WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!

На правах рукописи

Удалова Алла Александровна

БИОЛОГИЧЕСКИЙ КОНТРОЛЬ РАДИАЦИОННО-ХИМИЧЕСКОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ОКРУЖАЮЩУЮ СРЕДУ И ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ НОРМИРОВАНИЕ ИОНИЗИРУЮЩИХ ИЗЛУЧЕНИЙ

03.01.01 – Радиобиология 03.02.08 – Экология

АВТОРЕФЕРАТ

диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

Обнинск – 2011

Работа выполнена в Государственном научном учреждении Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук Научный консультант доктор биологических наук, профессор Гераськин Станислав Алексеевич

Официальные оппоненты: доктор биологических наук, профессор Гудков Игорь Николаевич доктор биологических наук, профессор Позолотина Вера Николаевна доктор биологических наук Рубанович Александр Владимирович Ведущая организация Институт химической физики им. Н.Н. Семенова Российской академии наук

Защита состоится ___________ 2011 г. в _____ часов на заседании диссертационного совета Д 006.068.01 по радиобиологии при Государственном научном учреждении Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук по адресу: 249032 Калужская обл., г. Обнинск, 109-км Киевского шоссе, ВНИИСХРАЭ. Факс: 8(48439)68066.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Государственного научного учреждения Всероссийский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук

Автореферат разослан_______________________2011 г.

Ученый секретарь диссертационного совета кандидат биологических наук Шубина О.А.

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность исследования возможных последствий для живой природы и человека увеличивающихся антропогенных нагрузок на биосферу неуклонно возрастает. В основе существующей системы контроля и ограничения негативного влияния на природную среду лежит гигиеническая регламентация техногенных факторов, которая на практике ограничивается изучением влияния на человека и нормированием ограниченного числа контролируемых загрязняющих веществ, что признается недостаточным многими специалистами. Становится все более очевидно, что будущее человечества неразрывно связано со здоровой средой обитания. Поэтому разработка принципов и методов оценки состояния биоценозов, контроля и ограничения негативного воздействия на представителей флоры и фауны, сохранения основных параметров стабильного развития природных и искусственных экосистем в условиях техногенеза становятся важными научными и практическими задачами, для успешного решения которых необходимо развитие методов биологического мониторинга и экологического нормирования.

К числу приоритетных загрязнителей окружающей среды относятся химические и радиоактивные вещества. Пристальное внимание к вопросам радиационной безопасности в современном обществе обусловлено многими причинами, не последнюю роль среди которых сыграли аварии на объектах ядерной промышленности и энергетики. Особый интерес представляют оценка и прогнозирование эффектов, возникающих при сочетанном действий ионизирующих излучений и химических загрязняющих веществ в невысоких дозах и концентрациях, которые могут иметь место в естественных условиях обитания человека, животных и растений. Удобным объектом для оценки качества среды обитания являются растения благодаря прикрепленному образу жизни, широкому распространению, значимой роли в биоценозе, доступности и технологичности стандартных методик.

В области экологического нормирования техногенных воздействий стоит много нерешенных задач, одной из которых является регламентация радиационного воздействия на биоту. Для формирования адекватных представлений о потенциальной опасности атомной энергетики необходимо развитие методов диагностики, контроля и нормирования радионуклидов в природных средах, а также изучение последствий хронического радиационного воздействия на природные популяции. При этом в качестве неотъемлемой составляющей общей системы защиты живой природы от действия ионизирующих излучений должна рассматриваться радиационная защита аграрных экосистем.

Цель и задачи исследования. Цель работы – обоснование принципов и методов биологического контроля сочетанного радиационно-химического воздействия на окружающую среду с использованием растений, а также разработка методологии и методов экологического нормирования радиационного воздействия на примере агроценозов.

Задачи исследований:

1. Изучить эффективность методов биотестирования с использованием растений для оценки мутагенности и токсичности природных сред на территориях, подвергающихся сочетанному радиационно-химическому воздействию.

2. Изучить последствия хронического радиационного и техногенного воздействия на природные популяции растений.

3. Разработать методологию количественного анализа данных биологического мониторинга и химико-аналитического контроля природных сред.

4. Разработать методологию, обосновать методы экологического нормирования ионизирующих излучений и оценить допустимые уровни радиационного воздействия на примере сельскохозяйственных растений.

Положения, выносимые на защиту.

1. Корректная оценка опасности сочетанного радиационно-химического воздействия на окружающую среду может быть получена только при совместном использовании физико-химических и биологических методов контроля.

2. Биотестирование с использованием Allium cepa – эффективное средство диагностики качества природных сред (вод и почв) в случае их сочетанного загрязнения химическими веществами и радионуклидами.

3. Изучение цитогенетических эффектов в семенном потомстве Pinus sylvestris L. позволяет выявлять негативное воздействие на природные популяции растений при низких уровнях радиоактивного и радиационно-химического загрязнения. Длительное техногенное воздействие может приводить к увеличению частоты аберрантных клеток, дестабилизации временной динамики, снижению генетически детерминированной компоненты и нарушению структуры эколого-генетической изменчивости цитогенетических показателей в популяциях сосны обыкновенной.

4. Разработана методика количественного анализа связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения, которая позволяет выявлять факторы, вносящие основной вклад в биологический ответ, и строить прогностические модели с учетом негомогенности загрязнения, вариабельности биологических показателей и возможного взаимодействия факторов.

5. Предложена методология экологического нормирования радиационного воздействия, позволяющая с единых позиций проанализировать совокупность имеющихся в сельскохозяйственной радиологии данных об эффектах ионизирующих излучений у культурных растений в целях определения допустимых дозовых нагрузок на агроценозы.

Научная новизна. Оценка опасности сочетанного радиационно-химического воздействия на окружающую среду в разных радиоэкологических ситуациях прове дена на единой методологической основе при совместном применении физикохимических и биологических методов контроля с использованием растений.

Продемонстрирована эффективность Allium-теста для оценки мутагенности и токсичности природных сред (вод и грунтов) с повышенным содержанием химических и радиоактивных веществ при разных сценариях загрязнения.

Впервые в шестилетнем цикле наблюдений показано, что частота аберрантных клеток в корневой меристеме проростков семян из популяций сосны обыкновенной, более 20 лет произрастающих на подвергшейся радиоактивному загрязнению территории Брянской обл., достоверно превышает контрольный уровень и увеличивается вместе с радиационной нагрузкой.

Впервые показано наличие циклических изменений частоты цитогенетических нарушений во времени в фоновой популяции сосны обыкновенной, которые дестабилизируются в условиях техногенеза; изучена эколого-генетическая структура изменчивости цитогенетических показателей в популяциях сосны обыкновенной, произрастающей вблизи комплекса предприятий ядерной промышленности в Ленинградской обл.; отмечено снижение вклада генетически детерминированной компоненты и уменьшение значимости семья-средовых взаимодействий в градиенте техногенного воздействия.

Разработана методика количественного анализа связи наблюдаемого биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при многофакторном воздействии и показана ее эффективность при анализе данных биотестирования и биоиндикации радиационно-химического загрязнения природных сред.

Создана база данных «Действие ионизирующих излучений на растения», содержащая количественные и качественные показатели радиационноиндуцированных эффектов у растений, полученные отечественными и зарубежными исследователями в лабораторных и полевых экспериментах.

Предложена методология оценки допустимого радиационного воздействия на агроценозы. Разработаны и обоснованы методические подходы к определению критических доз и мощностей доз ионизирующих излучений при остром и хроническом облучении культурных растений и установлению допустимых уровней радиационного воздействия. Показано, что предельно допустимые дозовые нагрузки на агроценоз, приводящие к снижению показателей продуктивности сельскохозяйственных культур более чем на 50%, составляют не менее 130-150 и 713 Гр в случае острого облучения покоящихся семян и вегетирующих растений, соответственно, а уменьшение биологических показателей той же группы более чем на 10% при хроническом радиационном воздействии не ожидается при мощностях доз облучения менее 1-15 мГр/час.

Теоретическая и практическая значимость. Полученные в диссертации результаты могут быть использованы для совершенствования существующей системы контроля состояния окружающей среды и регламентирования техногенного (включая радиационное) воздействия. Дополнение традиционной системы экологического мониторинга методами биотестирования и биоиндикации с использованием высших растений повышает надежность оценок экологического риска.

Allium-тест может эффективно применяться для диагностики радиационнохимического загрязнения. Биоиндикация с использованием сосны обыкновенной позволяет получать оперативную информацию о негативном влияния химических и физических факторов до появления визуальных признаков поражения.

Предложенная методика количественного анализа связи наблюдаемых биологических эффектов с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при многокомпонентном воздействии позволяет выявлять факторы, вносящие основной вклад в формирование загрязнения окружающей среды и ответную реакцию биологических систем, создавать прогностические модели на базе наиболее существенных объясняющих переменных с учетом негомогенности загрязнения и вариабельности биологических параметров, учитывая нелинейные взаимодействия факторов.

Методика применима для широкого круга радиоэкологических условий, спектров и уровней загрязняющих веществ, тест-организмов или референтных видов, используемых для оценки опасности техногенного воздействия.

Разработанная методология определения допустимого радиационного воздействия на агроценоз, позволяющая количественно оценить критические и предельно допустимые дозовые нагрузки, является первым шагом на пути создания системы экологического нормирования ионизирующих излучений и радионуклидов. Предложенную методологию и методы оценки допустимых уровней радиационного воздействия можно адаптировать к разным компонентам агроэкосистем и перенести на естественные биоценозы или основные группы видов флоры и фауны.

Апробация и реализация результатов. Материалы диссертации были представлены более чем на 60 научных конференциях, симпозиумах, съездах и конгрессах, основные из которых: Съезды по радиационным исследованиям (Москва, 1993, 1997, 2001, 2006, 2010); Международные симпозиумы по защите окружающей среды от действия ионизирующих излучений (Стокгольм, 1996, 2003), по биоиндикаторам (Сыктывкар, 2001), по микродозиметрии (Стреза, 2001), по радиационной защите (Кардифф, 2005), «Хроническое радиационное воздействие: медико-биологические эффекты» (Челябинск, 2005, 2010), «Проблемы биохимии, радиационной и космической биологии» (Москва, 2006, Дубна, 2007), Международные конгрессы по радиационным исследованиям (Вюрцбург, 1995, Варшава, 2011), ЭКОТОКС (Брно, 2005), Международного агентства по радиационной защите стран Азии и Океании (Пекин, 2006), Международного агентства по радиационной защите (Хельсинки, 2010), Международные конференции по радиоэкологии и радиоактивности в окружающей среде (Монако, 2002, Ницца, 2005, Берген, 2008, Гамильтон, 2011), «Генетические послед ствия чрезвычайных радиационных ситуаций» (Москва, 2002, Дубна, 2005), «ЭКОРАД» (Экс-Прованс, 2004), «Современные проблемы генетики, радиобиологии, радиоэкологии и эволюции» (Ереван, 2005, Алушта, 2010), по действию малых доз радиации на человека и окружающую среду (Будапешт, 2007), «Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы» (Москва, 2008); «Радиационная защита и ядерная безопасность для повышения социальной стабильности» (Вильнюс, 2009).

Результаты, полученные в ходе настоящей работы, использованы при выполнении научно-исследовательских работ по заданиям Российской академии сельскохозяйственных наук, в рамках ФЦП «Ядерная и радиационная безопасность России» (№№ 1.30.02.16/5, 1.30.03.16/7, 1.30.04.16/7, 1.30.05.16/7) и проектов РФФИ (№№05-04-96721, 08-04-00631, 11-04-97524, 11-08-00430, 11-04-00670), при разработке регламентирующих документов, внедрены в образовательный процесс в ИАТЭ НИЯУ МИФИ (курсы «Методы биологического контроля природной среды» для специальности 020801 «Экология» и «Экологическая и биологическая информатика» для специальности 020803 «Биоэкология»).

Личный вклад автора. Автор принимала личное участие в выполнении всех этапов работы, а именно: формулировке проблем, постановке целей и задач, планировании и проведении экспериментальных исследований, обосновании методических подходов, разработке методов и проведении анализа экспериментальных материалов, интерпретации результатов, подготовке отчетов и публикаций.

Публикации. По материалам исследований опубликованы 133 работы (общим объемом 37 п.л.), в том числе 29 статей в изданиях, рекомендуемых ВАК.

Структура и объем диссертационной работы. Диссертация состоит из введения, пяти глав, заключения, выводов, списка литературы и семи приложений. Работа изложена на 435 стр., содержит 64 рисунка и 84 таблицы. Список литературы включает 554 работы (312 на русском и 242 на иностранном языках).

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

ГЛАВА 1. СУЩЕСТВУЮЩИЕ ПОДХОДЫ К ОЦЕНКЕ СОСТОЯНИЯ БИОТЫ В УСЛОВИЯХ РАДИАЦИОННОГО И ТЕХНОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ В Главе 1 приведен обзор биологических методов, используемых для оценки качества окружающей среды, в частности, охарактеризованы особенности применения растений для биотестирования и биоиндикации; рассмотрены эффекты, наблюдаемые в популяциях растений в условиях хронического действия радиационных и техногенных факторов; проанализированы проблемы и существующие подходы к оценке сочетанного воздействия факторов радиационной и нерадиационной природы на биологические объекты; рассмотрены основные принципы экологического нормирования и современные тенденции в развитии системы радиационной защиты флоры и фауны.

