CC BY
64
Известия ТИНРО
2011 Том 164
УСЛОВИЯ ОБИТАНИЯ ПРОМЫСЛОВЫХ ОБЪЕКТОВ
УДК 639.3..07.053.1:556.531.467.9
А.И. Смагин1, 2, Т.Л. Махаева3*
1 Уральский научно-исследовательский ветеринарный институт, 620142, г. Екатеринбург, ул. Белинского, 112а;
2 Южно-Уральский институт биофизики, 456780, Челябинская область, г. Озерск, Озерское шоссе, 19;
3 Производственное объединение «Маяк»,
456780, Челябинская область, г. Озерск, просп. Ленина, 31
ВОЗМОЖНОСТИ ИСПОЛЬЗОВАНИЯ РЕСУРСООБРАЗУЮЩИХ ВИДОВ РЫБ ПРЕСНОВОДНЫХ ВОДОЕМОВ, ЗАГРЯЗНЕННЫХ РАДИОНУКЛИДАМИ
Представлены результаты комплексных радиоэкологических исследований экосистемы водохранилища-хранилища радиоактивных и химических отходов на Южном Урале. Показано, что радиоактивное загрязнение воды в водохранилище-хранилище (В-10) радиоактивных отходов ПО «Маяк» на р. Теча превышает уровень фоновых значений загрязнения искусственными радионуклидами пресных вод на 5 порядков величины. В В-10 наблюдается постоянное изменение химического состава вод. В результате проведенных исследований установлено, что, несмотря на значительное радиоактивное загрязнение и нестабильность химического состава вод, популяции рыб сохраняются в изолированном водоеме более 50 лет, хроническое воздействие дозы мощностью до 3 Гр/год не вызвало необратимых изменений у рыб. Экспериментально обоснована возможность использовать обитающих в водохранилище-хранилище отходов рыб в качестве производителей для получения икры и затем личинок, пригодных для рыбоводных целей. Дозы ионизирующей радиации на производителей рыб, обитающих в В-10, могут являться радиостимулирующими при дальнейшем выращивании потомства в «чистых» условиях. После инкубации икры и выращивания личинок и молоди рыб в воде, не содержащей повышенных уровней радионуклидов, можно получить рыбную продукцию, соответствующую санитарным нормам. Уровень воздействия факторов среды в В-10 является субпредельным для пресноводных экосистем.
Ключевые слова: пресноводные водоемы, радионуклиды, популяции рыб, темпы роста, видимые мутации, микроядра крови, воспроизводство полноценного потомства.
Smagin A.I., Makhayeva T.L. Possibility to use the fish from freshwater ponds polluted by radionuclides // Izv. TINRO. — 2011. — Vol. 164. — P. 216-228.
Results of integrated radioecological monitoring of the reservoir for radioactive and chemical wastes in South Ural region are presented. The wastes from the indus-
* Смагин Андрей Иванович, доктор биологических наук, старший научный сотрудник, e-mail: biogeo@telecom.ozersk.ru; Махаева Татьяна Леонидовна, специалист ПО «Маяк», e-mail: biogeo@telecom.ozersk.ru.
trial corporation «Mayak» are drained to the reservoir on the Techa River which contamination by radionuclides is 100,000 times more than the background level of freshwater ponds. Besides, chemical composition of water in the reservoir changes permanently. In spite of many unfavorable factors, including chronic radiation treatment with the dose 3 Gy/yr, fish population in this isolated reservoir had no any irreversible changes during 50 years of monitoring. Possibility to use the fish from the reservoir as breeding stock is proven experimentally. Its eggs incubated in clean non-radioactive water give the recruitment that passes all sanitary standards. The level of total environmental impact on freshwater ecosystem in the reservoir is estimated as sub-limiting, and the radiation treatment on spawners could be considered as a radio-stimulant.
Key words: freshwater reservoir, radionuclid, fish population, growth rate, visible mutation, blood micronucleus, recruitment.
Введение
Открытие радиоактивного распада и использование ядерных делящихся материалов для производства энергии, безусловно, является крупнейшим достижением науки конца 20-го века. Одним из непредвиденных негативных последствий освоения энергии деления атомного ядра стала проблема радиоактивного загрязнения окружающей среды. В России существует ряд территорий, имеющих высокие уровни радиоактивного загрязнения. Максимальные уровни радиоактивного загрязнения в нашей стране имеют промышленные водоемы ПО «Маяк», расположенные в верховье р. Теча на восточном склоне Южно-Уральского хребта. Река Теча берет начало из системы предгорных проточных Каслинско-Кыш-тымских озер, площадь акватории которых составляет более 280 км2 (Андреева, 1973) (рис. 1).
Объектом исследования служила экосистема водохранилища-хранилища радиоактивных и химических отходов ПО «Маяк» на р. Теча (В-10). Несмотря на сверхвысокие радиационные нагрузки на представителей биоты, в В-10 обитает большинство пресноводных видов рыб, населяющих водоемы региона. За время существования водохранилища (~ 50 лет) произошла смена не менее 10 поколений рыб. Выполненные нами исследования не выявили необратимых биологических изменений в популяциях рыб — наиболее радиочувствительного звена водных экосистем.
Ръис. 1. Схема района исследований
Fig. 1. Scheme of surveyed area
Цель работы — анализ последствий длительного радиационного и химического воздействия на ресурсообразующие виды рыб и экспериментальное обоснование приемов и методов использования водоемов, загрязненных радиоактивными веществами, в рыбном хозяйстве.
