Атаманюк Н.И.^1,2, Гераськин С.А.³, Пряхин Е.А.¹

 Natalia I. Atamanyuk, Stanislav A. Geras’kin, Evgeniy A. Pryakhin

¹Уральский научно-практический центр радиационной медицины ФМБА России
(Челябинск, Россия)
²Челябинский государственный университет (Челябинск, Россия)
³Всероссийский научно-исследовательский институт радиологии и агроэкологии
(Обнинск, Россия)

УДК 574.583: 539.1.074

Представлено исследование фитопланктона шести специальных промышленных водоемов ПО «Маяк» (Южный Урал), отличающихся разным уровнем радиоактивного загрязнения. Отмечено, что с увеличением уровня радиационного воздействия снижается видовое богатство фитопланктона, при этом численность и биомасса присутствующих видов не зависит от уровня радиоактивного загрязнения исследованных водоемов. Не было обнаружено признаков экологического регресса фитопланктонных сообществ, обусловленного радиоактивным загрязнением вплоть до 6,5 кБк/л в водоемах Теченского каскада В-11, В-10, В-4 и В-3. Угнетение фитопланктонного сообщества наблюдалось в водоемах В-17 и В-9, при суммарной активности β-излучающих радионуклидов 470 кБк/л и выше, суммарной активности α-излучающих радионуклидов 220 кБк/л и выше. Экологический регресс сообществ проявлялся в виде снижения видового богатства, колебания численности водорослей в высоких пределах, преимущественного развития одного вида. В наиболее загрязненном водоеме В-9 (озеро Карачай) видовое богатство фитопланктона было резко снижено фактически до монокультуры единственного вида цианобактерий, виды-доминанты могли различаться в разные годы обследования.

Ключевые слова: фитопланктон; хроническое радиационное загрязнение; видовое разнообразие; экстремальные местообитания; ПО Маяк.

Введение

Для оценки влияния ионизирующего излучения на окружающую среду и возможности прогнозировать последствия радиоактивного загрязнения необходимо понимание биологических эффектов на уровне как отдельных организмов, так и популяций и экосистемы в целом. Фитопланктон – важнейший компонент любой водной экосистемы, поскольку является первичным звеном пищевых цепей, продуцирует кислород, при радиоактивном загрязнении фитопланктон абсорбирует радионуклиды и способствует их переходу из воды в донные отложения (Поликарпов, 1964). Фитопланктон быстро реагирует на любые изменения в водных экосистемах, в том числе на химическое и радиоактивное загрязнение, в свою очередь, вызванные загрязнением изменения в составе и структуре альгоценозов могут привести к каскаду непрямых эффектов на более высоких трофических уровнях гидробиоценоза (Fleeger et al., 2003). Для возможности предсказывать отклик экосистем на стрессовое воздействие необходимо учитывать не только чувствительность отдельных организмов, но и непрямые эффекты воздействия, связанные с перестройками в сообществах растений и животных (Geras’kin, 2016).

Информация об определении закономерностей реакции биоценозов, в том числе, с учетом непрямых эффектов, может быть получена при изучении естественных экосистем, подвергшихся радиоактивному загрязнению разного уровня. На Южном Урале (Россия) в районе расположения производственного объединения «Маяк» (ПО «Маяк») в 1950–1960 годы сформировалось значительное радиоактивное загрязнение объектов гидросферы (озера, водохранилища, реки) с широким диапазоном радиоактивного загрязнения от фоновых уровней до экстремально больших (Pryakhin et al., 2016). Биота этих водоемов находится в условиях радиационного воздействия уже более 60 лет, и вероятно, за это время могли реализоваться все возможные прямые и непрямые эффекты радиационного воздействия.

Целью настоящего исследования была оценка эффектов длительного хронического радиационного воздействия на состав и структуру фитопланктонных сообществ в естественных условиях открытых гидробиоценозов.

Характеристика исследуемых водоемов

ПО «Маяк» расположено на севере Челябинской области. Создание ПО «Маяк» было связано с решением оборонных задач СССР в период после окончания Второй мировой войны, это было первое предприятие по производству оружейного плутония. Специальные промышленные водоемы ПО «Маяк» являются хранилищами жидких радиоактивных отходов (ЖРО), имеют инженерно-технические сооружения для ограничения поступления радиоактивных веществ в открытую гидрографическую сеть.

