«ПОВЕДЕНИЕ ИЗОТОПОВ УРАНА В МОДЕЛЬНОЙ СИСТЕМЕ ПРЕСНОВОДНОГО НЕПРОТОЧНОГО ВОДОЕМА ...»

МИНИСТЕРСТВО СЕЛЬСКОГО ХОЗЯЙСТВА РОССИЙСКОЙ

ФЕДЕРАЦИИ

Федеральное государственное образовательное учреждение высшего

профессионального образования «Российский государственный аграрный

заочный университет»

На правах рукописи

ГУДЫМЕНКО Василий Анатольевич

ПОВЕДЕНИЕ ИЗОТОПОВ УРАНА В МОДЕЛЬНОЙ СИСТЕМЕ

ПРЕСНОВОДНОГО НЕПРОТОЧНОГО ВОДОЕМА

Специальность 03.02.08. - Экология Диссертация на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Научный руководитель:

доктор биологических наук, профессор Е.К. Еськов Москва – Оглавление

ВВЕДЕНИЕ

……………………………………………………..…..

1. ЛИТЕРАТУРНЫЙ ОБЗОР

Радиоэкологическая ситуация в России………………………………. 1. 1.2.Физико-химическая характеристика природных изотопов урана ………………………………………………..………………………… 1.3.Накопление и миграция урана в биосфере ………………………….. 1.4.Содержание и распределение урана между основными компонентами водоема………………………………...…………………... 1.5.Накопление изотопов урана в модельных экосистемах………......... 1.6. Типы распределения радионуклидов по компонентам Биоценозов…………………………………………………………………..

2. СОБСТВЕННЫЕ ИССЛЕДОВАНИЯ

2.1. МАТЕРИАЛЫ ИССЛЕДОВАНИЙ …………………………………… 2.1.1. Вид и объем использованных данных…………………………….. 2.1.2. Характеристика объектов исследования………………………….. 2.1.3. Схемы опытов ………………………………………………………. 2.2. МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ…………………………………………50.

2.2.1 Полупроводниковая альфа-спектрометрия…………………….…. 2.2.2. Методика выполнения измерений …………………………….….. 2.2.3. Подготовка биологических проб для спектрометрического исследования………………………..…………….. 2.2.4. Расчет количественных показателей………………………………. 2.2.5. Статистическая обработка полученных данных………………….

3. РЕЗУЛЬТАТЫ СОБСТВЕННЫХ ИССЛЕДОВАНИЙ И ОБСУЖДЕНИЕ

3.1. Распределение изотопов природного урана в модельной экосистеме……………………………………………………… 3.2. Определение максимума накопления и периода полувыведения урана макрофитами……………………………………………………………….. 3.3. Определение максимума накопления и периода полувыведения урана моллюсками………………………………………………………………… 3.4. Распределение урана в органах рыб и определение периода полувыведения………………………………………..……………………. ВЫВОДЫ…………………………………………………………………. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ……………………..…………………………..

ВВЕДЕНИЕ

В результате наземных испытаний ядерного оружия, работы предприятий ядерного топливного цикла, работы ТЭС на твердом топливе (зола) и деятельности предприятий горно-добывающей промышленности в окружающей среде накоплена значительная активность техногенных и естественных альфа-излучающих радионуклидов.

Немалая доля техногенного потока альфа-излучающих нуклидов концентрируется в отходах и отвалах, часть рассеивается в окружающей водоемы с талыми водами и осадками.

С другой стороны, следует обратить особое внимание на массовое радиотоксичность альфа-излучателей обусловлаливает необходимость их определения в окружающей среде. Поэтому альфа-излучающие нуклиды уровней.

Работа выполнена на базе кафедры биоэкологи и охотоведения РГАЗУ и испытательного центра ЗАО ГИЦ ПВ. Автор выражает генеральному директору Гончару Ю.Н., всему коллективу центра во главе с Ивановым П.С. за поддержку выбранного автором научного направления. Автор благодарит лабораторию изотопных методов анализа ВИМСа им. Федоровского, в лице Бахура А.Е. и Мануиловой Л.И., за консультации и моральную поддержку, а также ЗАО НПП «Доза» в лице генерального директора Мартынюка А.Н. и директора по науке Мартынюка Ю.Н за разработку, производство, наладку и сопровождение спектрометрического оборудования.

1.1.Современная радиоэкологическая ситуация в России Основным источником поступления в окружающую среду альфаизлучателей является земная кора: месторождения руд, а также ореолы рассеяния радионуклидов в горных породах, почвах и подземных водах.

Антропогенное поступление данных радионуклидов во внешнюю среду связано с работой предприятий по производству и утилизации ядерного топлива, эксплуатацией ТЭС на органическом топливе (зола), а также с деятельностью предприятий горно-добывающей промышленности (Гюльмалиев, 2003). Значительная часть техногенного потока альфаизлучающих нуклидов концентрируется в отходах и отвалах, часть рассеивается в окружающей среде со строительными материалами и удобрениями, что приводит к постоянному увеличению их содержания в биосфере (Мосинец, 1983; Васючков, 1990).

Для России характерна и проблема утилизации выведенных из состава военно-морского флота атомных подводных лодок – невыгруженное топливо и арматура реакторных отсеков после многолетнего воздействия нейтронов становятся твердыми радиоактивными отходами (ТРО) и требуют длительного хранения для уменьшения радиоактивности до приемлемых значений.

1.2. Физико-химическая характеристика природных изотопов урана Физико-химическая характеристика природных изотопов урана Рассмотрение основных физико-химических свойств изотопов урана играет решающую роль в изучении путей их миграции, а так же возможных форм нахождения в биосфере.

При распаде U получаются два радиоактивных ряда:

0.13%234U230Th226Ra222Rn216Po (99.98) (218At 0.02%) 214Bi214Pa (210TI 0.02 %) 210Pb210Bi210Po (206TI 0.0013%) 206Pb 215Po211Pb(215At) 211Bi 211Po(207TI) 207Pb и в первом и во втором ряду образуются стабильныекак видно изотопы свинца.

Считается, что родоначальником семейства U является – 247 Cm.

Природный уран – кларк 0,0003% (Перельман 1962) – представлен тремя основными изотопами (238U, 235 значительный период полураспада (238U- 4,5*109 лет, соответственно). Валентность урана переменная. В растворах наиболее устойчивы соединения, содержащие четырех- и шестивалентного урана.

В окислительной среде соединения урана находятся преимущественно в шестивалентной форме, в восстановительной – четырехвалентной. В природных водах, из-за их насыщенности кислородом, уран находится преимущественно в виде иона уранила – (UO2)+2. Именно этот ион образует комплексные соединения с органическими и неорганическими кислотами (Ильин, 1990).

Такие анионы, как хлориды, сульфаты и нитраты дают различные комплексные соединения, устойчивые в кислых средах. В нейтральных средах происходит гидролиз комплексов, особенно быстро протекающий при большом разведении соли. В результате образуется отрицательно заряженная коллоидная форма гидроксиуранила (UO2(UO)n(OH)2).

При концентрации урана выше 0,2 мг/л, гидролиз начинается при рН= и завершается при рН=4,2, (Старик, 1969). Именно это свойство гидролиза солей урана играет существенное значение при его миграции с природными водами.

Кроме того, на поведение урана в биосфере большое влияние оказывает способность гидратированного иона уранила в слабокислых средах образовывать отрицательно заряженый псевдоколлоид и адсорбироваться на положительно заряженных поверхностях. При рН=5- коллоид меняет свой заряд, что способствует сорбции на отрицательно заряженных поверхностях. При повышении рН до 7,5 происходит десорбция гидратированного иона уранила с поверхности осадка. При наличии анионов НСО3- и СО32- образуется отрицательно заряженный карбонатный комплекс, устойчивый до рН=10. При этом четырехвалентные соединения урана гидролизуются легче, чем шестивалентные (Титаева, 2000; Архипов, 1994).

Распространенность в окружающей среде Изотопы урана в рассеянном состоянии встречаются во всех компонентах биосферы. При этом содержание урана в определенной степени зависит от нескольких условий: наличия его изотопов в верхней оболочке земли; длительность соприкосновения биоценоза с естественными радионуклидами урана. Наибольшая концентрация урана наблюдается в верхних слоях литосферы, (Табл. №1.1).

Таблица № 1.1. Концентрация урана в оболочках Земли, % (Бахуров, Искра 1981).

Содержание урана в горных породах зависит от их генезиса, (Табл. № 1.2). Отмечено, что наибольшее содержание урана характерно для кислых пород.

В осадочных породах наибольшее содержание урана отмечается в песчаниках и глинах. Этим подтверждается то, что осаждению урана способствовали тонкие механические взвеси: частицы глины, коллоиды, фосфатные соли и органические соединения.

Таблица № 1.2. Концентрация урана в магматических и осадочных породах, % (Бахуров, Искра 1981).

Наименование:

ие породы.

Осадочные породы.

Содержание урана почвы определяется содержанием его изотопов в подстилающей материнской породе. Поэтому наибольшее его содержание отмечено в почвах, содержащих высокий уровень коллоидной и глинистой фракций, а также с высоким содержанием гумуса (Виноградов, 1957). При этом следует отметить, что уран, в отличие от радия и тория, более подвижен и способен мигрировать с почвенными водами (Титаева, 2000).

органических веществ, таких как отмершие растения, микроорганизмы и продукты их жизнедеятельности, в формировании повышенного уровня содержания радионуклидов в биосфере (Титаева, 2000; Неручев, 1976;

Смыслов, 1974; Сапожников, 2006).

Такие органические соединения, как гуминовые кислоты, битумы и эмульсии нефти, избирательно накапливают в себе изотопы урана, извлекая их из пластовых вод. В частности, уран извлекается из раствора с концентрацией 10-5-10-7 г/л, (Heide, 1974.). Т.о, в природе происходит процесс абиогенной аккумуляции урана.

Поступление урана в биосферу обеспечивается как абиотическими факторами (эрозия горных пород, выщелачивание радионуклида из пород водоносного горизонта), так антропогенными. Антропогенное загрязнение биосферы ураном происходит как за счет взрывов ядерных боеприпасов, аварий АЭС, утечек на обогатительных предприятиях, так и вследствие повседневной хозяйственной деятельности, как-то: внесение в почву фосфатных удобрений, сжигание органического топлива и др (Куликов, 1975;

Сапожников, 2006).

В связи с интенсивной добычей минерального сырья, (нефти, угля, сланцев с повышенным содержанием урана и урановых руд), происходит рассеивание природных изотопов урана в окружающей среде, т.е. идет процесс постоянного поступления урана, а также и других радионуклидов, в биосферу Земли (Неручев, 1982; Пучков, 2009).

Уголь - наиболее важное в мировом масштабе горючее ископаемое. В начале девяностых годов ежегодно сжигалось до 4,6*109 т угля. Около 70% его используют для производства энергии. (Гюльмалиев, 2003) Угли содержат количества изотопов уранового и ториевого рядов, при этом их концентрированию радионуклидов в продуктах сгорания, (Табл. № 1.3). При этом значения активности частиц летучей золы, поступающие в атмосферу, достигают: 238U – 70-370 Бк/кг, 234U – 160 Бк/кг.

Таблица № 1.3. Концентрация изотопов урана в угле и золе, Бк/кг (Бахуров, Искра, 1981).

Т.о., в местах хранения шлаков, поступающих с ТЭЦ, наблюдается повышенное содержание радионуклидов. Под воздействием различных метеорологических факторов, таких, как атмосферные осадки, паводковые воды и т.д., дисперсные взвеси, содержащие уран, распространяются за пределы зоны локального загрязнения. Кроме того, происходит процесс выщелачивания урана и других естественных радионуклидов водой атмосферных осадков из шлаковых отходов угольных ТЭЦ. В результате происходит интенсивное загрязнение значительных территорий.