Материалы и методы
Гидрохимические параметры оценивали по стандартным методикам (Але-кин, 1970, 1973), а при проведении измерений использовали ГОСТ 8.207-76, ОСТ 95.592.78, ОСТ 95.601.78.
Удельную активность радионуклидов и суммарную ß-активность определяли для образцов естественной влажности на аттестованных приборах аттестованными методами, принятыми на ПО «Маяк». Коэффициенты концентрирования (Кк) радионуклидов приводятся по отношению к воде.
Дозовые нагрузки оценивали экспериментально, впервые используя комплекты промышленных дозиметров (Пристер, 1979, 1980; Дозиметрический и радиометрический контроль ..., 1981; Смагин, 2007). Мощность экспозиционной дозы измеряли с помощью прибора СРП 68-02, плотность потока ß-частиц — прибором РУП-1, а поверхностную ß-активность — переносным радиометром КРБГ.
Для оценки уровня загрязнения воды использовали нормативные значения допустимой удельной активности воды (ДУАнас), регламентирующие содержание радионуклидов (Нормы ..., 1999). Определение уровней загрязнения рыбы проводили, руководствуясь санитарными правилами и нормами (СанПиН 2.3.2.560-96, 1997).
У рыб одного вида и возраста, выросших в условиях радиоактивного загрязнения водной среды, индивидуальные различия в накоплении радионуклидов могут достигать 10 раз и более (Шеханова, 1983). Поэтому для проведения аналитических измерений нами использовались выборки в объеме не менее 25 экз. рыб на одну пробу. При этом масса пробы составляла от 4 до 10 кг в зависимости от размера особей. В каждом исследуемом водоеме было отобрано от 3 до 14 проб различных видов рыб.
При анализе рыб проводили внешний осмотр рыбы и ее органов, взвешивали и определяли: L — полную длину, l — длину до конца средних лучей хвостового плавника, SL — стандартную длину (до конца чешуйного покрова), Н — наибольшую высоту тела, В — ширину тела, аА — антеанальное, аУ — антевен-тральное, аР — антепекторальное расстояния, с — длину головы, ао — длину рыла, о — диаметр глаза, аz — расстояние от начала рыла до заднего края орбиты (Правдин, 1966). В период 1980-2004 гг. было обследовано несколько тысяч экземпляров.
Для сравнения уровня изменчивости показателей все мерные признаки выражали в форме индексов через отношение к полной длине тела, а некоторые — к длине головы, все счетные — в абсолютных значениях. Для определения флюктуирующей асимметрии (Захаров, Яблоков, 1985) в популяциях плотвы Rutilas rutilas lacustris Pallas были просчитаны все парные признаки на обеих сторонах тела (число мягких лучей в грудных и брюшных плавниках и число чешуй под, над и в боковой линии — la, ld и ll). Уровни асимметрии в различных популяциях сравнивали по критерию Фишера (Плохинский, 1970, 1980).
Возраст рыб определяли по чешуе (Чугунова, 1959).
Электрофоретический анализ белковых систем плотвы проводили в соответствии с общепринятыми рекомендациями (Shaw, 1965; Корочкин и др., 1984). В изученных популяциях было исследовано 5 белковых систем: 6-фосфоглюко-натдегидрогеназа (6-PGD, 1.1.1.44), лактатдегидрогеназа (LDH, 1.1.1.23), малат-дегидрогеназа (MDH, 1.1.1.37), ацетилэстераза (ES, 3.1.1.6) и аспартатаминот-рансфераза (ААТ, 2.6.1.1).
Инкубацию икры щуки Esox lucias L. осуществляли в рыбоводном цехе Опытной научно-исследовательской станции ПО «Маяк» в пос. Метлино (ОНИС),
а также в рыбоводном цехе в пос. Аракуль. Производителей отлавливали на нерестилищах, отбирали икру и сперму, затем икру осеменяли сухим способом. Оплодотворенная икра доставлялась в рыборазводный цех и закладывалась в аппараты Вейса для инкубации в «чистой» воде. Через несколько часов после выклева проводили выборки предличинок по 1000 шт. для каждого варианта эксперимента. Материал фиксировали, затем, используя микроскоп МБИ-1, определяли наличие фенотипических уродств (видимых мутаций).
Предличинок анализировали по пластическому признаку — длине предличинок — и качественному — наличию предличинок — со следующими феноти-пическими нарушениями: искривление хорды; отсутствие желточного мешка; отсутствие плавниковой каймы; отсутствие глаз; водянка желточного мешка; отсутствие пигментации тела; повышенная пигментация тела; срастание эмбрионов; неординарные уродства.
В результате сортировки предличинок по качественным признакам в контроле и опыте были отобраны пять групп по 25 нормальных особей для измерения длины тела с помощью окулярмикрометра микроскопа МБИ-1.
Гематологические исследования проводили, используя стандартные методы (Шатуновский, 1972; Ильинских и др., 1991). Частота встречаемости эритроцитов с микроядрами оценивалась по t-критерию Стьюдента с преобразованием фи-Фишера (Sokal, Rohlf, 1981). Уровень микроядер в эритроцитах подсчитывали в промилле. Частота встречаемости клеток с микроядрами обычно соответствует распределению Пуассона для редких событий (Ильинских и др., 1991).
Статистическую обработку результатов проводили стандартными методами (Урбах, 1964; Плохинский, 1970, 1980).