ГЛАВА 2. ПРИМЕНЕНИЕ МЕТОДОВ БИОТЕСТИРОВАНИЯ ДЛЯ ОЦЕНКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОБСТАНОВКИ НА ТЕРРИТОРИЯХ, ПОДВЕРГАЮЩИХСЯ РАДИАЦИОННО-ТЕХНОГЕННОМУ ВОЗДЕЙСТВИЮ При решении задач по обеспечению радиационной и химической безопасности и снижению риска воздействия на здоровье человека и окружающую среду промышленных объектов (в том числе радиационно-опасных) важная роль принадлежит экологическому мониторингу, поэтому совершенствование существующих и разработка новых методов оценки загрязнения природных сред относится к приоритетным направлениям исследований. Характерный для реальных ситуаций многокомпонентный состав загрязнения, сложная динамика поступления токсикантов и негомогенность их распределения в природных средах и живых организмах, взаимодействие между индуцированными разными факторами повреждениями, ограниченные возможности контролирующих служб делают практически невозможным получение корректных оценок риска, основанных только на результатах инструментального анализа. Улучшить систему контроля и оценки качества окружающей среды можно путем внедрения в практику экологического мониторинга методов биологического контроля природных сред, основными из которых являются биотестирование и биоиндикация. Биотестирование состоит в оценке интегральной токсичности среды в лабораторных условиях с помощью живых тест-объектов и дополняет инструментальные методы анализа проб воды, воздуха, почвы данными об опасности существующего загрязнения для живого организма, учитывающими всю совокупность действующих факторов, а также синергические и антагонистические эффекты их взаимодействия.

2.1. Использование Аллиум-теста для оценки качества окружающей среды Широкое применение в методиках биотестирования нашел лук обыкновенный (Allium cepa L.) благодаря высокой чувствительности, устойчивой реакции как на молекулярно-клеточном (митотический индекс (МИ), частота микроядер и аберраций хромосом в ана-телофазных клетках), так и организменном (ингибирование роста корней) уровнях, простоте и оперативности методик, достоверной связи результатов с выводами, полученными на прокариотах и других эукариотах (Fiskesjo, 1985, 1988).

Эффективность Allium-теста для оценки токсичности почв, донных отложений, воздуха, пресных и морских вод, загрязняемых промышленными и бытовыми сбросами, модельных растворов, качества питьевой воды и т.д. была продемонстрирована во множестве исследований. Вместе с тем, попытки применить этот тест для оценки радиационно-химического загрязнения природных сред немногочисленны (Евсеева и др., 2003, 2004, Пяткова и др., 2007).

Методика биотестирования. В качестве тест-объекта использовался лук репчатый (Allium cepa L.) cорт Штудтгартен-ризен. Одинаковые по размеру (диамет ром 15-17 мм) и массе (5-8 г) луковицы с наклюнувшимися корешками помещали в пробирки с пробами воды или в контейнеры с почвой и проращивали 3-е суток при температуре +24 C. Для цитогенетического анализа корешки длиной 10-12 мм фиксировали в смеси спирт: ледяная уксусная кислота (3:1) и окрашивали ацетоорсеином. В каждом препарате просматривали все ана-телофазные клетки и учитывали долю клеток с цитогенетическими нарушениями. В спектре нарушений выделяли структурные аберрации хромосом (хроматидные и хромосомные мосты и фрагменты) и митотические аномалии (отставания хромосом, трехполюсные и К-митозы).

Цитотоксичность оценивали по изменению митотической активности клеток корневой меристемы.

Статистический анализ данных. Экспериментальные данные подвергали статистической обработке с применением пакетов MS Excel, Statgraf, Statistica. Данные проверяли на наличие выбросов. Для определения оптимального объема выборки использовали методику статистического анализа эмпирических распределений (Гераськин и др., 1994). Достоверность отличий оценивали с помощью параметрических и непараметрических критериев. Вариационный анализ проводили с учетом изменчивости признака по препаратам.

2.2. Оценка мутагенности и токсичности природных вод в районе размещения хранилища радиоактивных отходов Комплексное радиоэкологическое обследование территории хранилища ГНЦ РФ-ФЭИ в г. Обнинске было предпринято с целью оценки последствий поступления загрязняющих веществ в окружающую среду в результате разгерметизации одной из емкостей хранилища, что привело к утечке около 4,4 108 Бк (12 мКи) радиоактивных веществ (в основном 90Sr) (Васильева, 2007). На момент обнаружения утечки имевшиеся документальные сведения о радионуклидном составе, активности, объеме захороненных в хранилище отходов являлись отрывочными, поэтому оценка интегральной токсичности произошедшего загрязнения была особенно целесообразна.

Радиоэкологическая обстановка на изучаемой территории. Отбор проб воды из трех наблюдательных скважин (Варианты 5-7) на территории хранилища, а также с прилегающей территории (Варианты 3, 4, 8, 9) был проведен в 2004 г. В качестве контроля использовали воду из лесного ручья (Вариант 1) и дистиллированную воду (Вариант 2). Все образцы удовлетворяли санитарно-гигиеническим требованиям по общей минерализации воды, содержанию хлоридов, нитратов и сульфатов, величине водородного показателя, общей жесткости. Удельные активности 137 226 2Cs, Ra и Th были ниже пределов обнаружения. Значительное превышение уровня вмешательства по 90Sr (5,0 Бк/кг) имело место в Вариантах 4 (44,8 Бк/кг) и (51,2 Бк/кг). Во всех пробах содержание макроэлементов K, Na, Mg, микроэлементов Co, Cd, Pb, Al и Cr было ниже ПДКвр для водоемов рыбохозяйственного водопользования. Превышение ПДКвр имело место по Fe, Sr, Mn, Zn, Ni, Cu. Вода из наблюда тельных скважин в Вариантах 5 и 6 содержала чрезвычайно высокие концентрации цинка и марганца (до 250 ПДКвр), Вариантах 5-7 – никеля (до 30 ПДКвр).

Биотестирование поверхностных и грунтовых вод. Для проведения биотестирования на вариант опыта использовали 70-100 корешков от 10 луковиц. При определении МИ просматривали 1350-3230 клеток в 16-39 препаратах; при определении частоты аберрантных клеток (АК) – от 3150 до 7080 ана-телофазных клеток в 17-33 препаратах.

При проращивание лука в воде, отобранной в зоне влияния хранилища радиоактивных отходов (РАО) (Варианты 3-9), зарегистрирована повышенная частота аберрантных клеток (АК) в корневой меристеме (рис. 1, А). Максимальный генотоксический эффект имел место в Варианте 3 («болото»). Частота АК слабо зависела от удельной активности 90Sr (r = 0,39, p > 0,10), что позволило предположить значительное влиянии на наблюдаемую генотоксичность химических загрязняющих веществ, чувствительность Allium-теста к которым хорошо известна. Ведущую роль в наблюдаемом генотоксическом эффекте играли (рис. 2) отставания хромосом (4060% всех аберраций). Двойные мосты и трехполюсные митозы вносили, соответственно, 18-35 и 15-26% нарушений в общий спектр. Статистически значимое увеличение частоты нарушений, происхождение которых связано с повреждением митотического аппарата клетки (отставаний хромосом и трехполюсных митозов) имело место практически во всех случаях (Варианты 3-8). Аналогичный эффект – влияние токсикантов на веретено деления, расхождение хромосом и цитокинез, – отмечается во многих работах при оценке генотоксичности химических мутагенов и смесей разных веществ для клеток корневой меристемы лука (Liman et al., 2010; Fiskesjo, 1988).

Достоверное подавление митотической активности (рис. 1, Б) по сравнению с контрольным уровнем отмечено в Варианте 2 (дистиллированная вода), Варианте (притеррасное понижение, почва содержит большое количество ила и органического вещества, в которых могли аккумулироваться загрязняющие вещества) и Варианте (повышенные уровни 90Sr, Zn и Cu). Увеличение пролиферативной активности отмечено в Вариантах 5, 6 и 8 несмотря на довольно высокое содержание загрязняющих веществ. Так, концентрации Zn, Mn и Ni в Варианте 5 более чем в 100 раз выше, чем в Варианте 4. Широкий спектр ответных реакций (от стимуляции до угнетения), повидимому, обусловлен нелинейной зависимостью биологических показателей от доз и концентраций действующих агентов, а также совместным действием токсикантов разной природы. Также, нельзя гарантировать, что в ходе аналитических измерений получена информация обо всех биологически значимых токсикантах. Очевидно, что данные физико-химического анализа недостаточны для объяснения и прогнозирования эффектов многокомпонентных воздействий на живой организм.

% Б % А 1 3 2 9 4 7 1 8 5 2 1 6 9 5 7 4 8 Вариант Вариант Рис. 1. Частота аберрантных клеток (А) и митотический индекс (Б) в корневой меристеме лука обыкновенного при тестировании воды с территории хранилища РАО.

Заштрихованные столбики - достоверное отличие от Варианта 1 (p < 0,05) * f’, m’– хроматидные f''+m'' фрагменты и мосты;

* * 7 f'+m' f’’, m’’– хромосомные * * фрагменты и мосты;

3p * * g – отставания хромоg сом;

* 3p – трехполюсные * * 3 митозы;

* * - достоверное отличие частоты аберраций от Варианта 1 (p < 0% 20% 40% 60% 80% 100% 0,05) Рис. 2. Относительный вклад аберраций разного типа (%) в спектр цитогенетических нарушений при тестировании воды с территории хранилища РАО Полученные результаты согласуются с выводами других исследователей, проводивших биотестирование и биоиндикацию той же территории с использованием организмов разных систематических групп (водоросли, инфузории, ракообразные, моллюски, высшие растения, млекопитающие) в качестве тест-объектов. Во всех работах выявлены признаки неблагоприятного воздействия на организмы, однако отмечается, что при сочетанном действии нескольких агентов сложно выделить основной фактор, ответственный за наблюдаемые эффекты (Васильева и др., 2007, Пяткова и др., 2007, Козьмин и др., 2008).

Вариант 2.3. Оценка цито- и генотоксичности природных сред на территории с техногенно повышенным уровнем естественной радиоактивности Качественно иной сценарий сочетанного загрязнения природной среды изучен на примере Верхнесилезского угольного бассейна (Польша) – одного из крупнейших месторождений полезных ископаемых в мире. Поступление значительных количеств ТЕРН и химических загрязняющих веществ в окружающую среду на территории Верхней Силезии происходит с шахтными водами, которые через пруды отстойники попадают в открытую гидрографическую сеть. Установление состава и соотношения ТЕРН и химических загрязняющих веществ в шахтных и природных водах, донных отложениях прудов-отстойников и сообщающихся с ними поверхностных водоемов, почвах в непосредственной близости от шахт и других объектах – весьма трудоемкая задача. Надежность оценок риска и прогнозирование последствий антропогенного воздействия могут быть значительно улучшены, если традиционная система экологического мониторинга будет дополнена методами биотестирования.

Уровни загрязнения природных сред. Отбор проб воды на территории Верхней Силезии проводился в 2005 г. в штольнях трех шахт (Варианты W1, W2 и W3), из реки (Вариант W4), и из пруда-отстойника (Вариант WRef – натурный контроль).

Шахтные воды представляют собой солевые растворы (содержание солей выше 1г/л) с высокой концентрацией хлоридов, сульфатов, тяжелых металлов и нуклидов радия. Максимальное превышение установленных в Польше допустимых уровней для сбросовых вод имеет место по Ba (665 раз), Sr (72 раза), Na (55 раз) и Mg (раз). Содержание изотопов радия 226Ra и 228Ra в воде из штолен превышает допустимые удельные активности в питьевой воде до 34 и 58 раз, соответственно. Воды реки также характеризуются повышенной соленостью и значительным химическим загрязнением; удельные активности радионуклидов в речной воде удовлетворяют требованиям радиационной безопасности Польши, хотя и превышают рекомендованные ВОЗ уровни для питьевой воды.

Образцы грунта и донных отложений отбирали в то же время с берега прудаотстойника (Вариант S1), дна пересохшего пруда-отстойника (Варианты S2 и S3), а также из штольни шахты (Вариант S4). Содержание химических загрязняющих веществ в этих пробах во многих случаях превышало российские ПДК, хотя польские нормативы для промышленных территорий нарушены только для бария (до 10 раз).

Суммарная удельная активность изотопов радия в пробах S1 и S4 – более 90 кБк/кг, что позволяет классифицировать их как твердые радиоактивные отходы.

Биотестирование подземных и поверхностных вод. Из-за высокой солености и загрязненности химическими примесями проращивание лука в отобранной из штолен и реки воде оказалось возможным только после ее разведения (в Вариантах W1-W3 – в 20 раз, W4 – в 3 раза). В качестве контроля использовали дистиллированную воду (DW). На вариант опыта проращивали 30 луковиц; при определе нии МИ просматривали 1600-1900 клеток в 22 препаратах, при оценке частоты АК – от 3500 до 10200 ана-телофазных клеток в 13-45 препаратах.

Тест «частота аберрантных ана-телофаз в корневой меристеме лука» показал высокую генотоксичность всех неконтрольных проб воды даже после их разбавления (рис. 3, А). Преобладающими типами цитогенетических нарушений являлись митотические аномалии (45-55% от всех нарушений) и хромосомные мосты (23-38%).

Частота двойных мостов достоверно превышала контрольный уровень при биотестировании всех образцов воды, взятых из штолен. Цитотоксическое действие воды (после разбавления) по отношению к клеткам корневой меристемы лука обыкновенного не выявлено.

Биотестирование грунта и донных отложений. Высокая начальная токсичность образца грунта из штольни S4 потребовала его разбавления, для чего использовали плодородную почву для овощных и цветочных культур и выщелоченный чернозем в отношении 1:1:9. В контейнеры с образцами грунта высаживали по луковиц. При определении МИ просматривали 1600-1800 клеток в 22-23 препаратах, при оценке частоты АК – от 1700-7800 ана-телофазных клеток в 15-33 препаратах.

Достоверное увеличение частоты АК (рис. 3, Б) и частоты двойных хромосомных мостов по сравнению с контролем (Вариант S0 - выщелоченный чернозем) обнаружены при проращивании лука обыкновенного во всех Вариантах S1-S4. Кроме того, повышен выход отставаний хромосом в Вариантах S3 и S4. Митотическая активность в корневой меристеме лука в Вариантах S1-S3 не отличалась от контрольного значения. Образец S4, несмотря на 18-кратное разбавление исходной пробы и малое отличие концентраций химических элементов в получившейся смеси от контрольной почвы, оказывал достоверное ингибирующее действие на пролиферативную активность клеток лука. Полученный результат в очередной раз подтвердил, что определение концентраций ограниченного числа веществ не может дать адекватного прогноза опасности мутагенного и токсического действия смесей сложного и неизвестного состава.