Еще один источник поступления урана в биосферу – это предприятия по добыче и переработке урановых руд. Мировой уровень добычи урановой руды составляет примерно 40 тыс. т/год. Повышенное содержание природных радионуклидов, в том числе урана, наблюдается как в районах хранения отвалов руды, так и непосредственно на территориях, прилегающих к перерабатывающим и обогатительным предприятиям, (Табл. № 1.4). В последнем случае мы имеем территории, подвергаемые загрязнению из т.н.

«хвостов обогащения».

Таблица № 1.4. Распределение U в отходах уранового предприятия (Бахуров, Искра, 1981).

урановых руд хвостохранилища урановых рудников.

Незначительное поступление урана в окружающую среду происходит с отходами научно-исследовательской деятельности и опытных установок.

Доля загрязнения изотопами урана, как следствие ядерных взрывов или техногенных катастроф (взрывы на АЭС), на сегодняшний день несравненно ниже, чем поступление урана с отходами угольных ТЭЦ и предприятий по добыче и переработке урановой руды.

Отдельного упоминания заслуживает использование артиллерийских боеприпасов с обедненным ураном, которые состоят на вооружении войск США и НАТО. Данные боеприпасы использовалось во время первой и второй войн в Ираке, на Балканах, в Афганистане. Например, во время операции “Буря в пустыне” только сухопутная группировка американских войск в Ираке использовала 9552 танковых и 1,7 млн. малокалиберных БПС, оставив на иракской земле более 200 т обедненного урана, ( Фофанов, 2003).

Т.о., в результате упомянутых техногенных процессов возникают локальные зоны повышенной естественной радиоактивности.

Миграция изотопов урана в условиях биогеоценоза Итак, физико-химические свойства урана и геологические особенности местности определяют поведение и пути миграции его изотопов с природными водами, а также распределение между компонентами биоценоза.

Миграция урана возможна в нескольких формах. Основная форма, характерная для слабощелочных вод (рН =7,5-8,3), это растворимые уранилкарбонатные комплексы. Из всего разнообразия комплексных соединений урана с карбонат-анионом, наиболее термодинамически устойчивыми являются два аниона: [UO2(CO2)3]4- и [UO2(CO3)2]2-. Первый комплекс преобладает при избытке карбонат-аниона; при снижении концентрации растворимых карбонатов начинается преобладание второй разновидности комплекса.

При дальнейшем снижении концентрации CO32- и уменьшении рН в природных водах до значения 5-6,5, происходит образование следующей формы - коллоидов гидроокиси уранила.

Разрушение карбонатных комплексов и осаждение урана в виде осадков происходит при изменении рН среды и повышении концентрации катионов Ca2+ и Mg2+, например, при высыхании водоема, при этом образуются труднорастворимые соединения типа ураноталлита и бейлиита и т.д.

Достаточно широко распространена миграция изотопов урана в виде отрицательно заряженных коллоидных золей гидроокиси, которые образуются, как было сказано выше, при рН бурная водоросль — цистозира > красная водоросль — полисифония; КН соответственно 212, 129 и (Поликарпов, 1964).

В работе (Искра и др., 1970), изучали накопление урана различными представителями пресноводной растительности. Для опытов использовали озерную воду с рН = 8,2-8,4 и сухим остатком 180 мг/л; уран добавляли в воду в виде азотнокислого раствора нитрата уранила. Исходная концентрация U в воде была 1 мг/л. Исследования проводились с 27 видами пресноводных растений. Плотность монокультуры одноклеточных водорослей составляла в зависимости от вида от 104 до 6 х107 клеток на 1 см3.

Другие растения отбирали из оз. Большое Миассово (Южный Урал) и вносили по 10—70 г сырой массы на 4-5 л раствора Равновесная концентрация радионуклидов в растворе и постоянство КН устанавливаются для высших растений и многоклеточных водорослей через 12—15 сут с начала опыта, а у одноклеточных водорослей - в первые сутки. Поэтому максимальная продолжительность контакта в опытах составляла 20—25 сут. КН радионуклидов у исследованных растений колеблется в широких пределах.

Исходя для литературных данных (Искра и др., 1981), для каждого радионуклида можно выделить несколько видов специфических накопителей: для урана — ряска малая, рдест, пузырчатка и лютик.

Сравнивая КН, полученные в опытных условиях с КН в природных условиях, можно предположить, что при локальном повышении концентраций естественных радионуклидов в окружающей среде КН урана у некоторых видов водных растений весьма высоки и достигаются за относительно короткое время контакта. Такие локальные условия потенциально возможны в районах урановых биогеохимических провинций, число которых более 100, а также в местах добычи и переработки радиоактивных руд.

уменьшаются с ростом концентрации радионуклида в водной среде, когда гидробионты поглощают максимально возможное количество радионуклида.

Большая накопительная способность обнаружена у одноклеточных водорослей, обладающих большой сорбционной площадью поверхности.

Накопление естественных радионуклидов зависит от биомассы гидробионтов в воде, (Искра и др., 1970), (КН несколько увеличиваются с возрастанием биомассы растений). Наибольшее накопление U наблюдалось при биомассе элодеи и урути от 5 до 15, Ra от 0,7 до 5, Th от 1 до 5 г/л сырой массы. При дальнейшем увеличении биомассы этих растений КН снижаются.

Если же биомассу растений уменьшали ниже указанных пределов, то, как правило, накопление ими радионуклидов из воды становилось менее эффективным, за исключением Th, для которого КН оставался на прежнем уровне.

Это явление, по-видимому, связано с более интенсивным развитием при меньшей биомассе растений одноклеточных водных организмов, способных активно накапливать торий.

С изменением концентрации радионуклида в растворе КН в большинстве случаев изменяется незначительно. Уменьшение КН у элодеи наблюдается при повышенной концентрации радионуклида (Табл. № 1.7).

Такое же поведение этих радионуклидов было обнаружено и в опытах с урутью. С повышением концентрации урана в воде до 10 мг/л КН снижается, что связано с его предельным насыщением в растениях.

Таблица № 1.7. Зависимость КН радионуклидов элодей (на сухую массу) от их концентрации (Бахуров, Искра; 1981).

В некоторых опытах определялось предельное накопление. Так, из воды, содержащей уран 0,5 мг/л, растение красовласка накапливало его с КН = 10, а ряска с КН = 2 (на сырую массу). При увеличении концентрации урана в воде до 10 мг/л за 5 суток контакта достигалось предельное накопление с КН урана красовлаской 7,5 и ряской 6 (на сырую массу) соответственно.

Зависимость накопления радионуклидов гидробионтами от рH воды Концентрация водородных ионов (рН) в природных и сбросных водах может колебаться от 5 до 10. Влияние ее на накопление радионуклидов гидробионтами определяется изменением поверхностного электрического заряда клеток, осмотического давления, а также переходом радионуклида из одной химической формы в растворе в другую.

Этот важный фактор весьма обстоятельно изучался в Уральском филиале АН СССР с искусственными радионуклидами, (Куликов, Молчанова; 1975.). Были установлены некоторые закономерности, в частности, снижение КН отдельных радионуклидов в области рН>7, ухудшение накопления гидробионтами из растворов с хелатными соединениями радионуклидов по сравнению с ионными растворами и др.

Исследования с естественными радионуклидами в экосистемах вода + растения показали, что каждый элемент по-разному ведет себя при изменении рН среды. В то время как при рН > 7 накопление Th элодеей увеличивается, U резко уменьшается; поведение Ra практически не изменяется в пределах рН от 4 до 8. Аналогичная зависимость наблюдается и для хлореллы, однако в кислой среде создаются неблагоприятные условия для роста хлореллы и ее масса постепенно уменьшается.

В пресноводном водоеме при локальном колебании рН воды, например, в результате сброса промышленных отходов, изменяется установившееся равновесие в накоплении естественных радионуклидов гидробионтами. Оно определяется в основном химическими свойствами радионуклида и его формой нахождения в растворе.

При рН от 9 до 4 U переходит из анионной формы в коллоидную и катионную форму и его накопление увеличивается; Th при этих значениях рН образует продукты гидролиза с большим положительным зарядом, что способствует его накоплению растениями. Электростатический механизм сорбционного накопления радионуклидов гидробионтами в данном случае проявляется наиболее ярко.

Зависимость накопления радионуклидов пресноводными растениями в Природные воды содержат различные минеральные соли: карбонаты, бикарбонаты, хлориды и сульфаты. В отходах промышленного производства концентрация этих солей почти всегда более высокая, чем в пресноводных водоемах; в морской воде она достигает 35 г/л. Находясь в воде в ионной форме, эти соли способны изменить уровень накопления радионуклидов гидробионтами.

Таблица № 1.8. Зависимость КН урана урутыо (на сухую массу) от концентрации анионов (мг/л) в воде (Бахуров, Искра, 1981) В водоемах уран находится преимущественно в виде анионного концентрации других анионов, (Табл. № 1.8). В присутствии ионов НСО 3 и SО4 накопление урана урутью значительно увеличивается, что связано с отмиранием растений и образованием детрита. При совместном присутствии ионов Na+, Mg2+, SO4, NO3 и Н2РО4 накопление урана хлореллой определяется не концентрацией катионов, а содержанием в воде анионов.

Особенно благоприятное влияние оказывает ион РО4, образующий с ионом уранила нерастворимое соединение UО2НРО4. Концентрирование урана происходит в биогенных осадках при образовании уранофосфоритовых конкреций и подводных фосфатных отложений в шельфах Юго-Западной Африки и Чили, (Батурин, 1975).

Влияние условий освещения, температуры Фотосинтез имеет решающее значение в развитии растений, однако он практически не влияет на накопление естественных радионуклидов (Th, Ra, Ро). Лишь для U обнаружено значительно большее накопление в темноте, чем при освещении.

В опытном непроточном водоеме при непрерывном искусственном и естественном освещении обычно вода остается прозрачной, а в водоеме без освещения она постепенно приобретает желтоватую окраску, особенно в присутствии хлореллы: в водоеме, в результате частичного распада хлореллы, появляется органическое вещество.

В этом случае при повышенной концентрации радионуклидов в растворе, например, в местах сброса радиоактивных вод, возможны химические реакции между ними и органическим веществом, что отражается на уровне их накопления. При развитой площади поверхности растения, обычный процесс сорбции радионуклида дополняется хемосорбцией.

Влияние температуры (в природных условиях) и площади поверхности контакта при прочих равных условиях положительно сказывается на накоплении естественных радионуклидов, в основном за счет увеличения биомассы гидробионтов. Особенно наглядно это обнаруживается в разнообразных опытах с одноклеточной зеленой водорослью хлореллой, обладающей большой площадью поверхности контакта — до 6 *10 7 клеток на 1 см3.

Исследования и опыты (Искра, Бахуров, 1981) в природных условиях показывают, что в поверхностном водоеме существуют условия для выделения растворенных естественных радионуклидов из воды в нерастворимые формы, т.е. водоем обладает условной самоочищающей способностью. При этом основную роль играет именно флора водоема.

1.6. Типы распределения радионуклидов по компонентам биоценозов Круговороты радиоизотопов в водоемах существенно проще, чем в наземных биогеоценозах. В водоеме, в основном, дело сводится к установлению концентрации радиоизотопов живыми организмами из водного раствора, в результате чего они откладываются в донных отложениях, из которых частично опять поступают в раствор и вновь входят в биологический круговорот, при этом существенным является установление долей от общего количества поступающего в водоем радиоизотопа (в общей форме - рассеянного или микроэлемента): выходящей из водоема со стоком, находящейся в биологическом круговороте и на длительное время захороненной в донных отложениях (Агафонов, 1960).