Основным объектом исследования являлась экосистема водохранилища-хранилища отходов В-10, расположенного в верховьях р. Теча на Южном Урале (рис. 1). В-10 было построено в 1956 г. для хранения жидких радиоактивных отходов производства ПО «Маяк». Площадь зеркала В-10 составляет 18 км2, объем воды 80 млн м3, максимальная глубина около 8 м, а средняя 4 м. Заполнение водохранилища происходило за счет сброса радиоактивных и химических отходов в течение нескольких лет. Радиоактивные растворы поступают в расположенные выше пруды В-3 и В-4, а оттуда избыток воды переливается в В-10. Периодические изменения объемов и состава сбросных вод приводят к изменению основных гидрохимических показателей в водохранилище (табл. 1 и рис. 2).
Таблица 1
Основные гидрохимические показатели В-10 в 1973-2003 гг.
Table 1
Basic hydrochemical parameters of water in the reservoir in 1973-2003
Показатель 1973 1991 1993 2003
рн 7,5 5,8 7,5 8,2
Сухой остаток, мг/дм3 1500 2513 2244 1120
Щелочность, ммоль/дм3 1,3 0,1 0,8 3,4
Жесткость, ммоль/дм3 16 22 19 10
Cl-, мг/дм3 52 123 109 85
SO42-, мг/дм3 950 1564 1473 628
Ca, мг/дм3 200 278 227 114
Fe , , мг/дм3 общ' ' NO3, мг/дм3 0,62 0,50 0,20 0,10
0,18 3,50 3,0 0,24
Перманганатная окисляемость, мг02/дм3 8,6 5,8 7,5 7,9
Потери при прокаливании, мг/дм3 270 Не опр. Не опр. 172
На рис. 2 прослеживаются циклические сезонные изменения показателя в оз. Иртяш и асинхронные хаотичные скачки значений показателя в В-10, к тому же имеющие большую амплитуду.
Рис. 2. Динамика SO42
оз. Иртяш (правая шкала) и водохранилище В-10 (левая
шкала)
Fig. 2. Dynamics of SO42- ions in Irtyash Lake (right axis) and in the reservoir (left axis)
Избыток «чистой» воды из расположенной выше системы каслинско-кыш-тымских озер отводился в р. Теча, минуя каскад промышленных водоемов, по специально построенному левобережному обводному каналу (ЛБК). Канал проложили по левому берегу оз. Кызыл-Таш (В-2), прудов В-3 и В-4 и водохранилищ В-10, В-11 (Смагин, 1996) (см. рис. 1).
Основными дозообразующими радионуклидами для экосистемы В-10 являются 9<^г и (Смагин и др., 1990). В период с 1980 по 2005 г. удельная активность в-излучающих радионуклидов в воде водохранилища-хранилища отходов колебалась в пределах от 7,0 до 27,0 кБк/л. Эти уровни на 5 порядков (105 раз) превышают глобальные «фоновые» значения радиоактивного загрязнения пресных вод (рис. 3).
1Э60 1Э65 1970 1975 1990 1995 1990 1995 2000 2005
Рис. 3. Динамика суммарной удельной активности ß-излучающих радионуклидов в воде В-10
Fig. 3. Dynamics of total specific activity of ß-emitting radionuclides in the reservoir
Обследование дна водоема, проведенное в 1986-1991 гг., позволило установить, что плотность загрязнения различных участков изменяется в широких пределах — 0,1-2,5 ПБк/км2 (2,0-70,0 кКи/км2) (Смагин, 1996; Новиков и др., 1998).
В В-10 обитает большинство видов рыб, типичных для Южного Урала. Рыбы, живущие в водохранилище, накапливают значительные концентрации радионуклидов (табл. 2).
Мощности доз, поглощенных органами и тканями рыб, обитающих в В-10, составляет около 3 Гр/год (Смагин, 1996).
Контрольными водоемами служили озера Иртяш, Алабуга, Кажакуль и водоемы, расположенные в районе г. Екатеринбург. Радиоактивное загрязнение
Таблица 2
Уровни удельной активности и Кк долгоживущих радионуклидов в В-10 в разные годы, кБк/кг сырой массы тушки рыб
Table 2
Year-to-year changes of specific activity level and concentration of long-lived radionuclides in tissues of fish from the reservoir, kBq/kg WW
Вид, годы 90Sr Кк 137Cs Кк*
Щука, 1980-е гг. 80 ± 50 4 1300±700 400
Окунь, 1990-е гг. 160 ± 80 32 420 ± 200 1900
Щука, 1990-е гг. 526 ± 300 100 152 ± 80 670
Плотва, 2002 г. 200 ± 60 53 100 ± 30 2800
Окунь, 2002 г. 150± 100 38 200 ± 20 5600
Окунь, 2005 г. 417 ± 250 79 127 ± 35 4243
* Кк радионуклидов приводятся по отношению к воде.
озер Иртяш, Алабуга и Кажакуль произошло в результате аварии емкости-хранилища отходов на ПО «Маяк» в 1957 г. и образования Восточно-Уральского радиоактивного следа. Основным дозообразующим радионуклидом для этой группы водоемов является 90Sr. Удельная активность ^-излучателей в воде оз. Иртяш ~ 0,3 Бк/л, оз. Алабуга ~ 1,5, а в оз. Кажакуль ~ 0,8 Бк/л, что превышает глобальный уровень на порядок (10 раз), но на 4 порядка (104 раз) ниже, чем в В-10 (Смагин, 2008).