В исследование включены 6 промышленных водоемов, имеющих существенные различия как по уровню радиоактивного и химического загрязнения, так и по гидрологическим параметрам, размеру, глубине, проточности: В-11, В-10, В-4, В-3, В-17 и В-9 (озеро Карачай) (табл. 1). Четыре из них (В-11, В-10, В-4, В-3) представляют собой русловые водохранилища на реке Теча – Теченский каскад водоемов (ТКВ); они эксплуатируются в качестве хранилищ жидких низкоактивных радиоактивных отходов. Из водоема В-3 осуществляется переток воды в водоем В-4, из водоема В-4 – в водоем В-10, из водоема В-10 – в водоем В-11. При этом в ряду В-3 → В-4 → В-10 проточность водоемов и содержание радионуклидов снижаются, водоем В-11 непроточный, его уровень радиоактивного загрязнения наименьший. Водоемы В-11 и В-10 довольно крупные и глубокие, водоемы В-4 и В-3 существенно меньше и по размеру, и по глубине.

Еще два водоема, В-17 (Старое Болото) и В-9 (оз. Карачай) – хранилища жидких среднеактивных радиоактивных отходов. Эти водоемы непроточны и изолированы от остальных водных объектов. Водоем В-17 расположен в естественной впадине рельефа местности, где после создания дамб в 1952 и 1954 гг. образовался искусственный водоем, существующий по настоящее время. Водоем В-9 являлся открытым хранилищем ЖРО среднего уровня активности, создан в 1951 г. на месте естественного бессточного водоема как временная мера по предотвращению сброса среднеактивных отходов в реку Теча. В целях повышения безопасности хранения среднеактивных радиоактивных отходов в течение длительного времени проводились работы по сокращению площади открытой акватории водоема, и в ноябре 2015 г. В-9 был полностью засыпан скальным грунтом и бетонными блоками (Атаманюк и др., 2016) и переведен таким образом в приповерхностный пункт консервации особых радиоактивных отходов.

Таблица 1. Рост Glaucospira laxissima на 7 день после размораживания

Table 1. Glaucospira laxissima growth on day 7 after thawing

Примечания. ШВ – Шершнёвское водохранилище; значения площади и глубины водоемов В-11, В-10, В-4 и ШВ приведены для НПУ (нормальный подпорный уровень, т.е. наивысший уровень воды в водохранилище); прочерк (–) – отсутствие данных, , т.к. активность пренебрежимо мала

В исследование также был включен водоем сравнения, не подверженный радиоактивному загрязнению – Шершнёвское водохранилище (ШВ). Это искусственный водоем, предназначенный для водоснабжения г. Челябинска, по размерам относится к разряду средних водохранилищ руслового типа, сопоставим по размеру, времени образования, гидрохимическому составу с водоемом В-11.

Радиоактивное загрязнение промышленных водоемов определяется главным образом наличием в воде и донных отложениях ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, трития, альфа-излучающих радионуклидов ²⁴¹Am, ²³⁸Pu, ^239,240Pu. Уникальные возможности для изучения влияния радиационного фактора на водные экосистемы дает наличие градиента радиоактивного загрязнения, возрастающего в ряду водоемов В-11 → В-10 → В-4 → В-3 → В-17 → В-9 от 2,3×10³ Бк/л в водоеме В-11 до 3,0×10⁷ Бк/л в водоеме В-9 (Pryakhin et al., 2016).

Каждый водоем имеет также свои особенности химического состава воды. Так, в водоемах В-11 и В-10 содержание сульфат-ионов составляет 500 мг/л и 300 мг/л соответственно (в других водоемах 40–100 мг/л). В водоемах В-17 и В-9 содержание нитратов достигало 2500 мг/л и 4400 мг/л соответственно (в других водоемах – менее 0,1 мг/л). В ряду водоемов В-11 → В-10 → В-3 → В-4 наблюдается постепенное повышение содержания органических веществ (повышение перманганатной и бихроматной окисляемости, БПК5, концентрации фосфатов). Максимальное содержание фосфатов в водоеме В-4 составляло 1,5 мг/л, в других водоемах – 0,7 мг/л (В-10) и менее (Pryakhin et al., 2016).