А Б 0 W1 W2 W3 W4 Wref DW BS4 S1 S2 S3 SВариант Вариант Рис. 3. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука обыкновенного при тестировании воды (А) и грунта (Б) с территории Верхней Силезии Заштрихованные столбики - достоверное отличие от Вариантов WRef и S0 (p < 0,05) Таким образом, для оценки экологической обстановки на территориях, подвергающихся комбинированному радиационному и техногенному воздействию, использован комплексный подход, интегрирующий результаты физико-химического контроля и биологического мониторинга окружающей среды. Показано, что тест «частота аберрантных ана-телофаз в корневой меристеме лука обыкновенного» может быть с успехом применен для оценки качества среды при совместном загрязнении химическими поллютантами, техногенными радионуклидами и в условиях антропогенно повышенных уровней естественной радиоактивности. Тест эффективен для диагностики как вод или водных растворов, так и почв.

ГЛАВА 3. ИЗУЧЕНИЕ ПОСЛЕДСТВИЙ ХРОНИЧЕСКОГО РАДИАЦИОННОГО И ТЕХНОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ПОПУЛЯЦИИ СОСНЫ ОБЫКНОВЕННОЙ Несмотря на преимущества, которые имеют методы биотестирования перед аналитическими измерениями, они не способны учесть весь комплекс абиотических и биотических факторов, оказывающих воздействие на организмы в естественной среде, и их вариабельность во времени и пространстве. Только наблюдая за природными популяциями животных и растений, то есть проводя биоиндикацию, можно получить полную информацию о состоянии среды обитания.

3.1. Использование сосны обыкновенной для биоиндикации техногенного воздействия на природные экосистемы Исследования в области радиоэкологии и экотоксикологии в нашей стране и за рубежом показали, что одним из наиболее чувствительных к антропогенному воздействию природных сообществ являются хвойные леса. Широкий ареал распространения, близкая радиочувствительность клеток сосны и человека, информативность, технологичность и чувствительность методик тестирования выдвинули сосну обыкновенную в число основных природных тест-объектов эколого-генетического мониторинга. Долговременные наблюдения за популяциями хвойных растений, населяющими радиоактивно и техногенно загрязненные территории, могут стать источником ценной информации о закономерностях формирования биологических эффектов в этих условиях, а также направленности и динамике адаптивных процессов.

3.2. Методика исследований Отбор шишек сосны обыкновенной производили в конце года (ноябрь-декабрь), а побегов с молодой хвоей – весной (конец мая) с деревьев примерно одинакового возраста. Шишки хранили в условиях, близких к естественным, до созревания и раскрытия. Для цитогенетического анализа использовали только свободно высыпавшиеся, хорошо выполненные семена, которые проращивали в чашках Петри на фильтровальной бумаге. Часть семян была подвергнута острому -облучению в дозе 15 Гр при мощности дозы 0,6 Гр/мин (60Сo, установка «Луч», Латвия), сразу после облучения семена проращивали. Корешки проростков длиной 7-14 мм и молодую хвою фиксировали в ацетоуксусном алкоголе (1:3), окрашивали ацетоорсеином. В каждом препарате анализировали все ана-телофазные клетки, определяли частоту АК и идентифицировали типы цитогенетических нарушений (хроматидные и хромосомные мосты и фрагменты, многополюсные митозы и отставания хромосом).

В ходе статистической обработки данных проводили проверку на выбросы, оценивали оптимальный объем выборки, определяли значимость различий с помощью критерия Стъюдента с учетом вариабельности показателей по препаратам, применяли регрессионный и дисперсионный анализ.

3.3. Оценка последствий хронического радиационного воздействия на популяции сосны обыкновенной на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС Наиболее важной с точки зрения обеспечения устойчивого существования экосистем и одновременно наименее изученной по сравнению с лабораторным облучением или острым радиационным воздействием является ситуация хронического действия ионизирующих излучений (ИИ) на природные популяции, уникальные условия для изучения которой существуют в районах, загрязненных в результате крупных радиационных аварий. К числу немногочисленных циклов многолетних наблюдений за природными популяциями растений в условиях повышенных уровней радиационного фона относится выполненное нами исследование цитогенетических эффектов в популяциях сосны обыкновенной на территории Брянской области, подвергшейся радиоактивному загрязнению в результате Чернобыльской аварии.

Радиоэкологическая обстановка на экспериментальных участках. Экспериментальные участки ВИУА, СБ, ЗП и ЗК были выбраны в Новозыбковском, Клинцовском и Красногорском районах (мощность поглощенной дозы -излучения – 0,4-1,2 мкГр/час), референтные участки К и К1 – в Выгоничском и Унечском районах Брянской обл. (~0,1 мкГр/час). В 2003-2008 гг. на каждом участке отбирали по 30-шишек с 20-30 деревьев. Отбор проб почвы проводили в 2003 и 2006 гг. по слоям 0-см, 5-10 см, 10-20 см, в 2008 г. – в точках с наиболее высокими значениями мощности экспозиционной дозы (МЭД). Содержание 137Cs, 40К, 232Th, 226Ra в пробах почвы, 137 а также Cs в шишках определяли методом -спектрометрии, Sr в шишках – радиохимическим методом. В почве и шишках измеряли содержание ряда химических элементов (Cd, Co, Cr, Ni, Pb, Zn, Cu и др.) стандартными методами.

Агрохимические характеристики почв экспериментальных участков типичны для Центрального района России. Содержание как доступных растениям подвижных форм, так и валовых концентраций тяжелых металлов в почвах находится ниже установленных ПДК и ОДК. Удельная активность 137Cs на наиболее загрязненном участке в 210 раз выше, чем на контрольном (по данным 2003 г.). В 2008 г. (табл. 1), когда отбор проб почвы производился в наиболее загрязненных точках, удельная ак Таблица Радиоактивное загрязнение экспериментальных участков Брянской области и годовая доза облучения сосны обыкновенной (по данным 2008 г.) Удельная активность, Бк/кг Мощность дозы - Доза, Участок В почве (0-15 см) В шишках излучения, мкГр/ч мГр 137 137 Cs Cs Sr К 0,10 0,01 52,1 30,0 ± 3,7 1,32 0,65 0,К1 0,09 0,01 117 10,3 ± 2,1 1,07 0,71 0,ВИУА 0,37 0,03 2440 948 ± 13 16,8 1,2 6,СБ 0,49 0,16 10200 342 ± 8 20,8 1,3 22,ЗП 1,21 0,23 36200 3250 ± 32 64,3 2,2 91,ЗК 0,73 0,18 56300 1010 ± 18 83,0 2,2 1тивность 137Cs в почве экспериментальных участков превышала уровень на участке 137 К в 47-1080 раз. Удельные активности Cs и Sr в шишках сосны с загрязненных территорий значительно превосходили их содержание в биологическом материале с контрольных участков К и К1 (p < 0,05) и увеличивались вместе с удельной активно1стью Cs в почве. Некоторые отклонения от этой закономерности (непропорциональное загрязнению почвы содержание радиоцезия в шишках на участках ВИУА и ЗП), по-видимому, обусловлены пространственной гетерогенностью распределения радионуклидов в пределах изученных участков, неоднородностью физикохимических свойств почв и возрастной структуры лесных насаждений, неизбежными в условиях натурных наблюдений. Согласно проведенным расчетам (Спиридонов и др., 2008), поглощенная доза на генеративные органы сосновых деревьев на участке с максимальным уровнем радиоактивного загрязнения достигала 130 мГр в год, что в 30 раз ниже мощности дозы, рекомендованной МАГАТЭ (IAEA, 1992) в качестве безопасной для наземных растений (4 Гр/год).

Биоиндикационные исследования в популяциях сосны обыкновенной, испытывающих хроническое радиационное воздействие. Частота цитогенетических нарушений в семенном потомстве сосны обыкновенной с радиоактивнозагрязненных участков превышает (рис. 4) контрольные значения во все годы исследования (2003-2008 гг.). Обнаружена корреляция (r = 0,60-0,98) частоты АК с мощностью поглощенной дозы -излучения (рис. 5), расчетными значениями погло1щенной дозы в генеративных органах сосны, удельной активностью Cs в почве и содержанием 90Sr в шишках (p < 0,05 в 2003, 2006-2008 гг.) и 137Cs в шишках (p < 0,в 2003-2006 гг.). Полученные результаты свидетельствуют о радиационной природе изменений частоты цитогенетических нарушений в семенном потомстве хвойных деревьев, более 20 лет подвергающихся радиационному воздействию на загрязненных в результате Чернобыльской аварии территориях Брянской обл.

Высокий уровень мутационной изменчивости может служить предпосылкой устойчивости популяций растений, испытывающих хроническое радиационное воз * 2,0 * * * * * * * * * * * * * * К* * 1,* К * ВИУА СБ 1,ЗП ЗК 0,0,2003 2004 2005 2006 20Годы Рис. 4. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме проростков сосны обыкновенной (Брянская область, 2003-2008 гг.) Экспериментальные участки расположены в порядке возрастания поглощенной дозы.

На вариант опыта просмотрено 4400-11500 ана-телофаз.

* - отличие от контролей К и К1 достоверно, p < 0,К К2,ВИУА СБ 2,ЗП ЗК 1,1,0,0,0 0,5 1 1,Мощность дозы, мкГр/час Рис. 5. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме проростков в зависимости от мощности поглощенной дозы -излучения, 2008 г.

Экспериментальные данные представлены для каждого дерева; r = 0,47, p < 0,действие, к дополнительному провокационному облучению было обнаружено в исследованиях на ВУРСе (Шевченко и др., 1992) и в 30-км зоне ЧАЭС (Федотов и др., 2006), однако выявить эффект радиоадаптации в исследуемых популяциях сосны из Брянской обл. с помощью острого облучения семян 2003, 2004 и 2006 гг. сбора перед проращиванием не удалось.

Репродуктивные качества семенного потомства сосны изучали в 2007 и 20гг., подсчитывая количество выполненных и невыполненных (абортивных) семян в шишках. В 2007 г. доля невыполненных семян в популяциях ВИУА, ЗП и ЗК была достоверно выше, чем в популяции К, но не К1. В 2008 г. количество абортивных семян было примерно одинаково во всех популяциях. Таким образом, достоверное влияние хронического ИИ с мощностью поглощенной дозы до 130 мГр/год на репродуктивную функцию сосны обыкновенной не обнаружено.

3.4. Цитогенетические эффекты и эколого-генетическая изменчивость в популяциях сосны обыкновенной, испытывающих техногенное воздействие комплекса радиационно-опасных предприятий Одним из главных условий успешного развития атомной энергетики является обеспечение радиационной безопасности человека и окружающей среды в условиях функционирования предприятий ЯТЦ. Оценку долговременных последствий воздействия радиационных и нерадиационных факторов на биоценозы можно получить с помощью биоиндикации природной среды. Одними из наиболее чувствительных биоиндикаторов являются хвойные деревья благодаря большому периоду жизни, в течение которого происходит аккумуляция всех воздействий, и высокой чувствительности к техногенному загрязнению.

Радиоэкологическая обстановка в районе г. Сосновый Бор. Последствия долговременного техногенного воздействия на популяции сосны обыкновенной изучали в районе расположения комплекса предприятий атомной промышленности в районе г. Сосновый Бор Ленинградской обл., в состав которого входят Ленинградский специализированный комбинат (ЛСК) «Радон», Ленинградская АЭС, Научноисследовательский технологический институт и др. В течение всего периода эксплуатации объектов ядерного комплекса (с начала 1970-х гг.) в исследуемом районе дозовые нагрузки на биоту и человека от загрязнения окружающей среды техногенными радионуклидами не превышали допустимых гигиеническими нормативами (Блинова, 1998; Блинова, Душин, 2002). Однако были зафиксированы случаи повышения концентраций радионуклидов и тяжелых металлов в приземном воздухе, снеге, хвое и мхе в непосредственной близости от ЛСК, активированных продуктов коррозии, аэрозолей и техногенных радионуклидов – в воздухе промплощадки АЭС (Блинова, 1997; 1998). Таким образом, деятельность предприятий ЯПК приводит к комплексному воздействию на окружающую среду факторов радиационной и нерадиационной природы, неравномерно распределенному во времени и пространстве.

Цитогенетические эффекты в популяциях сосны обыкновенной. Осенью 1997-2002 гг. были собраны шишки, а весной 1998-2002 гг. – молодая хвоя с деревьев трех популяций сосны обыкновенной, расположенных на территории ЛСК (популяция А), г. Сосновый Бор (популяция В) и на расстоянии 30 км от города, вне зоны возможного влияния комплекса предприятий атомной промышленности (пос.

Большая Ижора – фоновая популяция С). В течение всех лет исследования частота АК в корневой меристеме проростков и интеркалярной меристеме хвои сосны обык новенной из популяции С была достоверно ниже, чем в произрастающих вблизи комплекса предприятий атомной промышленности популяциях А и В (табл. 2); единственное исключение – образец хвои из популяции B в 1998 г. Увеличение уровня цитогенетических нарушений до 300% по сравнению с контролем, однако, нельзя объяснить радиационным воздействием, поскольку МЭД в центре г. Сосновый Бор (12,8 мкР/час) практически не отличалась, а на территории ЛСК (18,8 мкР/час) незначительно превышала фоновый уровень (12,6 мкР/час). При анализе спектра цитогенетических нарушений в импактных популяциях во все годы исследования были обнаружены трехполюсные митозы (табл. 2). В фоновой популяции трехполюсные митозы отсутствовали. Возникновение нарушений этого типа обычно связывают с действием факторов химической природы. Это позволило выдвинуть гипотезу о том, что мутагенное воздействие в районе г. Сосновый Бор в значительной мере обусловлено действием факторов нерадиационной природы.

Таблица Частота и спектр цитогенетических нарушений в корневой меристеме проростков и интеркалярной меристеме хвои сосны обыкновенной, Ленинградская обл.