Результаты и их обсуждение
В период 1980-2004 гг. было обследовано несколько тысяч экземпляров плотвы, щуки и окуня Perca fluviatilis L., обитающих в В-10. В результате внешнего осмотра выловленных рыб видимых морфологических аномалий (изменение пропорций тела и отдельных органов) выявлено не было, за исключением одного экземпляра плотвы, у которого было обнаружено отсутствие серебристого слоя чешуйно-го покрова. При вскрытии рыб также не было выявлено видимых изменений внутренних органов, за исключением изменения цвета печени у отдельных особей щуки, выловленных в районе сброса воды из В-4 в В-10 (в В-4 поступают технологические сбросы ПО «Маяк»). Обследования показали, что рыбы, населяющие В-10, имели повышенный темп роста (Смагин, 1996).
В 1980-е гг. нами проводились исследования действия условий среды на потомство щук, обитающих в В-10. Сравнительный анализ предличинок щук, полученных заводским способом от производителей из водоема-хранилища отходов В-10 и оз. Алабуга, позволил установить, что выход нормальных особей (отклонения в развитии отсутствуют) в обеих популяциях приблизительно равен. В В-10 количество нормальных особей составляло 72,2 ± 1,4 %, а в оз. Алабуга — 71,2 ± 1,4 %. В то же время в потомстве щуки из В-10 было обнаружено увеличение частоты выхода сложных видимых мутаций у предличи-нок, эти особи погибают в первые месяцы жизни — отсекаются отбором. В потомстве щук контрольной популяции основным типом уродства являлось искривление хорды, тогда как в потомстве щук, обитающих в В-10, встречаются все девять видимых изменений либо единично, либо в комплексе. Известно, что изменение температуры среды во время инкубации может вызвать искривление хорды (Справочник ..., 1983). Учитывая, что оз. Алабуга находится на гораздо большем расстоянии от рыбоводного цеха, чем В-10, и контроль за температурой среды при перевозке затруднен, мы предположили, что большой выход предли-чинок с искривленной хордой обусловлен воздействием этого фактора. При дальнейшем анализе мы исключили этот критерий (табл. 3).
Из представленных в табл. 3 данных следует, что частота возникновения видимых аномалий развития в потомстве от производителей, обитающих в водо-
221
Таблица 3
Частоты уродств различного типа в потомстве щуки
Table 3
Frequency of certain abnormalities for pike recruits
Тип уродства В-10 (число аномалий) Частота, n ■ 10-2 Оз. Алабуга (число аномалий) Частота, n ■ 10-2
Отсутствие желточного мешка 81,0 8,1 11,0 1,1
Отсутствие плавниковой каймы 39,0 3,9 0 0
Отсутствие пигментации тела 2,0 0,2 0 0
Отсутствие глаз 2,0 0,6 0 0
Все типы уродств 130,0 13,0 11,0 1,1
хранилище В-10, на порядок выше, чем у потомства щуки из оз. Алабуга. Сравнивая полученные нами данные с результатами экспериментов, проведенных ранее Г.Б. Питкянен (1978), можно заключить, что оба эксперимента подтверждают наличие фенотипических изменений в потомстве щуки, обитающей в В-10, на уровне около 30 % (видимые аномалии развития). В работе Г.Б. Питкянен не учтены типы видимых аномалий развития, но, исключив искривление хорды (наши эксперименты), мы получим близкие значения выхода видимых изменений у пред-личинок, полученных от щук из оз. Алабуга, в наших экспериментах и экспериментах Г.Б. Питкянен (соответственно 1,2 и 1,1 %).
Среднепопуляционная длина тела предличинок щук от производителей, обитающих в В-10, составляет 9,5 мм при а2 = 0,20, а в контроле оз. Алабуга — 9,2 мм при а2 = 0,12. Используя F-критерий, мы убедились, что различия недостоверны при а = 0,05. По данным литературы (Коблицкая, 1981), средняя длина тела предличинок щуки после выклева составляет 6,7-7,6 мм. По другим источникам (Справочник ..., 1983), длина предличинок колеблется в пределах от 7 до 13-15 мм, максимальные линейные размеры, вероятно, имеют предличинки в возрасте несколько суток. Возможно, что увеличение длины предличинок, полученных от производителей из оз. Алабуга, связано с высокой продуктивностью экосистемы, а следовательно, и с хорошим состоянием организма производителей, о чем свидетельствуют повышенные темпы роста массы щуки. В В-10 также наблюдаются повышенные темпы роста массы щуки, превышающие средние значения в водоемах Южного Урала, Рыбинском водохранилище, оз. Галичском. Увеличение длины предличинок от производителей, обитающих в водоеме-хранилище отходов, можно объяснить эффектом радиостимуляции (Смагин, 1996). Опыты по радиостимуляции растений успешно проводились в нашей стране в 1960-1970-е гг. (Рачинский, 1978). Воздействие факторов среды на рыб, обитающих в В-10, может вызывать эффект радиостимуляции.
Нами проводились исследования морфометрических характеристик плотвы, обитающей в В-10 и контрольном оз. Кажакуль. Было установлено, что по величине дисперсии из 18 изученных параметров по трем плотва имеет достоверно большее разнообразие, а по одному — меньшее по сравнению с плотвой из оз. Кажакуль. Исследование 5 парных морфометрических характеристик показало, что направленная асимметрия в популяциях плотвы из В-10 и оз. Кажакуль отсутствует (Фетисов и др., 1992).
Электрофоретический анализ 5 белковых систем белых мышц плотвы позволил установить, что по уровню гетерогенности и показателям внутривидового разнообразия исследуемые популяции плотвы из В-10 и оз. Кажакуль близки. Расчет генетического расстояния по Нею (Айла, 1984) показал, что исследованные популяции достоверно не различаются ни по одному из исследованных локу-сов (Фетисов и др., 1992).
