируются стойкие к проникновению токсякантов яйца (эфиппиумы), которые функ­

ционально неактивны и поэтому не подвержены интоксикации.

Наличие в жизненном цикле анабиотических стадий (цисты, спо­

ры) - это один из путей сохранения популяций гидробиантов в

неблагаприятных условиях.

В водных экоенетемах происходят разнообразные процессы,

которые противодействуют токсификации и направлены на вос­

становление нарушенного экологического равновесия. В этом от­

ношении водные экасистемы следует рассматривать как равно­ весные динамические системы, в которых при загрязнении ток­ сикантами нарушается равновесие: одни виды заменяются другими, появляются новые доминанты, усиливается или угнета­

ется фотосинтез и бактериальная деструкция, колеблются вели­

чины численности и биомассы гидробионтов. Весь этот сложный

механизм биологических процессов направлен на то, чтобы сгла­ дить или ликвидировать последствия воздействия токсических веществ, нарушающих нормальное функционирование водных

экосистем.

423

Основыгидраэкологии

В ходе физико-химических и биологических процессов токси­

канты тем или иным путем удаляются из водной среды: разлага­

ются, седиментируют в донные отложения, связываются в неак­

тивные комплексные соединения (тяжелые металлы), трансфор­

мируются в другие нетоксические соединения или накапливаются

в различных звеньях трофического цикла. Весь комплекс этих процессов называется детоксикацией (самоочищением от такси­

кантов), а свойство водных экосистем сохранять и поддерживать свою стабильность в условиях токсификации называется буфер­

ностью.

Освобождение водных экосистем от токсических веществ свя­

зано с физико-химическими процессами, к которым относятся

разбавление, перенесение течением, механическое разрушение (перетирание) минеральными частицами, сорбция взвешенными

частицами, осаждение в донных отложениях с последующим их

заилением и т. д.

Биологическое самоочищение (биологическая детоксикация)

осуществляется на основе четырех биологических процессов: фильтрации (присущей главным образом ракообразным-фильт­ раторам в планктоне и моллюскам в бентосе); окисления (фото­ синтетическая аэрация, в ходе которой вода обогащается кисло­

родом и происходит окисление нестойких органических ве­

ществ); минерализации (разложение органических соединений бактериями, грибами, актиномицетами и другими микроорга­ низмами) и накопления (концентрирование таксикантов в орга­

нах и тканях гидробионтов). Вследствие этих процессов концент­ рация таксикантов в водных массах существенным образом

уменьшается, но может возрастать в донных отложениях и в орга­

низмах гидробионтов. Результатом такого перераспределения токсических веществ может быть хроническая токсификация

экосистемы, сопровождающаяся резким уменьшением продук­

тивности популяций или массовой гибелью живых организмов.

То есть это не настоящая детоксикация, а условная.

В реках водные массы, загрязненные токсикантами, переносят­

ся в низовья, где они оседают при уменьшении скорости течения

или выносятся в море. Следствием этого является загрязнение и

токсификация морских вод. Так, в Черном море вследствие посто­ янного притока остатков гербицидов со стоками полей рисоводчес­

ких хозяйств Северного Причерномарья резко сократились пло­ щади филлофорного поля 3ернова, а под влиянием загрязняющих

стоков Дуная, Днепра и Днестра периодически наблюдаются мас­ совые заморы бентосных организмов на значительных площадях.

Аналогичная ситуация складывается в водохранилищах, где

вследствие снижения скорости течения осаждаются взвешенные

частицы, приносимые притоками. Именно поэтому водохранили-

424

Ра3дел V. Антропоzенное влияние на водные эl!осистемы

ща часто играют роль отстойников, которые, с одной стороны, очи­ щают воду, а с другой - накапливают таксиканты в своей экосис­

теме. Последствия такого накопления обнаруживаются в экстре­

мальных ситуациях, например при взмучивании донных отложе­

ний во время штормов или вследствие срабатывания больших

масс воды через плотину водохранилищ (как это имело место в

днепровских водохранилищах в зимние периоды 1995-1998 гг.).

Происходит переход таксикантов из донных отложений в толщу

воды при одновременном повышении ее мутности. Наряду с этим

отмечается острый дефицит кислорода, что приводит в таких слу­ чаях к заморам рыб и беспозвоночных.

Однако даже после самых тяжелых экологических катастроф

водные эиосистемы способны восстанавливаться в течение опре­ деленного периода, продолжительность иоторого обусловлена ря­

дом фаиторов. Так, содержание тоисииантов рано или поздно сни­ жается, а остаточные их ионцентрации могут действовать иаи стимуляторы развития водорослей. Кроме того, всегда остается биофонд в донных отложениях в виде спор, цист и других жизне­

способных форм растений и животных. Неиоторые из них могут

заноситься в водоемы извне: с водой притоков, вследствие мигра­

ции насеиомых, водоплавающих птиц, а таиже при откладыва­

нии яиц иомарами, мошками и другими двуирылыми насеиомы­

ми, личиночные стадии развития иоторых проходят в водоемах,

то есть путем использования ресурсов наземной фауны. Свободные экологические ниши, образующиеся в водоемах и

водотоках после попадания в них токсииантов, довольно быстро

заполняются новыми поиолениями гидробионтов, иоторые начи­

нают интенсивно размножаться, каи только качество воды улуч­

шается.

22.10. Нормирование уровня токсического

загрязнения

Основные направления праитичесиой деятельности в области охраны вод от тоисических загрязнений - очистка сточных вод, разработиа стандартов и нормативов допустимого загрязнения и объемов их сбросов. В этом аспекте особое значение приобретает

обоснование так называемых предельно допустимых концентра­ ций тоисических веществ, разрабатываемое гигиенистами, эко­

тоисикологами и гидроэиологами.

Предельно допустимые концентрации (ПДК)- такие ионцент­

рации химических веществ, которые не наносят ущерба здоровью человека при использовании воды для питьевых и других целей

(санитарно-гигиенические ПДК), не препятствуют нормальной

425

Осповыzидроэколоzии

жизнедеятельности рыб и кормовых организмов (рыбохозяй­ ственные ПДК), не нарушают состояние водных экосистем (эко­

логические нормативы - ЭН, или экологические стандарты каче­

ства вод).

Значительные сложности в разработке нормативов ПДК созда­

ет многокомпонентноетЪ состава сточных вод и одновременное

поступление в водоемы различных по химической природе такси­ кантов. Кроме того, ПДК устанавливаются для отдельных конк­ ретных веществ, а не для их смесей.

В практике охраны вод ПДК для сложных смесей устанавлива­ ют на основании несложной формулы:

~+_.s_+_s_...~<l,

пдк1 пдК2 пдкз пдкп

где cl, с2, сз··· сп - концентрации отдельных веществ; пдкl' пдк2, пдкз··· пдкп - предельно допустимые концентрации

этих веществ.

Приведеиная формула не учитывает ни взаимодействия между веществами, ни возможности образования из них более или менее

токсических веществ, ни характера их объединенного действия на живые организмы, который может быть антагонистическим

или синергическим.

Разработка нормативов качества среды обитания человека на территории бывшего СССР относится к началу ХХ в., когда были

обоснованы методологические подходы к гигиеническим требова­ ниям допустимых пороговых концентраций химических веществ для водных объектов, атмосферного воздуха, почв и продуктов

питания.

Вих основу были положены три основополагающих принципа:

опороговом действии промытленных ядов, приоритет медико­ биологических показателей перед технологическими, опережаю­

щее обоснование и осуществление профилактических мероприя­

тий, связанных с производством и применением недостаточно

изученных и потенциально опасных химических веществ, что

сопряжено с риском для здоровья населения.

В связи с особенностями физико-химических свойств воды,

почвы, атмосферного воздуха, продуктов растительного и живот­

ного происхождения гигиенические нормативы устанавливаются

отдельно для различных объектов санитарной охраны. Остано­

вимся более подробно на нормировании химических веществ в

водной среде.