Хвоя Проростки ПопуляГод Частота АК, Частота АК, Число нарушений ция % % f " m" f ' m' g 3p С 0,60 0,06 16 7 4 44 19 1997 В 1,19 0,10* 38 a 33 a 9 38 28 5 a А 1,53 0,14* 35 a 18 17 a 28 24 С 0,97 0,10 0,53 0,07 31 4 4 12 16 В 1,36 0,11 1,30 0,10* 44 31 a 5 28 85 a 9 a 19А 1,60 0,12* А 2,73 0,22* 1,73 0,13* 56 28 a 7 25 55 a 8 a С 0,81 0,12 0,57 0,06 13 23 0 36 22 В 1,67 0,21* 1,36 0,13* 14 32 a 0 27 42 a 9 a 19А 1,49 0,19* А 2,21 0,23* 1,73 0,17* 9 31 a 0 37 a 23 a 10 a С 0,88 0,09 0,66 0,08 12 20 2 20 12 В 1,64 0,17* 1,73 0,22* 19 a 12 0 11 23 a 20А 1,79 0,18* А 2,29 0,23* 2,28 0,29* 13 9 0 26 a 14 a С 0,89±0,11 0,70±0,07 10 41 1 23 27 2001 В 1,69±0,21* 1,84±0,19* 10 28 0 32 a 27 7 a А 2,76±0,29* 2,18±0,22* 9 16 0 29 a 35 a 11 a С 0,88±0,09 0,70 0,07 14 57 0 8 27 2002 В 1,78±0,18* 1,75 0,17* 5 62 a 1 11 38 a А 2,21±0,20* 2,16 0,21* 11 62 a 0 8 45 a * - различия с популяцией С достоверны, p < 0,05;

a – отличие частоты цитогенетических нарушений от фонового уровня достоверно, p < 0,05;

f’и m’ – хроматидные (одиночные) фрагменты и мосты; f’’ и m’’ – хромосомные (двойные) фрагменты и мосты, g – отставания хромосом, 3p – трехполюсные митозы;

на вариант опыта просматривали 30-300 препаратов, 2700-16500 ана-телофазных клеток Временная динамика частоты цитогенетических нарушений. Наблюдения за популяциями сосны обыкновенной в течение шести лет позволили оценить закономерности изменения уровня цитогенетических нарушений во времени. Во всех популяциях сосны, включая фоновую, имеет место положительная корреляция частоты АК со временем наблюдений (r = 0,83-0,93, p < 0,05). Чтобы найти объяснение этому факту, было сделано предположение, что динамика изменения популяционных значений цитогенетических показателей в естественных условиях может быть нелинейной. При изучении аппроксимационных и прогностических свойств ряда нелинейных моделей (полиномиальных, логарифмической, экспоненциальной, синусоидальной и др.) показано, что изменение частоты АК со временем в фоновой популяции с высокой статистической достоверностью может быть описано волнообразной зависимостью (рис. 6), которая позволяет достичь статистически значимого улучшения качества аппроксимации по сравнению с линейной моделью согласно критерию Хайека (H = 4,2, pH = 0,025). Периодические изменения биологических параметров в природных популяциях являются способом поддержания динамического равновесия в живых системах.

В то же время в подвергающихся техногенному давлению популяциях сосны преимущество синусоидальной модели над линейной не является значимым (H = 1,2, pH > 0,30 для популяции B; H = 0,9, pH > 0,40 для популяции A), увеличение уровня цитогенетических нарушений сопровождается возрастанием амплитуды его колебаний, а отклонения основных параметров колебательного процесса от характерных для фоновой популяции значений увеличиваются вместе со уровнем техногенного воздействия (рис. 6).

популяция С y=1,93+0,36sin(t+3,06) 2,популяция В популяция А 2,1,y=1,53+0,33sin(t+2,92) 1,0,y=0,63+0,09sin(t+2,51) 0,0 1 2 3 4 5 6 Год Рис. 6. Временная динамика частоты цитогенетических нарушений (%) в семенном потомстве популяции сосны из Ленинградской обл.: аппроксимация линейной и синусоидальной моделями Внутрипопуляционная изменчивость цитогенетических показателей.

Наличие в природных популяциях генетической гетерогенности по устойчивости к действию техногенных факторов и обусловленные этим различия в развитии и выживании отдельных особей играют большую роль в адаптации популяций и видов к меняющимся условиям среды обитания. Вариабельность признака «частота АК в корневой меристеме проростков» в импактных популяциях А и В превосходила изменчивость в фоновой популяции С до 2-5 раз в разные годы (рис. 7). Имеющиеся данные позволили провести анализ структуры и динамики цитогенетической изменчивости в градиенте техногенного воздействия, разбив ее на две компоненты: внутри- и межсемейную. Первая определяется вариабельностью признака у семенного потомства, полученного с одного материнского дерева, и в значительной степени является генетически детерминированной, вторая зависит от различий между семенами или проростками с разных деревьев и включает как генетическую, так и экологическую вариабельность. Внутрисемейная изменчивость частоты АК в корневой меристеме проростков в обследованных популяциях оказалась превалирующей (рис. 7), однако ее вклад в общую изменчивость снижался в градиенте техногенного воздействия, составляя в среднем за 6 лет 93,0, 88,2 и 86,9% в популяциях С, B и A, соответственно.

Феномен радиоадаптации. В эксперименте с острым облучением семян сосны перед проращиванием выявлена повышенная радиорезистентность семенного потомства из популяций А и В по сравнению с фоновой популяцией С (рис. 8), причем существует тенденция к увеличению радиоустойчивости с повышением техно6межсемейная внутрисемейная 54321популяция С популяция В популяция А Рис. 7. Структура и динамика внутрипопуляционной изменчивости частоты аберрантных клеток в корневой меристеме проростков сосны обыкновенной в 19972002 гг. (в % от общей дисперсии в фоновой популяции С) 191919202020191919202020191919202020без облучения острое облучение * * * * * * * * * * * * C * - отличие от фоновой B популяции С достоверA но, p < 0,Рис. 8. Частота аберрантных клеток (%) в корневой меристеме проростков необлученных и облученных семян сосны обыкновенной из популяций А, В и С (19992001 гг.) генного воздействия в месте обитания деревьев. В совокупности с более высокой вариабельностью цитогенетических показателей на импактных участках, полученные результаты свидетельствуют об активации адаптивных процессов в испытывающих техногенное давление популяциях сосны обыкновенной.

Эколого-генетическая изменчивость цитогенетических показателей.

Для развития представлений о популяционной структуре видов и путях их адаптации в меняющихся условиях среды важен анализ не только генетически обусловленной, но именно эколого-генетической изменчивости, включающий изучение генетикосредовых взаимоотношений в популяциях. Данные об ответной реакции растений на острое облучение были использованы для анализа компонент эколого-генетической изменчивости цитогенетических показателей с помощью метода посемейного анализа на контрастных фонах. Острое облучение семян рассматривали в качестве модификатора среды существования, тестирующего общую устойчивость популяции сосны к стрессовому воздействию. Двухфакторный дисперсионный анализ показал (рис. 9), что в фоновой популяции вклад компонент изменчивости, связанных с эффектами облучения, семейной принадлежности и их взаимодействия, является высокозначимым. В обитающей в центре г. Сосновый Бор популяции В не удалось выявить вклад компоненты «семья», а в популяции С с территории ЛСК вклад как внутрисемейной компоненты, так и семья-средовых взаимодействий является статистически недостоверным, что указывает на модификацию структуры популяционной изменчивости у потомков особей, развивающихся в измененных экологических условиях. Аналогичные трансформации эколого-генетической структуры изменчивости под влиянием техногенного загрязнения были обнаружены при изучении морфологических признаков в популяциях травянистых растений (Семериков, Завьялова, 192020192020201920100% ошибка взаимодействие 80% семья 60% облучение 40% Штриховкой отмечены 20% компоненты, вклад 0% которых статистически значим, p < 0,С В А Рис. 9. Вклад факторов «условия среды (облучение)», «семья», «взаимодействие среда-семья» в общую дисперсию частоты аберрантных клеток в корневой меристеме проростков сосны обыкновенной, Ленинградская обл., 1997-2002 гг.

1990; Глотов и др., 1995; Трубина, 2001). Работы по изучению структуры изменчивости цитогенетических показателей как в интактных, так и в импактных популяциях хвойных деревьев нам неизвестны.

В целом, два цикла многолетних наблюдений за популяциями сосны в условиях хронического радиационного (Брянская обл.) и радиационно-химического (Ленинградская обл.) загрязнения показали, что оценка биологических последствий техногенного воздействия на природные ценозы с помощью базирующихся на сосне обыкновенной тест-систем позволяет оперативно, на ранних стадиях обнаруживать эффекты негативного влияния химических и физических факторов. Загрязнение среды обитания приводит не только к изменению средних популяционных показателей, но и к дестабилизации их временной динамики и модификациям экологогенетической структуры изменчивости популяций, причем с возрастанием техногенной нагрузки степень изменений увеличивается.

ГЛАВА 4. МЕТОДОЛОГИЯ КОЛИЧЕСТВЕННОГО АНАЛИЗА ДАННЫХ БИОЛОГИЧЕСКОГО МОНИТОРИНГА И ХИМИКО-АНАЛИТИЧЕСКОГО КОНТРОЛЯ ПРИРОДНЫХ СРЕД Одной из задач биологического мониторинга является выявление факторов, в наибольшей степени ответственных за нарушение экологического благополучия, и установление зависимостей биологических эффектов от уровней их воздействия.

Идентификация приоритетных загрязняющих веществ в условиях сочетанного многофакторного воздействия остается сложной задачей из-за недостаточности объемов данных, отсутствия сведений о дозовых (концентрационных) зависимостях, возможности неаддитивных (синергизм, антагонизм) взаимодействий повреждений, индуцированных факторами разной природы, что обусловливает необходимость развития методологии количественного анализа данных биологического мониторинга и химико-аналитического контроля состояния окружающей среды, применимой для широкого круга радиоэкологических условий, спектров и уровней загрязняющих веществ и физических факторов, а также тест-организмов или референтных видов, используемых для оценки опасности техногенного воздействия.

Методика количественного анализа связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при многокомпонентном воздействии Задачами количественной оценки биологических эффектов при комбинированном действии нескольких факторов являются: выяснение взаимосвязи между биологической реакцией (результирующий показатель) и уровнями загрязняющих веществ или физических воздействий в окружающей среде или отдельном компартменте (объясняющие переменные, предикторы), и выявление поллютантов, вносящих ведущий вклад в индукцию наблюдаемых эффектов. Разработанная методика количественной оценки связи биологического эффекта с уровнями воздействия (рис. 10) включает два основных этапа: снижение размерности признакового пространства и выбор лучшей модели для описания зависимости биологического эффекта от действующих факторов.

Снижение размерности признакового пространства. Для уменьшения числа исходных переменных применяли два способа: I. использование интегральных показателей загрязнения и II. отбор наиболее информативных переменных.

В качестве интегральных показателей загрязнения могут выступать разные Снижение размерности признакового пространства I. Интегральные показатели загрязнения Выбор •Расстояние Евклида •Индекс загрязнения лучшей модели II. Отбор информативных переменных 1. Корреляционный анализ 2. Регрессионный анализ • Пошаговый отбор переменных • Снижение мультиколлинеарности данных • Нелинейные эффекты Рис. 10. Схема методики количественной оценки связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения в условиях многофакторного воздействия количественные индексы, при расчете которых происходит свертывание информации об уровнях действующих факторов. Примерами таких индексов являются расстояние Евклида m dE (Xi1, X ) (xi(1j) xi(2j) )ij и индекс загрязнения m 1 xi( j) Ii, m NORM j j где i1, i2 – номера проб, m – количество учитываемых поллютантов, xi( j) – содержание j-ого поллютанта в i-ой пробе, NORMj – нормировочный коэффициент для j-ого поллютанта, в качестве которого может рассматриваться предельно допустимая концентрация или фоновый уровень. В основе такого способа оценки степени загрязненности среды, который является аналогом многих подходов к нормированию комбинированного загрязнения, принятых в том числе российскими нормативными актами (например, СанПиН 2.1.5.980–00), лежит предположение об аддитивном действии токсикантов.

Отбор наиболее информативных переменных проводится методами корреляционного и регрессионного анализа. Для решения задачи регрессии применены алгоритмы пошагового отбора переменных, при этом использовали как стандартное условие остановки алгоритма (критическое значение статистики Фишера F=4), так и требование достоверного изменения качества аппроксимации при включении/исключении дополнительной переменной, для проверки которого применяли критерий Хайека.

Канонический метод пошаговой регрессии не способен эффективно работать в условиях мультиколлинеарности (или вырожденности) данных, которая возникает, если фиксированному уровню воздействия соответствует спектр ответных реакции, обусловленный биологической вариабельностью (рис. 11, А). Для преодоления вырожденности предложено использовать информацию об ошибках измерения уровней химического и радиоактивного загрязнения и прибегать к рандомизации объясняющих переменных (рис. 11, Б). Для обеспечения устойчивости модели рандомизацию по каждому предиктору многократно повторяли и из всех возможных решений регрессионной задачи выбирали только наиболее вероятные.

Для учета эффектов взаимодействия факторов разной природы в регрессионные модели вводили дополнительные компоненты, пропорциональные произведению концентраций (уровней воздействия) соответствующих агентов.

Выбор лучшей регрессионной модели. В результате применения разных способов снижения размерности признакового пространства – переход к интегральным показателям загрязнения, отбор наиболее существенных переменных, два ал Вар.A Вар.Б Вар.Вар.Вар.Вар.Вар.Вар.Вар.0-1 1 3 5 Pb, мг/кг Pb, мг/кг -1 1 3 5 Рис. 11. Зависимость частоты аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука от концентрации свинца в пробах воды, отобранных на территории хранилища РАО, г. Обнинск А – фиксированные уровни поллютанта в вариантах пробоотбора (коллинеарные данные); Б – рандомизированные уровни поллютанта (коллинеарность снижена) горитма пошаговой регрессии (включение или исключение предикторов), линейные и нелинейные зависимости эффекта от дозы/концентрации – может быть получено несколько регрессионных моделей зависимости биологического эффекта от уровней воздействия. Выбор лучшей модели основывается на сравнении качества аппроксимации ими исходных данных по набору статистических критериев (коэффициент детерминации R2, критерий Фишера F, критерий Хайека H, критерий структурной идентификации T).