Сбор и обработка проб фитопланктона

Пробы фитопланктона на водоемах отбирали в летний период 2008–2015 гг. На глубоких водоемах В-11, В-10, В-4, расположенных вдоль старого русла р. Теча, пробы отбирали как вдоль бывшего русла, так и на прибрежных станциях отбора проб, на водоемах В-3 и В-17 станции отбора проб были равномерно расположены по площади водоема, на водоеме В-9 пробы отбирали с берега. Всего был отобран и проанализирован 151 образец фитопланктона.

Сбор и обработку фитопланктонных проб проводили по стандартным гидробиологическим методам (Абакумов, 1992; Садчиков, 2003). Пробы фиксировали сразу после отбора нейтральным раствором Люголя, концентрировали фильтрацией на ацетат-целлюлозных фильтрах с диаметром пор 0,45 мкм. Определяли видовой состав проб (Komarek, Anagnostidis, 2005; Определитель…, 1951–1986), а также численность и биомассу водорослей для каждой пробы. Биомассу рассчитывали, исходя из числа и объема клеток каждого вида, приравнивая клетки к соответствующим геометрическим фигурам и принимая 1 г сырой массы как 10¹² мкм³ (Винберг, 1984; Брянцева и др., 2005).

Для каждого водоема определяли общее количество видов, среднее число видов на пробу, численность и биомассу каждого вида, выделяли виды-доминанты. Рассчитывали индекс Шеннона H, характеризующий неоднородность структуры фитопланктонного сообщества, по формуле:

где m – число видов в пробе; N_i – численность вида i; N_s – общая численность фитопланктона; B_i – биомасса вида i; B_s – общая биомасса фитопланктона.

Также определяли индекс Маргалефа d, характеризующий видовое богатство сообщества (отношение числа видов в водоеме к количеству фитопланктона) по формуле:

где S – число видов в пробе; N_s – суммарная численность фитопланктона; B_s – суммарная биомасса фитопланктона.

Результаты

Во всех исследуемых водоемах в летний период фитопланктон развивался обильно. Как правило, максимум видового разнообразия приходился на август, наибольшим разнообразием отличались зеленые водоросли. Для каждого водоема были отмечены свои характерные особенности фитопланктонных сообществ.

Изученные альгоценозы водоемов В-11, В-10, В-4 и В-3, а также водоема сравнения (Шершнёвское водохранилище), типичны для подобных водоемов предгорий лесостепной зоны Южного Урала (Снитько, Сергеева, 2003) и сопоставимы по общему уровню видового разнообразия (табл. 2). Однако нужно отметить, что по среднему числу видов в пробе мелководный проточный водоем В-3, богатый высшей водной растительностью, отличался от более глубоких и крупных водоемов большим видовым разнообразием. В целом можно отметить, что по показателю среднего числа видов в пробе водоемы ТКВ (В-11, В-10, В-4 и В-3) и Шершнёвское водохранилище сопоставимы.

Таблица 2. Число видов фитопланктона в исследуемых водоемах

Table 2. The number of phytoplankton species in the studied reservoirs

Количественное развитие фитопланктона (численность и биомасса) в летний период изменялось в широких пределах. В исследованном периоде для водоемов Теченского каскада и Шершнёвского водохранилища уровень биомассы фитопланктона увеличивался от незначительных величин в начале июня (1–5 г/м³) до высоких значений в конце августа (60–70 г/м³ и более в прибрежных зонах скопления цианобактерий). Причем если в начале лета основную часть биомассы фитопланктона определяли зеленые и диатомовые водоросли, то в июле и августе, как правило, возрастала доля цианобактерий (табл. 3). В Шершнёвском водохранилище отмечены в среднем более низкие значения численности и биомассы водорослей, чем в водоемах Теченского каскада – медианное значение для численности составляло 30 тыс. клеток/л, биомассы – 4,1 г/м³, в то время как в промышленных водоемах средние значения численности и биомассы были не менее 100 тыс. клеток/л и 10 г/м³ соответственно (табл. 3). При этом основной вклад в общую численность и биомассу водорослей во всех водоемах, как правило, вносили цианобактерии.