Кроветворная система относится к наиболее радиочувствительным системам организма (Захаров, Крысанов, 1996; Ярмоненко, Вайнсон, 2004; Смагин и
др., 2005а, б; Смагин, 2007). Работы по микроядерному тестированию крови рыб, обитающих в В-10, проводили осенью 2002 г. Исследовали плотву, окуня и щуку. Контролем служили рыбы, обитающие в питьевых и рекреационных водоемах района г. Екатеринбург.
Сравнительный анализ частоты встречаемости генетических нарушений в клетках крови отдельных видов рыб из разных водоемов, различающихся по характеру и степени антропогенной нагрузки, позволил выявить видовую специфику цитогенетической стабильности. Так, у окуня из разных популяций диапазон колебаний частоты встречаемости аберрантных клеток составил 0,1-0,6 %о (табл. 4).
Таблица 4
Частота встречаемости аберрантных эритроцитов Р в крови окуня из разных популяций
Table 4
Frequency of aberrant erythrocytes in blood of freshwater perch, by populations
Водоем Р, % m (ф) P . mir ,> % P , % max N, экз
Глубоченский пруд Отс - - - 24
Оз. Шитовское 0,2 0,010 0, 100 0,4 17
Оз. Шарташ 0,6 0,010 0, 400 0,9 6
Нижне-Исетский пруд 0,4 0,010 0, 200 0,6 5
Р. Чусовая 0,1 0,002 0 0,2 9
Волчихинское водохранилище 0,3 0,001 0, 100 0,5 7
Макаровское водохранилище 0,1 0,001 0, 008 0,3 9
Водоем № 10 0,3 0,009 0, 100 0,4 9
Примечание. Отс — аберрантные эритроциты отсутствуют.
Анализ сравнительных данных свидетельствует о том, что, несмотря на значительный уровень радиоактивного загрязнения В-10, генетические нарушения в эритроцитах окуня не превысили их значения для водоемов зоны воздействия промышленного комплекса г. Екатеринбург средней степени загрязненности. Однако при анализе препаратов крови окуня из В-10 было обнаружено повышенное количество лимфоцитов, а также молодых клеток эритроидного ряда на фоне эритроцитов, находящихся на разной стадии разрушения. Высокое содержание лимфоцитов свидетельствует об интенсификации иммунных процессов в организме. Активация эритропоэза вызвана процессами компенсации клеточного состава крови в результате гемолиза. Эти нарушения в гомео-стазе организма, безусловно, вызваны факторами среды обитания в В-10 (Смагин и др., 2005б). У всех особей окуня из водоема-хранилища отходов отмечена зараженность крови паразитами Trypanosoma percae Brumpt, встречающимися у представителей этого вида, обитающих в бассейнах рек Волги, Дона, Днепра (Определитель ..., 1962).
При исследовании цитогенетической стабильности плотвы в В-10 было выявлено, что этот вид рыб является менее устойчивым, чем окунь. Частота встречаемости генетически аберрантных клеток у плотвы из В-10 достоверно превысила этот показатель у рыб, обитающих в контрольных водоемах (табл. 5).
Число микроядер в клетках крови плотвы из контрольного водоема (Глубо-ченский пруд) отражает уровень спонтанных хромосомных аберраций для этого вида. Повышение частоты встречаемости микроядер в эритроцитах плотвы из других контрольных водоемов свидетельствует об увеличении генотоксичности среды, которая обусловлена прежде всего загрязнением воды тяжелыми металлами и бытовыми стоками. Высокий уровень показателя у плотвы из В-10 свидетельствует о значительной мутагенности и генотоксичности среды обитания в водохранилище. Кроме того, кровь плотвы из этого водоема отличалась высокой насыщенностью незрелых форм эритроцитов (до 70 % от общего количества), характеризующихся низкой функциональной способностью. Отмечены многочисленные аномалии в структуре зрелых эритроцитов, проявившиеся в отсутствии
Таблица 5
Частота встречаемости эритроцитов с микроядрами в крови плотвы
из разных водоемов
Table 5
Frequency of erythrocytes with micronuclei in blood of dace from different water ponds
Водоем Р, % m (ф) P . min , /00 P , % max N, экз.
Глубоченский пруд 0,05 0,002 - - 32
Оз. Шитовское 0,30 0,008 0, 10 0,40 13
Оз. Шарташ 0,40 0,008 0, 28 0,61 13
Нижне-Исетский пруд 0,30 0,007 0 20 0,47 17
Волчихинское водохранилище 0,30 0,004 0 10 0,40 19
Макаровское водохранилище 0,50 0,007 0, 20 0,60 12
Водоем № 10 1,40 0,006 0, ,90 1,60 25
ядра и ацентрическом его расположении в клетке. У единичных особей отмечены паразиты крови, но в меньшем количестве, чем у окуня.
Учитывая данные предыдущих исследований (Лугаськова, 2003), следует отметить, что щука отличается от ранее рассмотренных видов крайне низкой степенью цитогенетической стабильности и обладает повышенным уровнем спонтанных генетических нарушений (табл. 6).
Таблица 6
Частота встречаемости микроядер в эритроцитах крови щуки из разных водоемов
Table 6
Frequency of erythrocytes with micronuclei in blood of pike from different water ponds
Водоем Р, % m (ф) P , , % min Pmax, % max N, экз.