Оценка уровня загрязнения воды с гигиенических позиций

предназначена для хозяйственно-питьевого и культурно-бытово­ го назначения. Это связано с тем, что вода используется населени­ ем не только для приготовления пищи и питьевого употребления,

426

Раадел V. Антропогенное влияние на водные экасистемы

личной гигиены, но и для рекреационных и хозяйственно-быто­ вых целей. Поэтому в число нормируемых включаются химичес­ кие вещества негативно влияющие на организм (санитарно-ток­

сикологический показатель вредного воздействия), на Rачество

питьевой воды с учетом органолептичесRих свойств (привкус, за­ пах, внешний вид и др.), а также такие общесанитарные поiСаза­

тели, RaR численность сапрофитной миRрофлоры, ее состав и др.

При разработке ПДК для поверхностных и подземных вод - ICaR источниRов питьевого и хозяйственно-бытового назначения, изучаются не тольRо стабильные формы химических соединений,

но оценивается и влияние на живой организм продуктов их де­

струкции и трансформации.

В качестве токсикологических ПДК принимается маRсималь­ ная Rонцентрация вещества, при Rоторой не проявляется прямо­

го или опосредованного влияния на здоровье человека при его воз­

действии на организм в течение всей жизни и не ухудшаются ги­

гиеничесRие условия водопользования.

В соответствии с Законом Украины .. об обеспечении санитар­

ного и эпидемичесRого благополучия населения• (1994 г.) вода

открытых водоемов, которые используются для хозяйственно­ пить~вого водоснабжения, купания, спортивных занятий, орга­ низованного отдыха, в лечебных целях, а также вода водоемов в

пределах населенных пунктов должна соответствовать санитар­

ным нормам.

Предприятия, организации, Rоторые используют водоемы (в том числе моря) для сброса сточных, дренажных, поливных и других загрязненных вод, должны обеспечить в местах водополь­

зования качество воды, соответствующее требованиям санитар­

ных норм.

Нормативным документом, который регламентирует качество воды поверхностных вод, является ПДК техногеиных соединений,

которые устанавливаются для хозяйственно-питьевого и Rультур­

но-бытового, а таiСже рыбахозяйственного водопользования. Министерством здравоохранения УIСраины утверждены пра­

вила и нормы: .. вода питьевая. Гигиенические требования к Rаче­ ству воды централизованного хозяйственно-питьевого водоснаб­

жения• (1996).

Для объеiСтов хозяйственно-питьевого водопользования ПДК установлены для 420 потенциально вредных веществ, а для водо­ емов, используемых только в хозяйственных целях - 68.

В Российской Федерации, Республике Беларусь и других стра­ нах СНГ таiСже действуют ПДК для химических веществ, кото­

рые поступают в водные объекты. В таблице 16 приведены ПДК

для неRоторых химических веществ, действующие в странах

Днепровского бассейна.

427

Основыгидроэкологии

Таблица 16. Сопоставление различных ПДК для некоторых

веществ, припятых в странах Днепровского бассейна (мrjдм3)

428

При.мечание: ололиготрофные водоемы, мзмезотрофные водоемы,

эв - эвтрофные водоемы.

Рыб9хозяйственные ПД:К ориентированы на сохранение и под­

держание структурно-функциональной целостности экосистемы

водоемов рыбохозяйственного назначения. Основным критерием

при их разработке является достижение качества воды, пригодно­

го для нормальной жизнедеятельности рыб и других водных жи­ вотных, а также получение рыбной продукции, отвечающей гиги­ еническим требованиям.

Существуют общие требования к составу и свойствам воды и предельно допустимые концентрации (ПД:К) потенциально вред­ ных веществ для водоемов рыбохозяйственного назначения (всего

около 450 нормативных показателей).

К общим показателям относится содержание взвешенных ве­

ществ, плавающих на поверхности водоемов нефтяных пленок,

масел, жиров и других примесей.

Согласно рыбохозяйственным ПД:К вода не должна иметь по­

стороннего запаха, привкуса и несвойственную окраску, которые

могут передаваться рыбной продукции. Регламентируются и дру­

гие экологические показатели: температура, реакция среды (рН),

биохимическое потребление кислорода (БП:К) и др., существенно

влияющие на физиолого-биохимические процессы в организме

рыб и других гидробионтов.

Особое требование предъявляется к токсикологической оценке химических веществ, поступающих в воду рыбохозяйственных объектов. Они не должны содержаться в воде в концентрациях,

оказывающих прямое или косвенное вредное воздействие на рыб и кормовых гидробионтов.

429

Основыгидраэкологии

В связи с тем, что химические вещества могут накапливаться в

органах и тканях рыб, а после их пищевого использования пере­

ходить в организм человека, рыбахозяйственные ПДК для тяже­

лых металлов и некоторых других химических соединений более

жесткие по сравнению с санитарно-гигиеническими.

Согласно таксико-гигиеническим требованиям ПДК для цин­

ка и меди составляет 1 мгjдм3 , а для воды водоемов рыбахозяй­ ственного назначения- 0,01 мгjдм3 •

Для нефтепродуктов рыбахозяйственные ПДК не превышают

0,05 мгjдм3 , а санитарно-гигиенические колеблются от 0,1 до 0,3 мгjдм3• Аналогичные примеры можно привести и для других

химических загрязнителей водной среды.

При всей важности установления предельно допустимых кон­

центраций для потенциально опасных химических соединений, поступающих в водоемы рыбахозяйственного назначения, нельзя не отметить и их недостатки. Так, рыбахозяйственные ПДК раз­ работаны только для воды и отсутствуют применительно к дон­

ным отложениям. В то же время, донные отложения являются ак­

кумуляторами многих токсических соединений, которые могут накапливаться в бентосных беспозвоночных, а при их поедании и в организме рыб-бентофагов.

Кроме того, рыбахозяйственные ПДК разработаны для вод­ ных объектов без учета природно-климатической зональности их расположения, а соответственно и особенностей химического

состава вод.

В условиях все возрастающей антропогенной нагрузки на вод­ ные объекты, соблюдение требований ПДК в водоемах рыбахо­ зяйственного назначения во многих случаях остается проблема­

тичным.

Лишь поддержание на национальном и региональном уровнях

экологического благополучия водных экасистем может обеспечить

необходимое качество воды для нормальной жизнедеятельности

рыб и других гидробионтов. Такая задача сегодня вытекает из Ди­ рективы Парламента и Совета ЕС 2000j60jEC от 30 июля 2000 г. «Упорядочение деятельности ЕС в области водной политики•.

В соответствии с этим документом во многих Европейских странах проводятся работы по обоснованию экологического нор­

мирования качества воды водных объектов разного типа. Опубли­ кована «Методика установления и использования экологических

нормативов качества поверхностных вод суши и эстуариев Укра­ ины• [71]. В ней дана характеристика экологических нормати­

вов - как количественных значений репрезентативных показате­ лей качества воды, которые отображают природный экологичес­

кий фон водных объектов и цели водоохранной деятельности по

улучшению их экологического состояния или сохранению эколо-

430

Раадел. V. Антропагенное влияние на водные эн:осисте.мы

гического благополучия. Экологические нормативы фактически

являются целевыми значениями наиболее важных и экологичес­ ки обоснованных показателей, к которым необходимо стремиться

nри их поэтапном достижении.

Глава 23. Радионуклидное загрязнение водных

экосистем и его влияние на гидробионтов

,'l3.1. Естественнаярадиоактивность водных

объектов

На протяжении эволюции биосферы на жизненные процессы nостоянно действуют ионизирующие излучения. Гидробианты также испытают их воздействие. Основную часть облучения они

nолучают от естественных источников радиации, к которым отно­

сятся космическое излучение и естественные радиоактивные изо­

'rоnы, или радионуклиды, содержащиеся в земной коре, атмосфе­ ре, гидр"осфере и биоте.

В Международной системе единиц (СИ) единицей радиоак'I'ИВ­

ности является Беккерель (Бк): 1Бк = 1 расnад/с. Для измерения радиоактивности иногда используют внесистемную единицу Кю­ ри (Ки).

Количество энергии, поглощенной единицей массы облученно­

го вещества, принято называть поглощенной дозой. Единицей поглощенной дозы в СИ является Грей (Гр): 1Гр = 1 Дж/кг.