Таблица 3. Показатели количественного развития фитопланктона исследуемых водоемах

Table 3. Parameters of the quantitative development of the phytoplankton of the studied reservoirs

Для водоемов В-11 и В-10 во второй половине лета обычно формировалась монодоминантная структура фитопланктона с преобладанием вида цианобактерий Planktothrix agardhii (Gom.) Anagn. et Kom. для водоема В-11, Planktothrix agardhii или Anabaena flos-aquae (L.) Ralfs. для водоема В-10 (на долю доминанта приходилось 60–70% общей биомассы фитопланктона). Доминирование этих видов в планктоне является показателем высокой степени эвтрофирования в результате обогащения фосфором и азотом. Для водоемов В-4 и В-3 обычно отмечалось несколько видов-кодоминантов: виды рода Microcystis и Anabaena (цианобактерии), рода Scenedesmus (зеленые водоросли) и другие. В Шершнёвском водохранилище доминантами являлись также цианобактерии, в разные периоды доминировали Planktothrix agardhii, виды рода Aphanizomenon или Microcystis, а в начале лета в Шершнёвском водохранилище нередко массово развивались диатомеи Aulacoseira granulata (Ehr.) Sim., Fragilaria crotonensis Kitt.

В водоеме В-4 отмечалась полидоминантная структура фитопланктона: в июне и июле здесь преобладали виды Microcystis aeruginosa Kütz. (Kütz.) и зеленые водоросли рода Scenedesmus (S. quadricauda (Turp.) Brébisson, S. parvus (G.M. Smith) Bourelly et Manguin, S. subspicatus Chod.), в августе как правило доминировали Microcystis aeruginosa и Anabaena flos-aquae. Также можно отметить, что вклад цианобактерий в общую биомассу в этом водоеме в течение лета оставался стабильным, до 70%, а нарастание биомассы фитопланктона во второй половине лета было менее выраженным, чем в водоемах В-11, В-10 и Шершнёвском водохранилище.

В фитопланктоне водоема В-3 также отмечалось несколько доминантов: так, в 2011 г. преобладали цианобактерии Anabaena flos-aquae и Anabaena planctonica, Planktothrix agardhii и зеленые водоросли Eudorina elegans Ehr. В 2012 г. высокие значения численности отмечены для цианобактерии Anabaena flos-aquae, а высокие значения биомассы для криптофитовых водорослей Cryptomonas ovata Ehr. и динофитовых водорослей рода Peridinium.

По информационным индексам d и H водоемы ТКВ были сопоставимы с Шершнёвским водохранилищем (табл. 4). Неоднородность сообществ (H) в этих водоемах с течением лета снижалась по мере массового развития цианобактерий в августе, за исключением водоема В-4, где индекс H был несколько выше, чем в В-11 и В-10, и мог увеличиваться, а не снижаться в течение лета при одновременном массовом развитии нескольких видов. Как правило, чем более высокой была биомасса, тем более выраженным было доминирование одного-двух видов водорослей, и соответственно тем ниже становились информационные индексы сообщества.

Таблица 4. Информационные индексы фитопланктонных сообществ исследуемых водоемах

Table 4. Information indices of phytoplankton communities in the studied reservoirs

Уровень биомассы фитопланктона, экологические особенности видов-доминантов и преимущественное развитие цианобактерий характеризуют процесс антропогенного эвтрофирования как промышленных водоемов Теченского каскада, так и водоема сравнения, вероятно связанного с высоким содержанием в воде фосфатов и нитратов. В ряду водоемов В-11 – В-10 – В-4 уровень органического загрязнения и фосфатов возрастает (Pryakhin et al., 2016).

Фитопланктон наиболее загрязненных водоемов В-17 и В-9 отличался резко сниженным видовым разнообразием. В водоеме В-17 регистрировалось в среднем 14 видов, экстремально малое число видов было обнаружено в водоеме В-9, в среднем 3,5 вида в пробе (табл. 2). При этом в большинстве проб этих водоемов наблюдалось абсолютное доминирование повсеместно распространенного эвритопного вида цианобактерий Geitlerinema amphibium Ag. ex Gom. Биомасса водорослей в этих водоемах могла составлять как менее 1 г/м³, так и более 30 г/м³, изменяясь в течение лета беспорядочно (табл. 3). По количеству фитопланктона водоемы В-17 и В-9 не уступали остальным исследованным водоемам (табл. 3). Среди всех водоемов, включенных в исследование, самые высокие значения численности водорослей отмечены в водоеме В-17 (численность до 2,5 млрд клеток/л, в среднем 800 тыс. клеток/л). Заметно сниженными в этих водоемах оказались индексы Шеннона и Маргалефа (табл. 4). Более явно с увеличением уровня радиоактивного загрязнения снижался индекс видового богатства Маргелефа, чем индекс неоднородности сообщества Шеннона.