Количественный анализ зависимости результатов биотестирования от уровней радиоактивного и химического загрязнения вод в Верхней Силезии Для иллюстрации приведем пример применения методики для анализа данных об уровне цитогенетических нарушений в корневой меристеме лука в зависимости от содержания химических веществ и радионуклидов в пробах воды из Верхней Силезии. Входные данные об уровнях радиоактивного и химического загрязнения проб воды представлены 19-тью переменными (концентрации Al, Ba, Ca, Co, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, K, Mg, Mn, Na, Ni, Pb, Sr, Zn и удельные активности 226Ra и 228Ra).

При расчете интегральных показателей загрязнения в качестве нормирующих коэффициентов использовали данные о содержании загрязняющих веществ в пробе WRef (натурный контроль). Между двумя типами кумулятивных индексов, представляющих разные способы свертки многомерной информации (расстояние Евклида и индекс загрязнения), имеет место достоверная корреляция (r 0,98, p < 0,001). Корреляция частоты цитогенетических нарушений с величиной dE (расстояние Евклида до точки «дистиллированная вода» в 19-мерном пространстве признаков) является достоверной (рис. 12, А). Вклад бария в dE2 является ведущим в Вариантах W1 и W(45 и 91%, соответственно, рис. 12, Б). Это неудивительно, так как содержание Ba r=0,54 (p<0,01) A 100% Б W80% Ra2WRa260% WHg Cd Wref 40% Co WNi 20% DW Pb Sr 0 0% -50 50 150 250 350 4Ba BW1 BW2 BW3 BWNa Расстояние Евклида Рис. 12. Зависимость частоты аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука обыкновенного от интегральных показателей загрязнения воды с территории Верхней Силезии (А) и вклад загрязняющих веществ в расстояние Евклида (Б) даже в разбавленных пробах W1 и W2 превышало предельный уровень, установленный в Польше для сбросовых вод, в 11 и 33 раза.

Поскольку содержащиеся в шахтовых водах химические элементы имеют общие геологические источники, концентрации многих из них изменяются пропорционально. Корреляционный анализ содержания химических веществ и радионуклидов в пробах воды позволил выделить несколько групп взаимосвязанных признаков (r > 0,95, p < 0,05): 1. [Ba] – [Ca] – [Sr], 2. [Fe] – [Ni] – [Al] – [Cr], 3. [Pb] – [Cd], 4. [Co] – [Cu] – [Hg] – [Al], 5. [Mg] – [Na], 6. [226Ra] – [228Ra]. Для последующего анализа достаточно оставить лишь одну переменную из каждой группы, репрезентативно представляющую остальные. Таким образом можно уменьшить число объясняющих переменных с 19 до 9.

Многомерную регрессию проводили методами пошагового последовательного включения/исключения переменных с помощью статистического пакета Statgraphics и модифицированных расчетных методов, реализованных в среде Mathcad 13. Число слагаемых в регрессионных моделях ограничено числом степеней свободы входных данных и не может превышать K-1, где K – количество вариантов пробоотбора.

Общее число таких линейных и нелинейных моделей, которые можно построить на базе 9 исходных переменных для набора данных по тестированию воды из Верхней Силезии (K=5), составляет 255 и 36. Рандомизацию матрицы входных переменных повторяли 1000 раз, решая регрессионную задачу для каждой генерации. Модели, частота встречаемости которых среди полученных решений менее 10%, рассматривали как случайные и исключали из дальнейшего анализа, что позволило выделить 4 линейные и 4 нелинейные модели, наиболее подходящие для описания полученных данных о частоте АК (табл. 3, модели №№ 2-9).

Сравнение качества аппроксимации частоты АК в корневой меристеме лука при биотестировании воды из Верхней Силезии выбранными регрессионными моделями №№ 1-9 показало, что большинство зависимостей обеспечивают высокую достовер Таблица Сравнение качества аппроксимации частоты АК в корневой меристеме лука при биотестировании воды из Верхней Силезии выбранными регрессионными моделями № Модель np R2 F T H pH 1 a + b·dE 2 29,2 55* 1,33 7,97 6·10-2 a + b ·[Na] - c·[Mn] - d·[Ni] 4 51,0 46* 1,87 1,94 0,03 a + b ·[K] + c ·[Ba] - d ·[Zn] 4 51,5 47* 1,85 1,55 0,4 a + b ·[Na] - c ·[Mn] - d ·[Ni] - e·[Ra] 5 52,402 36* 2,29 0,08 0,5 a + b ·[Na] - c · [K] - d ·[Mn] - e ·[Ba] - f·[Ra] 6 52,404 29* 2,77 6 a + b ·[Na] - c ·[Mn] + d ·[Na]·[Mn] 4 50,8 46* 1,88 2,09 0,07 a + b ·[Na] - c ·[Ni] - d ·[Na]·[Ni] 4 51,0 46* 1,87 1,95 0,08 a + b ·[Na] - c ·[Cd] - d ·[Na]·[Cd] 4 48,6 42* 1,97 3,21 0,09 a + b ·[Na] - c ·[Hg] - d ·[Na]·[Hg] 4 46,9 39* 2,03 3,88 0,00np – число свободных параметров модели; R2 – коэффициент детерминации;

F – критерий Фишера; T – критерий структурной идентификации;

H – критерий Хайека; pH – значимость критерия Хайека.

Уровень значимости регрессии: * – p < 0,0001;

- модель с наибольшим значением R2;

темный фон – достоверное ухудшение в качестве аппроксимации по сравнению с моделью, отмеченной знаком , согласно критерию Хайека (pH < 0,10);

жирный шрифт – модель с оптимальным соотношением качества аппроксимации данных и сложностью (лучшая), согласно критерию структурной идентификации ность (F > 1, p < 0,0001) при описании данных. Максимальное значение коэффициента детерминации R2 достигнуто при использовании модели № 5, но применение критерия Хайека показывает, что при переходе от модели № 5 к моделям № 3 и № качество аппроксимации данных ухудшается недостоверно (pH > 0,10). Отметим, что две из этих функций содержат компонент, связанный с радиоактивным загрязнением, – суммарную активность изотопов радия [Ra]. Согласно второй теореме Шеннона, из решений, объясняющих одинаковую долю дисперсии данных, следует выбирать содержащее наименьшее количество переменных. «Штраф» за сложность модели накладывает критерий структурной идентификации T, наименьшее значение которого среди этих трех зависимостей имеет модель № 3. Более высокие значения T для моделей № 4 и № 5 показывают, что увеличение числа свободных параметров np до 5 и 6 не приводит к такому улучшению качества аппроксимации, которое бы могло оправдать усложнение зависимости. Таким образом, оптимальной для описания частоты цитогенетических нарушений в данном случае следует признать модель № 3, полное уравнение которой выглядит следующим образом:

YАК (%) = (1,5 ± 0,1) + (7,4 ± 0,8) 10-2 [K] + (2,7 ± 0,4) 10-2 [Ba] – (38,1 ± 7,1) [Zn].

Экстраполированные с помощью этой модели уровни цитогенетических нарушений в корневой меристеме лука обыкновенного не отличаются от наблюдаемых во всех вариантах биотестирования (рис. 13, А). Согласно результатам дисперсионного анализа (рис. 13, Б), основную роль в формировании уровня цитогенетических наруше эксперимент 4 21% A Б прогноз 16% 63% K Ba Zn W1 W2 W3 Wref W4 DW Рис. 13. Аппроксимация данных о частоте аберрантных клеток (%) в корневой меристеме лука обыкновенного лучшей регрессионной моделью (А) и вклад предикторов в объясняемую моделью № 3 дисперсию (Б) ний играет калий, который ответственен за 63% описываемой моделью № 3 вариабельности. Интересно отметить, что в конкурирующих моделях № 4 и № 5 ведущий вклад в описываемую дисперсию (80%) вносит натрий, корреляция которого с калием составляет r = 0,94 (p < 0,01). Очевидно, что повышенная соленость шахтовых вод может быть ведущим фактором токсического и генотоксического действия на клетки растений.

Разработанная методика апробирована в ходе анализа результатов биологического мониторинга в разных ситуациях радиационного и радиационно-химического воздействия, значительно отличающихся по составу и уровням загрязняющих веществ: 1) при аварийном поступлении в окружающую среду искусственных радионуклидов и тяжелых металлов в результате протечки емкостей хранилища РАО, г.

Обнинск, 2) при повышении уровня естественной радиоактивности и содержания минеральных веществ в природных средах за счет поступления на поверхность земли шахтовых вод при добыче полезных ископаемых в Верхнесилезском угольном бассейне, 3) при хроническом радиационном воздействии на популяции сосны обыкновенной в Брянской обл. Объясняющие переменные представляли уровни загрязняющих веществ в разных природных средах (воде, почве), биологический отклик был представлен разными тест-функциями (частота АК и митотическая активность в корневой меристеме лука и проростков сосны). Во всех случаях прогнозируемые по лучшей регрессионной модели уровни биологического эффекта не отличались от экспериментально наблюдаемых. Разработанная методика количественного анализа связи биологического эффекта с уровнями радиоактивного и химического загрязнения при многокомпонентном воздействии позволила выявить факторы, вносящие основной вклад в формирование загрязнения окружающей среды и ответную реакцию биологических систем и построить прогностические модели на базе наиболее существенных предикторов с учетом негомогенности загрязнения окружающей среды и вариабельности биологических показателей.

ГЛАВА 5. МЕТОДОЛОГИЯ И МЕТОДЫ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО НОРМИРОВАНИЯ РАДИАЦИОННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА АГРОЦЕНОЗЫ Система контроля состояния окружающей среды включает в себя две составляющие: 1) контроль уровней текущего загрязнения или воздействия и 2) ограничение поступления вредных и опасных веществ в природную среду. Первая задача решается методами мониторинга антропогенного загрязнения (включая методы биологического мониторинга), вторую призвана выполнять система нормирования качества окружающей среды, которая сегодня базируется на санитарногигиеническом подходе и направлена на обеспечение безопасности человека. Существующая система нормирования часто признается недостаточной и неэффективной в отношении обеспечения защищенности экосистем и видов живой природы (Криволуцкий и др., 1988; Булгаков, 2002).

5.1. Анализ подходов к ограничению радиационного воздействия на биоту Несмотря на то, что подходы к экологическому нормированию токсических факторов обсуждаются с 70-ых годов прошлого века, это направление все еще следует считать формирующимся, поскольку единых экологических требований и критериев к установлению допустимых пределов содержания загрязняющих веществ разных типов в природных средах не существует, так же как не существует конкретных числовых значений предельно допустимых уровней (за исключением рыбохозяйственных нормативов на содержание химических загрязняющих веществ в воде). Экологическое нормирование радиационного воздействия находится в еще более зачаточном состоянии, хотя за последние годы благодаря вниманию МКРЗ (ICRP, 2003, 2007) и других международных организаций к этой проблеме, а также активной позиции ряда ведущих ученых-радиоэкологов (Г.Г. Поликарпов, Ф.А. Тихомиров, Р.М.

Алексахин, J. Pentreath, F. Brechignac, D.S. Woodhead и др.) достигнут значительный прогресс в развитии экоцентрического подхода к радиационной защите биоты. В некоторых странах (США, Канада, ЕС) разработаны и применяются методики оценки радиационного риска для природной среды, краткий обзор и критический анализ которых проведен в данном разделе диссертации.

5.2. Методология оценки допустимого радиационного воздействия на агроэкосистемы При создании гармонизированной системы норм и правил в области радиационной безопасности человека и природы необходимо учитывать существующий опыт, международные требования и рекомендательные нормы, а также современные тенденции развития науки и общества. C точки зрения изучения устойчивости биосферы к антропогенному воздействию особый интерес представляют агроэкосистемы, поскольку, с одной стороны они являются начальным звеном ведущих к человеку пищевых цепочек, с другой – имеют более высокую чувствительность по сравнению с естественными экосистемами практически ко всем видам воздействия природного и антропогенного характера, включая ИИ (Тихомиров, 1985; Алексахин и др., 1990). Аграрные экосистемы вносят значительный вклад в биологическую продуктивность биосферы и формирование глобальных и региональных биогеохимических циклов. Анализ существующих подходов к проблеме экологического нормирования радиационного воздействия на биоту позволил сформулировать основные положения методологии оценки допустимого радиационного воздействия на компоненты агроэкосистем (рис. 14):

1. При разработке системы экологического нормирования необходимо стремиться к единству подходов в оценке факторов радиационной и нерадиационной природы.

2. Решение проблемы защиты окружающей среды от воздействия ионизирующей радиации невозможно без обеспечения радиационной безопасности агросферы, являющейся неотъемлемым компонентом биосферы Земли. Агроэкосистемы могут рассматриваться в качестве модельных систем для изучения закономерностей формирования негативных эффектов радиационного воздействия на живую природу.

3. В качестве первого приближения экологических нормативов в области радиационной защиты биоты рассматриваются скрининговые уровни радиационного воздействия, непревышение которых с большим запасом гарантирует безопасность живой природы.

4. Отправной точкой для установления скрининговых уровней служат критические дозовые нагрузки, которые определяются в процессе анализа зависимостей С.-х. растения С.-х. растения С.-х. животные С.-х. животные объекты объекты Почвенная биота Почвенная биота Продуктивность Продуктивность Выживаемость Выживаемость критерии критерии Заболеваемость Заболеваемость Морфология Морфология Биохимия Биохимия Мутации Мутации дозовая дозовая Линейная Линейная зависимость Логистическая зависимость Логистическая … … EDEDОстрое Острое критические критические уровни уровни Хроническое Хроническое EDREDRРис. 14. Структурная схема методологии оценки критических дозовых нагрузок на компоненты агроэкосистем «доза-эффект».

5. При анализе сложных многокомпонентных систем (в том числе, агроэкосистем) применяется системный подход, основными методами которого являются анализ информации, относящейся к основным компонентам (в данном случае, сельскохозяйственным растениям, животным и почвенной биоте) на единой методологической основе и ее последующий синтез.

6. В качестве индикаторов недопустимых изменений могут выступать радиобиологические реакции на разных уровнях организации живого от молекулярноклеточного до ценотического, которые можно объединить в группы: 1) продуктивность и угнетение репродуктивной функции, 2) выживаемость, 3) повышенная заболеваемость, 4) морфологические, 5) биохимические, 6) генетические эффекты. Показатели репродуктивности рассматриваются в качестве наиболее критических для популяций как надорганизменных систем, однако при установлении скрининговых уровней ориентируются на наиболее чувствительные (лимитирующие) индикаторы.