Оз. Шитовское 1,3 0,010 0,9 1,8 5
Нижне-Исетский пруд 1,4 0,030 0,5 2,6 2
Р. Теча (район пос. Лобаново) 0,2 0,001 - - 1
Водоем № 10 6,0 0,020 4,2 7,0 2
Низкая частота встречаемости микроядер в эритроцитах щуки из р. Течи в районе пос. Лобаново может быть обусловлена невысокими уровнями удельной активности воды, которые по 137Cs на порядок величины ниже уровня вмешательства (Нормы ..., 1999), а по 90Sr немногим превышает регламентный показатель. Щуки из В-10 представлены взрослыми особями (9+ и 7+ лет). У щуки старшего возраста отмечено максимальное количество генетически аберрантных клеток, тогда как у более молодого экземпляра они вообще не были обнаружены. К сожалению, малочисленность выборки не дает возможности более объективно судить о степени генетических изменений у этого вида в условиях обитания в В-10. У обоих экземпляров щуки обнаружен паразит крови Trypanosoma remaki (Laveran et Mesnil), который является видоспецифичным. Отмечены процессы гемолиза эритроцитов и нарушения в их структуре, что существенно отражается на функциональной активности крови рыб (Смагин и др., 2005а).
Воздействие неблагоприятных условий среды в В-10 обусловило снижение уровня цитогенетической стабильности крови рыб и накопление хромосомных и генных дефектов. В то же время факт сохранения популяций рыб в водохранилище-хранилище отходов на протяжении десятков лет свидетельствует, что уровни техногенного воздействия не столь велики для того, чтобы вызвать необратимые изменения и гибель популяций. Темпы роста щук в В-10 намного выше, чем в среднем в уральских водоемах, Рыбинском водохранилище, озерах Галичском и Алабуга (Смагин, 1996). Предличинки, полученные от производителей из В-10, имеют достоверно большие размеры и не отличаются от контроля, а выход особей, не имеющих внешних отклонений в развитии, достаточно высок и составляет 70 %. Сохранение популяций рыб в изолированном водохранилище на протя-
жении более 50 лет дает основание для вывода, что данный уровень антропогенного воздействия не является критическим для популяций рыб. Контрольные отловы показали, что в водохранилище наблюдается повышенная плотность популяции щуки, превышающая таковую в оз. Алабуга в несколько раз, что, вероятно, вызвано отсутствием отлова. Представленные результаты свидетельствуют в пользу того, что В-10 возможно использовать в рыбоводных целях для содержания производителей рыб, так как уровни дозового воздействия не являются предельными и при выращивании потомства в «чистой» воде может проявиться эффект радиостимуляции.
Исходя из того что в онтогенезе наиболее радиочувствительными являются ранние стадии развития, а рыбы считаются наиболее радиочувствительным звеном водных экосистем (Одум, 1975; Рачинский, 1978; Шеханова, 1983; Смагин, 1996, 2007; Ярмоненко, Вайнсон, 2004; и др.), можно заключить, что воздействие радиационного фактора не вызывает необратимых изменений во всех звеньях экосистемы на популяционном уровне. Этот вывод подтверждает и то, что в водохранилище В-10 обитают индикаторы чистоты природных вод беззубки Anodonta cygnea Ь.
Необходимо отметить, что доза ионизирующего излучения на рыбу, обитающую в водохранилище, превышает среднюю дозу, формируемую за счет естественного фона и выпадений радионуклидов после испытаний ядерного оружия, в 2 тыс. раз.
Несмотря на то что потомство щуки испытывает действие антропогенного фактора, полученные результаты подтверждают возможность использования водоемов, удельная активность воды в которых достигает 20-30 кБк/л при интегральной дозе облучения половых продуктов у производителей до 3 Гр/ год, для содержания маточных стад рыб. Осеменение икры и последующую ее отмывку следует проводить водопроводной водой, удельная активность которой соответствует фоновым уровням, а не водой из В-10. Зрелая икра рыб отличается минимальным содержанием радионуклидов (по отношению к другим органам и тканям организма производителей), причем основная доля радиоактивных веществ (до 70 %) сконцентрирована в оболочке, отделяющейся при выклеве личинок. К тому же у большинства видов рыб более половины депонированных радионуклидов выводятся из икры за период инкубации в "чистой" воде (Куликов, Чеботина, 1988). При дальнейшем выращивании рыбы в воде, не загрязненной радиоактивными веществами, можно получить товарную рыбу, соответствующую санитарным нормативам.
В В-10 обитает многочисленная популяция щук, что позволило нам провести комплекс научно-практических экспериментов по возможности промышленного воспроизводства этого вида рыб. Отсутствие пресса отлова на водохранилище-хранилище отходов в течение десятков лет дает возможность заготовлять на нерестилищах икру щуки в промышленных масштабах. Весной 1986 г. была проведена успешная инкубация икры щук, обитающих в В-10, в рыбоводном цехе ОНИС — было получено ~ 500 тыс. шт. предличинок. Через сутки после выкле-ва рыбопосадочным материалом зарыбили оз. Кажакуль, а оставшуюся часть, около 200 тыс. шт., еще через 6 сут содержания передали объединению Челя-бинскрыбпром для зарыбления прудов. В оз. Кажакуль щука не прижилась, по нашим сведениям, единичные экземпляры щуки были выловлены в течение 23 лет после зарыбления. Одной из причин массовой гибели посадочного материала являлось то, что зарыбление проводили, не выдержав предварительно пред-личинок до перехода на самостоятельное питание. В пруду Чесменского рыбхоза (Челябинская область), куда личинку доставили на 6 дней позже, масса сеголеток щук осенью достигла 350-400 г, а уровни радиоактивного загрязнения составили ~ 9^г 0,05 и ~ 137Сs 0,06 Бк/кг, что в тысячу раз ниже предельно допустимых уровней, предусмотренных санитарными нормами. Весной 1987 г. была проведена успешная инкубации икры щук, обитающих в В-10. Было получено ~ 500 тыс. шт. предличинок, которых передали объединению Челябинск-
рыбпром для зарыбления водоемов. В 1989 г. после инкубации икры от производителей из В-10 в рыбоводном цехе ОНИС объединению Челябинскрыбпром было передано 400 тыс. шт. личинок щуки, которых содержали в прудах в поликультуре с сеголетками карпа. Осенью масса сеголеток щуки достигла 350-400 г.