Время, на протяжении которого радиоактивность элемента

уменьшается вдвое, называется периодом полураспада Т112• Пери­ од Т112 может длиться от микросекунды до многих мил.l!иардов лет.

Вследствие естественных процессов выщелачивания, выветри­

вания и эрозии горных пород, а также деятельности человека, в

биосфере nроисходит беспрерывная миграция естественных радио­

нуклидов. Добыча и переработка десятков миллиардов тонн раз­ ных горных пород приводит к выбросу в биосферу практически

всех известных естественных радионуклидов. Наиболее высокий уровень радиоактивности в компонентах биосферы отмечается в районах расположения урановых предприятий и месторождений

радиоактивных руд - так называемых урановых и ториевых про­

винций. Важным источником постуnления в биосферу естествен­

ных радионуклидов является естественное органическое топливо, используемое трансnортом, энергетическими установками и теп­

ловыми электростанциями. Применение в сельском хозяйстве ми­ неральных удобрений сопровождается накоплением естественных

Радионуклидов в пахотных грунтах, растениях и водоемах.

431

Основыгидраэкологии

Природный радиационный фон создается естественными ра­

дионуклидами, которые делятся на две группы. Первая группа -

радионуклиды, непрерывно образующиеся при взаимодействии

космического излучения с ядрами атомов атмосферы и земной ко­

ры. Втораярадионуклиды и продукты их распада, содержащи­

еся в земной коре и гидросфере. Среди последних основной вклад

в дозовую нагрузку вносят радионуклиды калия е0К), рубидия

( 87Rb), урана (235U, 238U) и тория (232Th).

В атмосферном воздухе небольтое количество радионуклидов находится в виде аэрозолей и газов. Это радон (222 Rn), источником которого является радий (226Ra), содержащийся в грунте и горных

породах. В приповерхностном слое атмосферы средняя удельная

активность радона (222Rn) составляет 2,6 Бкjм3• С увеличением

высоты его активность снижается.

Высоким содержанием радона отличается вода артезианских

колодцев, удельная радиоактивность которой может достигать

105 Бкjдм3 • По оценкам Научного комитета по изучению действия

атомной радиации ООН среди населения Земли незначительное

количество (менее 1 %) жителей потребляют воду с удельной ра­

диоактивностью выше 103 Бк/дм3 и значительно большее (до 10%)

пьют воду с концентрацией радона, превышающей 102 Бкjдм3•

В значительной степени радон испаряется при кипячении воды.

Итак, в организм человека радон поступает преимущественно с некипяченой водой, но и в этом случае быстро выводится из ор­

ганизма.

Вследствие высокой миграционной способности радия и радо­

на вокруг урановых месторождений образуются ареалы повышен­

ной радиоактивности, так называемые радиоактивные аномалии,

вкоторых содержание радионуклидов по сравнению с другими

территориями в сотни и тысячи раз больше. В микроколичествах радий содержится в естественных водах повсеместно.

Радиоактивные воды, отличающиеся высоким содержанием

естественных радиоактивных элементов радия и радона (радие­

вые, радоновые и т. п.), нашли широкое применение в лечебной

практике.

В формирование естественного радиационного фона значи­

тельный вклад вносят тритий 3Н и изотоп углерода 14С, которые

образуются в атмосфере Земли вследствие взаимодействия косми­

ческих частиц высоких энергий со стабильными элементами, а

также в ядерных реакторах, при испытании ядерного и термоядер­

ного оружия.

Естественная радиоактивность речных, озерных и других вод в

основном определяется 40К. Концентрация радионуклидов в реч­

ной воде зависит от климатических условий, гидрохимического

состава воды, типа горных пород, через которые протекают реки.

432

Основы гидраэкологии

Например, воды рек на севере России содержат уран в количества

(0,02-0,2)·10-6 гjдм3 (4,93·10-4 Бк/дм3), рек Средней Азии - до

50·10-6 гjдм3 (1,23 Бкjдм3). Наиболее высокой является радиоак­

тивность вод урановых и ториевых месторождений, а также мине­

ральных источников. Содержание естественных радионуклидов в

таких водах достигает: урана- 120·10-6 гjдм3 (2,96 Бкjдм3), то­

рия- 50·10-6 гjдм3 (0,40 Бк/дм3), радия- 25,9·103 Бк/дм3 , радо­ на- 9,62 Бк/дм3• .Концентрация естественных радионуклидов в

природных водах изменяется в довольно широких пределах. Если

в речных и озерных водах 3Н обнаруживается в количестве

3, 7·10-2-0,37 Бк/дм3, то в морской воде -1,85·10-2-5,55·10-2 Бк/дм3•

Содержание 40.К тесно связано с соленостью воды. В морской воде содержание 40.К превышает 12 Бкjдм3 (табл.17).

Высокие концентрации естественных радионуклидов харак­ терны также для грунтовых вод. Воды горных рек обогащаются

минеральными веществами и радионуклидами.

Таким образом, естественная радиоактивность вод находится в

прямой зависимости от минерализации и радиоактивности пород,

которые они омывают.

В воде морей и океанов уже накопилось около (4-5)·109 т или (9,87-12,33)·1019 Бк урана и ежегодно поступает с водами до 2, 7·104 т (6,66·1014 Бк). .Концентрация естественных радионукли­

дов урана, тория, радия, свинца и полония в морской биоте во много раз больше, чем в воде. Для некоторых гидробиантов коэф­ фициенты накопления (.КН) естественных радионуклидов превы­

шают 1000.

23.2. Радиационное облучение гидробиантов

естественными источнUlсами ионизирующей

радиации

На протяжении всей жизни гидробианты подвергаются внеш­

нему и внутреннему естественному облучению. Доза внешнего об­

лучения организма от естественных источников ионизирующей

радиации определяется интенсивностью космического излуче­

ния, а также излучением естественных радионуклидов, содержа­

щихся в воде, грунте и других организмах. Поэтому мощность до­

зы внешнего облучения в значительной степени зависит от осо­ бенностей биотопа, в котором обитает гидробионт. Так, доза облучения нейстона, который держится у поверхности воды, фор­

мируется преимущественно за счет космического излучения.

Представители бентоса облучаются радионуклидами, растворен­

ными в воде и содержащимиен в донных отложениях. Из данных, приведеиных в таблице 18, видно, что у дна рыбы получают более значительную дозу внешнего облучения, чем в толще воды.

434

Раадел V. Аптропогеппое влияние па водные экасистемы

Таблица 18. Мощность дозы внешнего облучения рыб от есте­

ственных источников радиации, Гр/сутки [115]

дозы

Неравномерность внутреннего облучения организмов обуслов­ лена особенностями накопления радионуклидов в разных тканях и органах. Доза внутреннего облучения рыб в основном определя­ ется энергией распада калия-40 и полония-210, содержащихся в тканях. Особенно высоким уровнем накопления калия-40 харак­

теризуются мышцы и кости (табл.19). Внутренние органы и тка­

ни рыб подвергаются внутреннему облучению с мощностью дозы

(1-1,2)·10-6 Грjсутки. Мощность дозы от внешних и инкорпориро­

ванных источников природного облучения рыб на всех стадиях онтогенеза составляет (1-6)·10-6 Грjсутки.

Таблица 19. Мощность дозы внутреннего облучения тканей рыб от инкорпорированных природных радионуклидов, Гр/сут­

ки [115]

435

Основыгидраэкологии

23.3. Загрязнение водных об-оектов искусственными радионуклидами

Начиная с 40-х гг. ХХ в., вследствие испытания и применения

в военных целях ядерного оружия, развития атомной энергетики,

широкого использования источников ионизирующего излучения

в медицине, технике и других сферах деятельности человека на­

чало возрастать загрязнение окружающей среды, в том числе гид­

росферы, искусственными радионуклидами.