Для решения вопроса систематизации радиоизотопов по типам их распределения по компонентам водоемов ставились опыты на модельных биогеоценозах с внесением радиоизотопов в воду или в почву.

Моделями пресноводных биогеоценозов служили сосуды разного размера с водой, грунтом, растениями и животными, серии проточных металлических бачков, соединенных друг с другом в каскады, содержащих воду, грунт и тот или иной биоценоз, а также небольшие отдельные или соединенные в каскад слабопроточные пруды; радиоизотопы, в разных опытах по-разному, вносили в воду этих различных водоемов.

Моделями наземных биогеоценозов служили большие ящики (приблизительно 200 х 80 х 60 см) с почвой, с растительным покровом или без такового, у одного из торцов которых в почву вносили тот или иной радиоизотоп, опытные площадки, засевавшиеся тем или иным сообществом растений и со внесением радиоизотопов в разные горизонты почвы, а также опытные площадки в различных природных биогеоценозах, в почву которых радиоизотопы вносили либо поверхностным поливом, либо в лунку, расположенную в центре площадки.

В лабораторных модельных водоемах (сосудах и бачках) через разное время после внесения радиоизотопов в воду производилась разборка с определением полного баланса радиоактивности (ее содержание в воде, грунте и разных видах биоценоза); такая же разборка и определение полного баланса радиоактивности производились через 1 - 3 вегетационных сезона в ящиках с почвой и растительным покровом.

В прудах и на площадках, ввиду затруднительности проведения общего баланса, через разные промежутки времени после начала опыта определяли концентрацию радиоактивности в разных видах, составляющих биоценозы, в воде, иловых отложениях и грунте (в прудах).

определенным количеством грунта и биомассы, через несколько недель, нужных для установления "биологического равновесия", вносился в воду тот или иной радиоизотоп в точно определенном количестве (обычно из расчета 10 К/л воды); спустя пару месяцев после установления практического равновесия вода - грунт - биомасса, производилась полная разборка со взвешиванием всех компонентов водоема и измерением в них концентрации соответствующего радиоизотопа.

Во всех лабораторных водоемах, в которых производился такой баланс, отношение масс (весов) воды, грунта и биомассы составляло примерно 84- %: 15 %: 1%; в результате баланса радиоактивности устанавливалось ее распределение (в процентах) между водой, грунтом и биомассой водоема, которое и сравнивалось с процентным отношением весов этих компонентов.

Этим способом было изучено распределение между водой, грунтом и биомассой радиоизотопов 18 различных химических элементов.

Как и следовало ожидать, каждый радиоизотоп распределялся между водой, грунтом и биомассой иначе, чем остальные; однако, если пренебречь деталями, все изученные 18 радиоизотопов хорошо укладывались в четыре типа распределения: гидротропы, эквитропы, педотропы, биотропы (Агафонов, 1960; Тимофеев-Ресовский,1959; Тимофеев-Ресовская,1962).

Гидротропами, т.е. элементами, остающимся более чем на 75 % в воде, являются сера, хром, германий; в грунт и биомассу входят не более, чем 10 % внесенного в воду количества этих радиоизотопов.

Эквитропами, т.е. элементами, распределяющимися более или менее равномерно между водой, грунтом и биомассой, оказались рубидий, стронций, рутений и йод.

Педотропами, т.е. элементами, большая часть которых (значительно более половины) концентрируется в грунте, оказались железо, кобальт, цинк, иттрий, цирконий, ниобий и цезий; в воде этих элементов остается лишь по несколько процентов, хотя, как уже упоминалось, вода по весу составляет около 85 %.

Биотропами являются те элементы, больше половины которых накапливается в биомассе (которая по весу составляет менее 1 %); к биотропам относятся фосфор, кадмий, церий и ртуть, которых, как и педотропов, в воде остается лишь несколько процентов.

Таким образом, из 18 изученных радиоизотопов только 3 (гидротропы сера, хром и германий) в основном остаются в водном растворе; четыре радиоизотопа (эквитропы - рубидий, стронций, рутений и йод) в заметных количествах остаются в воде, хотя их концентрация в последней резко снижается; наконец, остальные 11 радиоизотопов, педотропы (железо, кобальт, цинк, иттрий, цирконий, ниобий и цезий), а также биотроцы (фосфор, кадмий, церий и ртуть) почти полностью исчезают из воды (концентрация их в которой снижается на два порядка величин) и почти целиком концентрируются одни преимущественно в грунте, а другие - в биомассе.

Можно заметить, что гидротропами и эквитропами являются те радиоизотопы, которые среднем наиболее низкими коэффициентами накопления растениями и животными; среди педотропов (особенно биотропов) находятся радиоизотопы с высокими и очень высокими средними коэффициентами накопления разными видами животных и растений, но первые (педотропы), благодаря конкурентно высокой сорбции грунтами, накапливаются преимущественно в последних.

Т.о, результаты опытов по изучению распределения разных радиоизотопов по трем основным компонентам водоема (грунт, вода и биомасса) показали, что у большинства радиоизотопов (кроме гидротропов) значительная часть внесенного в водоем количества сравнительно быстро уходит из водного раствора, концентрируясь в грунте и биомассе.

Это, естественно, наводит на мысль о возможности биологической дезактивации радиоактивно загрязненных вод при их прохождении через слабопроточные водоемы - отстойники. В связи с этим были проведены два типа опытов: а) пропускание растворов технической смеси излучателей (концентрация по радиоактивности примерно 25 Ки\л) через отдельные пруды и каскад из трех слабопроточных прудов и б) пропускание через каскад слабопроточных бачков растворов отдельных радиоизотопов (обычно в концентрациях около 10 Ки/л) с варьированием режима протока, некоторых сопутствующих факторов и с полной разборкой и балансом радиоактивности в конце опытов.

Опыты в прудах продолжали 3 года, а опыты в сериях бачков в зависимости от частных задач опыта - 1-6 мес. каждый; ежедневно из каждого пруда и бачка, а также из стока брали пробы воды для определения в них концентрации радиоактивности, периодически брали пробы разных видов биоценоза и грунтов, а в опытах с бачками, как уже упоминалось, в конце производили общий баланс радиоактивности. В этих опытах были получены следующие результаты (Агафонов, 1960; Тимофеев-Ресовский, 1959; Тимофеев-Ресовская,1962; Субботина, 1961).

Через пруды ежесуточно пропускали количество радиоактивного раствора, соответствующее примерно 1/60 общего объема воды в пруду или в серии из 3 прудов. При этом режиме протока вытекающая из пруда или серии прудов вода содержала несколько более одного процента (в случае отдельных прудов) или около 0,5%, (в серии из трех прудов), от вносимой радиоактивности; следовательно, вода очищалась в 100-200 раз.

Два пруда "проработали" около 3 лет и не показали еще признаков "насыщения". Через пруды, как уже упоминалось, пропускали техническую смесь излучателей и, конечно, в них невозможно было провести полный баланс радиоактивности.

Для точных опытов с чистыми растворами отдельных радиоизотопов использовали модельные установки, состоявшие из серий (каскадов), связанных друг с другом верхним стоком 6-10 бачков, содержащих определенное количество грунта и заселенных высшей водной растительностью, планктоном и перифитоном; ежесуточно в такие серии подавали раствор определенного радиоизотопа, (концентрацией 10 Ки\л), в количестве 1/30-1/90 от общего объема в серии. Такие опыты проведены с радиоактивными изотопами фосфора, серы, железа, кобальта, цинка, стронция, иттрия, рутения, цезия и церия.

Даже при наиболее быстром протоке (суточная подача раствора, равная 1 /30 общего объема в серии) фосфор, железо, кобальт, цинк, иттрий, цезий и церий лишь в ничтожных концентрациях доходят до последнего бачка серии или в сток: стронций и рутений при этом режиме протока выходят из серии в количестве 1-3 %, а сера, проходя через серию, поступает в сток в количестве 10-15 %.

Эти результаты вполне соответствуют описанным выше типам распределения; хорошо задерживаются грунтом и биомассой бачков биотропы (фосфор и церий) и педотропы (железо, кобальт, цинк, иттрий, цезий), хуже задерживаются эквитропы (стронций, рутений) и совсем плохо гидротропы (сера).

В специальных опытах было показано, что снижение скорости протока повышает процент сорбируемых грунтом и биомассой радиоизотопов (особенно эквитропов), внесение в воду первых бачков мутей (ил, глина) также снижает процент радиоактивности, доходящей до стока, изменение рН воды в обе стороны за пределы физиологической толерантности основных видов водного биоценоза повышает процент радиоактивности, доходящей до стока из серии, и увеличение биомассы в водоемах заметно снижает процент радиоактивности, доходящей до последних бачков или стока, что совершенно естественно ввиду высоких КН радиоизотопов живыми организмами.

Прибавление в раствор комплексона ЭДТА, повышая в комплексном соединении мобильность таких радиоизотопов, как железо, кобальт, цинк, иттрий и церий, снижает их сорбцию грунтами и биомассой, повышая соответственно процент радиоактивности в стоке.

Производившиеся общие балансы дали распределение по основным компонентам, соответствующее положению данного изотопа в том или ином типе распределения; наибольшая концентрация всех радиоизотопов наблюдалась в планктоне, перифитоне и верхнем слое грунта, образованного свежими отложениями частиц взвесей и детрита.

Таким образом, опыты с прохождением растворов излучателей через слабопроточные водоемы показали, с одной стороны, что даже в проточных водоемах биоценозы и грунты являются мощным фильтром, извлекающим из растворов стока огромное количество рассеянных микроэлементов, концентрируя их в конечном счете в донных отложениях; с другой стороны, результаты этих опытов показывают возможность разработки биологических методов очистки радиоактивно загрязненных вод.

Роль коэффициентов накопления в радиологических исследованиях Наиболее просто и точно коэффициенты накопления, (далее-КН), можно изучать у водных организмов. Опыты проводили с внесением в озерную воду микроконцеитраций (10-9 -10-4 Ки/л или 10-12 - 10-14 по молярности) радиоизотопов микроэлементов и элементов "переходных" (фосфор, сера, железо) по кларкам в живом веществе и содержащихся в природных водах в весьма малых концентрациях (Старик, 1969).

Предварительные опыты показали, что в пределах микроконцентраций КН (т.е. отношение концентраций радиоизотопов в организме и в воде) не зависят от концентраций соответствующих радиоизотопов в воде, достигая через некоторое время (измеряемое от пары суток до пары недель) состояния равновесия (лишь случайно флюктуирующего вокруг среднего значения) на определенном уровне (при неизменной химической форме элемента в растворе).

Были изучены КН приблизительно 60 разными видами пресноводных организмов, среди которых около 35 видов растений (бактериальная флора мезотрофного озера, водоросли и высшие водные растения и, кроме того, бактериальная флора наскальных лишайников и накипные лишайники) и около 25 видов животных (черви, моллюски, рачки, водные личинки насекомых, рыбы и головастики лягушек), примерно 20 радиоизотопов различных химических элементов (фосфор, сера, кальций, хром, железо, кобальт, цинк, германий, рубидий, стронций, иттрий, цирконий, ниобий, рутений, кадмий, йод, цезий, церий, прометий, ртуть Числовые значения коэффициентов накопления разными видами пресноводных растений могут отличаться друг от друга очень сильно, на несколько порядков величин, крайними пределами являются 10 1 и 105. В среднем по всем изученным видам растений наивысшие коэффициенты накопления (порядка 104) дали фосфор, железо, кобальт, цинк, иттрий, цирконий, ниобий, церий и ртуть; в среднем самые низкие коэффициенты накопления (порядков 10-102) дают сера, кальций, хром, германий, стронций и цезий; остальные 5 элементов занимают промежуточное положение (порядка 103). Разные виды дают довольно значительный разброс видовых значений коэффициентов накопления вокруг средней величины для каждого элемента.