В 2001 г. на нерестилищах в В-10 нами было заготовлено и оплодотворено сухим способом около 3 млн шт. икринок щуки от производителей, обитающих в В-10. Оплодотворенную икру перевозили в Аракульский рыбоводный завод для инкубации, где через несколько суток вся икра погибла. Причиной гибели икры, по нашему мнению, являлось нарушение температурного режима. Во время отлова производителей, оплодотворения и обесклеивания икры температура воды в В-10 составляла 12 0С, а температура воздуха — 18-20 0С. При перевозке икры в течение 1,5 ч температура постепенно поднялась еще на несколько градусов. В начале мая температура воды, поступающей в рыборазводный цех из оз. Ара-куль, расположенного в горах, составляла около 5 0С. Для снижения температуры привезенную икру (около 7 л) поместили в эмалированный таз объемом 15 л, куда при постоянном перемешивании небольшими порциями 100-200 мл доливали воду, поступавшую из оз. Аракуль, интервал между доливками равнялся 7-10 мин. Через несколько часов, когда температура воды в емкости с икрой снизилась до 5 0С, икру разделили на несколько порций по 2-3 л и поместили в аппараты Вейса на инкубацию. Отход икры при перевозке составил 5-7 %. В дальнейшем в процессе инкубации отход постепенно увеличивался и на 6-7-е сут икра полностью погибла. Температура воды за период инкубации повысилась с 5 до 7 0С.
Более успешно прошла инкубация икры от производителей щук, обитающих в В-10, в 2004 г. Удалось заготовить около 500 тыс. икринок. Инкубацию проводили в рыборазводном цехе ОНИС. Отход икры во время инкубации составил ~ 50 %. В период выдерживания личинки до перехода на самостоятельное питание (3-5 сут) наблюдался значительный отход — более 50 %. Рыбопо-садочным материалом были зарыблены озера Кажакуль (~ 10 тыс. шт.) и Терен-куль (~ 30 тыс. шт.). В водоемах рыба прижилась, хотя до искусственного вселения популяции щука в озерах отсутствовала. Осенью 2005 г. масса тела щук из оз. Теренкуль в возрасте 1+ составляла 1700-1800 г, а из оз. Кажакуль — 1200-1400 г.
Заключение
Проведенные многолетние исследования и эксперименты позволили установить, что, несмотря на значительное радиоактивное загрязнение В-10 и высокий уровень дозового воздействия ионизирующей радиации — не менее 3 Гр/год на фоне нестабильности химического состава вод, рыб, обитающих в водохранилище-хранилище отходов, возможно использовать в качестве производителей для получения полноценного потомства. Дозы ионизирующей радиации на производителей рыб, обитающих в В-10, могут являться радиостимулирующими при дальнейшем выращивании потомства в «чистых» условиях. При дальнейшем выращивании личинок в воде, не загрязненной радиоактивными веществами, можно получить товарную рыбу, соответствующую санитарным нормативам.
Уровень воздействия факторов среды в В-10 является субпредельным для пресноводных экосистем. Этот вывод подтверждает и то, что в водохранилище В-10 обитают индикаторы чистоты природных вод беззубки А. cygnea Ь.
Работа выполнена при поддержке гранта РФФИ № Ю-05-96043-р_урал_а.
Список литературы
Айла Ф. Введение в популяционную генетику : монография. — М. : Мир, 1984. — 230 с. (Пер. с англ.)
Алекин O.A. Основы гидрохимии : монография. — Л. : Гидрометеоиздат, 1970. — 444 с.
Алекин O.A. Руководство по химическому анализу вод суши. — Л. : Гидрометеоиздат, 1973. — 270 с.
Андреева М.А. Озера среднего и южного Урала : монография. — Челябинск : Юж.-Урал. кн. изд-во, 1973. — 272 с.
ГОСТ 8.207-76. Государственная система обеспечения единства измерений. Прямые измерения с многократными наблюдениями. Методы обработки результатов наблюдений. Основные положения. Введ. 01.01.1977 постановлением Государственного комитета стандартов Совета Министров СССР от 15 марта 1976 г. № 619.
Дозиметрический и радиометрический контроль при работе с радиоактивными веществами и источниками ионизирующих излучений : сб. ст. / под ред. В.И. Гришманского. — М. : Энергоиздат, 1981. — 203 с.
Захаров В.М., Крысанов Е.Ю. Последствия Чернобыльской катастрофы: здоровье среды : монография. — М., 1996. — 169 с.
Захаров В.М., Яблоков А.В. Анализ морфологической изменчивости как метод оценки состояния природных популяций // Новые методы изучения почвенных животных в радиоэкологических исследованиях : сб. ст. — М. : Наука, 1985. — С. 176-185.
Ильинских H.H., Новицкий В.В., Ванчугова H.H., Ильинских И.Н. Микроядерный анализ и цитогенетическая нестабильность : монография. — Томск : ТГУ, 1991. — 271 с.