По состоянию на конец 2000 г. в Украине эксплуатировалось

пять атомных электростанций. Атомные электростанции исполь­ зуют в качестве источников водоснабжения: ЗапорожскаяКахов­ ское водохранилище, Ровенекая - р. Стырь (приток Припяти),

Хмельницкая- р. Горынь (приток Припяти), Чернобыльекая (ос­ тановлена в 2000 г.)- р. Припять, Южноукраинская- р. Юж­ ный Буг. В бассейне р. Десны на территории России работают Курская и Смоленская АЭС. Курская размещена на притоке Дес­ ны - р. Сейм. Водообеспечение Смоленской АЭС осуществляется из водохранилища, построенного путем перекрытия верхней час­ ти русла р. Десны дамбой. Развита атомная энергетика и в стра­ нах бассейна р. Дунай: в Болгарии, Венгрии, ФРГ. Это заостряет

радиоэкологические проблемы нижнего участка этой реки в пре­ делах Украины.

Атомная энергетика для современного общества является чрезвычайно важным источником энергии. Так, в 1999 г. на 14

энергоблоках пяти АЭС в Украине было выработано 72,065 млрд квт/ч электроэнергии, или 42,1% от общего количества вырабо­

танной электроэнергии. Однако атомная энергетика порождает сложные экологические проблемы, в частности радионуклидное

загрязнение природной среды. При нормальных условиях

эксплуатации на атомных электростанциях осуществляются ме­

роприятия, обеспечивающие довольно эффективное удерживание радионуклидов в технологических системах. Поступление радио­

нуклидов в естественную среду сводится к уровню, допустимому

достаточно жесткими действующими нормативами. Несмотря на то, что радиоактивные выбросы и сбросы АЭС сравнительно мало

изменяют естественный радиационный фон, проблема накопле­

ния искусственных радионуклидов в биосфере очень важна. В

составе выбросов и сбросов АЭС содержатся продукты распада

ядерного топлива. К их числу относятся инертные радиоактив­

ные газы (изотопы :криптона, ксенона и др.), 3Н, 14С, 90Sr, 13Ч,

134Cs, 137Cs и др. В составе загрязнений значительный удельный

вес составляют продукты коррозии материалов активной зоны ре­

акторов: 51 Cr, 54Mn, 55Fe, 65 Zn и др.

436

Раздел V. Антропагенное влияние на водные экасистемы

При эксплуатации АЭС, оснащенных реакторами РБМIС*, осо­

бую экологическую опасность представляют изотопы 90Sr и 137Cs.

в АЭС с реакторами ВВЭР** основным загрязнителем является тритий 3Н. Поэтому содержание 3Н в водоемах, испытывающих

влияние АЭС с реакторами ВВЭР, является одним из важнейших

показателей радиоэкологической ситуации. В таких водоемах

активность 3Н в воде колеблется от нескольких до 103 Бк/дм3 и

более.

Особую опасность для биосферы представляют трансурановые

элементы, образующиеся из ядерного топлива, в частности радио­ нуклиды нептуния, плутония и америция. Трансурановые эле­ менты отличаются высокой токсичностью и продолжительным периодом полураспададо тысяч и десятков тысяч лет. Поступ­

ление трансурановых элементов представляет опасность длитель­

ного действия. При этом облучение действует не только на протя­

жении жизни одного поколения, но растягивается на десятки ты­

сяч лет и становится фактором влияния на многочисленные

последующие поколения. Многократно уступая по абсолютной

массе всем до этого известным ксенобиотикам, по силе воздей­ ствия на биосистемы искусственные радионуклиды вошли в чис­ ло наиболее опасных веществ. Особую биологическую опасность

представляют искусственные радионуклиды - аналоги химичес­

ких элементов, незаменимых в метаболизме организмов, напри­

мер 90Sr и 140Ва (аналоги Са), 137Cs (аналог К). Итак, естественные

и искусственные радионуклиды в определенной концентрации

имеются во всех компонентах водных экосистем. Все раститель­

ные и животные организмы, населяющие водоемы, накапливают

естественные и искусственные радионуклиды.

23.4. Загрязнение водных объектов в Чернобыльской

радионуклидной аномалии

В разных странах мира с самого начала исnользования ядер­ ных технологий nроисходили ядерные аварии, nриводящие к за­

грязнению радионуклидами nриродной среды. Одна из таких ава­ рий nроизошла в 1957 г. на nроизводственном объединении •Ма­ ЯК» вблизи nоселка Киштым на Урале вследствие взрыва

емкости, содержащей 7,4·1018 Бк радиоактивных отходов. Из них 7,4·1016 Бк nопало в атмосферу, после чего сформировался северо­

уральский радиоактивный след, на его территорию выnало

(0,1-0,5) ·1015 Бк 90Sr.

*РБМК - реактор большой мощности канальный.

**ВВЭР- водо-водянойэнергетический реактор.

437

Основыzидроэколоzии

:Крупная экологическая катастрофа произошла в 1967 г. на

оз. Карачай на Урале, используемом как открытое хранилище ра­

диоактивных отходов. Этот год отличался чрезвычайно засушли­

вым летом, вследствие чего озеро сильно обмелело. Мелкий песок

и ил, загрязненные радионуклидами, поднимались ветром с его

берегов и переносилисЪ на значительные расстояния, формируя пятнистые загрязнения территории. Ветровой перенес радионук­

лидов с берегов оз. Карачай достиг 72·1012 Бк.

:Киштымская авария и ветровой перенос с оз. Карачай привели

к поступлению в естественную среду около 1·1012 Бк 239 Pu. Сопро­

вождались выбросами радионуклидов во внешнюю среду аварии в

Англии, США и других странах мира. Но наибольшая за всю ис­

торию человечества ядерная авария nроизошла 26 аnреля 1986 г.

на Чернобыльекой АЭС. В результате аварии разрушилась актив­

ная зона реактора РБМК-1000 и в окружающую среду было выб­

рошено 1,95·1018 Бк радиоактивных веществ, в том числе таких

экологически оnасных долгоживущих радионуклидов, как 90Sr, 137Cs, 238Pu, 239Pu, 240 Pu, 241 Pu, 241Am и др. Земли украинского и бе­

лорусского Полесья, богатые лесами и плодородными угодьями, превратились в техногеиную радионуклидную аномалию. 30-ки­ лометровая зона вокруг Чернобыльекой АЭС была объявлена тер­

риторией с обязательным отселением населения. Нижний учас­

ток р. Припяти и верхняя часть :Киевского водохранилища были включены в зону отчуждения. Днепр, его притоки и водохранили­

ща стали основными путями переноса радионуклидов из загряз­

ненных территорий в Черное море.

Уже в первые дни и недели после аварии интенсивному радио­ нуклидному загрязнению подверглись водные объекты Украины и Беларуси. Радионуклиды поступали в составе прямых сбросов

загрязненных радионуклидами водных масс, с атмосферными

осадками и вследствие смыва с площадей водосбора [52]. В пер­ вый день катастрофы, то есть 26 апреля 1986 г., радиоактивный след распространялся в северном направлении, а уже 27 и 28 ап­ реля направление ветра изменилось, и радиоактивное облаiсо на­ чало расширяться над Восточной и Юга-Восточной Европой, в

том числе над значительными территориями водосборной площа­ ди Дуная. С 1 мая воздушные потоки перемещались в южном нап­

равлении, а радиоактивное облако, пройдя над Киевом, распрост­ ранилось вдоль среднего и нижнего участков Днепра и дальше

пошло к Черному морю и Турции (рис.127).

Особенно интенсивным было загрязнение наземных и водных экасистем 30-километровой зоны ЧАЭС, куда вошли также ниж­ нее течение Припяти и верхняя часть :Киевского водохранилища. Авария на ЧАЭС привела к резкому ухудшению радиоэкологи­ ческой ситуации в бассейне Днепра. Характер радиоактивных

438

Раадел V. Антропогенное влияние на водные экасистемы

Рис. 127. Распространение радиоактивного следа с воздушными потока­

ми в первые дни после аварии на ЧАЭС [127].