филогенетические группы - бактерии, водоросли, лишайники и мхи, цветковые растения, то в среднем по всем элементам наивысшие коэффициенты накопления дают водоросли, особенно нитчатые; остальные группы, (в том числе и бактерии), в среднем мало отличаются друг от друга, причем наиболее низкие коэффициенты накопления дали лишайники (Агафонов, 1960; Тимофеев-Ресовский,1959; Тимофеев-Ресовская,1962;

Субботина, 1961; Харатьян, 1970). В среднем, по всем изученным радиоизотопам водоросли дали КН около 10 000-12 000, а остальные растения около 4000.

Для тех же 20 радиоизотопов были определены КН разными видами пресноводных животных (Агафонов, 1960; Тимофеев-Ресовский,1959;

Тимофеев-Ресовская;1962). По всем изученным радиоизотопам, кроме стронция и фосфора, животные дают значительно более низкие (в среднем почти на порядок величин) КН, чем растения; по фосфору и стронцию средние КН для животных и растений отличаются очень мало (будучи несколько выше у растений), причем это объясняется относительно очень высокими КН этих элементов моллюсками (преимущественно, особенно стронция, их раковинами).

Между разными группами животных, в среднем, нет столь заметной разницы в КН, как между водорослями и другими растениями, за исключением только что упомянутых высоких КН фосфора и стронция у моллюсков и, может быть, относительно более высоких КН кобальта и цинка личинками водных насекомых, а также в среднем низких КН у рыб.

Большинство радиоизотопов сильнее накапливается у моллюсков в раковинах, а у членистоногих в сбрасываемом во время линек наружном хитиновом скелете; с раковинами и хитином соответствующие элементы надолго откладываются в донных отложениях водоема.

Имагинальные стадии насекомых, вылупляющиеся из водных личинок, выносят некоторое, хотя и не особенно большое, количество радиоизотопов из водоема; большинство сконцентрированных водными личинками насекомых радиоизотопов остается в донных отложениях (со сброшенными хитиновыми скелетами личинковых стадий и куколок) и в биологическом круговороте водоема.

Степень дисперсии (разброс) количественных значений коэффициентов накопления разными видами пресноводных животных для большинства радиоизотопов, по-видимому, несколько меньше, чем у растений; но так же, как у последних, некоторые коэффициенты накопления совершенно выпадают из ряда изменчивости прочих, указывая на наличие и среди животных специфических накопителей, КН изучались чисто феноменологически, без специального анализа физиологических механизмов минерального обмена и накопления соответствующих элементов; важно было установить возможно большее число сравнимых, полученных с помощью единой стандартной методики, КН возможно большего числа микроэлементов (радиоизотопов) возможно большим числом разных видов живых организмов, чтобы иметь возможность судить об относительном значении разных групп живых организмов в биогеохимических циклах разных элементов в биогеоценозах.

Однако попутно был собран некоторый материал, характеризующий пути накопления микроэлементов живыми организмами.

В специальных опытах выяснялись вопросы об относительном значении поверхностной диффузии и активного питания в инкорпорации радиоизотопов водными организмами, об относительной роли поверхностной сорбции и инкорпорации в накоплении радиоизотопов и о значении физикохимической формы вносимых в среду радиоизотопов.

По первому из этих вопросов опыты на бентосных и планктоновых рачках, а также на рыбах, показали, что у водных организмов пути поверхностной диффузии и проникновение через жабры, по-видимому, превышают инкорпорацию с пищей через желудочно-кишечный тракт (Тимофеев-Ресовский, 1959; Тимофеев-Ресовская, 1962).

Второй из вышеупомянутых вопросов возник в связи с неожиданно низкими КН бактериями и наиболее высокими КН не у мелких одноклеточных, а у относительно крупных нитчатых водорослей; априори казалось, что чрезвычайно мелкие клетки благодаря огромной общей поверхности должны, если поверхностная сорбция играет существенную роль, давать особенно высокие КН.

Однако опыты с бактериями противоречили этому предположению, а специальные опыты на водных растениях (Иванов, 1960), с дезактивацией их через разные промежутки времени пребывания в радиоактивных растворах показали, что радиоизотопы относительно быстро с поверхности проникают вглубь клетки, где и сорбируются внутренними поверхностями или вступают в соединения с различными внутриклеточными химическими структурами.

По третьему вопросу были проведены обширные опыты с внесением в воду, наряду с радиоизотопами, различных воднорастворимых комплексонов, прежде всего ЭДТА (этилендиаминтетраацетат); комплексоны вносились в концентрациях, несколько превышающих таковую основных катионов воды.

Опыты с ЭДТА дали весьма интересные результаты: КН всеми исследованными видами растений и животных радиоизотопов железа, кобальта, цинка, иттрия, кадмия и церия были (по сравнению с контролем, не содержавшим ЭДТА) очень сильно снижены, составляя менее 10 % от контрольных; на коэффициенты накопления фосфора, серы и германия ЭДТА не оказало никакого действия, коэффициенты же накопления остальных радиоизотопов были снижены, но в значительно меньшей степени, чем таковые первой группы радиоизотопов; особое положение заняли стронций и цезий, коэффициенты накопления которых в присутствии ЭДТА были повышены в 2-3 раза.

Полученные результаты объединяются следующим образом. Резкое снижение КН дали те радиоизотопы, ионы которых обладают очень высокой константой устойчивости в комплексных, хелатных соединениях с ЭДТА;

анионы фосфора, серы и германия совершенно не дают соединений с ЭДТА, почему их коэффициенты накопления и остались без изменения, а остальные элементы обладают сравнительно невысокими константами устойчивости в комплексных соединениях с ЭДТА.

Вступая в комплексное соединение с ЭДТА, которое очень хорошо растворяется в воде, радиоизотопы становятся значительно более мобильными и те из них, которые в комплексе с ЭДТА обладают высокой константой устойчивости, легко выделяются из клеток, не захватываясь внутриклеточными биокомплексонами.

следующим образом: их константы устойчивости в соединениях с ЭДТА закомплексованного кальция, нарушая кальциевый и, по-видимому, коррелятивно и калиевый обмен, повышает доступ в организм стронция и цезия, их аналогов.

Опыты с несколькими структурно сходными, но менее мощными комплексонами (аланин, лейцин, родизоновокислый натрий) подтвердили результаты, полученные с ЭДТА. Экспериментально установленное действие воднорастворимых комплексонов на физиологическую и биогеохимичсскую мобильность некоторых радиоизотопов естественно привело к мысли о возможном влиянии па мобильность радиоизотопов воднорастворимых биокомплексонов, содержащихся в живом веществе и его разлагающихся остатках. В связи с этим были проведены опыты с водными настоями ряда растений (Тимофеева-Ресовская, 1960), давшие, хотя количественно и слабее выраженные, но принципиально сходные с ЭДТА результаты.

Таким образом, на биогеохимическую судьбу макроэлементов, в особенности на их мобильность, несомненно оказывают влияние присутствующие в природных водах и, особенно, в почвенных растворах комплексоны биологического происхождения.

Понятие параметров радиоемкости как показателей устойчивости Kutlakhmedova-Vyshnyakova; 1997) было предложено использовать изменение параметров радиоемкости экосистемы как опережающий показатель состояния и реакции. Радиоемкость экосистемы определяется по соотношению содержания радионуклида-трассера в компонентах экосистемы.

В модельных расчетах было показано, что существенное воздействие на экосистему сопровождается обратимыми или необратимыми изменениями параметров радиоемкости биотических компонентов экосистемы. Характер изменения зависит от величины и длительности воздействия.

Изменения факторов радиоемкости по Cs-137 при действии внешнего гамма-облучения были обнаружены в предварительных экспериментах на водных культурах растений. При этом было отмечено уменьшение фактора радиоемкости корневой системы растений в ответ на действие стрессфакторов (гамма-облучение и тяжелые металлы).

Таким образом, факторы радиоемкости можно использовать как показатели состояния и благополучия экосистем при различных химических, физических и биологических воздействиях.

Развиваемая теория радиоемкости экосистем позволила получить характеристики распределения радионуклидов в экосистемах, установить закономерности радиоэкологических процессов, определить места концентрирования радионуклидов в экосистемах, (Кутлахмедов, 1998) Теория и модели радиоемкости экосистем позволили сформулировать и определить подходы к обоснованию экологических нормативов на допустимые уровни загрязнения экосистем и их элементов, а также на допустимые сбросы и выбросы радионуклидов в экосистему (Kutlakhmedov, Polikarpov, Kutlakhmedova-Vyshnyakova, 1997).

Исследования по надежности экосистем показали, что ряд параметров, таких как разнообразие видов экосистемы; биомасса; численность видов экосистемы и скорость размножения видов экосистемы являются устойчивости и надежности экосистем.

Однако определение обобщенного показателя требует огромного количества исходных данных по составляющим параметрам на разных этапах жизни экосистем. Применение данного подхода в системе фитопланктона Киевского водохранилища потребовало данных о более чем пятидесяти видов растений (плотность, численность, скорость размножения).

Этот подход позволяет по следам уже имеющихся явных изменений экосистем оценить их благополучие и надежность. Когда экосистема подвергается негативному воздействию, то разнообразие видов, биомасса, численность и скорость размножения доминирующих видов в экосистеме в общем снижается.

В результате мы можем наблюдать повреждение и/или угнетение экосистем. Такое исследование полезно для констатации изменений, но не позволяет делать опережающий прогноз состояния экосистем, а значит и предлагать контрмеры.

Всякая экосистема, малая или большая, простая или сложная, обладает свойством прочно и достаточно долго удерживать поступающие в нее радионуклиды. Это свойство есть фундаментальная универсальная характеристика.

Очевидно, что подавление и/или угнетение экосистемы, уменьшение разнообразия видов из-за их гибели, снижение биомассы, численности и скорости размножения сразу отразится на величине радиоемкости и соотношении факторов радиоемкости.

радионуклидов в каждом из компонентов экосистемы (косных и биотических).

Предлагаемая гипотеза состоит в следующем: допустим, что в экосистему в ее устойчивом состоянии попало некоторое относительно небольшое количество долгоживущих радионуклидов (без серьезного влияния на состояние экосистемы). Радионуклиды распределяются по компонентам экосистемы и описываются соответствующими величинами факторов радиоемкости.

Внешний вредный фактор (токсический, радиационный и другой природы) воздействует на данную конкретную экосистему. Если воздействие существенно, то оно способно повлиять на экосистему и ее параметры. В частности, при этом состояние стресса может быть первой реакцией экосистемы на действие вредного фактора.

Вначале это выразится в физиологических реакциях, таких как подавление и/или торможение роста, отток-сброс веществ в окружающую среду. Затем если действие вредного фактора продолжается и/или нарастает, то и снижения других показателей можно ожидать. Это может продолжаться вплоть до угнетения и гибели наиболее чувствительных видов.

Можно полагать, что при стрессовых уровнях воздействия на экосистему сброс трассера (радионуклида или радионуклидов) может произойти совместно со сбросом и оттоком балластных веществ в окружающую среду. Сброс трассера в среду обитания происходит из биомассы, реагирующего на стресс вида. Это приведет к резкому изменению величин факторов радиоемкости компонент экосистемы.

Если это действительно так, то и обратное утверждение является верным. Допустим, что заметное перераспределение радионуклида произошло в экосистеме с известным исходным распределением радионуклида-трассера (или трассеров). Это означает, что в величинах факторов радиоемкости, (а значит, и в значениях радиоемкости экосистемы), произошли изменения. Это свидетельствует о существенном воздействии на экосистему.

Подобные события могут означать, что экосистема испытала или испытывает на себе серьезное стресс-воздействие, и находится в неустойчивом состоянии, и может "качнуться" по своим основным показателям.