Коблицкая А.Ф. Определитель молоди пресноводных рыб. — М. : Лег. и пищ. пром-сть, 1981. — 208 с.
Корочкин М.И., Серов О.Л., Пудовкин А.И. и др. Генетика изоферментов : монография. — М. : Наука, 1984. — 257 с.
Куликов Н.В., Чеботина М.Я. Радиоэкология пресноводных биосистем : монография. — Свердловск : УрО АН СССР, 1988. — 128 с.
Лугаськова Н.В. Видовая специфика цитогенетической стабильности рыб в условиях эвтрофного водоема // Экология. — 2003. — № 3. — С. 235-240.
Новиков А.П., Павлоцкая Ф.И., Горяченкова Т.А. и др. Содержание и распределение радионуклидов в воде и донных отложениях некоторых промышленных водоемов ПО «Маяк» // Радиохимия. — 1998. — Т. 40, № 5. — С. 453-461.
Нормы радиационной безопасности (НРБ—99) и СП 2.6.1. 758. — М. : Минздрав России, 1999. — 110 с.
Одум Ю. Основы экологии : монография. — М. : Мир, 1975. — 740 с.
Определитель паразитов пресноводных рыб СССР / под ред. Б.Е. Быховско-го. — М.; Л. : АН СССР, 1962. — 777 с.
Питкянен Г.Б. Влияние хронического облучения щуки (Esox lucius L.) на ее воспроизводительную функцию // Тр. ин-та экологии раст. и жив. УФАН СССР. — Свердловск, 1978. — Вып. 114. — С. 74-77.
Плохинский Н.А. Алгоритмы биометрии : монография. — М. : МГУ, 1980. — 150 с.
Плохинский Н.А. Биометрия : монография. — М. : МГУ, 1970. — 367 с.
Правдин И.Ф. Руководство по изучению рыб. — М. : Пищ. пром-сть, 1966. — 376 с.
Пристер Б.С. Блок для измерения высвечивания термолюминесцентных дозиметров // Приборы и техника эксперимента. — 1980. — № 6. — С. 35-36.
Пристер Б.С. Метод измерения поглощенных доз в объектах внешней среды термолюминесцентными дозиметрами // Проблемы лесной радиоэкологии : сб. ст. — М. : Гидрометеоиздат, 1979. — Вып. 3. — С. 130-135.
Рачинский В.В. Курс основ атомной техники в сельском хозяйстве : монография. — М. : Атомиздат, 1978. — 381 с.
СанПиН 2.3.2.560—96 : Гигиенические требования к качеству и безопасности продовольственного сырья и пищевых продуктов. — М., 1997.
Смагин А.И. Радиоэкологические особенности водоема-хранилища отходов радиохимических заводов и состояние популяции обитающей в ней щуки (Esox lucius L.) // Вопр. радиац. безопасности. — 1996. — № 2. — С. 35-45.
Смагин А.И. Экология водоемов зоны техногенной радионуклидной аномалии на Южном Урале : автореф. дис. ... д-ра биол. наук. — Озерск, 2008.
Смагин А.И. Экология промышленных водоемов предприятия ядерного топливного цикла на Южном Урале : монография. — Озерск : Ред.-издат. центр ВРБ, 2007. — 190 с.
Смагин А.И., Лугаськова Н.В., Меньших Т.Б. Исследование популяций рыб, обитающих в водоеме-хранилище отходов на р. Теча, методом микроядерного тестирования // Изв. Челяб. Отд. УрО РАН. — 2005а. — № 1, разд. биология. — С. 105-109.
Смагин А.И., Лугаськова Н.В., Меньших Т.Б. Цитогенетическое исследование рыб из водоема-хранилища отходов ПО «Маяк» // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин. — Екатеринбург, 2005б. — Вып. 7. — С. 97-118.
Смагин А.И., Пономарева Р.П., Петер И.Г. О возможности использования водоемов, загрязненных радиоактивными веществами в рыбном хозяйстве // 2-я Всесоюз. конф. по сельскохоз. радиологии : тез. докл. — М., 1990. — Т. 4. — С. 39-40.
Справочник по озерному и садковому рыболовству / под ред. Г.П. Руденко. — М. : Лег. пром-сть, 1983. — 312 с.
Урбах В.Ю. Биометрические методы : монография. — М. : Наука, 1964. — 416 с.
Фетисов А.Н., Пешков С.П., Смагин А.И., Теткин Г.А. Стабильность популяции рыб, обитающих в радиоактивно загрязненных водоемах // Вопр. ихтиол. — 1992. — Т. 32, вып. 1. — С. 79-86.
Чугунова Н.И. Руководство по изучению возраста и роста рыб : метод. пособие по ихтиологии. — М. : АН СССР, 1959. — 164 с.
Шатуновский М.И. Методика морфо-физиологических и биохимических исследований рыб : монография. — М., 1972. — 90 с.
Шеханова И.А. Радиоэкология рыб : монография. — М. : Лег. и пищ. пром-сть, 1983. — 207 с.
Ярмоненко С.П., Вайнсон А.А. Радиобиология человека и животных : учеб. пособие. — М. : Высш. шк., 2004. — 50 с.
Shaw C.R. Electroforetic variation in enzymes // Science. — 1965. — Vol. 149. — P. 936-943.
Sokal R.R., Rohlf G.F. Biometry. — San Francisco : Freeman, 1981. — 859 p.
Поступила в редакцию 7.04.10 г.