выбросов из разрушенного реактора определял как общую радио­

активность, так и радионуклидный состав воды на разных этапах

после чернобыльекого взрыва. Уровень общей радиоактивности воды сначала определился в основном содержанием йода-131. В

течение первого месяца после аварии его вклад в общую радиоак­

тивность составлял 80-90 % , в июне - 30 %. Начиная со второй

половины июня, вследствие распада 131J, уровень общей радиоак­

тивности определился такими радионуклидами, как стронций-89,

барий-140, рутений-103, церий-141, -144, цирконий-95 и в мень­ rпей степени- цезием-134 и -137.

Постепенно короткоживущие радионуклиды перестали играть

доминирующую роль в общей радиоактивности воды, и уже со

второй половины июня 1986 г. наибольшую опасность представ-

439

Основыгидроэ~ологии

ляли такие долгоживущие радионуклиды, RaR стронций-90, це­

зий-137, плутоний-238, -239,-240, америций-241. Плутоний, RОТо­

рый находился в крупнодисперсной труднорастворимой фракции топливной матрицы, выпал в основном в 30-Rилометровой зоне.

В реки, озера и водохранилища Днепра в послеаварийный пе­

риод радионуклиды поступали вследствие таяния снегов и выпа­

дения осадков, смывающих их с водосборных площадей верхнего

Днепра, рек Припяти, Брагинки, Десны и других притоков. По­

ступая в водоемы, радионуRлиды распределялись между абиоти­

ческими (вода, донные отложения, взвешенные частицы) и био­

тическими Rомпонентами, к которым относятся гидробианты разных трофических уровней. В послеаварийный период быстрее всего освободились от радионуRлидного загрязнения притоRи

Днепра с достаточно высокой скоростью течения. В непроточных

озерах радионуклиды более интенсивно наRапливались в донных

отложениях, а их Rруговорот происходил только в пределах внут­

риводоемных процессов: водадонные отложениябиота [87].

В днепровсRих водохранилищах происходят более сложные

процессы, связанные как с внутриводоемной миграцией радио­ нуклидов (между донными отложениями, водой и гидробионта­ ми), так и с выносом течением воды. Особенно интенсивно эти процессы протекают во время больших весенних паводков, когда

взмучиваются донные отложения, а с ними поднимаются в воду и

радионуклиды. Водохранилища днепровского Rаскада являются

своеобразными буферными наRопителями радионуклидов [58]. Особенно интенсивному радионуклидному загрязнению под­

вергся водоем-охладитель ЧернобыльсRой АЭС.

Вусловиях безаварийной работы ЧернобыльсRая АЭС сущест­ венным образом не влияла на содержание радионуRлидов в водо­ еме-охладителе, р. Припяти и КиевсRом водохранилище.

Впервые дни и недели после аварии радионуRлидное загрязне­

ние водоема-охладителя в основном формировали изотопы 13Ч,

95Zr, 144Се. Суммарная активность радионуклидов в воде достига­

ла 3, 7·105 Бк/дм3 • С преRращением выброса радионуклидов из

разрушенного реактора, переходом значительного их Rоличества

в донные отложения и вследствие распада RоротRоживущих ра­

дионуRлидов радиоаRтивность воды заметно снизилась. В июле­ августе 1986 Г. ОСНОВНОЙ ВRЛад В радиоаRТИВНОСТЬ ВОДЫ ВНОСИЛИ

184Cs (220 БR/дм3) и 137Cs (500 БR/дм3). В воде также регистрирава­

лись 95Zr, 103Ru, 141Се, 144Се (суммарное Rоличество- 20-140 БR/дм3).

Содержание 90Sr находилось на уровне 0,9 БR/дм3 • С течением

времени начала проявляться тенденция к снижению радионук­

лидного загрязнения воды. Снижение происходило вследствие

распада RоротRоживущих радионуRлидов, а также поглощения

долгоживущих радионуRлидов донными отложениями. Однако в

440

Раадел V. Антропогенное влияние на водные эк:осисте.мы

отдельные периоды в результате смыва радионуклидов с близле­ жащих территорий, процессов взмучивания и десорбции из дон­ ных отложений содержание радионуклидов в воде повышалось.

В 1987-1988 гг. вследствие распада радионуклидов (преиму­

щественно 144Се, 106Ru, 134Cs) и процесса заиления суммарная ра­

диоактивность донных отложений постепенно снижалась.

С течением времени в составе долгоживущих радионуклидов

чернобыльекого выброса особое значение приобретает 241Am, со­

держание которого в окружающей естественной среде не умень­

шается, а наоборот, возрастает. Последнее объясняется тем, что

до 98% реакторного плутония приходится на 241 Pu, бета-распад

которого сопровождается образованием более радиотоксического

альфа-излучающего 241Am. В связи с этим при разработке прогно­

зов радиоэкологических процессов в наземных и водных экасис­

темах должны учитываться радиоактивный распад и снижение во

времени активности 90Sr, 106Ru, 134Cs, 137Cs, 144Се, 242Cm, 244Cm,

238Pu, 239Pu, 240Pu, с одной стороны, и возрастание активности

241 Am- ~другой.

В послеаварийные годы главным путем выноса радионуклидов из зоны отчуждения ЧАЭС в отдаленные районы стал их перенос с поверхностными водами. Радионуклиды, которые выносилисЪ и продолжают выноситься с больших водосборных территорий При­ пяти и бассейна верхнего Днепра, поступают в каскад днепровских водохранилищ. В 90-е гг. вклад территорий зоны отчуждения в

формирование годового поверхностного стока радионуклидов и

загрязнение Киевского водохранилища составлял около 15 % для

137Cs и около 50% -для 90Sr. Количество радионуклидов, посту­

пающих с загрязненных территорий, изменяется и зависит от

водности года, формирования дождевых паводков и особенностей

снеготаяния на площадях водосбора.

23.5. Фор.мы радионуклидов в естественных водах

Направленность и интенсивность распределения и миграции

естественных и искусственных радионуклидов в водоемах опреде­

ляются, с одной стороны, их физико-химическим состоянием, а с другой- физико-химическими свойствами воды, донных отложе­

ний и содержащихся в них веществ. В природных водах концент­

рация радионуклидов достаточно низкая, они находятся в разных

состояниях: ионно-дисперсном, молекулярном, настоящем кол­

лоидном и псевдоколлоидном (адсорбция на коллоидных приме­

сях). Такие радионуклиды, как 40К, находятся в виде положи­ тельно заряженных ионов, радий (226 Ra) - в ионном состоянии и в виде псевдоколлоидов, торий (232Th), уран (238U), свинец (210РЬ) и

441

Основыгидроэколоzии

полоний (210Ро)- в ионной и молекулярной формах, а также обра­

зуют различные продукты гидролиза в виде настоящих коллои­

дов и псевдоколлоидов. В морской воде уран равномерно распре­ деляется в ионно-дисперсном состоянии. В грунтах и в организме

гидробиантов встречаются микроскопические скопления урана. В естественных водах в растворенном состоянии всегда присут­ ствуют самые разнообразные органические вещества биогенной и абиогенной природы, с которыми радионуклиды образуют раст­

воримые комплексы. По степени подвижности в экоепетемах сое­

динения радионуклидов разделяют на водорастворимые, обмен­

ные, кислоторастворимые и фиксированные. Наиболее подвиж­

ны в процессах распределения и миграции водорастворимые и

обменные, менее подвижны - кислоторастворимые формы радио­ нуклидов. К группе фиксированных форм относят те соединения

радионуклидов, которые остаются в перастворимом состоянии

после обработки шестинормальным раствором соляной кислоты.

Разные физико-химические формы радионуклидов в водных эко­

епетемах постоянно находятся в состоянии подвижного равнове­

сия, вследствие чего ионы из малоподвижного состояния способ­ ны переходить в подвижное и наоборот. Малорастворимые гуми­

новые кислоты, гуматы и гидроксиды увеличивают прочность

связи радионуклидов со взвешенными формами и донными отло­ жениями. Наличие фульвокислот, низкомолекулярных кислот и

метаболитов гидробиантов повышает подвижность радионукли­ дов и образование растворимых комплексных соединений. В кис­

лой среде значительно ускоряется миграция 210РЬ, а в нейтраль­

ных и слабощелочных естественных водах он перемещается, главным образом, со взвешенными и коллоидными частицами.