Опережающую оценку состояния экосистемы, ее стабильности и надежности предполагается сделать по заметным изменениям показателей радиоемкости. Опережающую оценку можно провести задолго до реакции на воздействие интегральных показателей (разнообразие видов, биомасса, численность и скорость размножения видов в экосистеме), (Кутлахмедов, 1998) Немногие экспериментальные данные по влиянию внешних факторов на параметры радиоемкости экосистем имеются. Исследования проводились на экспериментальных моделях, таких как водные культуры растений гороха и курурузы (Kutlakhmedov, Polikarpov, Kutlakhmedova-Vyshnyakova; 1997).

Банки с растущими растениями (4 -5 суточными) облучались внешним гамма-облучением в дозах 1-2 Гр. Было показано, что данная доза вызывает угнетение роста основного корня, а затем и боковых корней. При этом можно наблюдать снижение объема корневой системы и всасывающей поверхности.

Небольшое количество радионуклида 137Cs (1000 Бк/л) вводится в банки с культурой. Для данной экспериментальной модели нами было установлено, что именно объем и поверхность корневой системы определяют накопление радионуклида в растениях, а значит, определяют и фактор радиоемкости биоты (Кутлахмедов, 1998).

Предварительные эксперименты показали, что внешнее гаммаоблучение вызывает заметное снижение накопления трассера (137Cs) в корневой и надземной биомассе растений в процессе роста. Было обнаружено, что чем выше доза, тем меньше фактор радиоемкости биоты в данной экспериментальной модели. Была установлена четкая зависимость (Kutlakhmedov, Polikarpov, Kutlakhmedova-Vyshnyakova, 1997).

Исследования показали, что подобные эффекты достигаются и при действии теплового стресса (прогрев растений) и при добавлении в раствор солей тяжелых металлов, например Cd, (Кутлахмедов, 1998) Можно полагать, что продолжение исследований в этом направлении экспериментальные модели. Изучение действия физических, химических и биологических факторов на параметры радиоемкости биоты и сравнение уровня изменений радиоемкости с действием доз внешнего гамма-облучения позволит ввести независимый способ экологической дозиметрии указанных факторов, (Kutlakhmedov, Polikarpov, Kutlakhmedova-Vyshnyakova, 1997).

Т.о., показано, что в условиях заметных, на физиологическом уровне, воздействиях на экосистему в виде стресса, подавления и/или угнетения хотя бы одного вида, следует ожидать опережающего поражения экосистемы и изменения в значениях факторов радиоемкости и радиоемкости экосистемы в целом.

Следует отметить следующее. В экосистемах 10-км зоны ЧАЭС есть существенные концентрации радионуклидов в биоте и в донных отложениях (химической, биологической и другой природы), способно вызвать сброс радионуклидов в среду (в воду, например). При этом радиоемкость биоты экосистемы (одного или нескольких видов) резко снизится.

Это приведет в свою очередь к повышению содержания радионуклидов в воде, донных отложениях и в биомассе других видов биоты. Такой процесс способен продолжаться, вплоть до полного разрушения экосистемы (например, озеро Карачай на Южном Урале).

Т.о, стратегия, направленная на сохранение и/или увеличение радиоемкости экосистемы и факторов радиоемкости, составляющих биоту видов экосистемы, является оптимальным способом экологическиэтического обращения с экосистемами.

Благополучие и жизнеспособность экосистемы свидетельствует об ее высокой радиоемкости. И наоборот, высокая радиоемкость, и стабильные высокие значения факторов радиоемкости видов биоты экосистемы говорят о благополучии и надежности экосистемы.

Контроль радиоемкости и факторов радиоемкости и особенно их изменений во времени и после воздействий может служить объективным опережающим критерием и методом оценки благополучия любых экосистем (водных, континентальных, лесных и морских).

Цель и задачи исследования.

Целью настоящей работы являлось выявление особенностей поведения изотопов природного урана в экосистеме пресноводного непроточного водоема.

Для реализации поставленной цели решали следующие задачи:

- изучить распределение изотопов природного урана в модельной экосистеме непроточного пресноводного водоема;

- определить вид макрофитов, подходящих для радиоэкологического мониторинга (с максимальным уровнем накопления изотопов природного урана) и определить для них период полувыведения изотопов урана;

- выявить вид моллюсков, пригодных для радиоэкологического мониторинга (с максимальным уровнем накопления изотопов природного урана) и определить для них период полувыведения изотопов урана;

- установить распределение изотопов природного урана в органах рыб и определить период его полувыведения.

СОБСТВЕННЫЕ ИССЛЕДОВАНИЯ

2.1.1. Вид и объем использованных данных В модельных экспериментах использовали виды-космополиты пресноводных непроточных водоемов:

Растения: элодея (Elodea сanadensis), эгерия (Egeria najas), многокоренник (Spirodela polyrrhiza), кабомба (Cabomba caroliniana), роголистник (Ceratofillum demersum);

Моллюски: лужанка (Viviparus viviparous), прудовик малый Galba truncatula), катушка роговая (Planorbarius corneus);

Рыбы: бычок-ротан (Perccotus gleni) Земноводные: лягушка прудовая (Pelophylax lessonae);

Воду из системы центрального водоснабжения г. Москвы;

соотношением 234U/238U = 0.45;

представлены в таблице 2.1.

Таблица 2.1 Вид и объем проведенных экспериментальных исследований Вид пробы Количество -спектрометрия Радиохимическая Всего 298 образцов 2.1.2. Характеристика объектов исследования Растения:

Элодея – одно из самых распространенных на Земле и неприхотливых водных растений. Растет быстро, свободно плавая в толще воды, в течение всего года и может плотно заполнять водоемы..

Эгерия – неприхотливое растение. Может плавать в толще воды или быть высаженной в грунт. Быстро растёт, любит яркий свет.

Многокоренник – плавающее растение. Листья округлой формы, длина до 8 мм, ширина до 5 мм. В естественных условиях цветет всё лето.

Кабомба – произрастает в стоячих и проточных водах с быстрым и медленным течением, на глубине до полутора метров.

Роголистник – растение тенелюбиво. В благоприятных условиях роголистник сильно разрастается, образуя подводные заросли и вытесняя остальные растения.

Лужанка – широко распространенная в стоячих водоемах от озер до болот. Раковина тонкостенная, спирально завитая, бледнокоричневатой окраски с зеленоватым отливом и тремя темно-коричневыми полосами.

Прудовик – широко распространённый обитатель пресных вод.

Обладает хорошо развитой, спирально закрученной в 4—5 оборотов раковиной. Потребляет как живые растения, так и растительный детрит.

Кроме того, значительную долю рациона может составлять животная пища и бактерии.

Катушка – широко распространена в умеренных широтах Азии Европы и России. Обитают в слабо текущих или стоячих водоёмах. Данный вид моллюска вырастает до 4 см в длину. Темно-коричневая раковина, дисковидной формы, имеет пять завитков. Её цвет темно-коричневый.

зависимости от условий обитания. Продолжительность жизни — до 7 лет, обычно составляет 4—5 лет. В небольшом водоёме ротан становится многочисленным и способен полностью истребить представителей других видов рыб.

Лягушка – Длина тела около 8 см. Обитает в слабопроточных или стоячих мелководных водоёмах (Гиляров, 1984).

Отбор объектов для исследований проводили в непроточных водоемах Московской области Работа с биопробами проводилась в лаборатории в специально отведенном помещении, допускающем проведение работ с радиоактивными материалами.

2.1.3. Схемы опытов.

Перед началом работы определили активность изотопов урана в каждом компоненте модельных экосистем. Их суммарная активность не превышала 0.25 Бк/кг воздушно-сухой массы. По сравнению с внесенными активностями, данная величина ничтожно мала и в дальнейших расчетах ею можно пренебречь.

поместили по 5 веточек элодеи и роголистника, 6 катушек, 3 прудовика, лужанок, 3 рыбы и 3 головастика старшего возраста, которые в процессе опыта претерпели метаморфоз. Предварительно в воду внесли 30,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0-6,5.

Опыт № 2. В стеклянную емкость с водой объемом 15,0 л поместили аналогичные биообъекты в том же количестве. Предварительно в воду внесли 60,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0Продолжительность обоих опытов составила 18 суток.

поместили по 3 веточки элодеи, эгерии, роголистника, кабомбы;

многокоренник вносили в количестве, достаточном для формирования монослоя на водном зеркале. Предварительно в воду внесли 70,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0-6,5.

Опыт № 4. В стеклянную емкость с водой объемом 10,0 л поместили аналогичные биообъекты в том же количестве. Предварительно в воду внесли 210,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0-6,5.

Продолжительность обоих опытов составила 11 суток.

Опыт № 5. В 9 химических стаканов с водой объемом 0,5 л соответственно 3,0; 9,0; 18,0; 36,0; 54,0; 72,0; 90,0; 108,0 и 125,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0-6,5.

Продолжительность опыта составила 15 суток.

Опыт № 6. В стеклянную емкость с водой объемом 10,0 л поместили 39 веточек элодеи. Предварительно в воду внесли 210,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0-6,5. Через каждые 5 суток извлекали по 3 веточки и определяли в них удельную активность урана.

Через 35 дней оставшиеся веточки перенесли в емкость с чистой водопроводной водой без метки. Определение активности урана в них также проводили через каждые 5 суток, извлекая по 3 веточки. Продолжительность опыта составила 65 суток.

Опыт № 7. В стеклянную емкость с водой объемом 10,0 л поместили 39 прудовиков. Предварительно в воду внесли 210,0 Бк изотопов природного урана. рH в системе составлял 6,0-6,5. Через каждые 5 суток извлекали по моллюска и определяли удельную активность урана в раковине и тушке.

Через 35 дней оставшихся моллюсков поместили в емкость с чистой водопроводной водой без метки. Определение активности урана в их раковинах и тушках также проводили через каждые 5 суток, извлекая по моллюска. Продолжительность опыта составила 65 суток.

поместили 7 рыб. Предварительно в воду внесли 1000,0 Бк изотопов природного урана. В течение опыта рH в системе составлял 6,0-6,5. В течение всего опыта проводилась аэрация воды. Продолжительность опыта составила 70 суток.

Опыт № 9. В стеклянную емкость с водой объемом 10,0 л поместили 33 рыбы. Предварительно в воду внесли 140,0 Бк изотопов природного урана В течение опыта рH в системе составлял 6,0-6,5. Каждые суток изымали 3 рыбы для определения активности изотопов урана. Через день оставшихся рыб перевели в емкость с чистой водопроводной водой без метки и каждые 3 суток изымали 3 рыбы для определения активности изотопов урана. В течение всего опыта проводилась аэрация воды.

Продолжительность опыта составила 3 суток.

2.2. МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ 2.2.1. Полупроводниковая альфа-спектрометрия В практике приходится работать со смесью радионуклидов, поэтому главной задачей является отделение их от мешающих нуклидов.

Существуют методы, позволяющие сконцентрировать и выделить изотопы урана в чистом виде (экстракция, соосаждение и ионнообменные методы) (Барсуков, 2003). В настоящий момент для определения урана применяются радиохимический анализ и радиометрия (Гуськова, 1989), тепловая ионизационная масс-спектрометрия и наименее чувствительный спектрофотометрический метод. Однако точные и воспроизводимые результаты, могут быть получены только путём радиохимического выделения с последующим альфа-спектрометрией (Барсуков, 2003;

Павлоцкая, 1997). Электролитическое нанесение обеспечивает приемлемое качество счетного образца, достаточную равномерность распределения радионуклидов и минимальную толщину активного слоя (< 50 мкг/см2).