В водоеме В-17 значения численности и биомассы водорослей, а также относительный вклад цианобактерий в общее количество водорослей в течение лета могли и возрастать, и снижаться, в среднем максимальные значения биомассы были отмечены в июле, но в отличие от остальных водоемов преобладание цианобактерий (95% от общей биомассы) было более характерно для начала лета.

Фитопланктонное сообщество водоема В-9 в 2009, 2010 и 2012 гг. было редуцировано фактически до монокультуры повсеместно распространенного вида Geitlerinema amphibium Ag. ex Gom., в то время как численность других видов была исчезающе мала. Этот же вид доминировал в водоеме В-17 в 2009, 2011, 2012 гг. В периоды доминирования этого вида клетки Geitlerinema amphibium составляли более 98% от общей численности фитопланктона и до 95% общей биомассы. Были однако и исключения: в 2010 г. наряду с Geitlerinema amphibium в водоеме В-17 массово развивалась Chlorella vulgaris Beijer., а в августе 2011 г. в водоеме В-9 преобладал Phacotus lenticularis var. lenticularis (Ehren.) F. Stein., а в 2015 г. в водоеме В-9 резко преобладал Microcystis aeruginosa, причем клетки чаще не формировали типичные колонии, а были в разрозненном состоянии (Атаманюк и др., 2016).

Заключение

Таким образом, не было обнаружено признаков экологического регресса фитопланктонных сообществ, обусловленных радиоактивным загрязнением, в водоемах Теченского каскада В-11, В-10, В-4 и В-3. Особенности развития фитопланктона водоемов В-17 и В-9 могут быть проявлениями экологического регресса экосистемы. В благоприятных условиях число видов велико, но каждый из них представлен небольшим числом особей. Низкое видовое разнообразие, упрощенный состав сообщества (преимущественное развитие только одной таксономической группы – цианобактерий) говорят о редуцированном состоянии фитопланктона. При этом количество (численность и биомасса) фитопланктона могло достигать как низких, так и довольно высоких значений. В сообществах экстремальных местообитаний снижается видовое разнообразие, отдельные чувствительные виды исчезают, что приводит к ослаблению конкуренции и высокому уровню развития отдельных наиболее устойчивых форм. Таким образом, как было показано и ранее другими авторами (Fleeger et al., 2003), показатели видового богатства фитопланктона являются более чувствительными к действию радиоактивного загрязнения, чем показатели количественного развития водорослей. Как правило, наибольшие значения биомассы фитопланктона наблюдаются при низком видовом богатстве, и при антропогенном загрязнении фитопланктон приобретает тенденцию развития максимальной биомассы (Passy, Legendre, 2006).

В целом полученные данные позволяют заключить, что угнетение фитопланктонного сообщества наблюдается в водоемах В-17 и В-9, при суммарной активности β-излучающих радионуклидов 470 кБк/л и выше, суммарной активности α-излучающих радионуклидов 220 кБк/л и выше.

Авторы заявляют об отсутствии конфликта интересов, требующего раскрытия в данной статье.