Одним из показателей, отличающих Чернобыльскую катаст­ рофу от других аварий и ядерных взрывов, был выброс из реакто­ ра высокорадиоактивных измельченных .,горячих• частиц. Ос­

новная масса чернобыльских радионуклидов относится к одной

из двух форм: к мелкодисперсным продуктам деления облученно­

го топлива или к продуктам конденсации летучих радионукли­

дов. Загрязнение 30-километровой зоны вокруг АЭС формирова­ лось преимущественно высокорадиоактивными частицами облу­

ченного топлива, так называемыми горячими частицами, в то

время как в северо-восточном и северо-западном направлениях

загрязнения в значительной степени представлены продуктами

конденсации.

Плутоний, выпавший в ближней !О-километровой зоне Черно­ быльекой АЭС, находится в крупнодисперсной труднораствори­

мой фракции частиц ядерного топлива, а в дальней зоне - в основ­ ном входит в состав мелкодисперсных фракций, отличающихся повышенной растворимостью.

442

Раадел V. Антропогеюие влияние на водные эн:осисте.мы

На трансформацию физико-химических форм радионуклидов и

их миграцию в водных экоенетемах значительное влияние оказы­

вают гидробионты. Так, роющие формы беспозвоночных, загла­

тывая ил и вырабатывая фекалии на разделе фаз донные отложе­

ния - водная толща, изменяют пространствеиную микрострукту­

ру, химический и гранулометрический состав донных отложений, способствуют более интенсивному и глубокому проникновению радионуклидов в донные отложения. Биотический транспорт от­ ложений с глубины 5-15 см на поверхность грунта, как и взмучи­ вание, переводит частицы донных отложений во взвешенное сос­ тояние, способствующее выносу задепонированных в илах радио­

нуклидов и переводу их в растворимое состояние в водной толще.

Пропуская частицы детрита через кишечник, беспозвоночные и рыбы переводят труднорастворимые и задепонированные соедине­

ния радионуклидов в растворимые и легкодоступные формы и по­

вышают их содержание в воде.

Итак, физико-химическое состояние радионуклидов опреде­

ляет их :миграционные свойства и биологическую доступность.

Радионуклиды, находящиеся в растворенном состоянии, легко

проникают в клетки и ткани как растительных, так и животных

водных организмов. Связанные формы радионуклидов, как, на­ пример, в «горячих» частицах, для растений являются источни­ ком только внешнего облучения. Попав в организм беспозвоноч­ ных или рыб, «Горячие• частицы приводят к мощному внутренне­

му облучению. В пищеварительной системе животных происходит

деструкция .горячих• частиц, радионуклиды переходят в раство­

римое состояние и включаются в клетки и ткани организмов.

23.6. Распределепие и .миграция радиопуклидов

вводпых экасистемах

Вводоемы радионуклиды поступают разными путями: воздуш­ ным, водным и биологическим. Попав в водоемы, радионуклиды

сразу же включаются в процессы распределения и миграции по

абиотическим (вода, донные отложения, взвеси) и биотическим

(гидробионты разных трофических уровней) компонентам. Под

миграцией радионуклидов понимают их перемещение под влияни­ ем гидрологических, физико-химических и биологических про­ цессов. Распределение радионуклидов по компонентам водных

экасистем является следствием этой миграции.

Донные отложения

443

Основы гидраэкологии

В условиях естественных водных экосистем радионуклиды

постоянно находятся в состоянии динамического физико-хими­

ческого равновесия. Пути, формы и границы миграции радионук­

лидов в системе определяются физико-химическими свойствами радионуклидов и их соединений, общей массой, проточностью и свойствами воды, донных отложений и гидробионтов, а также за­

висят от климатических условий и времени года. Количественная

и пространствеиная миграция радионуклидов определяется, в ос­

новном, их способностью растворяться в воде, образовывать кол­

лоиды и псевдоколлоиды, адсорбироваться на частицах терриген­

ной и биогенной природы. Наибольшая миграция и рассеивание в

естественных водах наблюдается для 238 U и 40R, в меньшей степе­

ни - 226Ra и еще меньше - 232Th, 210РЬ и 210Ро. Миграция 210Ро в ес­

тественных водах ограничена исключительно высокой способ­ ностью его соединений к адсорбции на взвешенных частицах. По­

этому основное загрязнение водоемов 2 10Ро происходит вследствие

перемещения ила и твердых частиц. Радий в воде находится в

ионной форме и в виде псевдоколлоидов. Соли радия - нитрат и

хлоридхорошо растворимы в воде. с ионами so;- и со~- радий

образует в воде нерастворимые соединения, а такие же соедине­

ния тория и урана, наоборот, хорошо растворимы. Уран и торий образуют труднорастворимые гидроокиси, а радий в воде не гид­

ролизуется.

Реки являются основным путем транспортирования радионук­ лидов. С увеличением водности реки возрастает и вынос радио­ нуклидов. Такая зависимость показана на примере выноса При­

пятью 90Sr в 1999 г., когда водность реки была особенно высокой

(рис. 128).

Месяцы года

Рис. 128. Динамика расхода воды и суточного выноса 90Sr в 1999 г. При­

пятью возле г. Чернобыля (54]: 1- расход воды; 2- вынос 90Sr.

444

Раздел V. Антропогенное влияние на водные экасистемы

В распределении и накоплении радионуклидов значительную

роль играют донные отложения. Их накопительная способность

зависит от физико-химических свойств отложений, степени заи­ ленности, окислительно-восстановительных условий, рН и засе­

ления бентосными организмами. Особенно высокой способностью

накапливать радионуклиды отличаются глина и ил.

Донные отложения являются основным депо для радионукли­

дов цезия и малорастворимых форм других радионуклидов. На

участках впадения рек в водохранилище, с увеличением глуби­

ны, происходит интенсивное осаждение взвешенных частиц, с ко­

торыми на дно и попадают радионуклиды. Из общего количества радионуклидов, содержащихся в определенной водной экосисте­

ме, на гидробиантов приходится незначительная часть. Однако гидробианты выполняют важную роль в трансформации форм ра­

дионуклидов, их миграции по трофическим цепям, ведущим к че­

ловеку. Моллюски в водоеме-охладителе Чернобыльекой АЭС за сутки профильтровывают более 6 % объема воды, содержащейся в водоеме. За год через фильтрационный аппарат моллюсков про­ ходит объем воды, в 20 раз превышающий объем водной массы во­ доема-охладителя. В процессе фильтрации воды моллюски транс­

формируют соединения радионуклидов, изменяют их раствори­

мость и, осаждая радионуклиды в составе псевдофекалий на дно,

выводят их из интенсивного круговорота.

Некоторые гидробианты в процессе развития накапливают в твердых тканях кальций и его радиоактивные аналоги. Так, пре­

имущественное накопление кальция в раковинах моллюсков

сопровождается повышением концентрации 90Sr. Существует и

обратная зависимость между содержанием в водной среде биоло­

гически доступных химических элементов и накоплением радио­

нуклидов-аналогов в организмах растений и животных. Переход

с низших трофических уровней на более высокие определяет био­

генную миграцию радионуклидов.

Распределение радионуклидов в водных экасистемах в значи­ тельной степени определяется особенностями их абиотических и биотических компонентов. Даже сравнительно близко располо­

женные водоемы могут существенно отличаться по морфометрии,

гидрологическим характеристикам, типу донных отложений, ин­

тенсивности водообмена и химическому составу воды. К тому же

видовой и количественный состав, а также физиологическое сос­ тояние гидробиантов и их сообществ изменяются на протяжении

вегетационного периода и по годам.

Для оценки содержания и распределения радионуклидов в

водной экасистеме А.Л. Агре и В.И. Корагодиным введено поня­

тие фактора радиоемкости водоема [1]:

F = Kh (Н+ Kh)-1 ,

445

Основыzидроэколоzии

где F- доля радионуклидов, аккумулированных донными отло­

жениями; К - коэффициент накопления радионуклидов грун­ том; h- толщина сорбирующего слоя грунта; Н- средняя глуби­

на водоема.