2.2.2. Методика выполнения измерений объемной активности изотопов урана (234; 235; 238) в пробах растительности и почвы альфаспектрометрическим методом с радиохимическим выделением Назначение и область применения: методика предназначена для количественного определения объемной активности изотопов урана (234, 238) в пробах природных вод с минерализацией до 5 г/л и биологических тканях. Диапазон измеряемых значений: 0.01*103 Бк/л (Бк/кг).

Сущность метода: атомные ядра изотопов урана при радиоактивном распаде испускают альфа-частицы строго определенных энергий (в скобках указан выход альфа-частиц указанных энергий, отн. ед.): U-238: 4.195 МэВ (0.77), 4.145 МэВ (0.23); U-234: 4.768 МэВ (0.73), 4.718 МэВ (0.27).

Измерение и анализ альфа-спектра счетного образца, содержащего выделенный из пробы уран, позволяют по энергии и интенсивности излучения идентифицировать его изотопы и определить активность исходя из известной активности предварительно введенного в пробу изотопного индикатора U-232 (5.320 МэВ, выход 0.69; 5.260 МэВ, выход 0.31).

Методика предусматривает предварительную радиохимическую подготовку проб, которая включает концентрирование изотопов урана из водной пробы, экстракционное отделение от мешающих радионуклидов и железа, приготовление электролитическим способом препарата (счетного образца). Электролитическое осаждение урана выполняют на подложку из коррозионностойкой нержавеющей стали.

Мешающими альфа-излучателями при выполнении альфа спектрометрических измерений изотопов урана могут быть главным образом Ро-210 (Е = 5.305 МэВ), Ra-226 (Е = 4.777 МэВ) и Тh-230 (Е = 4.685 МэВ).

Первые два, как и железо, имеют низкие коэффициенты распределения в ТБФ из HNO3 используемой концентрации (Д порядка 0.01 вместо >100 для урана) и практически не экстрагируются ТБФ.

Коэффициенты распределения урана и тория в 100%-ном ТБФ практически одинаковы (>100), и оба элемента экстрагируются в равной степени.

При использовании растворов ТБФ более низкой концентрации, например, 30 %, создаются условия для разделения урана и тория, т. к. в этом случае коэффициенты распределения в ТБФ различаются более чем в раз, и происходит преимущественное извлечение урана.

Окончательное отделение изотопов тория происходит на стадии реэкстракции элементов из органической фазы, которую проводят в две ступени.

На первой, для извлечения изотопов тория, реэкстракцию проводят с комплексообразователя (0.25М раствор НNОз в 0.04М HF), когда коэффициент распределения для тория резко падает, а для урана остается еще значительным.

На второй ступени для извлечения урана осуществляют реэкстракцию дистиллированной водой.

Все изотопы урана (235, 234, 238, 232) в процессе радиохимической подготовки ведут себя одинаково и выделяются одновременно.

Спектрометрическое детектирование альфа-частиц осуществляют с помощью полупроводникового поверхностно-барьерного детектора, позволяющего преобразовывать энергию излучения в электрический импульс определенной амплитуды, соответствующий этой энергии.

Концентрирование изотопов урана в водных пробах: исследуемую подкисляют соляной кислотой до рН=1, вводят 1 см 3 изотопного индикатора U-232 (точность введения индикатора не должна быть ниже 3 %), и перемешивают.

Затем пробу кипятят под часовым стеклом в течение 20 минут до удаления углекислоты (если воды окрашены, дополнительно перед кипячением вводят 1 см3 Н2О2 для разрушения уранорганики), после чего добавляют раствор хлорного железа из расчета 50 мг железа на 1 л пробы, и осаждают гидроксиды аммиаком (рН = 8-9). Осадку дают отстояться в течение 1-2 часов и декантируют прозрачный раствор над осадком.

Затем осадок отфильтровывают через фильтр "белая лента" диаметром 9 см. Фильтрат отбрасывают. Осадок на фильтре растворяют 25 см 3 горячей 7М азотной кислоты, приливая ее небольшими порциями, так, чтобы захватить весь осадок. Полученный азотнокислый раствор содержит изотопы урана, сконцентрированные в меньшем объеме.

происхождения: навеску измельченной исследуемой пробы помещают в термостойкий химический стакан, вводят 1 см 3 изотопного индикатора Uточность введения индикатора не должна быть ниже 3 %). Отличие при работе с нативными или воздушно-сухими пробами биологических изотопов урана с помощью гидроксида железа (III) не требуется ввиду более высокой удельной активности вещества пробы по сравнению с водными пробами.

ткани; по результатам работы на 10-15 г нативной растительности равный объем концентрированной H2O2. Для полной минерализации пробы (получения прозрачного раствора), необходимо от 2-х до 3-х ч.

Раствор выпаривают досуха, не допуская побурения осадка, и растворяют 25 см3 горячей 7М азотной кислоты.

Экстрагирование изотопов урана: Азотнокислый раствор, содержащий изотопы урана, переводят в делительную воронку, приливают 20 см3 30%-го раствора ТБФ в толуоле и проводят экстракцию в течение 10 мин.

Маточный раствор после разделения фаз сливают обратно в стакан, а органический экстракт промывают два раза равным объемом 7 М азотной кислоты и один раз равным объемом раствора 0,25М НNO3 в 0,04 М НF в течениии одной минуты. Промывные воды отбрасывают.

Далее проводят реэкстракцию урана: промывают органическую фазу три раза по пять минут равными объемами дистиллированной воды и 1 раз 3% водным раствором NaHCO3 (по 20 см3), причем рН 3-го раствора должна быть не менее 5.0. В случае закисления раствора повторяют промывку NaHCO3.

Объединенный водный реэкстракт выпаривают досуха, прибавляют см3 концентрированной HNO3 для удаления следов органики и снова досуха выпаривают.

Электролитическое осаждение изотопов урана: сухой остаток, содержащий изотопы урана, растворяют в 15 см3 2 %-го раствора соды при нагревании и переносят в электролитическую ячейку. Стакан обмывают 5 см3 электролита и присоединяют к основному раствору.

Электроосаждение изотопов урана проводят на подложку из нержавеющей стали в течение 30 мин при постоянном токе 1.8 - 2 А.

Подложку непосредственно перед использованием зачищают мелкой наждачной бумагой и протирают спиртом.

По окончании электролиза диск обмывают дистиллированной водой и сушат на воздухе. Полученный тонкослойный счетный образец измеряют на альфа-спектрометре.

прокипятить в течение 1 ч в 0.5 М HNО3, промыть дистиллированной водой, зачистить с двух сторон мелкой наждачной бумагой, снова промыть дистиллированной водой и протереть спиртом.

Скорость счета от подложки, измеренная на альфа-спектрометре, не должна превышать фоновых значений, в противном случае очистку повторяли.

Измерение альфа-спектра счетных образцов: время измерения устанавливают в зависимости от скорости счета образца. Время счета выбирали так, чтобы статистическая погрешность измерения не прямых измерений Средства измерений: в работе был применен полупроводниковый альфа-спектрометр Мультирад-АС с программным пакетом «Прогресс-5»

(НТЦ "Амплитуда", Россия).

Оборудование: разборная установка для электролитического осаждения электролитическую ячейку с анодным электродом, источник постоянного тока Б5-21 и пластиковый поддон.

2.2.3. Подготовка биологических проб для спектрометрического Растения сушили при комнатной температуре до воздушно-сухого состояния. Тело моллюсков отделяли от раковины и сушили аналогично растительности. Рыб препарировали на отдельные органы, которые также полувыведения, рыб сушили полностью. Все пробы помещали в предварительно взвешенные химические стаканы, повторно взвешивали после высушивания (по разнице масс рассчитывали массу воздушно-сухой концентрированной азотной кислоты и 37 % перекиси водорода.

2.2.4. Расчет количественных показателей Для оценки количественных показателей перехода радионуклидов в показатели:

коэффициент концентрирования (КК) формуле:

2.2.5. Статистическая обработка полученных данных Расчет неопределенности измерений производился в следующей последовательности:

Определяли среднее значение удельной активности для каждой пробы.

результатов измерения.

На основе расчета СКО получали статистическую неопределенность измерения U S :

t P принимается равной 2 при доверительной вероятности P 0,95.

Относительная статистическая неопределенность измерения равна:

Относительные неопределенности в сторону больших и меньших значений, обусловленные аппаратурной и методической погрешностями, определяли как:

- доверительная погрешность применяемых аппаратуры и методики выполнения измерений.

погрешность определения эффективности Далее получаем суммарные относительные неопределенности результата измерения объемной активности (в сторону больших и меньших значений):

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ.

экосистеме.

распределения изотопов урана (234,238) в модельной экосистеме. При активности 30.0 Бк в системе наибольшая доля изотопов (45.1 ± 7,2 %) осталась в водной фазе; значительная часть (41.3 ± 7,0 %) накоплена детритом (см. Таб.1.). Что касается гидробионтов, то значимое содержание изотопов отмечено в моллюсках и макрофитах (7.6 ± 1,4 % и 5.1 ± 0,9% соответственно).

При активности 60.0 Бк в системе основная доля изотопов урана (234,238) поглощена детритом (52.7 ± 9,5%); в водной фазе осталось 21.5 ± 3,5% внесенной активности. Высшие водные растения и моллюски накопили 12.4 ± 2,0% и 1.9 ± 0,4 % соответственно (см. Таб.1.).

Таблица 1. Распределение изотопов урана в компонентах экосистемы при внесенных активностях 30 и 60 Бк (Р = 0,95).

Компонент Доля активности при Доля активности при экосистемы водоема не дает целостной картины поведения урана ввиду значительного различия в их массе (10.0 кг воды и 0.01 кг высших водных растений).

величину удельной активности изотопов урана (234,238). Данный показатель рассчитывали на г воздушно-сухого вещества пробы.

6,65 раза больше, чем в рыбах и в 12,6 раза больше, чем в земноводных (Р 0.99).

Активность, Бк/г макрофитах в 3.3 раза выше, чем в моллюсках; в 5,5 раза больше, чем в земноводных и в 7,0 раз больше, чем в земноводных (Р 0.99).

полувыведения урана макрофитами.

Учитывая большое видовое разнообразие макрофитов, необходим более детальный подход к возможности их использования в целях радиологического мониторинга.

При внесенной активности 70.0 Бк удельная активность роголистника в 2,6 раза больше, чем у кабомбы; в 3,1 раза больше, чем у эгериии и элодеи и в 3,5 раза больше, чем у многокоренника. При внесенной активности 210. Бк удельная активность элодеи в 1,2 раза больше, чем у роголистника; в 2, раза больше, чем у кабомбы; в 2,5 раза больше, чем у эгерии и в 3,3 раза больше, чем у многокоренника (Р 0.99) (см. Диагр.2).

Активность, Бк/г При этом следует отметить, что при увеличении активности в системе в незначительные колебания удельной активности у кабомбы и эгерии. Это позволяет говорить о пределе накопления изотопов урана из водной среды для роголистника, многокоренника, кабомбы и эгерии.

Поскольку накопительную способность организма характеризует учитывали возможность достижения организмом предела накопления радионуклида, при котором даже при увеличении содержания радионуклида в среде и времени нахождения организма в данной среде удельная активность организма остается постоянной. В данном интервале активностей применение КК неоправданно, т.к. для всех макрофитов, кроме элодеи, отмечаем изменение КК при изменении активности.

макрофитами при внесенных активностях 70 и 210 Бк (объемная активность 7 Бк/л и 21 Бк/л соответственно).

Для использования КК необходимо установить диапазон активностей в системе, в котором КК постоянен. Для этого по результатам предыдущего опыта выбрали элодею, т.к. в выбранном интервале активностей ее КК был постоянен с учетом погрешности метода.

Таблица 3. Коэффициент концентрирования изотопов урана элодеей при внесенных активностях от 6 до 250 Бк/л (Р = 0,95).