7. В качестве критических дозовых нагрузок при остром радиационном воздействии рассматривается доза ИИ ED50, которая приводит к изменению биологического показателя на 50% от контрольного уровня, при хроническом радиационном воздействии – мощность дозы ИИ EDR10, которая вызывает изменение на 10% от контрольного уровня.

8. Переход от критических доз и мощностей доз к предельно допустимым уровням радиационного воздействия осуществляется в рамках консервативных либо вероятностных подходов. В первом случае исходят из принципа «слабого звена» и использования коэффициентов запаса, во втором – применяют статистические методы расчета дозовых нагрузок, вызывающих пренебрежимо малые изменения в биоценозе как надорганизменной структуре.

Для практического применения методологии необходимы разработка, обоснование и совершенствование методических подходов, применяемых на основных этапах процесса установления предельно допустимых дозовых нагрузок. С этой целью на примере сельскохозяйственных растений проведен комплекс работ, включающий 1) обобщение существующих количественных данных об эффектах ИИ и анализ их пригодности для целей экологического нормирования; 2) сопоставление чувствительности основных интегральных радиобиологических критериев – продуктивности и выживаемости; 3) оценку эффективности разных способов обработки негомогенных экспериментальных данных для построения зависимостей доза-эффект;

4) сравнение прогностической ценности разных моделей дозовой зависимости.

5.3. База данных «Действие ионизирующих излучений на растения» Мировая наука располагает обширными данными о последствиях действия радиации на представителей флоры и фауны. В связи с практической ценностью исследований в области сельскохозяйственной радиобиологии и радиационной гене тики значительная часть этих данных получена для сельскохозяйственных животных и растений. С целью разработки и обоснования методов экологического нормирования радиационного воздействия на биоту создана база данных (БД) «Действие ионизирующих излучений на растения», содержащая информацию о радиационноиндуцированных эффектах у дикорастущих и культурных растений. В БД внесены как сведения об условиях проведения исследований, так и количественная информация об экспериментально наблюдавшихся зависимостях «дозовая нагрузка – величина биологического эффекта» (рис. 15). В настоящее время в БД включены материалы 266 первоисточников (в основном, публикации в рецензируемых изданиях), в которых представлены около 5000 дозовых зависимостей радиационноиндуцированных эффектов у растений, и содержит почти 18000 пар числовых значений вида «уровень радиационного воздействия - биологический эффект», из них 12770 относятся к сельскохозяйственным растениям.

5.4. Обоснование методических подходов к установлению допустимых уровней радиационного воздействия на сельскохозяйственные растения Имеющийся массив данных был использован для разработки и верификации методов определения критических уровней радиационного воздействия на культурные растения.

Критерии качества исходных данных. Исходные данные, включенные в БД, получены в исследованиях разных авторов, использовавших разные Сведения о Дозовые зависимости первоисточниках около 5000 «дозовых зависимостей» •Авторы почти 18000 пар данных вида «дозовая •Название нагрузка – биологический эффект» •Научный журнал •Год, стр.

•… Информация об условиях исследования Эффекты Культуры Облучение •гамма •Продуктивность •Зерновые •бета •Выживаемость •Бобовые радионуклид(ы) •др.

•Заболеваемость •Корнеплоды •Биохимические •Овощи доза/мощность внутреннее •Морфологические •Фрукты внешнее •Генетические длительность •острое Условия эксперимента •хроническое •другое лабораторный фаза онтогенеза полевой вегетационный облученный орган Статистика Рис. 15. Схема базы данных «Действие ионизирующих излучений на растения» методические подходы. Поэтому имеющаяся информация отличается существенной неоднородностью, большим разбросом по величине дозовых нагрузок и наблюдавшихся эффектов. Прежде чем использовать имеющиеся литературные данные для восстановления дозовых зависимостей и оценки критических дозовых нагрузок, необходимо подвергнуть их первичной обработке, направленной на выявление и отбраковку информации, неадекватной поставленным задачам. Для оценки качества исходных данных сформулированы специальные критерии, направленные на обеспечение прогностической ценности моделей дозовой зависимости и устойчивости получаемых на их основе критических дозовых нагрузок:

Критерий 1. Объем выборки достаточен для проведения регрессионного анализа.

Критерий 2. Изменение эффекта с дозой не противоречит существующим представлениям о биологическом действии радиации, в частности, восстановленная дозовая зависимость свидетельствует о повреждающем действии ИИ на организм.

Критерий 3. Регрессиионная зависимость статистически значима.

Критерий 4. Хотя бы одно значение эффекта располагается в интервале от 10% до 90% диапазона изменения биологического эффекта;

Критерий 5. Оцененное по восстановленной дозовой зависимости значение критической дозовой нагрузки не выходит за пределы интервала исследованных доз или мощностей доз.

Методы анализа массива данных. Изучены два варианта объединения данных для построения зависимости «доза-эффект» и расчета критических значений доз или мощностей доз. В первом случае всю доступную в определенной категории информацию (для отдельной культуры и/или типа эффекта) объединяли в единый массив данных и оценивали значение критической дозовой нагрузки (рис.

16, А). Во втором случае для каждого отдельно взятого i-ого набора данных получали оценку критического уровня воздействия; критическую нагрузку для каждой культуры определяли как среднее арифметическое из набора частных величин ED50(i) или EDR10(i). Второй способ обработки данных близок к методу оценки предельно допустимых уровней радиационного воздействия на живую природу, предложенному J. Garnier-Laplace с соавторами (2008, 2010).

Дополнительно к пяти критериям качества вводили требование минимального числа наборов данных, необходимого для получения более надежных и устойчивых оценок критических нагрузок. При расчете первым способом считали, что значения ED50 и EDR10 достаточно обоснованы, если при их определении использовано не менее 10 наборов данных (N10), при использовании второго способа – не менее наборов (N3). Оцененные по показателям продуктивности значения критических 1Б А N=1N=Nпар=11Nпар=1ED50=15,3 Гр ED50=9,9 Гр ДИ=14,5-16,1 Гр 40 40 ДИ=6,7-13,1 Гр 0 10 20 0 10 20 Доза, Гр Доза, Гр Рис. 16. Оценка критических доз по параметрам продуктивности (в % от контроля) в случае острого облучения растений ячменя. А – объединенный массив данных, Б – метод частных оценок Таблица Критические дозовые нагрузки на сельскохозяйственные растения Метод расчета Способ 1. Объединенный массив Способ 2. Метод частных оценок Острое облучение N Nпар ED50, Гр N Nпар ED50, Гр Овес 14 56 28,3 (25,531,3)1) 5 24 20,9 (5,636,1) Пшеница 46 150 19,9 (18,721,3) 17 71 12,5 (9,215,7) Ячмень 58 150 15,3 (14,516,1) 6 29 9,9 (6,713,1) Рис 10 30 346,3 (293,3423,8) Кукуруза 5 24 11,9 (8,815,0) Соя 35 105 56,4 (48,267,7) 4 25 17,7 (9,625,8) Картофель 30 84 45,0 (42,547,9) 7 24 48,6 (22,5153,5) Клевер 3 12 222,3 (0498,4) Хроническое облучение N Nпар EDR10, мГр/ч N Nпар EDR10, мГр/ч Пшеница 184 437 53,6 (42,068,9) 11 56 13,9 (5,439,9) Ячмень 165, 3 (108,2222,5) Смородина 11 25 28,6 (9,944,2) Горох 3 15 8,0 (1,015,1) Всего 388 1037 64 2N – количество наборов данных; Nпар – количество пар значений «дозовая нагрузка-эффект»; 1) - в скобках приведен 95%-ный ДИ дозовых нагрузок, удовлетворяющие всем критериям качества и статистической обепеченности, сопоставлены в табл. 4. Надежные данные по выживаемости в ситуациях облучения вегетирующих растений при расчете по объединенному массиву установлены только для сои (ED50 = 48,5 (45,053,1) Гр), при расчете методом частных оценок – отсутствуют.

Несмотря на значительные объемы обобщенной в БД информации, объем данных, пригодных для восстановления дозовых зависимостей и оценки критических уровней воздействия, невелик, причем полнота использования исходной информации выше при расчетах по объединенному массиву. Так, из имеющихся 673 наборов данных (2046 пар данных) по параметрам продуктивности культурных растений только около половины можно использовать при расчетах первым способом, и лишь 10-14% – вторым способом (табл. 4).

В случае острого радиационного воздействия полученные двумя способами значения ED50 близки. Метод частных оценок, как правило, дает более низкое значение критической дозы, причем для пшеницы, ячменя и сои это снижение достоверно (p < 0,05). Независимо от способа усреднения наиболее чувствительной культурой является ячмень.

При хроническом действии ИИ сопоставление оценок, полученных разными способами, возможно только для пшеницы, при этом установленное методом частных оценок значение EDR10 почти в 4 раза ниже, чем рассчитанное на основе объединенного массива. Наиболее чувствительная культура – горох (EDR10 = 8,мГр/час).

Модели дозовой зависимости. Один из принципиальных вопросов при разработке методов экологического нормирования связан с установлением формы дозовой зависимости биологических эффектов, на основе которой определяются критические дозовые нагрузки. При действии на человека как радиации, так и химических токсикантов выделяют два типа эффектов – детерминированные и стохастические. Первые являются по своей природе пороговыми; в качестве типичной модели дозовой зависимости для их описания можно рассматривать логистическую функцию. Вероятность возникновения стохастических эффектов отлична от нуля при любом сколь угодно малом уровне воздействия; наиболее простой моделью для их описания является линейная.

Для верификации вида дозовой зависимости и оценки влияния типа модели на величину ED50 и EDR10 для сельскохозяйственных растений изучали прогностические возможности линейной и логистической функций, а также логарифмической зависимости, рекомендованной для определения порога безопасного действия вредных факторов (Спирин и др., 2009). В табл. 5 приведены результаты расчетов критических дозовых нагрузок по трем моделям, полученные методом частных оценок на основе удовлетворяющих всем требованиям качества наборов данных по продуктивности растений, облученных в течение вегетационного периода. Для установления аналогичных величин по критерию выживаемости надежных данных оказалось недостаточно.

В случае острого облучения для всех культур получены близкие, статистически неразличающиеся значения ED50. Независимо от типа модели, Таблица Критические дозовые нагрузки на сельскохозяйственные растения по параметрам продуктивности, оцененные на основе разных моделей дозовой зависимости Культура Острое облучение, ED50, Гр Хроническое облучение, EDR10, мГр/ч линейная логарифм логистич. линейная логарифм логистич.

Кукуруза 11,9±1,1* 11,8±1,6* 13,4±2,2* Овес 20,9±5,5* 13,9±2,2* 15,6±2,4* Пшеница 12,5±1,5* 11,4±1,5* 9,9±1,4* 13,9±3,5* 14,5±4,4* 12,4±0,6* Ячмень 9,9±1,2* 7,5±1,5* 9,9±2,3* 165,3±13,3* 146,5±48,Горох 8,0±1,7* Соя 17,7±2,6* 14,3±2,5* 31,5±17,Картофель 48,6±21,0 22,4±3,8* 39,6±17,Клевер 222,3±64,2 163±28,9* 163±34,5* Овсяница 33,0±3,9* * – отличие от нуля достоверно, p < 0,наибольшую радиочувствительность среди представленных культур продемонстрировал ячмень. При хроническом облучении оценки EDR10 по трем моделям удалось получить только для пшеницы, по двум моделям – для ячменя. В обоих случаях различия между критическими мощностями дозы недостоверны. Минимальное значение EDR10 получено для гороха по линейной модели дозовой зависимости.

5.5. Оценка допустимых уровней радиационного воздействия на агроценоз Проведенный анализ позволил впервые оценить критические дозовые нагрузки ED50 и EDR10 по показателям действия ИИ, характеризующим продуктивность и выживаемость основных сельскохозяйственных культур. Исходя из «принципа слабого звена», в качестве предельных дозовых нагрузок (ПДН) для агроценоза можно рассматривать критические нагрузки, полученные для наименее радиорезистентных культур, то есть минимальные значения ED50 или EDR10 (табл. 6).

Несмотря на большое число исследований радиационно-индуцированных эффектов у растений, выявлен значительный дефицит данных, пригодных для установления критических дозовых нагрузок, особенно в условиях облучения сельскохозяйственных культур в период вегетации. На основе количественного анализа имеющейся информации показано, что параметры группы «продуктивность» обладают более высокой чувствительностью к действию ИИ, чем показатели выживаемости (табл. 6).

Оцененные с использованием информации о действии ИИ на сельскохозяйственные растения значения предельно допустимых дозовых нагрузок на агроценоз, которые могут приводить к снижению показателей группы «продуктивность» у культурных растений более чем на 50% в случае острого облучения покоящихся семян и вегетирующих растений, составляют не менее 130150 и 7-13 Гр, соответственно; в случае хронического радиационного воздействия на растения уменьшение биологических показателей той же группы более чем на 10% не ожидается при мощностях доз облучения менее 1-15 мГр/час. Полученные Таблица Минимальные критические уровни облучения сельскохозяйственных растений и предельно допустимые дозовые нагрузки на агроценоз Группа биологических эффектов Ситуация облучения ПДН «Продуктивность» «Выживаемость» ED50 = 138,9 ED50 = 219,Острое предпосевное (127,9151,6) Гр (203,7238,4) Гр 130-150 Гр облучение – фасоль – кукуруза Острое облучение ве- ED50 = 9,9 (6,713,1) Гр ED50 = 48,5 (45,053,1) 7-13 Гр гетирующих растений – ячмень Гр – соя Хроническое облучеEDR10 = 8,0 (1,015,1) Информация ние вегетирующих 1-15 мГр/час мГр/час – горох недостаточна растений оценки ПДН согласуются с международными рекомендациями по безопасным уровням облучения биоты и существующим представлениям о действии ИИ на сельскохозяйственные растения (IAEA, 1992, 2008; USDOE, 2002; Преображенская, 1971; Гудков, 1991). Ограниченный объем доступной информации, несовершенство методического и дозиметрического обеспечения в работах-первоисточниках, высокая вариабельность значений биологических показателей, погрешности аппроксимаций и множество других причин приводят к существенной неопределенности оценок допустимых уровней воздействия ИИ на биоту. Для преодоления этих проблем в практике нормирования техногенного воздействия и оценки экологических (в том числе и радиационных) рисков при установлении допустимых пределов воздействия вводят коэффициенты запаса, обоснование которых является самостоятельной задачей.