По отношению к радионуклидным и химическим загрязните­

лям водной среды Г.Г. Поликарпов и В.Н. Егоров [81] предложили использовать понятие ра8иоэкологической емкости каR суммы по­ тоRов самоочищения вследствие биологичесRих процессов, проте­ Rающих в экасистеме на биоценотичесRом уровне. Д.М. Гродзин­

сRий [33, 34] под радионуRлидной емRостью эRосистемы понима­

ет уровень нагрузки радионуклидами, при котором она теряет

свою устойчивость вследствие радиационного поражения. Уста­

новление величины запасов радионуклидов в водной эRосистеме в

целом или в ее отдельных компонентах не может дать nрямого от­

вета на вопрос, в какой степени исчерпана ее радиоэкологическая емкость. Основанием для ответа может быть лишь реакция гидро­ биантов на дозавые нагрузки, степень нарушений в биосистемах на разных уровнях организации, которые свидетельствуют об ут­

рате равновесия в функционировании водных экосистем.

23.7. Накопление радионуклидов в организме

гидробиантов

Накопление и выведение радионуклидов из организма гидро­

биантов регулируются процессами их жизнедеятельности. Основ­

ной путь включения радионуклидов в животные организмы - трофический. Большое значение в накоплении радионуклидов

имеет также сорбция из водной среды, наиболее характерная для покровных тканей. При снижении содержания радионуклидов в

воде и продуцентах уменьшается уровень их накопления и в кон­

сументах. Отмирание старых особей с высоким содержанием ра­

дионуклидов и появление молодых особей в водной среде с более

низкими их концентрациями обусловливают снижение количест­ ва радионуклидов в организмах последующих поколений.

Содержание радионуклидов в организмах гидробионтов, осо­ бенно рыб, является одним из важнейших показателей радиоэко­ логической ситуации в водной экосистеме. На примере экоеисте­ мы водоема-охладителя Чернобыльекой АЭС можно составить

представление о ню<оплении радионуклидов в организмах гидро­

биантов разных трофических уровней. Гидробианты способны на­

капливать практически все растворенные в воде радионуклиды.

Так, на nротяжении первых двух месяцев после аварии в составе

водорослей различных систематических групп, развивающихся в

водоеме-охладителе, регистриравались 60Со, 90Sr, 95 Zr, 103Ru,

446

Раздел V. Антропогенное влияние на водные экасистемы

lOбRu, 1311, 134Cs, 137Cs, 141Се, 144Се и другие радионуклиды. В авгус­

те 1986 г. суммарная активность гамма-излучающих радионук­

лидов в массе водорослей достигала 2,5·106 Бкjкг, а в августе

1987 г. снизилась до О, 7·106 Бкjкг сырой массы.

Довольно интенсивно накапливают радионуклиды бентосные организмы, в частности моллюски. Осенью 1986 г. активность ра­

дионуклидов в организмах моллюсков достигала 4·105 Бкjкг, а через год снизилась до 2,6·104 Бк/кг. Анализ распределения 137Cs

в организмах разных видов рыб свидетельствует о преимущест­

венном накоплении этого радионуклида в мышцах [53]. Причем в

мышцах хищных рыб (судак, щука) содержание 187Cs в 3-6 раз

превысило его содержание у растительноядных толстолобов бело­

го и пестрого. Накопление и неравномерность распределения ра­ дионуклидов в организмах имеет важное радиобиологическое значение. Так, микроскопление урана провоцирует локальное и продолжительное ионизирующее облучение и токсическое

действие на гидробионтов. Мощность дозы облучения в местах ло­

кализацми микроскоплений урана в тысячи - десятки тысяч раз

превышает мощность дозы при его равномерном распределении.

В доаварийный период у представителей ихтиофауны водое­

ма-охладителя ЧАЭС постоянно регистрпровались 54 Mn, 60Со,

65 Zn, 134Cs, 137Cs и некоторые другие радионуклиды. Если содер­

жание естественного 40К в мышцах рыб колебалось в пределах

40-120 Бкjкг, то 137Cs содержался в значительно меньших коли­

чествах - 4-40 Бкjкг. В первые дни после аварии радионуклид­ ное загрязнение рыб, преимущественно за счет короткоживущих

радионуклидов, увеличилось в 105-107 раз.

Почти через год в формировании радионуклиднаго загрязне­

ния рыб ведущую роль начали выполнять радионуклиды цезия,

особенно 137Cs. Несмотря на значительное снижение радионук­

лиднаго загрязнения ихтиофауны за послеаварийный период, ле­

том 2000 г. содержание 137Cs в мышцах разных видов рыб в основ­

ном продолжало сохраняться на достаточно высоком уровне и на­

ходилось в пределах 2-20 кБкjкг. Высокое содержание 137Cs в

организме рыб является отражением той сложной радиоэкологи­

ческой ситуации, которая продолжает сохраняться в экосистеме

водоема-охладителя Чернобыльекой АЭС.

Особенности питания мирных и хищных видов рыб определяют отличия накопления радионуклидов в их организме. В 1986 г. сре­ ди рыб водоема-охладителя Чернобыльекой АЭС самым высоким содержанием радионуклидов отличались планктофаги (толсто­ лоб), бентофаги (густера и карась), а также рыбы со смешанным типом питания (сом). Почти через год у хищных видов рыбжере­

ха, окуня, судака и щукиповысилось содержание радионукли­

дов цезия, в то время как у мирных рыб содержание этого радио-

447

Основыzидрозколоzии

нуклида снизилось. Если принять содержание 137Cs в мышцах вер­

ховодки за единицу, то по относительному содержанию этого ра­

дионуклида в 1988 г. разные виды рыб можно расположить в сле­

дующий ряд: плотва (1,2) - бычок (2,0)- лещ (2,0)- карп (2,0)

- густера (2, 7) - толстолоб (2,8) - карась (3,3) - синец (3, 7) -

сом (6,8)- щука (7,1)- жерех (8, 7)- судак (9, 7)- окунь (10,5).

Итак, содержание 187Cs у хищных видов рыб в 3-10 раз превыша­

ло содержание этого радионунлида у мирных видов.

Рыбы являются продуктом питания людей и вместе с водой со­ ставляют основные пути транспорта радионуклидов от водной эко­ системы к организму человека. Поэтому накопление радионукли­ дов в организме рыб имеет особое значение и должно находиться

под постоянным радиогигиеническим контролем. В 1997 г. Ми­

нистерством здравоохранения и Национальной комиссией по ради­ ационной защите населения Украины были утверждены государ­ ственные гигиенические нормативы допустимых уровней содер­

жания радионунлидов в питьевой воде: 90Sr- 2, 137Cs- 2 Бкjдм3; в рыбе и рыбных продуктах: 90Sr35, 137Cs -150 Бкjнг. Следует от­

метить, что по состоянию на 2000 г. в организме хищных видов

рыб Киевского водохранилища содержание 137Cs значительно пре­

вышало допустимый уровень.

Так, среднегодовое содержание 137Cs в расчете на сырую массу

мышц составляет: у окуня 213 Бкjкг, щуки- 152 Бк/кг (при ко­ лебаниях от 95 до 218 Бк/кг), а наименьшим среди хищных рыб оно было у судака- 85 Бк/кг. У мирных видов рыб максималь­

ный уровень 137Cs зарегистрирован у леща (115 Бкjкг), а у мелко­

го нарася он не превышал 30 Бк/кг [96].

На протяжении года содержание радионуклидов в организме рыб изменяется. Максимальный уровень приходится на весенний

период, что связано со смывом радионуклидов весенними паводко­

выми водами с водосборной площади и с более интенсивным обме­

ном веществ у рыб в связи с повышением температуры воды [59].

23.8. Влияние радионуклиднога загрязнения

на гидробиантов

Следствием действия ионизирующего излучения на гидроби­

онтов является радиационная стимуляция, нарушение различ­

ных физиологичесних и биохимических процессов, разнообраз­

нейшие аномалии роста и развития, морфологические изменения

отдельных органов и организма в целом, наследственные измене­

ния, сокращение продолжительности жизни и, наконец, гибель. Изменения в биосистемах под влиянием ионизирующего излуче­ ния получили название радиобиологических эффектов.