Список литературы

1. Абакумов В.А. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем. – Санкт-Петербург: Гидрометеоиздат, 1992. – 318 с.
2. Атаманюк Н.И., Пряхин Е.А., Осипова О.Ф., Перетыкин А.А., Стяжкина Е.В., Егорейченков Е.А., Осипов Д.И., Тряпицына Г.А., Аклеев А.В., Мокров Ю.Г., Алексахин А.И., Коновалов А.В., Мокров К.Ю., Нагорная М.Г. Исследование биоты озера Карачай перед его ликвидацией в 2015 году // Вопросы радиационной безопасности. 2016. №3. С. 3–16.
3. Брянцева Ю.В., Лях А.М., Сергеева А.В. Расчет объемов и площадей поверхности одноклеточных водорослей Черного моря. – Севастополь: Изд-во ИнБЮМ, 2005. – 25 с.
4. Винберг Г.Г. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при гидробиологических исследованиях на пресноводных водоемах: Фитопланктон и его продукция. – Л.: ГосНИОРХ, 1984. – 31 с.
5. Определитель пресноводных водорослей СССР. Т. 1–14. – М.-Л.: Изд-во АН СССР, 1951, 1953, 1954, 1955, 1957, 1962, 1980, 1982, 1983, 1986.
6. Поликарпов Г.Г. Радиоэкология морских организмов. – М.: Атомиздат, 1964. – 254 с.
7. Садчиков А.П. Методы изучения пресноводного фитопланктона. – М.: Университет и школа, 2003. – 157 с.
8. Снитько Л.В., Сергеева Р.М. Водоросли разнотипных водоемов восточной части Южного Урала. – Миасс: ИГЗ УрО РАН, 2003. – 166 с.
9. Fleeger J.W., Carman K.R., Nisbet R.M. Indirect effects of contaminants in aquatic ecosystems // Sci Total Environ. 2003. V.317. P. 207–233. DOI:  https://doi.org/10.1016/S0048-9697(03)00141-4
10. Geras’kin S.A. Ecological effects of exposure to enhanced levels of ionizing radiation // Journal of Environmental Radioactivity. 2016. V.162–163. P. 347–357. DOI: https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.06.012
11. Komarek J., Anagnostidis K. Cyanoprokaryota. 2nd Part: Oscillatoriales. – Munchen: Elsevier GmbH, 2005. – 760 p.
12. Passy S.I., Legendre P. Are algal communities driven toward maximum biomass? // Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences. 2006. V.273, №1601. P. 2667–2674. DOI: https://doi.org/10.1098/rspb.2006.3632
13. Pryakhin E.A., Mokrov Yu.G., Tryapitsina G.A., Ivanov I.A., Osipov D.I., Atamanyuk N.I., Deryabina L.V., Shaposhnikova I.A., Shishkina E.A., Obvintseva N.A., Egoreichenkov E.A., Styazhkina E.V., Osipova O.F., Mogilnikova N.I., Andreev S.S., Tarasov O.V., Geras'kin S.A., Trapeznikov A.V., Akleyev A.V. Characterization of biocenoses in the storage reservoirs of liquid radioactive wastes of Mayak PA. Initial descriptive report // Journal of Environmental Radioactivity. 2016. V.151. P. 449–460. DOI: https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2015.05.023

Статья поступила в редакцию 30.06.2020
После доработки 23.03.2021
Статья принята к публикации 24.04.2021

Об авторах

Атаманюк Наталья Игоревна – Natalia I. Atamanyuk

кандидат биологических наук
старший научный сотрудник, ФГБУН Уральский научно-практический центр радиационной медицины ФМБА России, Челябинск, Россия (Urals Research Center for Radiation Medicine, Chelyabinsk, Russia); доцент, ФГБОУ ВО Челябинский государственный университет, Челябинск, Россия (Chelyabinsk State University, Chelyabinsk, Russia), каф. радиационной биологии

vita_pulhra@mail.ru

Гераськин Станислав Алексеевич – Stanislav A. Geras’kin

доктор биологических наук, профессор
зав. лабораторией радиобиологии и экотоксикологии сельскохозяйственных растений ФГБНУ Всероссийский научно-исследовательский институт радиологии и агроэкологии, Обнинск, Россия (Russian Institute of Radiology and Agroecology, Obninsk, Russia)

stgeraskin@gmail.com

Пряхин Евгений Александрович – Evgeniy A. Pryakhin

доктор биологических наук, профессор
зав. экспериментальным отделом ФГБУН Уральский научно-практический центр радиационной медицины ФМБА России, Челябинск, Россия (Urals Research Center for Radiation Medicine, Chelyabinsk, Russia)

pryakhin@yandex.ru

Корреспондентский адрес: 454141 г. Челябинск, ул. Воровского, 68а, УНПЦ РМ. Телефон (351) 232-79-24.