При разработке системы экологических нормативов радиационного воздействия на агроэкосистемы оценка критических и предельно допустимых уровней облучения растений имеет определяющее значение как с теоретической точки зрения (функционирование агроценозов как экосистем), так и в прикладном отношении.

Вместе с тем очевидно, что всесторонняя оценка последствий воздействия антропогенных факторов (в том числе ИИ) требует анализа изменений всех компонентов агроэкосистемы, включая микробоценоз и сельскохозяйственных животных. Разработанную методологию оценки допустимого радиационного воздействия можно адаптировать к другим компонентам агроэкосистем и перенести на естественные биоценозы или основные группы флоры и фауны.

ВЫВОДЫ 1. Анализ биологических и генетических эффектов у растений в условиях комплексного радиационного и химического воздействия показал, что адекватную оценку качества природной среды и допустимых уровней антропогенного воздействия можно получить только при совместном использовании физико-химических и биологических методов контроля состояния окружающей среды.

2. Методы биотестирования являются эффективным инструментом для построения первичных, скрининговых оценок состояния изучаемых территорий. Тестсистема «частота аберрантных ана-телофаз в корневой меристеме лука обыкновенного» позволяет проводить экспресс-диагностику природной среды при сочетанном загрязнении химическими поллютантами, искусственными и естественными радионуклидами, что продемонстрировано при биотестировании поверхностных и грунтовых вод из района размещения хранилища РАО (г. Обнинск), а также шахтных и природных вод, почв и донных отложений с территории Верхнесилезского угольного бассейна (Польша).

3. Разработана методика количественного анализа связи биологических эффектов с уровнями радиоактивного и химического загрязнения, которая позволяет выявлять факторы, вносящие основной вклад в ответную реакцию биологических систем, строить прогностические модели на базе наиболее существенных предикторов с учетом негомогенности загрязнения и вариабельности биологических показателей, включать в рассматриваемые модели нелинейные компоненты, отвечающие за взаимодействие факторов. Эффективность методики продемонстрирована при анализе данных биотестирования разных природных сред, проведенного с помощью разных тест-систем для двух сценариев радиационно-химического загрязнения окружающей среды, значительно отличающихся по составу и уровням загрязняющих веществ, а также в ходе биоиндикационных исследований подвергающихся хроническому радиационному воздействию популяций сосны обыкновенной.

4. Уровень цитогенетических нарушений в семенном потомстве популяций сосны обыкновенной, более 20 лет произрастающих на подвергшейся радиоактивному загрязнению территории Брянской обл., достоверно повышен на всех экспериментальных участках на протяжении всего времени исследования (2003-2008 гг.) и уве137 личивается с ростом радиационной нагрузки – содержанием Cs и Sr в шишках, удельной активностью 137Cs в почве и расчетными значениями поглощенной дозы в генеративных органах сосны.

5. Частота цитогенетических нарушений в семенном потомстве и вегетативных органах сосны обыкновенной вблизи комплекса предприятий ядерной промышленности (г. Сосновый Бор Ленинградской обл.) превышала контрольный уровень на протяжении всех лет наблюдений (1997-2002 гг.). Основной вклад в увеличение уровня мутационной изменчивости вносили факторы химической природы. Повышенная устойчивость семенного потомства к острому -облучению и высокая вариабельность уровня цитогенетических нарушений на импактных участках свидетельствуют о наличии адаптационных процессов в подвергающихся техногенному воздействию популяциях сосны обыкновенной.

6. Длительное техногенное воздействие приводит к дестабилизации присущих интактным популяциям сосны закономерностей изменения частоты аберрантных клеток во времени, снижению вклада генетически детерминированной компоненты и модификации структуры эколого-генетической изменчивости уровня цитогенетических нарушений в семенном потомстве.

7. Основными положениями методологии оценки допустимого радиационного воздействия на агроэкосистемы являются: единство подходов к оценке радиационных и нерадиационных факторов; особая роль агроэкосистем как чувствительных, экологически и хозяйственно важных компонентов биосферы; понятие предельно допустимых или скрининговых уровней, непревышение которых гарантирует безопасность для агроэкосистемы; системный подход при анализе и синтезе данных, относящихся к основным компонентам агроэкосистемы (растениям, животным, почвенным организмам); понятие критических дозовых нагрузок при остром и хроническом облучении; рассмотрение в качестве критериев недопустимых изменений групп радиобиологических эффектов (продуктивность, выживаемость и др.) и принцип лимитирующего (наиболее чувствительного) критерия; построение консервативных и вероятностных оценок предельно допустимых дозовых нагрузок на основе данных о критических дозах и мощностях дозы излучения.

8. Показатели продуктивности и репродуктивного потенциала сельскохозяйственных растений являются более чувствительным критерием, чем показатели выживаемости, и используются для установления предельно допустимых дозовых нагрузок на агроценоз.

9. Предельно допустимые дозовые нагрузки на агроценоз, приводящие к снижению показателей группы «продуктивность» у сельскохозяйственных растений более чем на 50%, составляют не менее 130-150 и 7-13 Гр в случае острого облучения покоящихся семян и вегетирующих растений, соответственно, а уменьшение биологических показателей той же группы более чем на 10% при хроническом радиационном воздействии не ожидается при мощностях доз облучения менее 1-15 мГр/час.

ПУБЛИКАЦИИ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ Публикации в журналах из перечня ВАК 1. Гераськин С.А., Зяблицкая Е.Я., Удалова А.А. Статистический анализ мутагенной эффективности хронического облучения в малых дозах на фоне техногенного загрязнения среды // Генетика. 1993. Т.29. N 11. С. 1901-1913.

2. Гераськин С.А., Зяблицкая Е.Я., Удалова А.А. Закономерности индукции излучением структурных мутаций в корневой меристеме проростков семян гексаплоидной пшеницы // Радиационная биология. Радиоэкология. 1995. Т. 35. Вып.

2. С. 137-149.

3. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Дикарева Н.С., Алексахин Р.М. Закономерности индукции структурных мутаций в листовой меристеме ячменя в условиях комбинированного действия ионизирующего излучения и тяжелых металлов // Доклады РАН. серия биол. 1995. Т. 343. № 6. С. 844-847.

4. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Дикарева Н.С., Удалова А.А. Влияние раздельного действия ионизирующего излучения и солей тяжелых металлов на частоту хромосомных аберраций в листовой меристеме ярового ячменя // Генетика. 1996. Т.

32. N 2. С. 272-278.

5. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Дикарева Н.С. Влияние комбинированного действия ионизирующего излучения и солей тяжелых металлов на частоту хромосомных аберраций в листовой меристеме ярового ячменя // Генетика.

1996. Т. 32. N 2. С. 279-288.

6. Зяблицкая Е.Я., Гераськин С.А., Удалова А.А., Спирин Е.В. Анализ генетических последствий загрязнения посевов озимой ржи радиоактивными выпадениями Чернобыльской АЭС // Радиационная биология. Радиоэкология. 1996. Т. 36. Вып.

4. С. 498-505.

7. Гераськин С.А., Зяблицкая Е.Я., Удалова А.А. Закономерности выхода структурных мутаций в корневой меристеме облученных ионизирующим излучением семян ячменя. // Радиационная биология. Радиоэкология. 1997. Т.37. Вып. 1. С. 8290.

8. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Спирин Е.В., Филипас А.С. Анализ цитогенетических последствий хронического облучения в малых дозах посевов сельскохозяйственных культур // Радиационная биология. Радиоэкология. 1998.

Т. 38. Вып. 3.С. 367-374.

9. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Дикарева Н.С. Закономерности индукции малыми дозами ионизирующего излучения цитогенетических повреждений в корневой меристеме проростков ячменя // Радиационная биология. Радиоэкология. 1999. Т. 39. Вып. 4. С. 373-383.

10. Oudalova A.A., Geras’kin S.A., Dikarev V.G., Nesterov Y.B., Dikareva N.S. Induction of chromosome aberrations is non-linear within low dose region and depends on dose rate radiation // Radiation Protection Dosimetry. 2002. V. 99. N. 1-4. P. 245-248.

11. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Zyablitskaya Ye.Ya., Oudalova A.A., Spirin Ye.V., Alexakhin R.M. Genetic consequences of radioactive contamination by the Chernobyl fallout to agricultural crops // J. Environ. Radioactivity. 2003. V. 66. P. 155-169.

12. Geraskin S.A., Zimina L.M., Dikarev V.G., Dikareva N.S., Zimin V.L., Vasiliyev D.V., Oudalova A.A., Blinova L.D., Alexakhin R.M. Bioindication of the anthropogenic effects on micropopulations of Pinus sylvestris L. in the vicinity of a plant for the storage and processing of radioactive waste and in the Chernobyl NPP Zone // J. Environ.

Radioactivity. 2003. V. 66. P. 171-180.

13. Geras’kin S.A., Kim J.K., Oudalova A.A., Vasiliyev D.V., Dikareva N.S., Zimin V.L., Dikarev V.G. Bio-monitoring the genotoxicity of populations of Scots pine in the vicinity of a radioactive waste storage facility // Mutation Research. 2005. V. 583. P. 55-66.

14. Гераськин С.А., Васильев Д.В., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Евсеева Т.И., Дикарева Н.С., Зимин В.Л. Оценка методами биоиндикации техногенного воздействия на популяции Pinus sylvestris L. в районе предприятия по хранению радиоактивных отходов // Экология. 2005. № 4. С. 275-285.

15. Geras’kin S., Kim J., Evseeva T, Oudalova A., Dikarev V. Plants ecotoxicology. A case of low doses and multipollutant exposure // Radioprotection. 2005. V. 40. Suppl. 1. P.

157-162.

16. Oudalova A., Geras’kin S., Vasiliev D., Dikarev V. Cytogenetic variability in Pinus sylvestris L. populations experiencing anthropogenic influence // Radioprotection. 2005.

V. 40. Suppl. 1. P. 223-228.

17. Geras’kin S.A., Kim J.K., Dikarev V.G., Oudalova A.A., Dikareva N.S., Spirin Ye.V.

Cytogenetic effects of combined radioactive (137Cs) and chemical (Cd, Pb, and 2,4-D herbicide) contamination on spring barley intercalar meristem cells // Mutation Research. 2005. V. 586. 147-159.

18. Geras’kin S.A., Oudalova A.A., Kim J.K., Dikarev V.G., Dikareva N.S. Cytogenetic effect of low dose -radiation in Hordeum vulgare seedlings: non-linear dose-effect relationship // Radiation & Environmental Biophysics. 2007. V. 46. P. 31-41.

19. Гераськин С.А., Дикарева Н.С., Удалова А.А., Спиридонов С.И., Дикарев В.Г. Цитогенетические эффекты в популяциях сосны обыкновенной из районов Брянской области, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС // Радиационная биология. Радиоэкология. 2008. Т. 48. № 5.

С. 584-595.

20. Гераськин С.А., Ванина Ю.С., Дикарев В.Г., Новикова Т.А., Удалова А.А., Спиридонов С.И. Генетическая изменчивость в популяциях сосны обыкновенной из районов Брянской области, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС // Радиационная биология. Радиоэкология.

2009. Т. 49. № 2. С. 136-146.

21. Гераськин С.А., Мозолин Е.М., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Дикарева Н.С., Спиридонов С.И., Тетенькин В.Л. Цитогенетические эффекты в популяциях Koeleria gracilis Pers. с территории Семипалатинского испытательного полигона // Радиационная биология. Радиоэкология. 2009. Т. 49. № 2. С. 147-157.

22. Oudalova A., Geras’kin S., Dikarev V., Dikareva N., Kozmin G., Michalik B., Wysocka M. Bioindication-based estimates as an integral part of the environment quality assessment // Radioprotection. 2009. V. 44. P. 395-400.

23. Geras’kin S., Oudalova A., Dikareva N., Mozolin E., Vanina J., Baykova T., Dikarev V.

Effects of radioactive contamination on plant populations and radiological protection of the environment // Radioprotection. 2009. V. 44. P. 389-394.

24. Geras’kin S., Vanina J.S., Dikarev V.G., Novikova T.A., Oudalova A.A., Spiridonov S.I.

Genetic variability in Scotch pine populations of the Bryansk region radioactively contaminated in the Chernobyl accident // Biophysics. 2010. V. 55. N 2. P. 324-331.

25. Удалова А.А., Ульяненко Л.Н., Алексахин Р.М., Гераськин С.А., Филипас А.С. Методология оценки допустимого воздействия ионизирующих излучений на агроценозы // Радиационная биология. Радиоэкология. 2010. Т. 50. № 5. С. 572-581.

26. Гераськин С.А., Удалова А.А., Дикарева Н.С., Мозолин Е.М., Черноног Е.В., Прыткова Ю.С., Дикарев В.Г., Новикова Т.А. Биологические эффекты хронического облучения в популяциях растений // Радиационная биология. Радиоэкология.

2010. Т. 50. № 4. С. 374-382.

27. Geras’kin S.A., Oudalova A.A., Michalik B, Dikareva N.S., Dikarev V.G. Geno-toxicity assay of sediment and water samples from the Upper Silesia post-mining areas, Poland by means of Allium-test // Chemosphere. 2011. V. 83. N. 8. P. 1133-1146.

28. Geras’kin S., Oudalova A., Dikareva N., Spiridonov S., Hinton T., Chernonog E., Garnier-Laplace J. Effects of radioactive contamination on Scots pines in the remote period after the Chernobyl accident // Ecotoxicology. 2011. V. 20. N 6. P. 1195-1208.

29. Удалова А.А., Гераськин С.А. Временная динамика и эколого-генетическая изменчивость цитогенетических эффектов в испытывающих техногенное воздействие популяциях сосны обыкновенной // Журнал общей биологии. 2011. Вып. 6. С.