448

Раадел V.Антропогенн.ое влияние н.а водн.ые экасистемы

Гидробионты имеют очень ограниченные возможности ком­ пенсаторных приспособлений к ионизирующему излучению. От­ сутствие рецепторов, которые бы сигнализировали о действии ио­

низирующего излучения, не дает возможности даже подвижным

организмам мигрировать в более безопасные биотопы. Реакция биологических многоуровневых структур на действие облучения наступает с разной степенью запаздывания. Если на атомпо-моле­

кулярном уровне время проявления действия радиации составля­

ет иногда от 10-16 до 1 сек, то на ценотическом уровне последствия

лучевого поражения проявятся лишь через годы, десятилетия, а

возможно и через столетие. Время проявления и степень наруше­ ний у гидробионтов зависят от дозы облучения и радиочувстви­

тельности отдельных тканей, органов и организма в целом, а так­

же от комплекса модифицирующих факторов, всегда действую­ щих в естественных условиях. При совместном воздействии

радионуклиднаго и химического загрязнения возможно как уси­

ление, -так и ослабление эффектов повреждения, определяемое активностью и продолжительностью действия факторов. Пробле­ ма радиочувствительности гидробионтов разных трофических уровней и эволюционного развития, а также различной радиочу­

вствительности тканей одного организма на разных стадиях раз­

вития относится к наиболее актуальным проблемам радиоэколо­

гии природных вод.

Радиочувствительность характеризует скорость и степень реагирования организма на действие ионизирующего излуче­

ния. Радиочувствительность выражается в единицах поглощен­

ной энергии, способной вызвать проявление реакции у опреде­

ленной части популяции исследуемых гидробионтов. Для опре­

деления радиочувствительности гидробиантов используются

такие реакции, как угнетение синтеза ДНК, образование хромо­

сомных аберраций (изменение линейного строения хромосом),

угнетение роста и развития, рефлекторная деятельность орга­

низма, нарушение репродуктивных процессов, отмирание кле­

ток и гибель организмов.

Определение относительной радиочувствительности наиболее удобно осуществлять на основании сравнения величин дозы ради­ ации, вызывающей гибель определенной части (например, 50 % -

ЛД50) исследуемой популяции. Радиочувствительные организмы быстрее реагируют на меньшие дозы ионизирующего излучения

по сравнению с малочувствительными. Гидробионты отличают­ ся большой вариабельностью радиочувствительности. Так, у не­ которых видов синезеленых водорослей ЛД50 составляет около

17 000 Гр, тогда как для рыб этот показатель находится в преде­

лах 6-55 Гр:

Основыгидраэкологии

Радиочувствительность организмов одного и того же вида на

разных этапах индивидуального развития также сильно изменя­

ется. У гидробионтов чувствительность к ионизирующему излуче­

нию увеличивается от низших форм к более высокоорганизован­ ным и уменьшается от ранних стадий развития к более поздним. По радиочувствительности гидробионтов можно расположить в следующий ряд: рыбы > ракообразные > моллюски > водоросли > бактерии.

Для радиочувствительных организмов характерны активная жизнедеятельность и высокий уровень энергетического обмена.

Гидробионты, которым свойственна частая смена поколений, бо­

лее лабильны и на повышение действия ионизирующего излуче­ ния быстрее отвечают мутациями и изменением численности. Ра­ диоустойчивые особи отличаются состоянием физиологического покоя, низким уровнем метаболизма, наличием стадий, приспо­

собленных к неблагоприятным условиям (спор, цист, диапауз).

Загрязнение природных вод естественными и искусственными

радионуклидами сопровождается возрастанием у гидробионтов мощности поглощенной дозы в довольно широком диапазоне. Ис­ следования свидетельствуют о высокой радиорезистентности бак­

териального населения водных объектов. Так, концентрация 90Sr

в воде около 3, 7·107 Бк/дм3 не оказывала заметного влияния на

развитие нитрифицирующих бактерий и кишечной палочки. И

лишь при концентрации (3, 7-7,4) ·109 Бкjдм3 , которая создавала

мощность дозы облучения около 120 Грjсут, проявлялось бакте­

рицидное действие радионуклидов. В воде системы охлаждения

атомного реактора в Лос-Аламосе (США) были выявлены бакте­

рии рода Pseudomonas, размножающиеся при мощности дозы об­

лучения около 300 000 Грjсут. Приведеиные примеры касаются организмов с особенно высокой радиорезистентностью, чего нель­ зя сказать о других обитателях гидробиоценозов.

На проявление радиобиологических эффектов могут влиять

такие абиотические факторы, как фотоокисление, температура, рН, соленость и окислительно-восстановительные условия вод­ ной среды. Влияние указанных физико-химических факторов да-

450

Раадел V. Антропогенное влияние на водные э~~:осистемы

леко не однозначно: могут усиливаться или угнетаться радиобио­ логические эффекты, в значительной степени зависящие, с одной стороны, от дозы облучения, а с другой - от биологических осо­ бенностей организмов. Непредусмотренных модификаций радио­

биологических эффектов следует ожидать при совместном радио­

нуклидлом и химическом загрязнении водной среды. При этом усиливается вероятность нарушений в биосистемах, сокращения жизни организмов и их гибели.

В комплексе реакций на радиационное поражение выделяются

не только первичные проявления, связанные с непосредственным

действием ионизирующего излучения на отдельные организмы,

но и вторичные реакции, обнаруживаемые в различных измене­ ниях гидрабиоценозов спустя годы и даже столетия. Г.Г. Поли­

карпов [129] на основании анализа возможных и уже сформиро­

ванных радионуклидных загрязнений экасистем вследствие ядерных аварий, произошедших в разных странах мира, предло­

жил концептуальную модель реакций организмов, популяций и

сообществ на все возможные величины мощности доз ионизирую­

щей радиации при хроническом облучении (рис. 129).

В зоне пониженнагорадиациттого фона при дозах до 10-5 Грjгод

развитие организмов несколько замедлено. Развитие организмов

в зоне радиационного благополучия при дозах 10-4-10-3 Грjгод не

сопровождается нарушениями и стимулирующими эффектами. В зоне физиологической маскировки хроническое облучение в дозе

10-2 Грjгод вызывает нарушения, однако благодаря физиологи­

ческим процессам организмы восстанавливают нормальное функ­

ционирование и справляются с нарушениями. Диапазон доз

10-1-1 Гр/год образовался вследствие ядерных аварий на АЭС в

Уиндсклейле (Англия, 1957) и в Чернобыле, при этом нарушения

в биосистемах модифицировались естественными или антропоген­ ными факторами. Очевидные повреждения биосистем, проявив­

шиеся в уменьшении численности и гибели чувствительных ви­

дов, регистрпровались при дозах 10-106 Грjгод и более, которые

формпровались на поверхности загрязненных радионуклидами

донных отложений оз. Уайт Оун, в Чернобыльеной зоне, в районе Киштымсного следа и воз. Карачай на Урале. Дальнейшее усиле­ ние действия ионизирующего излучения способно вызвать необ­

ратимые нарушения во всей биосфере и в конце концов привести к ее гибели.

Таким образом, радионуклидпае загрязнение водоемов сопро­ вождается как прямым поражением биосистем вследствие дей­

ствия ионизирующего излучения, так и опосредованно - вслед­

ствие нарушения сбалансированных струнтурно-метаболических связей в гидробиоценозах. Если поражение гидробиантов на

атомно-молекулярном уровне проявляется за доли секунды, то на

451

Основыгидроэкологии

Летальная граница для всей биосферы

Мощность дозы (Гр/год)

Рис. 129. Зоны мощности доз ионизирующих излучений и их действие в

биосфере [129].

уровне популяций - через годы и столетия. Возможность прояв­

ления отдаленных по времени последствий обязывает современ­ ное общество относиться с большой ответственностью к пробле­

мам охраны гидросферы Земли от радионуклидного загрязнения.

452