системе, Бк/кг Поскольку в диапазоне активностей от 6 до 250 Бк/кг КК элодеи для изотопов природного урана практически постоянен, и учитывая широкое распространение данного растения, целесообразно использовать элодею в целях мониторинга загрязнения водоемов изотопами урана.

Для определения периода полувыведения после выдержки в среде с внесенной активностью, веточки элодеи помещали в чистую воду. Согласно литературным данным (Болсуновский, 2006), большая часть изотопов урана находится на поверхности растений (обменно-адсорбционный слой), и при расчете периода полувыведения эту долю активности не имеет смысла учитывать, так как при помещении растения в чистую воду, она быстро перейдет в водную фазу. Для урана, поступившего внутрь растительной клетки, период полувыведения будет определяться только биологическим периодом полувыведения, так как период полураспада изотопов урана (234, 238) составляет 2,46*105 и 4,5*109 лет соответственно.

Активность, Бк/г биологический период полувыведения (Тбиол) изотопов урана, который составил 21 день.

полувыведения урана моллюсками максимальное накопление урана отмечено в прудовиках (Ауд = 0.20 ± 0,06 и 0.68 ± 0,16 Бк/г соответственно) и катушках (А уд = 0.24 ± 0,06 и 0.69 ± 0, Бк/г соответственно), при этом с увеличением активности в системе отмечали возрастание удельной активности моллюсков. Для представленных видов КК находится в диапазоне 0.1710 2 – 0.20102 у лужанок; 0.72102 – 1.51102 у прудовиков и 0.80102 – 1.53102 у катушек, при этом объем водной фазы составлял 10 л в каждом случае.

Активность, Бк/г периода полувыведения изотопов урана, после выдержки в среде с внесенной активностью, прудовиков помещали в чистую воду. При сопоставимых с таковыми у катушек коэффициентами концентрирования, прудовиков в распространения в водоемах и высокой устойчивости к факторам внешней среды.

Активность, Бк/г Для определения локализации изотопов урана в организме моллюска отделяли тушки от раковины. Содержание изотопов урана в раковинах и тушках представлено на Диагр.6. Опираясь на полученные данные, можем отметить, что содержание урана в раковинах оставалось практически постоянным в ходе опыта, с учетом погрешности измерения (20%). Это можно объяснить медленными процессами обмена в раковине взрослых моллюсков, которых использовали в опыте. Что касается тушки, то можно отметить, что нарастание активности изотопов урана происходило в течение 30 суток проведения опыта. С 35-х по 55-е сутки (моллюсков поместили в постоянных значений. Т.о., в данных условиях не отмечено достижения фоновых значений активности.

Так же, как и для элодеи, период полувыведения изотопов урана будет определяться только биологическим периодом полувыведения, который составил для прудовиков 13 суток.

3.4. Распределение урана в органах рыб и определение периода полувыведения.

внесенной активности 1000 Бк (Р = 0,95).

Радионуклиды урана распределяются в организме рыбы неравномерно, что соответствует известным литературным данным (Ковальский и др.,1968).

Покровами рыбы адсорбировано 2.77 ± 0,68% активности, а плавники содержат 4.00 ± 0,92% соответственно. Абсолютная активность внутренних отмечена в кишечнике, жабрах и печени, а минимальная – в почках, сердце, желчном пузыре и яичнике.

Для выявления органов, критичных по величине накопления урана, анализировали значения удельной активности. По сравнению с величиной абсолютной активности картина иная, т.к. при расчете удельной активности учитываем массу органов, (см. Диагр.7).

Значительную удельную активность урана в почках и печени можно объяснить тем, что данные органы являются физиологическим фильтром и барьером не только у рыб, но и у всех живых организмов. Желчный пузырь является накопителем секретов печени, поэтому в нем также отмечена значительная удельная активность изотопов урана. За счет интенсивного кровообращения ткани сердца обогащаются изотопами урана, приобретая высокую удельную активность. Значительная удельная активность кишечника обусловлена путем поступления изотопов урана.

За счет большой сорбционной площади и небольшой массы, в плавниках также отмечена заметная удельная активность урана. Невысокая удельная активность тканей жабр может быть обусловлена тем, что тушку рыбы обмывали 0,5М раствором азотной кислоты для выявления доли адсорбированного урана. Опираясь на полученные данные, можно полагать, что основной путь поступления изотопов урана в организм рыбы из водной среды – пероральный (с заглоченной водой), а поступление изотопов урана за счет поглощения покровами имеет меньшее значение.

Аналогично макрофитам и моллюскам, период полувыведения изотопов урана из организма рыб будет зависеть только от биологического периода полувыведения, который составил примерно 8,5 суток (см.

Диагр.8.).

ВЫВОДЫ

Изотопы природного урана в модельной экосистеме непроточного пресноводного водоема распределяются неравномерно. Наибольшая удельная активность отмечена у макрофитов и моллюсков, наименьшая – у земноводных и рыб.

Максимальное накопление изотопов урана отмечено у элодеи Период полувыведения урана для нее составил 21 сутки. Поэтому элодею целесообразно использовать для радиоэкологического мониторинга пресноводных водоемов.

Максимальное накопление изотопов урана отмечено у прудовиков.

Период полувыведения урана для них составил 13 суток Наибольшее содержание изотопов урана в организме рыб отмечено в почках, сердце и печени. Период полувыведения изотопов урана из организма рыбы составляет в среднем 8,5 суток.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Агаджанян Н.А. Экология человека: Словарь-справочник/ Н.А.Агаджанян, И.Б. Ушаков.–М.: Медицина, 1983.-115 с.

2. Агафонов Б.М., Долгих М.И., Савченко М.И., Тимофеев-Ресовский Н.В. Распределение рассеянных элементов по компонентам водоёмов. Опыты по распределению стронция, рутения, цезия, церия и неразделённого раствора осколков урана в сериях бочков//Сб. работ Лаб. Биофизики УФАН.-М., 1960.-Вып. 3. Агре А.Л., Райко А.П., Тимофеев-Ресовский Н.В. Влияние количества биомассы на эффективность биологической дезактивации воды в слабопроточных водоёмах//Бюл. МОИП. Отд-ние биол.- 1962.-Т. 4. Алексахин Р.М. Проблемы радиоэкологии/ Р.М.Алексахин.М.:ВИНИТИ,1983.-270 c.

5. Андреева О.С., Медицинская радиология, 1957, т. 2, №3, с 6. Архипов Н.П. Роль природных и антропогенных факторов в миграции радионуклидов в почвенно-растительном покрове различных зон. Диссертация на соискание ученой степени доктора биологических наук в форме научного доклада. - Обнинск, 1994. - 54 с.

7. Бабаев Н. С. Ядерная энергетика и человек/ Н. С.Бабаев // Окружающая среда/Ред. А. П. Александров. — М.: Энергоатомиздат, 1984. — 296 с.

пребывания в водах мирового океана, морей и озер. Геохимия, № 6, 9. Батурин Н.Г. Уран в совместном морском осадкообразовании. М.:

Агропромиздат, 1985.

Радиоактивность поверхностных и почвенно-грунтовых вод // Методы радиоэкологических исследований. – М.: Атомиздат, 1971.

11. Бахур А. Е., Малышев В.И. Радиоэкология и альфа-спектрометрия.

АНРИ, № 2, 1995. С. 19-26.

12.Бахур А.Е., Малышев В. И., Мануилова Л.И. и др. Радиоактивность природных вод: от теории к практике. АНРИ, № 4, 1996/97, С. 54-59.

13.Бахуров В.Г., Луценко И.Г., Шашкина Н.М. Радиоактивные отходы урановых заводов. – М.: Атомиздат, 1965, 151 с.

14.Безобразов В.П. Уральское горное хозяйство - СПБ Недра, 15.Белозерский Г. Н. Радиационная экология. Москва : Academia 16.Бор Н. Атомная физика и человеческое познание.- М.: Изд-во инострлит-ры,1961.

17.Ботова М.М. Малюга Д.П. Моисеенко У.И. Опыт применения биогеохимического метода при поисках урана в условиях пустыни.

18.Бударков В.А. Зенкин А.С. Киршин В.А. Краткий радиоэкологический словарь. – Саранск: Изд-во Морд. Ун-та, 1998.

19. Булдаков Л. А. Радиоактивные вещества и человек/ Л. А Булдаков.. - М.: Энергоатомиздат, 1990. — 160 с.

радионуклидов в организм человека. Вопросы питания. 1986, С. 3-8.

21. Василенко И.Я. Радионуклидное загрязнение окружающей среды и здоровье население./Ред: И.Я. Василенко, Л.А. Булдаков. -М.: Медицина, 2004.

22.Васючков Ю.Ф. Горное дело – М.: Недра, 23. Вернадский В.И. Очерки геохимии. Избранные сочинения. Т.1. – М.:

АН СССР, 1954.

24. Верховская И.Н. Радиоэкологические исследования в природных биоценозах/Ред. И.Н. Верховская; М., 25. Виноградов А.П. Геохимия редких и рассеянных химических элементов в почвах. – М.: АН СССР, 1957. С. 26.Вовк П.С., Казаков С.В. Влияние ионизирующего излучения на Международной технической конференции Зеленый Мыс, 1994. С. 27. Воротницкая И.Е. Биогенная миграция урана в озере Иссык-Куль. Дис.

на соиск. учен. степ. к.б.н., М.: 1965 (МГУ им. Ломоносова).

28.Воспоминания полковника, к. т. н Поташникова П.Ф., участника ЛПА 29.Воробьев А.М. Гигиена и санитария 1967 №7, с. 30.Вредные химические вещества. Радиоактивные вещества. Справочник.

Под ред. Акад. АМН СССР Л.А. Ильина и др. Л.: Химия, 31. Галибин Г.П. Токсикология промышленных соединений урана.

/Галибин Г.П., Новиков Ю.В.-М., 1976.- с. 91-95.

32. Гонгальский К.Б. Накопление урана в детритных пищевых цепях в окрестностях приаргунского комбината/К.Б. Гонгальский, И.И. Чуднявцева, А. Д.Покаржевский, А.Е.Самонов, В.Ю Слободян //Радиоактивность после ядерных взрывов и аварий:тезисы докладов международной конференции.С.-П.:Гидрометеоиздат, 2005.-С. I-23-24.

33.Городинский С.М. и др. Радиационная гигиена. Т 1, М: Медгиз, 1962 С.

34. Герцова А.Б., Тимофеева-Ресовская Е.А., Тимофеев-Ресовский Н.В.

Влияние этилендиаминтетраацетата на накопление различных радиоизотопов из водного раствора пиявками и комарами//Докл. АН СССР.-1960.-Т. 130.

35. Гринин А. С. Омнигенная экология/ А. С. Гринин.– Брянск: Изд-во Брянской ГСХА, 1995.-Т. 1. – 354 с.

36. Гродзинский Д.М. Естественная радиоактивность растений и почв.Киев, Наукова думка, 1965.

37.Губарёв В.С. "Зарево над Припятью", М., 38.Гюльмалиев А.М., Головин Г.С., Гладун Т.Г. Теоретические основы 39.Гусаров И.И., Худотеплый А.С. Гигиена и санитария 1971, №5, с. 40.Гусев Н.Г., Беляев В.А. Радиоактивные выбросы в биосфере:

Справочник. – М.: Энергоатомиздат, 1987, 224 с.

41.Гуськов В.Н. Некоторые экспериментальные данные по влиянию естественного урана на санитарный режим водоема//В.Н.Гуськов, Л.Н.Гурфейн//Радиоактивные изотопы в гидробиологии и методы санитарной гидробиологии.-М.:Наука,1964.- С.21-28.

42.Гуськова В.Н. Уран. Радиационно-гигиеническая характеристика. – 43.Дробков А.А. Микроэлементы и естественные радиоактивные элементы в жизни растений и животных. – М.: АН СССР 1958, 208с.