ССЫЛКА:

Атаманюк Н.И., Гераськин С.А., Пряхин Е.А. Эффекты хронического радиационного воздействия разного уровня на фитопланктон специальных промышленных водоемов предприятия ядерно-энергетического комплекса ПО «Маяк» // Вопросы современной альгологии. 2021. № 1 (25). С. 15–24. URL: http://algology.ru/1648

DOI – https://doi.org/10.33624/2311-0147-2021-1(25)-15-24

При перепечатке ссылка на сайт обязательна

Уважаемые коллеги! Если Вы хотите получить версию статьи в формате PDF, пожалуйста, напишите в редакцию, и мы ее вам с удовольствием пришлем бесплатно. 
Адрес - info@algology.ru

Effects of chronic radiation exposure on phytoplankton communities in special industrial reservoirs of Mayak PA

Natalia I. Atamanyuk^1,2, Stanislav A. Geras’kin³, Evgeniy A. Pryakhin¹

¹Urals research center for radiation medicine (Chelyabinsk, Russia)
   ²Chelyabinsk State University (Chelyabinsk, Russia)
³Russian Institute of Radiology and Agroecology (Obninsk, Russia)

A comparative study of phytoplankton communities inhabiting six reservoirs in the Southern Urals with different levels of radioactive contamination is presented. Along with increasing the level of radioactive contamination, the diversity of the phytoplankton species is decreases, however the abundance of surviving species and their biomass did not depend on the level of radiation contamination in the studied reservoirs. There were found no signs of ecological regression of phytoplankton communities caused by radioactive contamination up to 6.5 kBq l-1 in the reservoirs of the Techa river Reservoir Cascade R-11, R-10, R-4 and R-3. Ecological regression of the phytoplankton community was observed in reservoirs R-17 and R-9, with a total activity of β-emitting radionuclides 470 kBq l-1 and higher, a total activity of α-emitting radionuclides 220 kBq l-1 and higher. Ecological regression of communities was registered as a decrease in species diversity, fluctuations in the number of algae in the high ranges, and the predominant development of one species. Reduction of species diversity in adverse conditions and violations of interspecies relationships in the community often leads to sharp fluctuations in the biomass and abundance. Moreover, the highest biomass of the algal communities can result from either excessive species gain or species loss. In the most contaminated R-9 (Karachai Lake) species diversity is dramatically decreased to monoculture of a single cyanobacteria species, dominant species could vary in different years of the study.

Key words: phytoplankton; chronic radiation contamination; species diversity; extreme habitats; PA Mayak.