40-52.

Публикации в других периодических изданиях и сборниках трудов 1. Гераськин С.А., Зяблицкая Е.Я., Удалова А.А., Бабчаник Л.Н. Генетические эффекты у растений в условиях комбинированного радиоактивного и техногенного загрязнения 30-километровой зоны ЧАЭС / В кн.: Проблемы смягчения последствий Чернобыльской катастрофы. Брянск, 1993. С. 360-363.

2. Geraskin S.A., Alexakhin R.M., Dikarev V.G., Zjablitzkaja E.Ya., Oudalova A.A., Dikareva N.S.Biological effects in agricultural plants induced by radiation: experimental results and theoretical analysis. Intern. symposium on ionizing radiation protection of the natural environment. Sweden, Stockholm, 1996. P. 136-141.

3. Geraskin S.A., Oudalova A.A. Principles of ecological-genetical monitoring of manmade contaminated territories.Environmental indices. Systems analysis approach. First Intern. conference. St.Petersburg, 1997. P. 58-61.

4. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Zyablitzkaya E.Ya., Oudalova A.A. Regularities of cytogenetic disturbances induction by low doses of radiation. Health effects of low dose radiation: Challenges for the 21st Century. UK, London, BNES, 1997. P. 40-43.

5. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Oudalova A.A., Alexakhin R.M. Problem of correct assessment of cytogenetic effect induced by low doses of ionising radiation. Low doses of ionizing radiation: Biological effects and regulatory control. Intern. conference. Contributed papers. Spain, Seville, 1997. P. 687-690.

6. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Zyablitskaya Ye.Ya., Oudalova A.A., Spirin Ye.V. Cytogenetic effects of radiation on agricultural plants observed in the Chernobyl region during the first years after the accident / In: Recent research activities about the Chernobyl NPP accident in Belarus, Ukraine and Russia. Ed. T.Imanaka. Research Reactor Inst., Kyoto Univ., 2002. ISSN 1342-0852. P. 287-296.

7. Oudalova A.A., Dikarev V.G., Zyablitskaya E.Ya., Dikareva N.S., Spirin E.V. Genetic and biologic effects in plants grown at radioactively contaminated areas. Intern. conference on radioactivity in the environment. Monaсo, 2002. P. 61-64.

8. Geras’kin S.A., Dikarev V.G., Dikareva N.S., Oudalova A.A., Vasiliyev D.V.

Cytogenetic effects produced by low doses of radiation in meristems of plants. Intern.

conference on radioactivity in the environment. Monaco, 2002. P. 129-133.

9. Oudalova A.A., Dikarev V.G., Zyablitskaya E.Ya., Dikareva N.S., Spirin E.V., Geras’kin S.A. Cytogenetic effects in crops grown in the 30-km zone of the Chernobyl NPP. Intern. conference “Genetic consequences of emergency radiation situations”. Moscow, 2002. P. 289-292.

10. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Евсеева Т.И., Удалова А.А., Дикарева Н.С., Васильев Д.В. Цитогенетические эффекты слабых и сочетанных воздействий у рас тений в связи с проблемой экологического нормирования // Вестник Национального ядерного центра Республики Казахстан. Радиоэкология. Охрана окружающей среды. 2002. Вып. 3. С. 90-96.

11. Гераськин С.А., Удалова А.А., Дикарев В.Г., Васильев Д.В., Дикарева Н.С., Алексахин Р.М. Научное обоснование и производственная апробация комплекса генетических и биологических тест-систем для оценки воздействия предприятий ЯТЦ на природную среду // Ядерная и радиационная безопасность России. Информационный бюллетень. 2002. Вып. 4 (7). С. 79-89.

12. Geras’kin S.A., Kim J.K., Oudalova A.A., Dikarev V.G., Dikareva N.S. Non-linear responses of Hordeum vulgare germs to low doses of ionizing radiation // Korean J.

Environmental Biology. 2003. V 21. N 4. P. 384-391.

13. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Vasiliyev D.V., Oudalova A.A., Dikareva N.S. Principles of ecotoxical effects assessment in natural and agrarian ecological systems with plants / Modern problems of bioindication and biomonitoring. Intern. symposium on bioindicators. Сыктывкар, 2003. С. 46-57.

14. Geras’kin S.A., Kim J.K., Fesenko S.V., Dikarev V.G., Oudalova A.A. Cytogenetic effects of low dose ionizing radiation in plants and a problem of the radiological protection of the environment. Intern. conference on the protection of the environment from the effects of ionizing radiation. Sweden, Stockholm, 2003. P. 272-275.

15. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Евсеева Т.И., Удалова А.А., Дикарева Н.С., Васильев Д.В. Закономерности индукции цитогенетических эффектов у растений в условиях низкодозовых и сочетанных воздействий в связи с проблемой экологического нормирования / Радиоэкологические и биологические последствия низкоинтенсивных воздействий. Труды Коми НЦ УрО РАН, № 172. Сыктывкар, 2003. С.

169-190.

16. Удалова А.А., Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Дикарева Н.С., Васильев Д.В. Использование цитогенетических эффектов низкоинтенсивных и сочетанных воздействий у растений для оценки экологических последствий техногенного загрязнения. Международная конференция «Экологическая и информационная безопасность». М., 2004. С. 209-212.

17. Удалова А.А., Васильев Д.В., Гераськин С.А., Дикарев В.Г. Временная динамика и структура изменчивости цитогенетических показателей в популяциях сосны обыкновенной в условиях техногенного воздействия / Проблемы радиоэкологии леса.

Лес. Человек. Чернобыль. Сборник научных трудов ИЛ НАН Беларуси. Вып.61.

Гомель: ИЛ НАН Беларуси, 2004. С. 262-266.

18. Удалова А.А., Гераськин С.А., Данилин И.А., Дикарев В.Г., Дикарева Н.С., Васильев Д.В. Изучение закономерностей формирования цитогенетических и цитотоксических эффектов, а также индукции белков металлотионеинов при действии низких доз гамма-излучения и низких концентраций кадмия / В кн.: Труды регионального конкурса научных проектов в области естественных наук. Вып. 7. Калуга, 2004. С. 435-446.

19. Алексахин Р.М., Фесенко С.В., Гераськин С.А., Филипас А.С., Удалова А.А., Анисимов В.С., Селезнева Е.М., Ульяненко Л.Н., Круглов С.В., Мирзоев Э.Б., Белова Н.В., Бакалова О.Н., Дикарев В.Г., Исамов Н.Н. ст., Грудина Н.В., Попова Г.И., Ипатова А.Г., Исамов Н.Н.мл. Методика оценки экологических последствий техногенного загрязнения агроэкосистем. М.: Россельхозакадемия, 2004. ISBN 5-94873023-9.

20. Oudalova A.A., Geras’kin S.A., Dikarev V.G., Evseeva T.I., Dikareva N.S. Cytogenetic effects induced by low level radiation in plant meristem. Seventh Internat. Symposium.

Change and continuity in radiation protection. UK, Cardiff, 2005. P. 356-361.

21. Oudalova A.A., Geras’kin S.A., Dikarev V.G., Evseeva T.I., Vasiliev D.V. An assessment of the effect of radiation on plants: specific features of low-level exposure. Intern. conference on radioactivity in the environment. Osteras, 2005. P. 158-122. Geras’kin S.A., Dikarev V.G., Dikareva N.S., Oudalova A.A., Vasiliyev D.V., Evseeva T.I. Cytogenetic effects in plants after weak and combined exposures and a problem of ecological standardization / In: Equidosimetry. Ecological standardization and equidosimetry for radioecology and environmental ecology. NATO Security through science series. Sub-Series C: Environmental security. Brechignac F., Desmet G. (eds.). Springer, 2005. P. 245-255.

23. Geras’kin S.A., Kim J.K., Dikarev V.G., Oudalova A.A., Dikareva N.S., Spirin Ye.V. Cytogenetic effect of radioactive or chemical contamination on spring barley intercalary meristem cells / Ecotoxicology. Ecological risk assessment and multiple stressors.

NATO Security through science series. G.Arapis et al. (eds.). Springer, 2006. P. 243254.

24. Geras'kin S.A., Oudalova A.A., Dikarev V.G., Vasiliev D.V., Dikareva N.S. Effects of contaminant exposure on plants: implications for ecotoxicology and radiological protection of the environment / Ecotoxicology. Ecological risk assessment and multiple stressors. NATO Security through science series. G.Arapis et al. (eds.). Springer, 2006. P.

165-180.

25. Удалова А.А., Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Дикарева Н.С., Круглов С.В., Вайзер В.И., Козьмин Г.В., Черноног Е.В. Разработка методов комплексной оценки экологической обстановки в районе расположения предприятий атомной промышленности / В кн.: Труды регионального конкурса научных проектов в области естественных наук. Вып. 9. Калуга, 2006. С. 221-239.

26. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Oudalova A.A., Vasiliev D.V., Baykova T.A., Dikareva N.S. Effects of contaminant exposure on plants \ In: Radiation risk estimates in normal and emergency situations. A.A. Cigna and M.Durante (eds.). Springer, 2006. P. 77-83.

27. Geraskin S.A., Dikarev V.G., Evseeva T.I., Oudalova A.A., Vasiliev D.V., Dikareva N.S.

The use of plants for radiological monitoring and assessment. Межд. научный семинар «Радиоэкология чернобыльской зоны». Славутич, 2006. С. 25-30.

28. Удалова А.А., Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Зяблицкая Е.Я., Дикарева Н.С. Закономерности формирования цитогенетических эффектов при облучении семян и проростков злаковых растений малыми дозами ионизирующих излучений / В кн.:

Сборник научных работ лауреатов конкурса им. Е.Р. Дашковой. Вып. 1. Калуга:

КГПУ им. К.Э. Циолковского, 2006. С. 61-73.

29. Geras’kin S.A., Oudalova A.A., Kim J.K., Dikarev V.G., Dikareva N.S. Cytogenetic effect of low dose -radiation in Hordeum vulgare seedlings: non-linear dose-effect relationship / Radiation & Environmental Biophysics. 2007. V. 46. P. 31-41.

30. Geras’kin S.A., Dikarev V.G., Oudalova A.A., Vasiliev D.V., Dikareva N.S., Evseeva T.I. Bioindication approach for an assessment of technogenic impact on the environment / Strategies to enhance environmental security in transition countries. NATO Security through Science Series. R.N. Hull et al. (eds.). Springer, 2007. P. 315-328.

31. Geras’kin S.A., Oudalova A.A., Dikarev V.G., Dikareva N.S., Evseeva T.I. Effects of multipollutant exposures on plant populations / Multiple Stressors: A Challenge for the Future. NATO Security Through Science Series. C. Mothersill et al. (eds.). Springer, 2007. P. 73-89.

32. Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Евсеева Т.И., Удалова А.А., Дикарева Н.С., Мозолин Е.М. Действие радиоактивного загрязнения на популяции растений. Промышленная ботаника: состояние и перспективы развития. Донецк, 2007. С. 99-104.

33. Geras'kin S.A., Oudalova A.A., Dikarev V.G., Evseeva T.I., Copplestone D., Dikareva N.S., Chernonog E. Cytogenetic effect of low dose radiation in plant test-systems: nonlinear dose-effect relationship / In: Multi-side approach to the realities of the Chernobyl NPP accident. Kyoto University, Japan, 2008. P. 179-192.

34. Geras'kin S.A., Dikarev V.G., Oudalova A.A., Dikareva N.S., Mozolin E.M., Baykova T.A., Vanina J.S. Effects of radioactive contamination on plants: implications for radiological protection of the environment. Intern. conference on radioecology & environmental radioactivity. Norway, Bergen, 2008. P. 197-200.

35. Удалова А.А., Гераськин С.А. Изучение временной динамики и компонент изменчивости цитогенетических показателей в испытывающих техногенное воздействие популяциях сосны обыкновенной / В кн.: Сборник научных работ конкурса стипендии им. Е.Р. Дашковой. Вып. 2. Калуга: КГПУ им. К.Э. Циолковского, 2008. С. 8391.

36. Geras’kin S., Mozolin E., Pyatkova S., Oudalova A., Dikarev V., Dikareva N. Main findings from bioindication studies at the STS territory in the frame of the ISTC project K1328 / In: New approaches for evaluation of environmental impact on the public and non-human species in areas affected by the Semipalatinsk test site and typical nuclear facilities. Austria, Vienna, IAEA, 2009. P. 6-11.

37. Geras’kin S., Oudalova A., Dikareva N., Mozolin E., Prytkova J., Dikarev V., Chernonog E., Novikova T. Effects of radioactive contamination on plants / Public Health.

2009. N. 1. P. 85-90.

38. Удалова А.А., Гераськин С.А. Оценка сочетанного действия факторов радиационной и нерадиационной природы на биоту / В кн.: Сборник научных работ лауреатов конкурса им. Е.Р. Дашковой. Вып. 3. Калуга: КГПУ им. К.Э. Циолковского, 2009. С. 38-47.

39. Спирин Е.В., Санжарова Н.И., Круглов С.В., Филипас А.С., Гераськин С.А., Ульяненко Л.Н., Удалова А.А., Дикарев В.Г., Кобялко В.О., Саруханов В.Я., Пименов Е.П., Свириденко Д.Г., Исамов Н.Н. (мл) Научные основы нормирования воздействия техногенных факторов различной природы на компоненты агроэкосистем.

Обнинск: ВНИИСХРАЭ. 2009. 89 с.

40. Geras’kin S.A., Evseeva T.I., Oudalova A.A. Plants as a tool for the environmental health assessment / In: Encyclopedia of Environmental Health. Elsevier. Nriagu J.O.

(ed.). Burlington: Elsevier, 2011. V. 4. P. 571-579.

41. Удалова А.А., Ульяненко Л.Н., Гераськин С.А. Оценка допустимого воздействия ионизирующих излучений на агроценозы по показателям продуктивности и выживаемости культурных растений / В кн.: Сборник научных работ лауреатов конкурса им. Е.Р. Дашковой. Вып. 4. Калуга: КГПУ им. К.Э. Циолковского, 2010. С. 60-69.






© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.