44.Действие ионизирующих излучений на гидробионты и наземные растения. – Свердловск, 1970, 98с.

45. Егоров Ю.А. Экология регионов атомных станций: Сборник статей. Вып.2./ Ю.А. Егоров.-М., 1994.

46.Жизнь животных. Под ред. Гилярова М.С.и Правдина, М.Ф. – М.:

47. Журавлев В. Ф. Токсикология радиоактивных веществ/ В.

Ф.Журавлев.- М.: Энергоатомиздат,1982 г 48.Зотина Т.А., Трофимова Е.А., Болсуновский А.Я., Анищенко О., Эффективность трофического переноса радиоактивных и стабильных изотопов металлов к рыбам-бентофагам р. Енисей. Journal of Siberian Federal University. Biology, 2013, 6 (1): 96-107.

49.Зотина Т.А., Трофимова Е.А., Болсуновский А.Я. Радионуклиды в хариусе сибирском на радиационно-загрязненном участке среднего течения р. Енисей. Радиац. биология. Радиоэкология. 2012, 52 (3): 305Зотина Т.А., Калачова Г.С., Болсуновский А.Я., Дегерменджи А.Г.

Распределение 241Am в биомассе пресноводных макрофитов. ДАН.

2008, 421 (3): 426- 51.Зотина Т.А., Болсуновский А.Я., Бондарева Л.Г. Новые данные по накоплению америция-241 фотоассимилирующими органами водного растения Elodea сanadensis. ДАН. 2005, 405 (2): 274- 52.Иванов А.А. Физиология рыб. – М.: Мир., 53.Игнатов П. А., Верчеба А. А. Основы радиогеоэкологии. – М.:

54.Ильенко А.И. Концентрирование животными радиоизотопов и их влияние на популяцию/ А.И.Ильенко. - М.: Наука, 1974. - 169 с.

55. Искра А. А., Куликов Н.В. Бахуров В. Г. Роль пресноводной растительности в процессах миграции распределения естественных радиоактивных элементов в водоеме. – Экология, 1970, № 2 с. 83-89.

56. Искра А. А., Куликов Н.В. Бахуров. Накопление урана –238 тория– и радия – 226 пресноводными растениями, в зависимости от биомассы в водной среде. – Радиобиология, 1970, Т. 10, вып. 3, № 1508-70 деп.

57.Искра А. А., Бахуров В. Г. Естественные радионуклиды в биосфере. М.: Энергоиздат, 1981, с. 41- 63.

58. Источники и действие ионизирующей радиации. Доклад Научного комитета ООН по действию атомной радиации. Нью-йорк, 1977.

59. Итоги науки и техники. Т. 4. Радиационная биология. Под редакцией Алексахина Р. М. – М.: ВИНИТИ, 1983, 60. Карпов Ю.А. Методы пробоотбора и пробоподготовки/ Ю.А. Карпов, А.П. Савостин.– М.: Бином. Лаборатория знаний, 2003.- 243 с.

61. Ковальский В.В., Воротницкая И.Е. Биогенная миграция урана в озере Иссык-Куль. – Геохимия, 1965, № 6 с. 724-732.

62. Кузнецов Ю.В. Радиохронология океанов. – М.: Атомиздат, 1976.

63. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология (почвенные и пресноводные экосистемы). М.: Наука, 1975.

64. Кутлахмедов Ю.А., Поликарпов Г.Г. и др. Медико-биологические последствия Чернобыльской аварии. – Киев: Медэкол, 1998. – 172 с.

65. Маслов В.И. Аккумуляция урана, радия и тория животными радиоэкологической группы тесного контакта с радиоактивными веществами в среде обитания// Теоретические и практические аспекты действия малых доз илнизирующей радиации. Сыктывкар: Коми филиал АН СССР, 1973а.

С100, 101.

66. Методика выполнения измерений объемной активности изотопов урана (234, 235, 238) в природных водах альфа-спектрометрическим методом с радиохимическим выделением. - М.: ВИМС, 2000. 17 с.

67.Мосинец В.Н., Грязнов М.В. Уранодобывающая промышленность и окружающая среда. – М.: Энергоатомиздат, 1983, 120с.

68. Методическое обеспечение радиационного контроля питьевой воды с использованием радиологического комплекса «Прогресс».-М.:2000, с.15-28.

69. Моисеев А.А. Иванов В.И. Справочник по дозиметрии и радиационной гигиене. Изд. 2 М.: Агропромиздат, 1974.

70.Москалев Ю.И. Радиобиология инкорпорированный радионуклидов. – М.: Медицина, 1989, 200с.

71.Морская радиоэкология / Ред. Поликарпов Г.Г. – Киев.: Наукова думка.

72. Неручев С.Г. Уран и жизнь в истории земли – Л.: Недра. 73.Носек Я., Хмеларж В. Медицинская радиология. 1959, Т.4, №11, С. 74. НРБ-99. М.: Минздрав РФ, 1999.

75. Основные санитарные правила обеспечения радиационной безопасности (ОСПОРБ-99, СП 2.6.1.799-99).

76. Основы высшей математики и математической статистики: учебник для вузов.-2-е изд., испр.. -М.: Гэотар-МЕД, 2004. - 424 с.

77.Основы гамма- и альфа-спектрометрии. Под редакцией Ю. Н.

78.Перельман А.И. Кларки концентрации урана в геохимических 79.Перельман А.И. Биокосные системы Земли / Ред. А.В.Щербаков; АН 81.Перцов Л.А. Биологические аспекты радиоактивного загрязнения моря.

качества. СанПин 2.1.4. 1074 - 01. Минздрав РФ. – М.: 2002.

83.Поликарпов Г.Г. Радиоэкология морских организмов. М.: Атомиздат, ионизирующими излучениями. Публ., 30 МКРЗ. Ч. 1. – М.:

85.Природные источники излучения. Сборник. Научный комитет ООН по действию атомной радиации. 86.Пути миграции искусственных радионуклидов в окружающей среде.

Под редакцией Ф. Уорнера и Р. Харрисона. - М.: Мир, 1999.

87.Программный комплекс «Прогресс-5». –М.: НТЦ «Амплитула», 88.Пучков Л.А., Жежелевкий Ю.А. Подземная разработка месторождений полезных ископаемых – М.: Недра, 2009, 562с.

89.Радиационная гигиена. Т. 2. Под редакцией Марей А. М. - М.: Медгиз, 1962. С. 11-14.

90.Радиационный контроль воды. Методические рекомендации. Минздрав РФ. – М.: 2000. 17 с.

91.Радиобиология. Под редакцией Белова А. Д. - М.: Колос, 1999. 383 с.

92.Радиоэкологические исследования в природных биоценозах. Отв. ред И.Н. Верховская. М.: Наука 93.Рихванов Л.П. Радиоактивные элементы в окружающей среде и проблемы радиоэкологии. Учеб. пособие. Томск: STT, 2009. – 430 с 94.Рябов И.Н. Радиоэкология рыб водоемов в зоне влияния аварии на Чернобыльской АЭС. М.: Товарищество научных изданий КМК, 2004.

95.Сапожников Ю.А. Радиоактивность окружающей среды. – М.: Бином.

2006.

96.Старков В. Д., Мигунов В. И. Радиационная экология. Тюмень :

Тюменский дом печати, 2007. - 399 с.

97.Статистика: курс лекций/Харченко Л. П., Долженкова В. Г., Ионин В.Г. и др.; Под редакцией В.Г. Ионина. - Новосибирск: НГАЭиУ, М.: ИНФРА-М. 1998. 310 с.

98.Смыслов А.А. Уран и торий в земной коре. – Л.: Недра, 1974, 234с.

99.Токарев А.Н., Щербаков А.В. Радиогидрогеология. – М.: Госгеолиздат, 1956, 263с.

100. Тимофеев-Ресовский Н.В. Применение излучений и излучателей в экспериментальной биогеоценологии//Бот. жури.- 1957.- Т. 42.

101. Тимофеева-Ресовская Е.А., Тимофеев-Ресовский Н.В. О накоплении пресноводными организмами химических элементов из водных растворов. II. О коэффициентах накопления различных радиоизотопов прудовиков//бюл. МОИП. Отд-ние биол.- 1958.- Т. 63.

Распределение излучателей в водоёмах//Совещание по вопр.

эксплуатации Камского водохранилища.- Пермь, 1959.

103. Тимофеева-Ресовская Е.А., Тимофеева Н.А., ТимофеевРесовский Н.В. О накоплении пресноводными организмами химических элементов из водных растворов. О коэффициентах растений//Бюл. МОИП. Отд-ние биол.-1959.- Т. 64.

104. Тимофеева-Ресовская Е.А. К вопросу о влиянии ЭДТА на коэффициенты накопления стронция, рутения, церия, кобальта, цинка и цезия// Труды совещаний по комплексонам.- Свердловск, 1959.

105. Тимофеева-Ресовская Е.А., Милютина Г.А. Коэффициенты накопления пресноводными организмами радиоактивных изотопов различных элементов и влияние комплексона ЭДТА на некоторые из них//Докл. АН СССР.- 1960.- Т. 130.

106. Тимофеев-Ресовский Н.В. Распределение рассеянных элементов по компонентам водоёмов. Некоторые общие соображения // Сб. работ лаб. биофизики УФАН.- М., 1960.- Вып.2.

107. Тимофеева-Ресовская Е.А., Тимофеев-Ресовский Н.В. О влиянии ЭДТА на коэффициенты накопления различных радиоактивных изотопов из водного раствора пресноводными растениями//Докл. АН СССР.- 1960.- Т. 108. Тимофеева-Ресовская Е.А. Распределение радиоизотопов по основным компонентам пресноводных водоёмов //УФАН СССР.Свердловск, 109. Тюрюканов А.Н., Федоров В.И. Биосферные раздумья. М., 1996г.

110. Субботина Е.Н., Тимофеев-Ресовский Н.В. О коэффициентах накопления некоторых рассеянных элементов из водных растворов накипным лишайником//Бот. жур.- 1961.- Т. 111. Титаева Н. А. Ядерная геохимия. - М.: МГУ, 2000. 327 с.

112. Тяжелые естественные радионуклиды в биосфере. Под редакцией Р. М. Алексахина. - М.: 1990.

естественных радионуклидов микроорганизмами и лишайниками.

микробиологии АН СССР) 114. Холл Э. Дж. Радиация и жизнь: пер. с англ. – М.: Медицина, 115. Цыцугина В.Г., Рисик Н.С., Лазоренко Г.Е. Искственные и естественные радищнуклиды в жизни гидробионтов..- Киев, Наукова думка, 1973, 152с.

116. "Чернобыль: события и уроки" Под ред. Е. И. Игнатенко, М., 117. Шведов В.П., Патин С.А. Радиоактивность океанов и морей. – М.:

Атомиздат, 1968.

радиоактивного загрязнения водной среды. – М.: ВНИРО, 119. Экологическая биотехнология: учебное пособие. Волова Т.Г., Афанасова Е.Н., Задереев Е.С., Зотина Т.А., Миронов П.В., Прудникова С.В., Сорокин Н.Д., Суковатый А.Г., Шишацкая Е.И. Красноярск, ИПЦ «Копирка», 2012. 284 с.

120. Юдович Я.Э. Уран и торий в углях. Геохимия и экология/ Я.Э.Юдович, М.П. Кетрис // Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека: материалы II международной конференции. / Томск: изд-во «Тандем-Арт», 2004. – 772 с.

121. Ярмоненко С.П. Радиобиология человека и животных: Учеб.

Пособие/C. П. Ярмоненко, А.А. Вайсон; Под ред. С. П. Ярмоненко. – М.: Высш. шк., 2004. – 549 с.