References

1. Abakumov V.A. Rukovodstvo po gidrobiologicheskomu monitoringu presnovodnyh ekosistem [Guidelines for hydrobiological monitoring of freshwater ecosystems]. Gidrometeoizdat, St Petersburg, 1992. 318 p. (In Russ.)
2. Atamanyuk N.I., Pryakhin E.A., Osipova O.F., Peretykin A.A., Styazhkina E.V., Egoreychenkov E.A., Osipov D.I., Tryapitsyna G.A., Akleev A.V., Mokrov Yu.G., Alexakhin A.I., Konovalov A.V., Mokrov K.Yu., Nagornaya M.G. Issledovanie bioty ozera Karachaj pered ego likvidaciej v 2015 godu [Study of biota of the lake Karachay before its covering in 2015]. Voprosy radiacionnoj bezopasnosti (Journal of Radiation Safety Issues). 2016. V.3. P. 3–16. (In Russ.)
3. Briantseva Yu.V., Liakh A.M., Sergeeva A.V. Raschet ob’emov i ploshchadej poverhnosti odnokletochnyh vodoroslej Chernogo morya [Assessment of volumes and surface areas of unicellular algae from the Black Sea]. Izdatel’stvo InBUM, Sevastopol, 2005. 25 p. (In Russ.)
4. Fleeger J.W., Carman K.R., Nisbet R.M. Indirect effects of contaminants in aquatic ecosystems. Sci Total Environ. 2003. V.317. P. 207–233. DOI: https://doi.org/10.1016/S0048-9697(03)00141-4
5. Geras’kin S.A. Ecological effects of exposure to enhanced levels of ionizing radiation. Journal of Environmental Radioactivity. 2016. V.162–163. P. 347–357. DOI: https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2016.06.012
6. Komarek J., Anagnostidis K. Cyanoprokaryota. 2nd Part. Oscillatoriales. Elsevier GmbH, Munchen. 2005. 760 p.
7. Opredelitel' presnovodnyh vodoroslej SSSR [The guide of freshwater algae of the USSR]. V. 1–14. Publishing House of the Academy of Sciences of the USSR, Moscow-Leningrad, 1951–1986. (In Russ.)
8. Passy S.I., Legendre P. Are algal communities driven toward maximum biomass? Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences. 2006. V. 273. P. 2667–2674. DOI: https://doi.org/10.1098/rspb.2006.3632
9. Polikarpov G.G. Radioecology of aquatic organisms: the accumulation and biological effects of radioactive substances. North Holland Publishing Co, Amsterdam, 1966. 314 p.
10. Pryakhin E.A., Mokrov Yu.G., Tryapitsina G.A., Ivanov I.A., Osipov D.I., Atamanyuk N.I., Deryabina L.V., Shaposhnikova I.A., Shishkina E.A., Obvintseva N.A., Egoreichenkov E.A., Styazhkina E.V., Osipova O.F., Mogilnikova N.I., Andreev S.S., Tarasov O.V., Geras'kin S.A., Trapeznikov A.V., Akleyev A.V. Characterization of biocenoses in the storage reservoirs of liquid radioactive wastes of Mayak PA. Initial descriptive report. Journal of Environmental Radioactivity. 2016. V.151. P. 449–460. DOI: https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2015.05.023
11. Sadchikov A.P. Metody izucheniya presnovodnogo fitoplanktona [Methods for freshwater phytoplankton studying]. University and school, Moscow, 2003. 157 p. (In Russ.)
12. Snit'ko L.V., Sergeeva R.M. Vodorosli raznotipnyh vodoemov vostochnoj chasti Yuzhnogo Urala [Algae of various types of water bodies in the eastern part of the Southern Urals]. IGZ UrO RAN, Miass, 2003. 166 p. (In Russ.)
13. Vinberg G.G. Metodicheskie rekomendacii po sboru i obrabotke materialov pri gidrobiologicheskih issledovaniyah na presnovodnyh vodoemah: Fitoplankton i ego produkciya [Guidelines for collection and processing of samples in hydro-biological studies: freshwater phytoplankton]. Gosniorch, Leningrad, 1984. 31 p. (In Russ.)

Authors

Atamanyuk Natalia I.

Orcid ID – https://orcid.org/0000-0001-8293-2730, РИНЦ Author ID – 725928

Urals Research Center for Radiation Medicine, Chelyabinsk, Russia; Chelyabinsk State University, Chelyabinsk, Russia

vita_pulhra@mail.ru

Geras’kin Stanislav A.

РИНЦ Author ID – 80102

Russian Institute of Radiology and Agroecology, Obninsk, Russia

stgeraskin@gmail.com

Pryakhin Evgeniy A.

Orcid ID – https://orcid.org/0000-0002-5990-9118, РИНЦ Author ID – 119237

Urals Research Center for Radiation Medicine, Chelyabinsk, Russia

pryakhin@yandex.ru

ARTICLE LINK:

Atamanyuk N.I., Geras’kin S.A., Pryakhin E.A. Effects of chronic radiation exposure on phytoplankton communities in special industrial reservoirs of Mayak PA.Voprosy sovremennoi algologii (Issues of modern algology). 2021. № 1 (25). С. 15–24. URL: http://algology.ru/1648

DOI – https://doi.org/10.33624/2311-0147-2021-1(25)-15-24

When reprinting a link to the site is required

Dear colleagues! If you want to receive the version of the article in PDF format, write to the editor,please and we send it to you with pleasure for free. 
Address - info@algology.ru

На ГЛАВНУЮ

Карта сайта

К разделу ОБЗОРЫ, СТАТЬИ И КРАТКИЕ СООБЩЕНИЯ

КОНТАКТЫ

Email: info@algology.ru

Изготовление интернет сайта
5Dmedia

ЛИЦЕНЗИЯ

Эл N ФС 77-22222 от 01 ноября 2005г.

ISSN 2311-0147